Umweltmedizinisch -humantoxikologische Bewertung

E.ON Kraftwerke GmbH 

Umweltmedizinisch - humantoxikologische Bewertung 

der Immissionssituation in der Umgebung des 

geplanten Kraftwerkblocks (Block 6) 

Kraftwerk Staudinger in Großkrotzenburg am Main 

Auftraggeber: E.ON Kraftwerke GmbH 

Ersteller: 

Tresckowstraße 5 

30457 Hannover 

G U K 

Gesellschaft für Umwelttoxikologie und Krankenhaushygiene mbH 

Am Feldkreuz 16 A 

35578 Wetzlar

Umweltmedizinisch-humantoxikologisches Gutachten 22.10.2008 

Inhaltsverzeichnis 

1 Einführung ..................................................................................................................... 4 

1.1 Aufgabenstellung ..................................................................................................................... 4 

2 Vorbelastung und Zusatzbelastung Luft ..................................................................... 5 

3 Beurteilungsgrundlagen ............................................................................................... 8 

3.1 Darstellung der Alternativen ................................................................................................... 8 

3.2 Prognose der gesundheitlichen Wirkungen ............................................................................ 8 

3.2.1 Auflistung der Schadstoffe der Vorbelastungsmessungen und Immissionsprognose .... 8 

3.3 Gesetzliche Grundlagen, Richtlinien und weitere Bewertungskriterien ............................... 10 

4 Bewertung der Immissionskonzentrationen ............................................................. 20 

4.1 Stäube und Anorganische Gase ............................................................................................. 20 

4.1.1 Stäube [Schwebstaub, PM10, PM2,5 und Staubniederschlag] ......................................... 21 

4.1.2 Stickstoffoxide (NOx) ..................................................................................................... 44 

4.1.3 Schwefeldioxid (SO2) ...................................................................................................... 54 

4.2 Metalle ................................................................................................................................... 64 

4.2.1 Antimon (Sb) .................................................................................................................. 65 

4.2.2 Arsen (As) ....................................................................................................................... 74 

4.2.3 Blei (Pb) .......................................................................................................................... 86 

4.2.4 Cadmium (Cd) ................................................................................................................ 96 

4.2.5 Chrom (Cr).................................................................................................................... 107 

4.2.6 Cobalt (Co) ................................................................................................................... 117 

4.2.7 Kupfer (Cu) ................................................................................................................... 125 

4.2.8 Mangan (Mn) ............................................................................................................... 134 

4.2.9 Nickel (Ni) ..................................................................................................................... 143 

4.2.10 Quecksilber (Hg) .......................................................................................................... 153 

4.2.11 Thallium (TI) ................................................................................................................. 160 

4.2.12 Vanadium (V) ............................................................................................................... 169 

4.2.13 Zinn (Sn) ....................................................................................................................... 177 


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GUK Gesellschaft für Umwelttoxikologie 

und Krankenhaushygiene mbH Wetzlar


4.3 Organische Verbindungen ................................................................................................... 186 

4.3.1 Polychlorierte Dibenzo-p-Dioxine und Furane (PCDD/PCDF) ...................................... 186 

4.3.2 Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK und BaP) .................................. 202 

4.4 Zusammenfassende Gefährdungsabschätzung für die Einzelsubstanzen ........................... 216 

5 Bewertung der zusätzlichen Immissionen durch den Lkw-Verkehr ...................... 225 

6 Zusammenfassende Bewertung............................................................................... 228 

7 Literatur .................................................................................................................... 232 






1 Einführung 

Die E.ON Kraftwerke GmbH plant, am Standort ihres bestehenden Kraftwerks Staudinger in 

Großkrotzenburg einen zusätzlichen Steinkohleblock (Block 6) mit der elektrischen Brutto- 

Leistung von 1.100 MW und einem Wirkungsgrad von 46 % zu errichten und zu betreiben. 

Es ist vorgesehen, die am Standort vorhandenen älteren Kohleblöcke 1 bis 3, die gerin- 

gere Wirkungsgrade von ca. 37 % aufweisen, außer Betrieb zu setzen. 

Für den geplanten Kraftwerkblock ist im Vorfeld des Anlagenzulassungsverfahrens nach 

§ 16 Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) gemäß einer Entscheidung der hessi- 

schen Landesregierung zunächst ein Raumordnungsverfahren durchzuführen. 

Das Vorhaben der E.ON Kraftwerke GmbH ist rechtlich als wesentliche Änderung der beste- 

henden gemeinsamen Anlage nach § 16 BImSchG zu sehen. 

Die Anlage wird entsprechend den rechtlichen Anforderungen, unter anderem dem Bundes- 

Immissionsschutzgesetz - BImSchG, der Verordnung über Großfeuerungs- und Gasturbi- 

nenanlagen - 13. BImSchV sowie der Technischen Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA 

Luft), errichtet und betrieben. 

Es soll eine umweltmedizinisch-humantoxikologische Bewertung erarbeitet werden, die die 

Immissionssituation nach der geplanten Errichtung des neuen Kraftwerkblocks (Block 6) be- 

trachtet. Es sollen die Schadstoffe bewertet werden, die in der Immissionsprognose darge- 

stellt und berechnet wurden, um insbesondere Aussagen der akuten und chronischen Aus- 

wirkungen durch die Schadstoffemissionen bzw. -immissionen abzuleiten. 

Es handelt sich im Besonderen um die Stoffe Gesamtstaub (PM10 und PM2,5), Schwefeldio- 

xid, Stickstoffoxide, Kohlenmonoxid, Quecksilber sowie um die Metalle, die in der 

13. BImSchV angegeben sind. 

1.1 Aufgabenstellung 

Am 01.07.2008 wurde die GUK Gesellschaft für Umwelttoxikologie und Krankenhaushygiene 

mbH, Wetzlar, in Zusammenarbeit mit Prof. Dr. med. Eikmann, Direktor des Instituts für Hy- 

giene und Umweltmedizin der Justus-Liebig-Universität Gießen, von der E.ON Kraftwerke 

GmbH mit der Erstellung einer umweltmedizinisch-humantoxikologischen Bewertung beauf- 

tragt. 

In der hier vorliegenden umweltmedizinisch-humantoxikologischen Bewertung wird die nach 

Errichtung und Inbetriebnahme zu erwartende zusätzliche Exposition der Bevölkerung im 

Bereich des neuen steinkohlebefeuerten Kraftwerkblocks (Block 6) unter Berücksichtigung 






der Immissionsvorbelastung quantifiziert dargestellt und einer fachlichen Beurteilung unter- 

zogen. 

Die folgenden drei Alternativen des Kraftwerksausbaus sollen untersucht werden: 

• Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock), 

• Alternative „GuD-Anlage“ (1.100 MW GuD-Kraftwerk als technische Alternative zum 

Steinkohle-KW am Standort Staudinger) und 

• Alternative „Nullvariante“ (Weiterbetrieb der Blöcke 1 – 3 am Standort Staudinger). 

Die vorliegende gutachterliche Bewertung ist ein Fachgutachten der Antragsunterlagen, die 

die E.ON Kraftwerke GmbH im Rahmen des Raumordungsverfahrens für das o.g. Vorhaben 

bereitstellt. 

2 Vorbelastung und Zusatzbelastung Luft 

Aus dem Gutachten über die Immissionsvorbelastung des TÜV Süd Industrie Service geht 

hervor, dass die Immissionsvorbelastungen an 10 verschiedenen Messpunkten gemessen 

wurden (TÜV Süd 2008). 

Es ist darauf hinzuweisen, dass in der gemessenen Immissionsvorbelastung die vom Kraft- 

werk Staudinger, Blöcke 1, 3, 4 und 5, emittierten Luftschadstoffe enthalten sind. Bei der 

Berechnung der Immissionszusatzbelastung wurden im Sinne eines konservativen Ansatzes 

die Emissionen des Gesamtkraftwerkes Staudinger in der jeweiligen Alternative betrachtet. 

Bei der Vorhabensalternative wurden der Betrieb der Blöcke 4, 5, 6 sowie die neuen Hilfs- 

kessel, bei der Alternative GuD-Anlage wurden die Blöcke 4, 5, 6 sowie die neuen Hilfskes- 

sel und bei der Nullvariante der Betrieb der Blöcke 1 bis 5 mit deutlich höherer Einsatzzeit 

als im gegenwärtigen Zustand betrachtet. 






Tabelle 2-1: Messpunkte und deren Charakteristik 

Messpunkt 

Nr. 

Ort Charakteristik 

1 Hanau Standort im Bereich der höchsten Zusatzbelastung bei 

2 Niederroden- 


bach 

3 Hörstein Hintergrundmessstelle 

gleichzeitiger Belastung durch weitere Quellen 

Standort im Bereich der höchsten Zusatzbelastung bei 

gleichzeitiger Belastung durch weitere Quellen 

4 Großauheim Ermittlung der Vorbelastung im Nahbereich zur Bewer- 

tung der Zusatzbelastung durch diffuse Quellen bei sen- 

sibler Nutzung 

5 Aussiedlerhof Ermittlung der Vorbelastung im Nahbereich (nächstgele- 

gener Beurteilungspunkt zum Bauvorhaben) 

6 Hainburg Standort in benachbartem Gemeindegebiet 

7 Großkrotzenburg Standort in benachbartem Gemeindegebiet 

8 Alzenau Standort in benachbartem Gemeindegebiet 

9 Kahl Standort in benachbartem Gemeindegebiet 

10 Obertshausen Standort in benachbartem Gemeindegebiet 

Der Übersichtsplan mit den Messstandorten ist dem Gutachten des TÜV Süd zu entnehmen. 

An den oben genannten Messstandorten sind vom TÜV Süd Immissionsvorbelastungsmes- 

sungen nach TA Luft im Rahmen des Genehmigungsverfahrens nach § 16 BImSchV in ei- 

nem Zeitraum von 12 Monaten durchgeführt worden. Die Messungen erfolgten von Mitte 

April 2007 bis Mitte April 2008. In der folgenden Tabelle sind die Messkomponenten an den 

verschiedenen Messstandorten dargestellt: 





Tabelle 2-2: Messkomponenten an den verschiedenen Messstandorten 

Parameter 

PM10 und Inhaltsstoffe: 

As, Cd, Cr, Co, Cu, Hg, 

Mn, Ni, Pb, Sb, Sn, Tl, V 

Staubniederschlag und 

Inhaltsstoffe: As, Cd, Cr, 

Co, Cu, Hg, Mn, Ni, Pb, 

Sb, Sn, Tl, V 

NO und NO2 kontinuierlich 

NO2 passiv 

Hg gasförmig 

Dioxine und dioxinähnliche 

Verbindungen 

Deposition Dioxine und 

dioxinähnliche Verbindungen 


MP1 MP2 MP3 MP4 MP5 MP6 MP7 MP8 MP9 MP10 

x x x x x x x x x 

x x x x x x x x x x 

x x x 

x x x x x x x 

x x x 

x x x 

x x x 

In der Immissionsprognose der Firma Argumet sind die maximalen zusätzlichen Immissions- 

belastungen freigesetzt durch den Betrieb des gesamten Kraftwerks Staudinger mit einem 

angewandten Simulationsmodell zur Ausbreitungsrechnung (Modell Austal2000) im Ver- 

gleich der verschiedenen Alternativen (Vorhaben, Alternative GuD-Anlage und Nullvariante) 

flächendeckend berechnet (Argumet 2008). 

Auf Basis dieser Daten lässt sich die Gesamtbelastung an allen Messpunkten berechnen. In 

der vorliegenden umweltmedizinisch-humantoxikologischen Bewertung werden diese Daten 

zugrunde gelegt und anhand der einschlägigen Kriterien beurteilt. 





3 Beurteilungsgrundlagen 

3.1 Darstellung der Alternativen 

Voraussetzung für eine Prognose gesundheitlicher Auswirkungen durch die drei Alternativen 


• Alternative „GuD-Anlage“, 

• Alternative „Nullvariante“. 

ist die Identifizierung und Festlegung der aktuellen gesundheitsrelevanten Immissionen so- 

wie der Zusatzbelastungen durch das beantragte Kraftwerk in dem Beurteilungsgebiet. 

Die Beurteilungsgrundlagen für die umweltmedizinisch-humantoxikologische Bewertung er- 

geben sich aus den Emissionsdaten der am Standort bestehenden Kraftwerksblöcke 1, 2, 3, 

4 und 5 sowie des geplanten Steinkohleblocks 6 (Vorhaben), der Alternative „GuD-Anlage“- 

bzw. der Alternative „Nullvariante“, den Immissionsdaten, die vom TÜV Süd gemessen wur- 

den, sowie der von Argumet berechneten Immissionsprognose. 

3.2 Prognose der gesundheitlichen Wirkungen 

Als erster Schritt im Rahmen der „Prognose der gesundheitlichen Wirkungen" wird ein Über- 

blick über das Vorkommen der Substanzen bzw. Substanzgruppen in den verschiedenen 

Umweltmedien gegeben, danach die charakteristischen toxischen Eigenschaften dargestellt 

und die erforderliche Toxizitätsanalyse vorgenommen. Zum Schluss erfolgt dann die Einstu- 

fung der Vor- und Zusatzbelastung (Gesamtbelastung) hinsichtlich ihres gesundheitsgefähr- 

denden Potentials durch die Verknüpfung der Expositions- und Toxizitätsanalyse als soge- 

nannte Risikobetrachtung bzw. Risikoanalyse. 

3.2.1 Auflistung der Schadstoffe der Vorbelastungsmessungen und 

Immissionsprognose 

Stoffe, für die in Nr. 4.2, 4.3, 4.4 und 4.5 der TA Luft vom 24.Juli 2002 Immissionswerte ge- 

nannt bzw. in der 13. BImSchV (20.Juli 2004) Emissionsgrenzwerte festgelegt sind: 






Immissionswerte nach TA Luft 

Schutz der menschlichen Gesundheit 

Immissionswerte 

• Stickstoffdioxid (NO2) 

• Schwefeldioxid (SO2) 

• Schwebstaub (PM10) 

Schutz vor erheblichen Belästigungen oder erheblichen Nachteilen 

durch Staubniederschlag der menschlichen Gesundheit 

Immissionswert für Staubniederschlag 

• Staubniederschlag (nicht gefährdender Staub) (StN) 

Schutz vor erheblichen Nachteilen, insbesondere der Vegetation und von 

Ökosystemen 

Immissionswerte für Schwefeldioxid und Stickstoffoxide 

• Schwefeldioxid (SO2) 

• Stickstoffoxide angegeben als Stickstoffdioxid (NO2) 

Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen durch Schadstoffdepositionen 

Immissionswerte für Schadstoffdepositionen 

• Arsen (As) 

• Blei (Pb) 

• Cadmium (Cd) 

• Nickel (Ni) 

• Quecksilber (Hg) 

• Thallium (Tl) 

Emissionswerte nach 13. BImSchV 

Metalle, für die in § 3 der 13. BImSchV ein Summenwert als Emissionsgrenzwert 

genannt ist (Anmerkung: Nach § 3 Absatz 2 der 13. BImSchV gelten diese 

Emissionsgrenzwerte nicht für den Einsatz von Kohle) 

• Antimon (Sb) 

• Arsen (As) 

• Blei (Pb) 

• Cadmium (Cd) 

• Chrom (Cr) 

• Cobalt (Co) 






• Kupfer (Cu) 

• Mangan (Mn) 

• Nickel (Ni) 

• Thallium (Tl) 

• Vanadium (V) 

• Zinn (Sn) 

Sonstige Stoffe bzw. Stoffgruppen 

• Polychlorierte Dibenzodioxine/Furane (Dioxine&Furane, PCDD/PCDF) 

• Benzo(a)pyren (BaP) 

Insgesamt sind die hier aufgeführten Substanzen aus Sicht des Gutachters als voll ausrei- 

chend für die vorliegende Gefährdungsabschätzung einzustufen. 

3.3 Gesetzliche Grundlagen, Richtlinien und weitere Bewertungskriterien 

Für die Gefährdungsabschätzung werden die Grenzwerte der EG-Richtlinien, die Immissi- 

onswerte der Technischen Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA Luft), die Immissionswerte 

der 22. BImSchV, die AGW-Werte (früher Maximale Arbeitsplatzkonzentrationen der Deut- 

schen Forschungsgemeinschaft, MAK-Werte der DFG), die Maximalen Immissionskonzen- 

trationen (MIK-Werte) der Kommission zur Reinhaltung der Luft (KRdL) im VDI und DIN, die 

Richtwerte der World Health Organization (WHO), sowie die Orientierungswerte für krebser- 

zeugende (cancerogene) Luftschadstoffe des Länderausschusses für Immissionsschutz 

(LAI) herangezogen. Es erfolgt eine Auseinandersetzung mit den von Kühling & Peters 

(1994) vorgeschlagenen Vorsorgewerten sowie auch im Einzelfall mit Daten zum Human- 

Biomonitoring. Weiterhin werden die TRD-Werte (Tolerierbare Resorbierte Dosis) (Kalberlah 

et al. 1999) zur Bewertung herangezogen. 

EU-Rahmenrichtlinie 

Mit der Verabschiedung der Luftqualitäts-Rahmenrichtlinie (Richtlinie 96/62/EG des Rates 

vom 27. September 1996 über die Beurteilung und die Kontrolle der Luftqualität, Luftquali- 

täts-Rahmenrichtlinie, ABl. EG L 296 S. 55) hat die Europäische Gemeinschaft den Rahmen 

für die künftige Rechtsentwicklung im Bereich der Luftqualität geschaffen. Die Ziele und 

Prinzipien werden in sogenannten Tochterrichtlinien konkretisiert. Durch diese Tochter- 

richtlinien wurden europaweit neue Immissionswerte zum Schutz der menschlichen Gesund- 

heit und der Umwelt eingeführt, die deutlich anspruchsvoller sind als die bis dahin in 

Deutschland gültigen Werte für dieselben Stoffe. 






1. Tochterrichtlinie 

Als sog. 1. Tochterrichtlinie ist am 19. Juli 1999 die Richtlinie 1999/30/EG des Rates vom 

22.04.1999 über Grenzwerte für Schwefeldioxid, Stickstoffdioxid und Stickstoffoxide, Partikel 

und Blei in der Luft, die im Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften L 163/41 vom 29. 

Juni 1999 veröffentlicht worden war, in Kraft getreten. Diese Richtlinie ist der erste Teil eines 

integrierten Maßnahmenpakets der Europäischen Gemeinschaft zur Luftreinhaltung. 

2. und 3. Tochterrichtlinie 

Auch die 2. Tochterrichtlinie 2000/69/EG des Rates vom 16. November 2000 über Grenz- 

werte für Benzol und Kohlenmonoxid in der Luft sowie die 3. Tochterrichtlinie 2002/3/EG 

vom 12. Februar 2002, in der die Luftqualitätsziele für Ozon festgelegt sind, sind bereits in 

Kraft. 

Die Bundesregierung hat am 12.12.2001 beschlossen, die beiden ersten Luftqualitäts- 

Rahmenrichtlinien in nationales Recht umzusetzen. Dabei handelt es sich um das Gesetz 

zur Änderung des Bundes-Immissionsschutzgesetzes, die Novelle der Verordnung über Im- 

missionswerte (22. BImSchV), die neue Verwaltungsvorschrift zur Kraftstoffqualitäts- 

Verordnung sowie die Neufassung der Technischen Anleitung zur Reinhaltung der Luft (TA- 

Luft). Gemäß den Regelungen der Tochterrichtlinien lösen damit neue Grenzwerte die bisher 

geltenden Immissionswerte ab. Bei den Partikeln ersetzen neue Grenzwerte für Feinstaub 

(PM10) die bestehenden Immissionswerte für Schwebstaub. Die neuen Immissionsgrenzwer- 

te sind deutlich strenger als die bisherigen und müssen ab dem Jahr 2005 bzw. 2010 einge- 

halten werden. 

Die 3. Tochterrichtlinie sowie die EU-Richtlinie 2001/81/EG über die nationalen Emissions- 

höchstmengen für bestimmte Luftschadstoffe wurden mit der 33. BImSchV vom 13. Juli 2004 

in nationales Recht umgesetzt. 

4. Tochterrichtlinie 

In der 4. Tochterrichtlinie (2004/107/EG) hat die EU zur Konkretisierung der EG-Richtlinie 

über die Beurteilung der Luftqualität (Rahmenrichtlinie 96/62/EG) Vorschriften für die Metalle 

Arsen, Cadmium, Quecksilber, Nickel sowie für polyzyklische aromatische Kohlenwassers- 

toffe (PAK) erlassen. Es wurden Zielwerte an Stelle von verbindlichen Grenzwerten aufge- 

führt. 

Der Zielwert der 4. Tochterrichtlinie zur Luftqualitätsrahmenrichtlinie der EU wird wie folgt 

definiert: „Zielwert ist die nach Möglichkeit in einem bestimmten Zeitraum zu erreichende 

Immissionskonzentration, die mit dem Ziel festgelegt wird, die schädlichen Einflüsse auf die 

menschliche Gesundheit und die Umwelt insgesamt zu vermeiden, zu verhindern oder zu 

verringern“. 






Für betroffene Betriebsanlagen sind vor allem die Bestimmungen in Artikel 3 von Bedeutung: 

Die Mitgliedstaaten dürfen danach zur Erreichung der Zielwerte nur solche Maßnahmen vor- 

schreiben, die erforderlich und verhältnismäßig (im Sinne eines Kosten/Nutzenprinzips) sind. 

Besonders relevant ist, dass Anlagen, die den besten verfügbaren Techniken ("BAT" oder 

"BVT= Beste verfügbare Technik", gem. Definition der RL 96/61/EG der sogenannten IVU- 

Richtlinie bzw. IPPC-Richtlinie (IPPC=Integrated Pollution, Praevention and Control) ent- 

sprechen, nicht weiter zu Sanierungsmaßnahmen aus dieser Richtlinie herangezogen wer- 

den dürfen. 

Die Richtlinie, die seit Anfang des Jahres 2005 in Kraft ist, enthält Zielwerte für den Jahres- 

durchschnitt der Luftbelastung durch Arsen, Cadmium, Quecksilber, Nickel und Ben- 

zo(a)pyren, die ab 31.12.2012 nicht mehr überschritten werden dürfen. Sie sind mit der Neu- 

fassung der 22. BImSchV vom 04.06.2007 in nationales Recht umgesetzt worden (s.u.). Da- 

bei wurden die Substanzen als Bestandteile des Feinstaubs (PM10) berücksichtigt. 

Für Quecksilber ist in dieser Richtlinie kein Zielwert, sondern lediglich ein Monitoring vorge- 

sehen (allerdings ist für Quecksilber von der Kommission zwischenzeitlich eine umfassende 

Strategie mit Maßnahmen zum Schutz der menschlichen Gesundheit und der Umwelt in Ar- 

beit). Die Mitgliedstaaten müssen die Öffentlichkeit in geeigneter Weise über die Ergebnisse 

dieser Messungen informieren. In der Neufassung der 22. BImSchV ist für Quecksilber kein 

Wert festgelegt worden. 

TA Luft 

Die TA Luft, die erste allgemeine Verwaltungsvorschrift zum Bundes-Immissionsschutz- 

gesetz (BImSchG), die seit dem 1. Oktober 2002 in Kraft ist, löst die aus dem Jahre 1986 

stammende TA Luft ab. Sie dient dem Schutz der Allgemeinheit und der Nachbarschaft vor 

schädlichen Umwelteinwirkungen durch Luftverunreinigungen sowie der Vorsorge gegen 

schädliche Umwelteinwirkungen durch Luftverunreinigungen, um ein hohes Schutzniveau für 

die Umwelt insgesamt zu erreichen. Die TA Luft von 2002 enthält Anforderungen zum Schutz 

vor und zur Vorsorge gegen schädliche Umwelteinwirkungen durch Luftverunreinigungen, 

ausgenommen zum Schutz gegen Gerüche. Das Konzept der Immissionswerte zur Beurtei- 

lung schädlicher Umwelteinwirkungen wird beibehalten. 

In der „neuen“ TA Luft wurde der Zahlenwert für die irrelevante Zusatzbelastung von einem 

Prozent auf drei Prozent angehoben. Diese Erhöhung ist deshalb zulässig, weil die Immissi- 

onswerte deutlich verschärft wurden und durch den Übergang von der grundsätzlich flächen- 

bezogenen Beurteilung der Schadstoffbelastung (TA Luft 1986) auf die punktbezogene Beur- 

teilung der Schadstoffbelastung an dem Ort der mutmaßlich höchsten relevanten Belastung 

(TA Luft 2002) eine Erhöhung bis zum dreifachen verbunden sein kann. Konkrete Belege für 

diese Annahme werden in der Begründung zur TA Luft nicht gegeben. Anhand von Berech- 

nungen lässt sich nachweisen, dass die neue TA Luft mit der angehobenen Irrelevanz- 

schwelle zu wesentlich höheren Emissionsmassenströmen führen kann. 






Die gesundheitsrelevanten Immissionswerte in der EG-Rahmenrichtlinie sind unverändert in 

die „neue“ TA Luft übernommen worden. Stoffe mit einem besonderen Gefährdungspotenzial 

für Mensch und Umwelt werden schärfer begrenzt als weniger „gefährliche“ Stoffe. Die 

schärfsten Anforderungen gelten für Dioxine und Furane gefolgt von krebserzeugenden, 

erbgutverändernden und reproduktionstoxischen Stoffen sowie den staubförmigen anorgani- 

schen Stoffen (insbesondere toxische Schwermetalle). Innerhalb von Stoffkategorien sind die 

Stoffe jeweils unter Beachtung des Wirkungspotenzials der Stoffe in Klassen eingeteilt, de- 

nen unter Berücksichtigung von Emissionsminderungsmaßnahmen nach dem Stand der 

Technik Emissionswerte zugeordnet sind. Darüber hinaus gilt für die besonders gefährlichen 

Stoffe das Emissionsminimierungsgebot. 

22. BImSchV 

Wie oben gesagt, bilden die Luftqualitäts-Rahmenrichtlinie (Richtlinie 96/62/EG von 1996) 

und deren Tochterrichtlinien die Grundlage der neuen europäischen Luftreinhaltestrategie. In 

den schadstoffspezifischen Tochterrichtlinien sind Durchführungsbestimmungen und Grenz- 

werte bzw. Zielwerte für die einheitliche Erfassung, Beurteilung und Kontrolle der Luftqualität 

festgelegt. 

Dieses Regelwerk wurde durch die Novellierung der 22. BImSchV (Verordnung über Immis- 

sionswerte für Schadstoffe in der Luft vom 11. September 2002) in nationales Recht umge- 

setzt. Es werden Immissionsgrenzwerte und Toleranzmargen für Schwefeldioxid, Stickstoff- 

dioxid, Partikel und Blei sowie Benzol und Kohlenmonoxid in der Luft festgelegt. Um die Aus- 

lösung bestimmter Maßnahmen in dem Zeitraum bis zur vorgeschriebenen Erreichung des 

verbindlichen Grenzwertes zu ermöglichen, sieht die 22. BImSchV sogenannte "Toleranz- 

margen" für die einzelnen Schadstoffe vor. Diese geben einen Prozentsatz des jeweiligen 

Grenzwertes an, um den dieser innerhalb festgesetzter Fristen überschritten werden darf, 

ohne die Erstellung von Luftreinhalteplänen zu bedingen. Die Toleranzmarge gilt ab Inkraft- 

treten der Richtlinie und wird jährlich linear um einen definierten Prozentsatz reduziert. Zum 

Zeitpunkt, ab dem der jeweilige Grenzwert einzuhalten ist, entfällt die Toleranzmarge. 

Seit dem 03. April 2006 liegt die Erste Verordnung zur Änderung der 22. BImSchV (Neufas- 

sung vom 04.06.2007) vor, die der Umsetzung der 4.Tochterrichtlinie (Richtlinie 

2004/107/EG) vom 14.12.2004 dient. Sie sieht u.a. Zielwerte für Arsen, Cadmium, Nickel 

und Benzo(a)pyren in der PM10-Fraktion vor. Die Werte der 22. BImSchV sind nicht vorha- 

bensbezogen sicherzustellen. 

AGW-Werte (MAK-Werte) 

Fast ein Jahr nach Inkrafttreten der novellierten Gefahrstoffverordnung (GefahrStoffV) am 

01.01.2005 hat der Ausschuss für Gefahrstoffe (AGS) in seiner Sitzung vom 30.11.2005 eine 

neue Technische Regel für Gefahrstoffe (TRGS) 900 „Arbeitsplatzgrenzwerte“ (AGW) mit 

umfangreichen Änderungen beschlossen. Die Technischen Regeln für Gefahrstoffe (TRGS) 






geben den Stand der Technik, Arbeitsmedizin und Arbeitshygiene sowie sonstige gesicherte 

wissenschaftliche Erkenntnisse für Tätigkeiten mit Gefahrstoffen, einschließlich deren Einstu- 

fung und Kennzeichnung, wieder. Sie werden vom Ausschuss für Gefahrstoffe (AGS) auf- 

gestellt und von ihm der Entwicklung entsprechend angepasst. Die TRGS werden vom Bun- 

desminister für Arbeit und Soziales (BMAS) im Bundesarbeitsblatt (BArbBl) bekannt gege- 

ben. 

Der Arbeitsplatzgrenzwert (AGW-Wert) ist der Grenzwert für die zeitlich gewichtete durch- 

schnittliche Konzentration eines Stoffes in der Luft am Arbeitsplatz in Bezug auf einen gege- 

benen Referenzzeitraum. Er gibt an, bei welcher Konzentration eines Stoffes akute oder 

chronische schädliche Auswirkungen auf die Gesundheit im Allgemeinen nicht zu erwarten 

sind (§ 3 Abs. 6 GefStoffV). 

Die AGW entsprechen im Wesentlichen den MAK-Werten. Bis die AGW in die Technischen 

Regeln eingearbeitet sind, können die bisherigen MAK-Werte für die Beurteilung der Gefähr- 

dung am Arbeitsplatz weiterhin herangezogen werden, daher werden im Folgenden die 

MAK-Werte angegeben. 

Die Senatskommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen 

Forschungsgemeinschaft (MAK-Kommission) hat kürzlich die Mitteilung 44 mit der neuen 

MAK- und BAT-Werte-Liste 2008 vorgelegt. Gegenüber dem Stand 2007 ergeben sich – wie 

in jedem Jahr – eine Reihe von Änderungen bzw. Neuaufnahmen (DFG 2008). 

Der MAK-Wert (maximale Arbeitsplatz-Konzentration) ist die höchstzulässige Konzentration 

eines Arbeitsstoffes als Gas, Dampf- oder Schwebstoff in der Luft am Arbeitsplatz, die nach 

dem gegenwärtigen Stand der Kenntnis auch bei wiederholter und langfristiger, in der Regel 

täglich achtstündiger Exposition, jedoch bei Einhaltung einer durchschnittlichen Wochenar- 

beitszeit von 40 Stunden im allgemeinen die Gesundheit der Beschäftigten nicht beeinträch- 

tigt und diese nicht unangemessen belästigt. Darüber hinaus werden die Arbeitsstoffe in der 

MAK-Werte-Liste entsprechend ihrer krebserzeugenden, keimzellmutagenen, fortpflan- 

zungsgefährdenden, sensibilisierenden und hautresorptiven Wirkung klassifiziert. 

Die MAK-Werte dienen dem Schutz der Gesundheit am Arbeitsplatz. Sie geben für die Beur- 

teilung der Bedenklichkeit oder Unbedenklichkeit der am Arbeitsplatz vorhandenen Konzent- 

rationen eine Urteilsgrundlage ab. Der MAK-Wert ist nicht geeignet, mögliche Gesundheits- 

gefährdung durch langdauernde Einwirkung von Verunreinigungen der freien Atmosphäre, 

z.B. in der Nachbarschaft von Industrieunternehmen, anhand konstanter Umrechnungsfakto- 

ren abzuleiten. Auf der Grundlage fortgeschrittener Erkenntnisse zu Wirkungsmechanismen 

und Wirkungsstärke krebserzeugender Substanzen wird seit 1998 ein erweitertes Schema 

zur Einstufung dieser Substanzen eingeführt. Es werden Krebs-Kategorien von 1 bis 5 einge- 

führt (DFG 2008): 






Mit Inkrafttreten der Novelle der GefahrStoffV vom 01.01.2005 sind die Technischen Richt- 

konzentrationen (TRK) entfallen. Diese vor allem für krebserzeugende Stoffe festgesetzten 

TRK-Werte orientierten sich an den technischen Möglichkeiten der Ergreifung von Schutz- 

maßnahmen. 

Luftqualitätsleitwerte 

Die Luftqualitätsleitwerte (Air Quality Guidelines) der WHO (World Health Organization) 

wurden 1987 vom europäischen Regionalbüro der WHO erstmals veröffentlicht. Diese Werte 

sollen auf der Basis des WHO-Konzeptes für Gesundheitsschutz den Regierungen der Regi- 

on toxikologische Hintergrundinformationen als Basis für gesetzliche Regelungen zur Verfü- 

gung stellen. Die Luftqualitätsleitwerte repräsentieren den Stand der wissenschaftlichen Er- 

kenntnisse; bei Unterschreitung der angegebenen Schadstoffkonzentrationen in der Atemluft 

und der zugrunde gelegten Expositionszeiten ist das Auftreten von gesundheitsschädlichen 

Wirkungen bei der Bevölkerung nicht zu erwarten. Allerdings sind Risikogruppen durch die 

Richtwerte nicht unbedingt geschützt; Kombinationseffekte mehrerer Schadstoffe und ver- 

schiedener Aufnahmepfade für denselben Schadstoff sind bei der Ableitung der Werte nicht 

berücksichtigt. Für cancerogene Luftschadstoffe wird das „unit risk“ angegeben; die Festle- 

gung eines akzeptablen Risikos wird aber den nationalen Regierungen überlassen (Kappos 

1995). 

In den Jahren 1994 und 1995 wurden „Updates and Revisions of the Air Quality Guidelines 

for Europe“ (WHO 1994 und 1995) für verschiedene Luftschadstoffe erarbeitet. Für einen 

großen Teil der beschriebenen Substanzen wurden die Luftqualitätsleitwerte beibehalten, für 

einige Schadstoffe sind sie jedoch verschärft worden. Für Schwebstaub wurden keine Werte 

mehr genannt. Auch in der zweiten Ausgabe der „Updates and Revisions of the Air Quality 

Guidelines for Europe“ (WHO 1997) bzw. in der Second Edition der Air Quality Guidelines for 

Europe“ (WHO 2000) wurde der größte Teil der Luftqualitätsleitwerte beibehalten. Für die 

Umweltschadstoffe Dioxine/Furane sowie PCB (Polychlorierte Biphenyle) wurden jedoch 

keine Leitwerte mehr festgelegt. Für einige cancerogene Substanzen wurden veränderte 

bzw. neue „unit risks“ angegeben. 

Im Oktober 2006 wurde von der WHO die „Summary of risk assessment“ veröffentlicht (WHO 

Air Quality Guidelines for particulate matter, ozone, nitrogen dioxide and sulfur dioxide, Glo- 

bal update 2005). Bisher ist nur die Kurzfassung dieses Berichtes erschienen, in der getrenn- 

te Leitwerte für PM2,5 und PM10 vorgeschlagen werden (WHO 2006, WHO 2008). 

Beurteilungsmaßstäbe, Ziel- und Orientierungswerte des LAI 

Im Jahr 2004 hat der Länderausschuss für Immissionsschutz (LAI) eine Neubewertung 

cancerogener Luftschadstoffe vorgenommen und beschlossen, dass die Empfehlungen 

des Berichtes „Bewertung von Schadstoffen, für die keine Immissionswerte festgelegt sind“ 

des Unterausschusses Wirkungsfragen mit seinen Vorschlägen für Beurteilungs- und Ziel- 






werte bei Bewertungen zugrunde gelegt werden. Es wurden „Orientierungswerte für die 

Sonderfallprüfung und für die Anlagenüberwachung sowie Zielwerte für die langfristige Luft- 

reinhalteplanung unter besonderer Berücksichtigung der Beurteilung krebserzeugender Luft- 

schadstoffe“ vorgelegt. Weiterhin wurde beschlossen, dass damit die bisherigen Beurtei- 

lungsmaßstäbe („Beurteilungsmaßstäbe zur Begrenzung des Krebsrisikos durch Luftverun- 

reinigungen“, LAI 1992) bzw. Orientierungswerte ihre Gültigkeit verlieren. Das bedeutet, dass 

das neue Modell die bisherige Beurteilungssystematik, die der LAI seinerzeit in den früheren 

Veröffentlichungen präzisiert hat, ersetzt (LAI 2004). 

Nach Angaben des LAI lässt sich die Beurteilung cancerogener Luftschadstoffe durch das 

Minimierungsgebot leiten. Orientierungswerte stellen daher keine statischen Grenzwerte dar, 

sondern müssen von Zeit zu Zeit einer Überprüfung unterzogen werden, die die mit neueren 

fachwissenschaftlichen Erkenntnissen und der technischen Machbarkeit verbundenen 

Reichweite des Minimierungsgebotes für den jeweiligen cancerogenen Stoff im konkreten 

Fall neu beurteilt. Mittelfristig sind daher über die mit den neuen Orientierungswerten ver- 

bundenen hinzunehmenden Risiken hinaus weitere Reduzierungen erforderlich (LAI 

2004). 

Obwohl die Beurteilungsmaßstäbe von 1992 außer Kraft gesetzt wurden, werden im vorlie- 

genden Gutachten aufgrund der Vergleichbarkeit und bisherigen guten Erfahrungen als Be- 

urteilungsgrundlage die „alten“ Beurteilungsmaßstäbe des LAI den „neuen“ Werten gegen- 

übergestellt. 

Das unit risk gilt als relatives Maß für die Cancerogenität einer Substanz; es gibt an, wel- 

ches Krebsrisiko durch lebenslange (70 Jahre) Exposition z.B. gegenüber 1 µg eines cance- 

rogenen Luftschadstoffes pro 1 m³ Atemluft entsteht. Hierbei wird in der Regel der „upper- 

bound risk value“ angegeben, d.h., das tatsächliche Risiko liegt mit einer Wahrscheinlichkeit 

von 95 % unterhalb des angegebenen unit risks. 

Für die Beurteilung wird weiterhin die „virtually safe dose“ (VSD) herangezogen. Sie stellt 

gemäß ihrer toxikologischen Definition die täglich lebenslang zugeführte Dosis (für cancero- 

gene Substanzen) dar, die über das Hintergrundrisiko hinaus zu einem theoretischen Extra- 

Risiko in akzeptierbarer Höhe führt (Klaasen & Eaton 1991). Die Überschreitung der VSD ist 

(nach Auffassung der US-EPA) nicht unmittelbar mit Handlungskonsequenzen verbunden; 

sie liegt für jede einzelne Substanz bei 1 x 10 -6 . 

In Deutschland gibt es keine (von entsprechenden Fachgremien festgelegte) konstante und 

von konkreten Entscheidungszusammenhängen losgelöste Grenze für die „Akzeptabilität“ 

oder „Zumutbarkeit“ von Risiken. Von den Gesundheitsressorts der Länder wird es jedoch im 

Einzelfall für sinnvoll gehalten, z.B. Krebsrisiken möglichst quantitativ anzugeben und da- 

nach Prioritäten für weitere Maßnahmen unter Abwägung der jeweils vorhandenen Rahmen- 

bedingungen zu setzen (vgl. Beschluss der GMK v. 17./18.11.1994). 






Luftqualitätsstandards nach Kühling & Peters 

Kühling & Peters (1994) haben Vorsorgewerte (Luftqualitätsstandards zur Umweltvorsor- 

ge) für verschiedene umweltrelevante Substanzen empfohlen, wobei sie bei den einzelnen 

Substanzen zwischen toxischen und cancerogenen Wirkungen unterscheiden. Bei der Fest- 

legung der Luftqualitätsstandards für Substanzen mit toxischer Wirkung wurde von den je- 

weils in der Literatur verwendeten Sicherheitsfaktoren ausgegangen, wobei die Ableitungen 

der Zielniveaus von Calabrese & Kenyon (1991) in der Regel angewendet wurden. Wenn 

nicht genügend Hinweise über toxikologische Begründungen vorlagen, wurden von den Au- 

toren verschiedene eigene Zusatzfaktoren herangezogen. 

Aufgrund der in einigen Fällen sehr unterschiedlichen Datenlage und Wertableitung ver- 

schiedener Autoren werden für die einzelnen Substanzen verschiedene Vorsorgeniveaus 

angegeben. Begriffliche Grundlage für die vorgeschlagenen Werte ist zunächst ein „Zielni- 

veau“ zur Vorsorge vor toxischen Wirkungen. Wenn möglicherweise mit dem angegebenen 

Wert nur eine unzureichende Vorsorge verwirklicht werden kann, wird der vorgeschlagene 

Wert mit dem Begriff „Mindestniveau“ belegt. Bei mangelnder Datenlage oder unzureichen- 

den Kenntnissen über Wirkungen wird der Begriff „Anhaltswert“ verwendet. 

Für die krebserzeugenden Luftschadstoffe, für die im Gegensatz zu den nicht-gentoxisch 

wirkenden Substanzen eine Wirkungsschwelle nicht angegeben werden kann, werden nach 

Kühling & Peters sogenannte Beurteilungsniveaus festgelegt; das zu tolerierende Risiko, die 

Bagatellschwelle bzw. VSD (virtually safe dose = nahezu sichere Dosis) befindet sich dabei 

auf dem Niveau von 10 -6 . Die so errechneten Vorsorgewerte liegen in der Regel in einem 

sehr niedrigen Konzentrationsbereich, oft deutlich unterhalb der normalen Hintergrundwerte 

für ländliche Areale und sind daher im Allgemeinen eher als Zielkonzentrationen für weitere 

Immissions-Minderungsmaßnahmen einzustufen. Ein up-date der Werte wurde trotz des frü- 

hen Erscheinungsdatums von 1994 nicht vorgenommen. 

Kombinationswirkungen 

Kombinationswirkungen sind immer dann anzunehmen, wenn mehrere gleichzeitig vor- 

kommende Substanzen vergleichbare Wirkmechanismen aufweisen und auf bestimmte Or- 

gane oder biochemische Funktionen des Organismus einwirken. Das Vorkommen einer 

Kombinationswirkung kann zu unterschiedlichen Effekten führen (Schneider et al. 2004): 

• Interaktionen auf der toxikokinetischen Ebene: Verstärkung oder Hemmung von Auf- 

nahme, Metabolismus und/oder Ausscheidung mit der Konsequenz einer veränderten 

Zielgewebskonzentration. 

• Wirkungsbeeinflussung durch unterschiedliche Mechanismen, z.B. durch Depletion 

(Minderung) von Reservekapazitäten durch Stoff 1, die zur Neutralisierung negativer 

Effekte durch Stoff 2 notwendig sind. 

• Wirkungsbeeinflussung bei gleichartigen Mechanismen oder Zielgewebstoxizitäten. 






Eine einfache Einteilung erfolgt in der folgenden Tabelle: 

Tabelle 3.2-1: Begrifflichkeit bei Kombinationswirkungen (Schneider et al. 2004; WHO 2000) 

Begriff Definition 

Additivität Der kombinierte Effekt ist gleich der Summe der Effekte; zu 


erwarten bei gleichem Rezeptor. 

Überadditivität (Synergismus) Der kombinierte Effekt ist größer als die Summe der Effekte der 

Einzelstoffe. 

Wirkung bei verschiedenen Mechanismen und gleicher Wir- 

kung; selten. 

Unteradditivität (Antagonismus) Der kombinierte Effekt ist kleiner als die Summe der Effekte der 

Einzelstoffe. 

Mögliche Wechselwirkungen auf Basis unterschiedlicher Mechanismen sind vielfältig und 

ohne experimentelle Untersuchungen kaum vorhersagbar. Konkrete Ansätze zur Berücksich- 

tigung von Kombinationswirkungen im Rahmen der Risikoabschätzung beschränken sich 

derzeit auf die Betrachtung von Stoffen mit gleichartigem Wirkmechanismus. Für Dioxi- 

ne&Furane wurden im Rahmen der EU-Verordnung (EG) Nr. 2375/2001 Höchstgehalte be- 

schlossen, die die additive Wirkung dieser Stoffe durch so genannte Äquivalenzfaktoren be- 

rücksichtigen. Vorschläge für eine „kumulative Risikoabschätzung“ existieren auch für ande- 

re Stoffe (Schneider et al. 2004). 

Nach Neubert (2004) ist jedoch die Datenbasis auf dem Gebiet der Kanzerogenese und 

möglicher Immuntoxizität im Fall der Dioxine&Furane nicht ausreichend, das Problem der 

Speziesunterschiede ist weitgehend ungeklärt. Wirkungen verschiedener Substanzen am 

gleichen Rezeptor entfalten nur im niedrigen Dosisbereich additive Wirkungen, in höheren 

Dosen kommt es zu antagonistischen Wirkungen. Das TE-Konzept überschätzt dann die 

wirksame Potenz der Mischung. 

Daher beschränken sich die Ansätze zur Berücksichtigung von Kombinationswirkungen auf 

additive Effekte bei kumulativ wirkenden Stoffgemischen. Weitergehende systematische An- 

sätze, die auch überadditive Wirkungen einschließen, sind mittelfristig nicht erkennbar. Die 

Gefahr derartiger Wirkungen innerhalb der duldbaren Aufnahmemengen der Einzelstoffe 

wird allerdings als nicht groß eingeschätzt (Schneider et al. 2004). 

TRD-Werte 

Das BMU (Bundesministerium für Umwelt) beauftragte das Forschungs- und Beratungsinsti- 

tut Gefahrstoffe (FoBiG) mit der Zusammenstellung von Basisdaten zur Toxikologie der alt- 

lastenrelevanten Stoffe und mit der Ausarbeitung von Vorschlägen für tolerable Körperdo- 

sen, die zur Gefahrenbeurteilung bei der Altlastenbewertung herangezogen werden können. 

Inzwischen wurden sogenannte TRD-Werte (Tolerierbare Resorbierte Dosis) für eine Viel- 





zahl von altlastrelevanten Stoffen berechnet. TRD-Werte sind täglich resorbierte Körperdo- 

sen eines Gefahrstoffes, bei denen mit hinreichender Wahrscheinlichkeit bei Einzelstoffbe- 

trachtung nach dem gegenwärtigen Stand der Kenntnis keine nachteiligen Effekte auf die 

menschliche Gesundheit erwartet werden bzw. bei denen nur ein geringes Risiko für Erkran- 

kungen angenommen wird. Der TRD-Wert bezeichnet dabei die pfadspezifische resorbierte 

Körperdosis, also die täglich ausschließlich über den betrachteten Pfad resultierende innere 

Belastung, die gerade noch zu tolerieren ist. Bei Auslastung des pfadspezifischen TRD- 

Wertes wird unterstellt, dass keine zusätzliche Belastung durch andere Aufnahmepfade er- 

folgt. TRD-Werte werden für den inhalativen und den oralen Pfad, in seltenen Fällen auch für 

dermale Gefahrstoffaufnahme ermittelt (FoBiG 1996, Kalberlah et al. 1999). 






4 Bewertung der Immissionskonzentrationen 

Vorgehensweise 

Die umweltmedizinisch-humantoxikologische Gefährdungsabschätzung stützt sich – wie 

oben dargestellt - im Wesentlichen auf die Immissionsprognose der Firma Argumet. Wie im 

Kapitel 2 dargelegt, wurde die Zusatzbelastung u.a. für die drei verschiedenen Alternativen 

(Vorhaben, Alternative GuD-Anlage und Alternative Nullvariante) berechnet, die Ergebnisse 

dieser Berechnungen sowie die umweltmedizinisch-humantoxikologische Bewertung werden 

unter Punkt 4.4 dargestellt. Weiterhin dienen die in der Umgebung des Standorts vom TÜV 

Süd gemessenen Immissionsvorbelastungsmessungen als Grundlage. 

Eine umweltmedizinisch-humantoxikologische Gefährdungsabschätzung kann nur auf der 

Basis von gemessenen bzw. abgeschätzten Immissionskonzentrationen durchgeführt wer- 

den, die dann anhand vorliegender Grenzwerte oder anderer entsprechender Werte (siehe 

oben) einer Beurteilung unterzogen werden. Weiterhin wird die zur Zeit vorliegende Literatur 

über die gesundheitlichen Beeinträchtigungen der hier infrage stehenden Schadstoffe heran- 

gezogen. Zusätzlich ist die Zugrundelegung entsprechender Richtlinien und Erlasse bzw. 

anderer Vorgaben im Hinblick auf die Schadstoffe, denen die betroffenen Personengruppen 

ausgesetzt sind, notwendig. 

Wenn für einzelne Stoffe oder Stoffgruppen (z.B. bei krebserzeugenden Substanzen) solche 

Werte nicht vorliegen, können auch die üblicherweise vorkommenden Immissionskonzentra- 

tionen zur Beurteilung mit herangezogen werden. Daher werden Hintergrunddaten aus ver- 

schiedenen Gebieten Deutschlands aufgeführt. Weiterhin werden in Einzelfällen - wenn kei- 

ne Grenz- bzw. Orientierungs- oder andere Werte vorliegen - eigene Vorsorgewerte nach 

toxikologischen Kriterien abgeleitet. 

4.1 Stäube und Anorganische Gase 

Allgemeines 

Im Folgenden werden für Schwebstaub (PM10, PM2,5) und Staubniederschlag sowie für Stick- 

stoffdioxid (NO2), Schwefeldioxid (SO2) und Kohlenmonoxid (CO) jeweils die Stoffbeschrei- 

bung, das Vorkommen in der Umwelt, die für den Menschen relevanten Wirkungen sowie die 

vorliegenden Grenz- und Orientierungswerte dargestellt. Die beschriebenen toxischen Wir- 

kungen auf den Menschen werden allerdings in der Regel durch hohe kontinuierliche Exposi- 

tionen hervorgerufen, sie sind nicht in den vorliegenden Konzentrationsbereichen zu erwar- 

ten. 






Anschließend wird die Gefährdungsabschätzung für die einzelnen Substanzen, die als re- 

präsentativ für die jetzige bzw. zukünftige Immissionsbelastung der drei Alternativen im Beur- 

teilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger des gelten, vorgenommen. Die Konzentrationen 

der einzelnen Schadstoffe sowie die berechnete Zusatzbelastung werden umweltmedizi- 

nisch-humantoxikologisch bewertet sowie die Auswirkung auf die im Beurteilungsgebiet 

wohnende bzw. sich aufhaltende Bevölkerung beurteilt. 

In Hanau-Mitte wurde von dem zuständigen Hessischen Landesamt für Umwelt und Geolo- 

gie (HLUG) eine Messstation eingerichtet, deren Ergebnisse als Vorbelastungsmessungen 

ebenfalls zur Beurteilung herangezogen werden können. Der Standortcharakter der Station 

Hanau-Mitte wird mit Innenstadt, Industrie angegeben. 

4.1.1 Stäube [Schwebstaub, PM10, PM2,5 und Staubniederschlag] 

Stoffbeschreibung und Vorkommen 

Schwebstaub, PM10 und PM2,5 

Stäube werden definiert als disperse Verteilung von festen Stoffen, die in beliebiger Form, 

Struktur und Dichte mit Teilchengrößen bis zu einigen 100 µm (aerodynamischer Durchmes- 

ser) in Gasen vorliegen. Sie entstehen entweder durch Aufwirbelung oder durch mechani- 

sche Prozesse. Zusammen mit Rauch und Nebel gehören Stäube (Partikel) zu den Aeroso- 

len. 

Zur Beurteilung der Gesundheitsgefährdungen durch Stäube ist neben der chemischen Zu- 

sammensetzung, der Konzentration und der Expositionszeit vor allem die Partikelgröße zu 

berücksichtigen. Dies unterscheidet Stäube wesentlich von Gasen und Dämpfen. Die Zufuhr 

von Stäuben erfolgt vorwiegend über die Atmung. Transport und Ablagerung des Staubes in 

den Atemwegen werden weitgehend durch das Verhalten von Partikeln in strömenden Ga- 

sen bestimmt. Funktionsbestimmende Größe ist der aerodynamische Durchmesser (dae) 

eines Teilchens. Als aerodynamischer Durchmesser eines Teilchens beliebiger Form und 

Dichte wird der Durchmesser einer Kugel mit der Dichte 1 (1 g/cm 3 ) bezeichnet, die die glei- 

che Sinkgeschwindigkeit in ruhender oder laminar strömender Luft besitzt. 

Partikelförmige Luftverunreinigungen (Stäube) sind ein Gemisch verschiedenster chemischer 

Substanzen, die jede für sich oder in Kombination untereinander vielfältige Wirkungen haben 

können. Sie entstammen sowohl natürlichen als auch anthropogenen Quellen. Natürliche 

Emissionen sind Aufwirbelungen vom Boden, Brände, Vulkanausbrüche, Pollen usw., wäh- 

rend anthropogene Emissionen vor allem Feuerungsanlagen, Hütten-, Metall- und Zement- 

werken, kohleverarbeitenden Anlagen und Biokompostierungsanlagen sowie dem Kfz- bzw. 

LKW-Verkehr entstammen. Schwebstaubemissionen führen zu Immissionsbelastungen im 

Nahbereich von Emittenten und durch Ferntransport auch allgemein zu einer Erhöhung der 






Staubbelastung. Insgesamt hat die Staubbelastung in Industriegebieten in Deutschland in 

den letzten Jahren stetig abgenommen. 

Als Schwebstaub bezeichnet man feste oder flüssige Schwebstoffe, die in Gasen suspen- 

diert sind. Es werden folgende Definitionen verwendet (KRdL im VDI/DIN 2003): 

• Der Schwebstaub (total suspended particulates, TSP) ist die Aerosolkomponente 

der in der Luft vorhandenen Partikel bis zu einem oberen aerodynamischen Durch- 

messer von rund 30 µm (VDI 2463, Bl.1). 

• Der thorakale Schwebstaub (thoracic particulates, PM10) umfasst Partikel, die einen 

in der ISO 7708 definierten größenselektierten Lufteinlass passieren, der für einen 

aerodynamischen Durchmesser von 10 µm eine Abscheidewirksamkeit von 50 % 

aufweist. 

• Der alveolengängige Schwebstaub (respirable particulates, PM2,5) umfasst Partikel, 

die einen in der ISO 7708 definierten größenselektierenden Lufteinlass passieren, der 

für einen aerodynamischen Durchmesser von 2,5 µm eine Abscheidewirksamkeit von 

50 % aufweist. Er wird auch als Feinstaub (FP) bezeichnet. 

• Die ultrafeinen Partikel (UP) umfassen Teilchen < 0,1 µm thermodynamischer 

Durchmesser. 

Bis in die 90iger Jahre wurden Partikel zusammen mit SO2 untersucht und Minderungsmaß- 

nahmen unterworfen. Der Schwerpunkt lag dabei auf der Industrie- und Hausfeuerung von 

Kohle und anderen fossilen Brennstoffen mit hohem Schwefelgehalt, die gleichzeitig zu ho- 

hen Konzentrationen beider Schadstoffe führten. Partikel wurden in der Regel entweder nach 

der Black-Smoke-Methode gemessen, die auf der Schwärzung der Partikel beruht, oder 

nach der TSP-Methode (Total Suspended Particulate). Dabei werden Partikel vieler Größen 

erfasst, auch solche, die für die Inhalation zu groß sind. 

In den letzten Jahren hat sich das Interesse vermehrt auf die Wirkungen von Partikel allein 

gerichtet, dabei wurden neue Messverfahren entwickelt. Das verbreitetste Verfahren ist die 

PM10-Methode, bei der die Masse der Partikel mit einem Durchmesser von 10 µm und darun- 

ter erfasst wird. Diese Partikel sind so klein, dass sie lungengängig sind. In einer Anzahl 

neuerer Studien wurde die PM2,5-Methode verwendet, bei der die Masse der Partikel mit 

einem Durchmesser von 2,5 µm und darunter gemessen wird. Diese Partikel können am 

weitesten in die Lunge vordringen. 

Umfangreiche technische Verbesserungen der Effizienz und die Einführung von leistungsfä- 

higen Filtersystemen der Industrieanlagen und besonders der mit Dieselmotor betriebenen 

Kraftfahrzeuge führten zu einem starken Rückgang der Gesamtstaubemissionen. Dadurch 

verbesserte sich die Immissionssituation der Bevölkerung. 






Es zeigte sich jedoch, dass durch die technischen Verbesserungen lediglich die gröberen 

Staubfraktionen (> PM10) effizient reduziert wurden. Während solche Partikel, die nur in die 

oberen Bronchien gelangen, deutlich abnahmen, konnte bei lungengängigen Partikeln (PM2,5 

und PM0,1) ein viel geringerer Rückgang verzeichnet werden. Ultrafeine Partikel (PM0,1) ha- 

ben in ihrer Konzentration in der Atemluft sogar eher zugenommen. Mittlerweile ist es mög- 

lich, mittels sensitiver Messverfahren die verkehrs- und wetterlagenabhängig schwankende 

Partikel-Belastung der Atmosphäre aufzuzeichnen, um so Auswirkungen feiner und ultrafei- 

ner Partikel auf die menschliche Gesundheit genauer untersuchen zu können. 

In der folgenden Tabelle 4.1.1-1 sind die (Gesamt-)Schwebstaub-Immissions- 

Konzentrationen bzw. die PM10- und PM2,5-Konzentrationen in verschiedenen Gebieten von 

Deutschland aufgeführt. 

Tabelle 4.1.1-1: Gesamtschwebstaub-, PM10- und einige PM2,5-Immissionskonzentrationen in 

verschiedenen Bereichen Deutschlands (µg/m³) 

Messstation 

Baden- 

Württemberg 

Mannheim 

Heidelberg 

Odenwald 

Schwarzwald- 

Süd 

NRW 

Rhein-Ruhr- 

Gebiet 

Düsseldorf 

Simmerath (Eifel) 

Bielefeld-Ost 

Hessen 

Gießen 

Wiesbaden 

Bad Arolsen 

Kassel-Nord 

Witzenhausen 

Wiesbaden 

Hanau-Mitte 

Rheinland-Pfalz 

Mainz 

Ludwigshafen 

In der Tabelle 4.1.1-2 sind PM10-Konzentrationen als Jahresmittel bzw. als Tagesmittel in 

verschiedenen typischen Bereichen dargestellt. 


Gesamtstaub(Jahresmittel) 

37 (2002) 

PM10 

(Jahresmittel) 

22-28 (2007) 

23-33 (2006) 

22 (2007) 

14 (2007) 

11 (2006) 

41 (2004) 

15 (2004) 

24 (2005) 

19 (2005) 

33 (2002) 

29 (2002) 

21 (2002) 

25 (2005) 

14 (2005) 

25-28 (2007) 

22 (2007) 


PM2,5 


16-17 (2007) 

18-22 (2006) 

8 (2006) 

15-18 (2005- 

2007) 

20-25 (2007) 

Feinstaub 

PM10 

(98 %til) 

92 (2002) 

86 (2002) 

66 (2002) 

Literatur 

LUBW (2008) 

LUBW (2007) 

LUBW (2007) 

LUBW (2007) 

LUBW (2007) 

LUA 2006 

LUA 2005 

LUA 2005 

UBA 2006 

UBA 2006 

HLUG 2003 

HLUG 2005 

HLUG 2008 

HLUG 2008 

ZIMEN 2008 




Tabelle 4.1.1-2: Typische Konzentrationsbereiche von PM10 im Jahr 2001 an deutschen 

Messstationen (Wichmann 2004 nach KRdL im VDI/DIN 2003) 1 

Stationskategorie ländlich städtischer Hintergrund 



verkehrsnah Nähe Schwerindustrie 

(mit diffusen 

Quellen) 

Jahresmittel [µg/m³] 10 - 18 20 - 30 30 - 45 30 - 40 

Anzahl der Tage mit 

Tagesmittel > 50 µg/m³ 

0 - 5 5 - 20 15 - 100 50 - 90 

Spitzenwerte, Tagesmittel 

[µg/m³] 

50 - 70 60 - 100 70 - 150 100 - 200 

In Tabelle 4.1.1-3 sind PM2,5-Konzentrationen als Jahresmittel bzw. als Tagesmittel im Jahr 

2001 in an deutschen Messstationen dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-3: Typische Konzentrationsbereiche von PM2,5 (µg/m³) im Jahr 2001 an deutschen 

Messstationen (Wichmann 2004 nach KRdL im VDI/DIN 2003) 2 

Stationskategorie 

ländlich städtischer Hinter- 

grund 

verkehrsnah Industriell beeinflusst 

Jahresmittel 10 - 15 15 – 20 25 – 30 15 – 25 

Spitzenwerte, Tagesmittel 40 - 70 50 – 70 70 – 150 50 – 80 

Verhältnis PM2,5/PM10 


0,9 0,9 0,75 – 0,9 0,7 – 0,9 

Die Messbasis für PM2,5 ist wesentlich schmaler als für PM10 und stützt sich derzeit auf ca. 20 

Messstationen in Deutschland. 

Im Zeitraum vom 01.10.2001 bis 30.07.2002 wurden an insgesamt 234 Tagen die Staubkon- 

zentration von PM10 und PM2,5 gravimetrisch bestimmt. Einen Überblick über den Zeitverlauf 

der Partikelkonzentrationen gilbt die folgende Abbildung (Frey 2006). 

1 Internet-Angebote der Messnetze der deutschen Bundesländer 

2 Internet-Angebote der Messnetze der deutschen Bundesländer 




Abbildung 4.1.1-1: Zeitverläufe der Partikelkonzentration von PM10 und PM2,5 am Standort 

Neuperlach/München (gravimetrische Mittelwerte 9 – 21 Uhr), Konzentrationen in µg/m³ 

Für die Staubfraktion PM10 ergab sich ein Mittelwert von 21,5 µg/m³ (Min. 1,8 µg/m³; Max. 

102,9 µg/m³), für PM2,5 von 16,4 µg/m³ (Min. 0,4 µg/m³; Max. 94,2 µg/m³). Wie aus Abbildung 

4.1.1-3 ersichtlich, waren im Winterhalbjahr die Staubkonzentrationen beider Partikelgrößen 

am höchsten (Maximum am 10.01.2002). Der Verlauf der beiden Staubfraktionen war sehr 

ähnlich. Eine Erhöhung der PM10-Konzentration ging immer mit einer Erhöhung der PM2,5- 

Konzentration einher und umgekehrt. Die Korrelation zwischen den beiden Fraktionen ist mit 

einem Korrelationskoeffizienten von r = 0,95 sehr gut. Es ergibt sich ein mittlerer PM2,5 -Anteil 

an PM10 von 71%. Der Zusammenhang beider Fraktionen ist somit sehr eng (Frey 2006). 

In Verkehrsnähe, z.B. an verkehrsreichen Straßen und Plätzen, aber auch in Wohngebieten 

im Nahbereich der Schwerindustrie kommt es zu Grenzwertüberschreitungen, vor allem zu 

Überschreitungen der zulässigen Anzahl der Tagesmittel, die über dem vorgegebenen Wert 

von 50 µg/m³ liegen. Die Höhe der PM10-Belastung kann dabei kleinräumig stark variieren 

und hängt z.B. bei verkehrsnahen Messstellen neben dem Verkehrsaufkommen und dem 

Anteil des Schwerlastverkehrs ganz wesentlich auch von der Bebauung und damit den Aus- 

breitungsverhältnissen ab (z.B. Enge und Orientierung der Straßenschlucht zur Hauptwind- 

richtung). Einzelmessungen lassen vermuten, dass bei besonders ungünstigen Verhältnis- 

sen (z.B. engen Straßenschluchten) die PM10-Belastung lokal noch über die in Tabelle 






4.1.1-2 angegebenen typischen Bereiche hinausgehen kann. Die kleinräumige Struktur der 

PM10-Konzentrationen in Straßennähe erschwert eine belastbare Abschätzung der Expositi- 

on (Wichmann 2004; KRdL im VDI/DIN 2003). 

Nach Angaben des UBA (2006) liegen die PM10-JahresmitteIwerte meist zwischen 20 und 35 

µg/m³ und damit unterhalb des neuen EU-Grenzwertes von 40 µg/m³. Die folgende Abbil- 

dung zeigt die räumliche Verteilung für das Jahr 2003. 

Abbildung 4.1.1-2: Jahresmittelwerte der PM10-Konzentration für das Jahr 2003 (UBA 2006) 

Aus dieser Abbildung ist zu erkennen, dass im Raum Hanau die PM10-Konzentrationen flä- 

chenhaft im Bereich von 25 - 35 µg/m³ liegen. 






In der folgenden Abbildung ist die Entwicklung der PM10-Belastung in den Jahren 2001 bis 

2005 an verschiedenen Messstationen in Deutschland abgebildet (UBA 2006). Es werden 

städtische, vom Verkehr beeinflusste Stationen sowie Stationen mit ländlichem bzw. städti- 

schem Hintergrund betrachtet. 

Abbildung 4.1.1-3: Entwicklung der PM10-Konzentrationen in verschieden belasteten 

Bereichen von Deutschland (UBA 2006) 

Es wurden folgende Messstationen betrachtet (UBA 2006): 

Vom Verkehr beeinflusst städtische Hintergrund- ländliche Hintergrund- 


stationen stationen 

Leipzig Lützener Straße Potsdam-Zentrum Welzheimer Wald 

Erfurt Bergstraße Neukölln/Nansenstraße Riedstadt 

Augsburg Königsplatz Mannheim-Mitte Bad Arolsen 

München Stachus Stuttgart-Bad Cannstatt Gülzow 

Wiesbaden Ringkirche München Lothstraße Solling/Dassel 

Darmstadt Hügelstraße Bremen Mitte Eifel 

Düsseldorf Corneliusstraße Frankfurt/M-Ost Westpfalz Waldmoor 

Mainz Parcusstraße Hamburg Sternschanze Altendeich 

Halle/Verkehr Zartau 

Stuttgart Mitte Straße Falkenberg 

FFM Friedberger Landstraße 





Aus den Abbildungen ist ersichtlich, dass die PM10-Konzentrationen sich in den ländlichen 

und städtischen Bereichen nach einem Zwischenhoch im Jahr 2003 in den Jahren 2004 und 

2005 praktisch nicht verändert haben. 

In der nachstehenden Abbildung ist die Entwicklung der Feinstaubkonzentration über zwei 

Jahrzehnte zu sehen; die vor dem Jahr 2000 erhaltenen Gesamtschwebstaubwerte wurden 

nachträglich auf PM10-Konzentrationen umgerechnet. Dargestellt sind die PM10- 

Jahresmittelwerte an der Luftmessstation Hanau (Hessen), die stellvertretend für einen im 

Ballungsraum liegenden Standort in Deutschland mit langjähriger Staubmessung steht 

(http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/luft/ik/qualitaet/pm10/pm10.htm HLUG 

2005). 

Abbildung 4.1.1-4: PM10-Immissionen in Hanau (Jahresmittelwerte) 

Man erkennt in dieser Zeitreihe sofort einen deutlichen Rückgang der Staubbelastung um 

mehr als die Hälfte in den letzten 20 Jahren, wobei die Hauptabnahme der Staubimmissi- 

onswerte bereits in den 80er Jahren erfolgt ist. Daneben zeigt die Abbildung auch, dass zwi- 

schen einzelnen Messjahren relativ große Schwankungen auftreten können, die hauptsäch- 

lich mit unterschiedlichen meteorologischen Bedingungen zu erklären sind. 






Staubniederschlag 

Die Abscheidung von Partikeln aus der Luft erfolgt überwiegend durch Sedimentation und 

durch Auswaschung (Regen, Nebel, Schnee), die Sedimentationsgeschwindigkeit nimmt 

naturgemäß mit der Korngröße zu. Da der größte Teil des Staubes abgelagert wird, können 

die Inhaltsstoffe zu einer zunehmenden Belastung von Boden, Wasser, Nahrungsmitteln und 

schließlich des Menschen führen. 

Die Hauptbestandteile des atmosphärischen Staubes sind Sulfate, Carbonate, Nitrate, Halo- 

genide, Silikate, Salze und Oxide von Calcium, Eisen, Kalium, Natrium, Aluminium und Mag- 

nesium sowie organische Substanzen. Zu den Bestandteilen mit toxischem Potential zählen 

u.a. Schwermetalle, Arsen, Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) und chlo- 

rierte Kohlenwasserstoffe. 

Die mittlere Jahresbelastung durch Staubniederschlag in Nordrhein-Westfalen und Hessen 

ist in den Tabellen 4.1.1-4 und 4.1.1-5 dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-4: Jahresmittelwert der Staubniederschlags-Immissionen für einige Städte in 

NRW nach Angaben der LUA NRW für das Jahr 2004 (mg/m²x d) 

Untersuchungsgebiet 



Bocholt 154 (79 – 198) 

Datteln 135 (66 – 232) 

Düsseldorf 234 (96 – 544) 

Siegen 96 (41 – 218) 

Aus dieser Tabelle geht hervor, dass die Konzentrationen an Staubniederschlag in Nord- 

rhein-Westfalen sehr unterschiedlich sind. Der Grenzwert von 350 mg/(m² x d) als Jahresmit- 

telwert nach TA Luft für Staubniederschlag wird in keinem Fall überschritten. 

Tabelle 4.1.1-5: Staubniederschlagsraten in hessischen Messgebieten im Jahr 2001 (mg/m² 

x d) 

Messgebiet 

Minimum 

Jahresmittelwert 

Gebietsmittelwert 

Untermain 51 90 159 

Wiesbaden 45 83 165 

Kassel 46 69 115 

Wetzlar 51 102 149 

Gießen 55 71 92 

Hünfelden * 62 86 142 

*emissionsferner Standort (Vergleichsmessgebiet) 


Maximum 




In den hessischen Untersuchungsgebieten betrugen die Gebietsmittelwerte 2001 etwa 70 - 

100 mg/(m 2 xd), wobei das Messgebiet Wetzlar die höchste und Kassel bzw. Gießen die 

niedrigste mittlere Staubniederschlagsrate zeigte. 

Die Staubniederschlagsraten in den hessischen Messgebieten für 2007 sind in der folgenden 

Tabelle dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-6: Staubniederschlagsraten in den hessischen Messgebieten im Jahr 2007 

(mg/m² x d) (HLUG 2008) 

Messgebiet 


Minimum 


Gebietsmittelwert 

Untermain 33 75 288 

Wiesbaden 39 93 227 

Kassel 39 80 155 

Wetzlar 38 98 202 

Gießen 52 134 232 

Hünfelden * 44 90 260 

*emissionsferner Standort (Vergleichsmessgebiet) 


Maximum 

Die Staubniederschlagsraten sind in den hessischen Messgebieten im Jahr 2007 deutlich 

höher als im Jahr 2001. 

Die folgende Abbildung zeigt stellvertretend für industrienahe Messstationen in Deutschland 

die Entwicklung der Staubniederschlagsraten für das Messgebiet Wetzlar (Hessen), in dem 

aufgrund gravierender Staubemissionen im Industriebereich früher die mit Abstand höchsten 

Staubniederschlagsbelastungen in Hessen aufgetreten sind. In der Abbildung werden Ge- 

bietsmittelwerte dargestellt, d. h. über die einzelnen Rasterflächen eines Messgebietes ge- 

mittelte Jahresmittelwerte (http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/luft/ik/qualitaet/ 

staubniederschlag/staubniederschl.htm, HLUG 2006). 




Abbildung 4.1.1-5: Staubniederschlagsraten in einem 12 km 2 großen Teilgebiet des Messgebiets 

Wetzlar (Jahresmittelwerte) (HLUG 2006) 

In der Abbildung fällt zunächst auf, dass die Staubniederschlagsraten teilweise große Unter- 

schiede zwischen den einzelnen Jahren aufweisen, was typisch für diese Messgröße ist, 

denn die Höhe des Staubniederschlags wird stark von den meteorologischen Gegebenheiten 

des jeweiligen Messjahrs bestimmt. So können beispielsweise in Jahren mit langen Tro- 

ckenperioden deutlich höhere Werte auftreten, die nicht auf eine Zunahme anthropogener 

Emissionen zurückgehen, sondern auf großräumige Verwirbelung und Verlagerung von tro- 

ckenem Bodenstaub. 

Daneben ist in dieser Abbildung der bemerkenswerte Rückgang der Staubniederschlagswer- 

te sichtbar. Die stärkste Abnahme fand in den 70er Jahren statt; danach fielen die Werte 

(nach zwischenzeitlichem Wiederanstieg) nur noch langsam ab und lassen nun seit vielen 

Jahren keinen Trend mehr erkennen. 

Der Vergleich der Staubniederschlagswerte vom Beginn der 70er Jahre mit denen des Mess- 

jahrs 2001 ergibt Folgendes: Im Messgebiet Wetzlar und Wiesbaden ist die mittlere Staub- 

niederschlagsbelastung auf weniger als ein Drittel, im Messgebiet Untermain und Kassel auf 

weniger als die Hälfte der Ausgangswerte zurückgegangen (HLUG 2006). 






Aufnahme und Wirkungen von Schwebstaub bzw. PM10 und PM2,5 

Ein großer Teil der gesamten Wirkungen der Luftverschmutzung ist der Staubbelastung zu- 

zuschreiben. In den vergangenen Jahren gab es immer mehr Hinweise darauf, dass es - im 

Gegensatz zu früheren Annahmen – für Schwebstaub keine Schwelle gibt, unterhalb derer 

beim Menschen keine schädigende Wirkung mehr auftritt. Das bedeutet, dass unerwünschte 

Wirkungen zwar vermindert, aber nicht völlig verhindert werden können. Diese Wirkungen 

reichen von vorübergehenden Beeinträchtigungen der Atemwege über einen erhöhten Medi- 

kamentenbedarf bei Asthmatikern bis zu vermehrten Krankenhausaufnahmen sowie einer 

Zunahme der Mortalität wegen Atemwegserkrankungen und Herz-Kreislauf-Symptomen 

(UBA 2006, Künzli 2005). 

Untersuchungen, deren Ergebnisse die WHO zusammengestellt hat, haben deutliche Zu- 

sammenhänge zwischen Atemwegs- und Herz-/Kreislauferkrankungen und der Feinstaubbe- 

lastung aufgezeigt. Je kleiner sie sind, desto weiter können sie in die Atemwege vordringen 

(Herman und Weißenmayer 2006). 

In Abhängigkeit von ihren chemischen und physikalischen Eigenschaften sowie der Einwir- 

kungszeit können Stäube u.a. morphologische Schäden, Veränderungen der Lungenfunktion 

oder der Empfindlichkeit gegenüber Infektionen verursachen. Der Wirkort von Stäuben im 

Respirationstrakt hängt wesentlich von der Partikelgröße ab. Partikel mit > 10 µm Durch- 

messer erreichen nur den Nasen-Rachen-Raum, gelangen nicht bis in die mittleren und tie- 

fen Atemwegsabschnitte, sie können aufgrund des Reinigungsmechanismus in den Ver- 

dauungstrakt übertreten. Der Tracheo-Bronchialstaub ist der Staubanteil, der sich im Bereich 

des mukoziliären Reinigungsapparates des Tracheo-Bronchialbaumes ablagert und eben- 

falls in den Verdauungstrakt übertreten kann. Alveolarstaub ist der Staubanteil, der sich in 

den Alveolen sowie im Bereich der Bronchiolen ohne mukoziliäre Reinigung ablagert. Er 

kann über den Tracheo-Bronchialbaum sowohl in den Verdauungstrakt als auch in das Zwi- 

schengewebe der Lunge gelangen. 

Die Effektivität der Lungenreinigung hängt wesentlich von einer intakten Bronchialschleim- 

haut ab. Die Geschwindigkeit des Staubtransports kann durch Medikamente oder durch toxi- 

sche Stoffe nachteilig beeinflusst werden. Auch von gasförmigen Stoffen wie SO2 und NO2 ist 

eine Beeinflussung der Ziliartätigkeit und der mukoziliären Clearance bekannt. Stäube kön- 

nen sowohl zu den akuten Wirkungen z.B. bei Smog-Episoden beitragen als auch chroni- 

sche Effekte verursachen. 

Bei akuter Belastung mit staubförmigen Luftverunreinigungen sind gesundheitliche Auswir- 

kungen durch experimentelle und epidemiologische Wirkungsforschung eindeutig nachge- 

wiesen. Bei Staubwirkung in höherem Konzentrationsbereich, z.B. bei Smog-Episoden, steht 

zunächst mehr die Beanspruchung des Reinigungsmechanismus des respiratorischen 

Systems und die Irritation der Bronchialschleimhaut im Vordergrund. Die niedrigsten Staub- 

Konzentrationen, bei denen sich noch ein Effekt auf die Mortalität (leichte, aber signifikante 






Übersterblichkeit) nachweisen lässt, liegen in einem Bereich von ≅ 0,15 mg/m 3 , in diesem 

Konzentrationsbereich kann ebenfalls eine Beeinflussung der Morbidität nachgewiesen wer- 

den (akute Beschwerden von Asthmatikern). Erste Veränderungen der Lungenfunktion von 

Kindern, die im Durchschnitt nur ca. 0,05 mg Schwebstaub/m 3 ausgesetzt waren, wurden 

nach Tagen mit bis zu 0,15 mg/m 3 gemessen (Pope et al. 1991, Hoek & Brunekreef 1992, 

Schwartz et al. 1993, Schwartz 1994). 

Bei längerfristiger Einwirkung sind auch zytotoxische Wirkungen und Gewebeschädigungen 

zu beobachten. Erste Effekte werden dabei bei einer mittleren Jahreskonzentration von 

Schwebstaub oberhalb von 0,09 - 0,15 mg/m 3 beobachtet. Untersuchungen von Chestnut 

(1991) zeigen, dass unterhalb einer Schwelle von etwa 0,06 mg Schwebstaub/m 3 (Quartals- 

Mittelwert) ein Zusammenhang mit der von ihm untersuchten Lungenfunktion nicht mehr ge- 

geben ist. 

Wichmann und Heyder (1996) bestimmten in einer epidemiologischen Studie ultrafeine Par- 

tikel im Bereich zwischen 0,01 und 2,5 µm im Hinblick auf Anzahl und Massenkonzentration. 

Die Analysen ergaben, dass von allen Teilchenfraktionen die ultrafeinen Partikel (0,01 - 0,1 

µm) sowohl mit dem Abfall des PEF (Atemstoß) als auch mit der Zunahme von Atemwegs- 

symptomen am stärksten korrelierten. Ferner zeigte sich ein stärkerer Zusammenhang mit 

der Zahl der Partikel als mit deren Masse. Diese Untersuchung gibt einen ersten Hinweis 

darauf, dass die Anzahl ultrafeiner Partikel für die beobachteten Gesundheitseffekte (Ent- 

zündungsreaktionen der Lunge) verantwortlich sein könnte. 

Nach Angaben von Heinrich (1998) können schwerlösliche Feinstäube (alveolengängige 

Staubfraktion) und Ultrafeinstäube (Durchmesser ≤ 0,1 µm) nach Aufnahme in die Lunge 

sowohl beim Versuchstier als auch beim Menschen konzentrationsabhängig toxische bzw. 

gesundheitliche Effekte bis hin zu neoplastischen Läsionen auslösen. Hier sind nicht nur 

mineralische Faserstäube und Quarz zu nennen, sondern auch Rußpartikel (Dieselruß). In 

der Rattenlunge wurde diese Wirkung auch mit früher als „inert“ bezeichneten Stäuben wie 

Kohlenstoff-Partikel (reiner Ruß) bzw. Titandioxid-Partikel beobachtet. Darüber hinaus wei- 

sen zahlreiche umweltepidemiologische Studien auf eine erhöhte akute und chronische Mor- 

bidität und Mortalität im Zusammenhang mit einer erhöhten Feinstaubkonzentration im Parti- 

kelgrößenbereich < 10 µm und < 2,5 µm hin. Ultrafeinstäube in der Stadtluft korrelieren am 

häufigsten mit der Anfallshäufigkeit bei Asthmatikern. 

Kappos und Mitarbeiter (Arbeitsgruppe „Wirkungen von Feinstaub auf die menschliche Ge- 

sundheit“ der Kommission Reinhaltung der Luft im VDI und DIN 2003) beschreiben in einer 

Übersichtsarbeit Kohortenstudien, die eindeutige Assoziationen zwischen verschiedenen 

Gesundheitsindikatoren und PM10 und PM2,5 ergaben, wobei die Assoziation mit den feinen 

Partikeln stärker war als mit den gröberen. Zeitreihenuntersuchungen zeigten signifikante 

Assoziationen zwischen Partikel-Exposition einerseits und der Mortalität und Morbidität der 






exponierten Bevölkerung andererseits, wobei kardiovaskuläre und respiratorische Erkran- 

kungen im Vordergrund standen. 

Der PM2,5-Anteil an PM10 von 71% (Frey 2006) verdeutlicht den engen Zusammenhang bei- 

der Fraktionen. Eine Erhöhung der PM10-Konzentration ging mit einer Erhöhung der PM2,5- 

Konzentration einher und umgekehrt. Somit wäre die Erfassung nur einer der beiden Mess- 

größen absolut ausreichend. Dies geht auch mit den Ergebnissen der VDI/DIN- 

Arbeitsgruppe „Wirkung von Feinstaub auf die menschliche Gesundheit“ konform, weshalb 

sie keine Notwendigkeit in der Erlassung spezieller PM2,5-Grenzwerte sieht (Kappos et al., 

2003). 

Aus den epidemiologischen Studien lässt sich kein Wirkungsschwellenwert ableiten (Kappos 

et al. 2003). Die Arbeitsgruppe kommt zu dem Schluss, dass eine weitere Absenkung der 

Grenzwerte zu einer relevanten Minderung des gesundheitlichen Risikos führt. 

Auch Wichmann (2005) sieht in den vorliegenden epidemiologischen Studien keine Hinweise 

auf eine Schwelle bei den Expositions-Wirkungs-Beziehungen zwischen Feinstaubbelastung 

und Mortalität, das bedeutet jedoch nicht, dass auf der individuellen Ebene kein Schwellen- 

wert besteht. 

Die großen internationalen Studien z.B. der WHO, der US-EPA oder die APHEA-Studie stel- 

len eindeutige Zusammenhänge zwischen der Belastung der Außenluft durch feine Partikel 

mit gesundheitlichen Auswirkungen bei Personen dar, die bereits Vorerkrankungen im Herz- 

Kreislauf-System oder den Atemwegen haben. Die tägliche Sterblichkeit während Perioden 

mit erhöhter Partikelkonzentration nimmt nach diesen Studien ebenso zu wie Krankenhaus- 

aufnahmen aufgrund der genannten Vorerkrankungen. Darüber hinaus werden Verschlech- 

terungen von Symptomen bei Asthmatikern und eine Zunahme des Medikamentenver- 

brauchs bei diesen Patienten beobachtet (Kappos et al. 2003, Wichmann 2005). 

Die Wirkungen auf das Herz-Kreislauf-System und auch auf das autonome Nervensystem 

sind möglicherweise extrem relevant für Personen mit derartigen Vorerkrankungen. Lang- 

zeitstudien zu feinen Partikeln deuten darüber hinaus an, dass eine Exposition gegenüber 

höheren Konzentrationen zu einer Verkürzung der Lebenserwartung um mehrere Monate 

führen kann (Wichmann 2005, Künzli 2005, Herman und Weißenmayer 2006). 

Es liegen zahlreiche epidemiologische Kohorten- und Fall-Kontroll-Studien zum Lungen- 

krebsrisiko von Dieselmotoremissionen vor (SRU 2002). Da sich Dieselmotoremissionen im 

Tierversuch als krebserzeugend erwiesen haben, werden sie durch die MAK-Kommission 

der DFG in die Kategorie 2 (eindeutig krebserregend im Tierversuch) eingestuft. Diese Ein- 

stufung wird anhand der neu hinzugekommenen epidemiologischen Daten überprüft (DFG 

2008). 






Bei den verkehrsbedingten krebserzeugenden Luftschadstoffen steht der Dieselruß derzeit 

im Mittelpunkt des Interesses (Wichmann 2005). Neuerdings werden anhand von umweltepi- 

demiologischen Studien für Partikel im Allgemeinen und nicht ausschließlich nur für Diesel- 

ruß toxische bzw. krebserzeugende Wirkungen vermutet. Die gesundheitlichen Effekte sollen 

dabei mit der inhalierten Anzahl an Feinstpartikeln korrelieren. Ausgehend von Tierversu- 

chen mit verschiedenen Nagetierarten, die mit Dieselruß, Titandioxid, Kohlenstaub (ohne 

anhaftende PAK) bei vergleichbaren Inhalationskonzentrationen durchgeführt wurden, konn- 

te übereinstimmend in den USA und auch in Europa festgestellt werden, dass ein dieselruß- 

spezifischer Effekt für eine Erhöhung der Lungenkrebsrate unwahrscheinlich ist, vielmehr 

handelt es sich anscheinend um partikelspezifische Wirkungen (Heinrich et al. 1995, Spallek 

und Sorsche 2002). Die Dieselrußdiskussion kann insofern nicht losgelöst von der allgemei- 

nen Schweb- bzw. Feinstaubdiskussion betrachtet werden (Spallek & Sorsche 2002, Herr et 

al. 2003). 

Grenz- und Orientierungswerte 

Die Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG) hat in der MAK-Werte-Liste 1998 die Staub- 

grenzwerte (für den Arbeitsplatzbereich) neu definiert. Als Allgemeiner Staubgrenzwert wird 

eine Konzentration des alveolengängigen Anteils (A) von 1,5 mg/m³ und eine Konzentration 

des einatembaren Anteils (E) von 4 mg/m³ festgesetzt. Nach Angaben der DFG soll der All- 

gemeine Staubgrenzwert unspezifische Wirkungen auf die Atemorgane verhindern. Er ist 

anzuwenden für schwerlösliche oder unlösliche Stäube, die nicht anderweitig reguliert sind, 

oder für Mischstäube. Der Geltungsbereich erstreckt sich nicht auf lösliche Partikel und ultra- 

feine und grobdisperse Partikelfraktionen. Bei Einhaltung des Allgemeinen Staubgrenzwertes 

ist mit einer Gesundheitsgefährdung nur dann nicht zu rechnen, wenn sichergestellt ist, dass 

genotoxische, krebserzeugende, fibrogene, allergisierende oder sonstige toxische Wirkun- 

gen des Staubes nicht zu erwarten sind (DFG 1998). 

In der Tabelle 4.1.1-7 sind die für Staub vorliegenden Grenz- und Orientierungswerte dar- 

gestellt. 






Tabelle 4.1.1-7: Grenz- und Orientierungswerte für Schwebstaub (PM10) und Staubniederschlag 

Emissionsgrenzwert 

17. BImSchV 

13 .BImSchV 

EU-RL 2001/80/EG > 100 MW 

Großfeuerungsanlagen * 

DFG (2008) (allgemeiner Staubgrenzwert) 

MAK-Wert 

22. BImSchV (2002) 


Grenz-/Orientierungswerte Expositionsdauer 

10 mg/m³ 

30 mg/m³ 

20 mg/m³ 

30 mg/m³ 

1.500 µg/m³ 

(A= alveolengängig) 

4.000 µg/m³ (E = einatembar) 

40 µg/m³ (PM10) 1 

50 µg/m³ (PM10) 1 

TA Luft (2002) 40 µg/m³ (PM10) 2 

TA Luft (2002) 

50 µg/m³ (PM10) 2 

0,35 g/m² . d (Staubniederschlag) 

WHO 2006 3 20 µg/m³ PM10 

50 µg/m³ PM10 

10 µg/m³ PM2,5 

25 µg/m³ PM2,5 

Richtlinie 1999/30/EG 

20 µg/m³ (PM10) 

v. 22.05.1999 

2. Stufe, gültig ab 01.01.2010 

50 µg/m³ (PM10) 4 

EU Richtlinie vom 14.04.2008 40 µg/m³ (PM10) 

EU-Richtlinie vom 14.04.2008 

50 µg/m³ (PM10) 4 

25 µg/m³ (PM2,5) 

20 µg/m³ (PM2,5) 

US-EPA (2006) 50 µg/m³ (PM10) 

150 µg/m³ (PM10) 

15 µg/m³ (PM2,5) 

65 µg/m³ (PM2,5) 

vorgeschlagen (2006) 

70 µg/m³ (PM10-2,5) 

35 µg/m³ (PM2,5) 

Kühling-Peters, Vorsorgewerte 

< 50 µg/m³ 

(Zielniveau) 

70 µg/m³ 

Hintergrundwerte 

ländlich 

städtisch 

industrienah 

10 – 18 µg/m³ 

30 – 45 µg/m³ 

30 – 40 µg/m³ 


Gesamtstaub Tagesmittelwert 

Gesamtstaub Halbstundenmittelwert 

Gesamtstaub Tagesmittelwert 

8-h-Exposition/40-h-Woche 

8-h-Exposition/40-h-Woche 

Kalenderjahr 

24 Stunden. Zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 35 

Jahr (Mittelungszeitraum) 


im Jahr: 35 

Jahr (Mittelungszeitraum) 

Jahresmittelwert (Zielwert) 

24 Stunden-Wert 



Kalenderjahr 


im Jahr 7 

Kalenderjahr, verbindlich ab 2008 ** 


im Jahr:35 

Verbindlich ab 2008 ** 

Kalenderjahr, städtischer Hintergrund Zielwert 

für 2010 ** 

Verbindlich ab 2015 ** 

Nationales 3-Jahresmittel, verbindlich für 

2013/14/15, danach Überprüfung 






24-Stunden-Wert 

VDI 2003 

* Bruckmann (LANUV NRW) 2007; 

** Fristverlängerung um bis zu 3 Jahre, wenn „alle zweckdienlichen Maßnahmen zur Reduktion ergriffen 

werden“ 




1,2 

Schutzziel: menschliche Gesundheit 

3 WHO Guidelines for Air Quality for Europe (1997, global update 2006) 

4 Der Wert der 2. Stuf wird derzeit überprüft; es ist zu erwarten, dass die 1. Stufe unverändert bleibt, die 

2. Stufe jedoch gestrichen wird (Bruckmann 2008) 

Gefährdungsabschätzung für Schwebstaub (PM10 und PM2,5) und Staubniederschlag 

im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

PM10 und PM2,5 

Die mittlere PM10-Immissionsbelastung an verschiedenen Messstationen der HLUG für das 

Jahr 2007 ist in der folgenden Tabelle dargestellt (HLUG 2007): 

Tabelle 4.1.1-8: PM10: Immissionsbelastung an verschiedenen Landesmessstationen in Hessen 

(µg/m³) (HLUG 2007) 


Station 2007 

Hanau – Mitte * 22 

Frankfurt – Mitte * 23 

Darmstadt * 21 

Linden-Leihgestern ** 19 

Kleiner Feldberg ** 10 

Wiesbaden- Ringkirche *** 27 

* in Städten ** im ländlichen Raum ***am Verkehrsknotenpunkt 

Diese hier angegebenen PM10-Konzentrationen liegen an allen Messstellen unterhalb des 

Grenzwertes der TA Luft von 40 µg/m³ bzw. des Immissionswertes der 22. BImSchV. 

Für die Kurzzeitbelastung durch PM10 stellt der Tagesmittelwert von 50 µg/m³ ein empfindli- 

ches Maß dar, das überwacht werden muss. In der folgenden Tabelle sind die Überschrei- 

tungen in den Jahren 2006 und 2007 dargestellt. Die zulässige Überschreitungshäufigkeit 

liegt nach der 22. BImSchV bei 35 pro Jahr. 





Tabelle 4.1.1-9: PM10: Überschreitungshäufigkeit an verschiedenen Landesmessstationen 

(Anzahl Werte > 50) (HLUG 2006) 

Die Überschreitungen liegen im Jahr 2007 mit 13 an der Messstation Hanau bei 37 % der 

zulässigen Grenze; an der Messstation Frankfurt Friedberger Landstraße ist die zulässige 

Grenze im Jahr 2006 überschritten, im Jahr 2007 dagegen liegt sie unterhalb der zulässigen 

Grenze. 

Station 2006 2007 zulässig 


pro Jahr 

In den folgenden drei Tabellen werden für das Beurteilunggebiet des Vorhabens die PM10- 

Kenngrößen der vom TÜV Süd gemessenen Immissionsvorbelastung als Jahresmittelwerte 

an den Messstellen MP 1 – MP 10 (außer MP 5) dargestellt. Weiterhin werden die für das 

Gesamtkraftwerk rechnerisch ermittelten Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Mess- 

punkten 1 bis 10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das 

Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 


Zulässige Über- 

schreitungen in % 

2006 2007 

Bad Arolsen 7 2 35 20,0 5,7 

Ffm–Friedb. 

Landstr. 

55 33 35 157,1 94,3 

Hanau 15 13 35 42,8 37,1 

Wetzlar 25 22 35 71,7 62,9 

Wiesbaden- 

Ringkirche 

32 20 35 91,4 57,1 




Tabelle 4.1.1-10: Vorhaben, PM10: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 

von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und TA Luft- 

Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 


Zusatzbelastung 

Gesamtbelastung 


Verhältnis Zusatzbelastung/ 

Vorbelastung 

in % 


Beurteilungswert in % 

TA Luft: 40 µg/m³ 

MP 1 22 0,040 22,040 0,18 0,10 

MP 2 17 0,048 17,048 0,28 0,12 

MP 3 16 0,017 16,017 0,11 0,04 

MP 4 20 0,025 20,025 0,13 0,06 

MP 5 - 0,010 - - 0,025 

MP 6 21 0,010 21,010 0,05 0,03 

MP 7 20 0,020 20,020 0,10 0,05 

MP 8 18 0,021 18,021 0,12 0,05 

MP 9 23 0,022 23,022 0,10 0,06 

MP 10 20 0,017 20,017 0,09 0,04 

Tabelle 4.1.1-11: Alternative GuD-Anlage, PM10: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

µg/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und 

TA Luft-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 




MP 1 22 0,023 22,023 0,104 0,058 

MP 2 17 0,033 17,033 0,194 0,083 

MP 3 16 0,0091 16,0091 0,057 0,023 

MP 4 20 0,0080 20,008 0,040 0,020 

MP 5 - 0,010 - - 0,025 

MP 6 21 0,0063 21,0063 0,029 0,016 

MP 7 20 0,015 20,015 0,075 0,038 

MP 8 18 0,012 18,012 0,067 0,030 

MP 9 23 0,015 23,015 0,065 0,038 

MP 10 20 0,0085 20,0085 0,043 0,021 




Tabelle 4.1.1-12: Nullvariante, PM10: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 




MP 1 22 0,095 22,095 0.432 0,238 

MP 2 17 0,10 17,10 0,588 0,250 

MP 3 16 0,034 16,034 0,213 0,085 

MP 4 20 0,018 20,018 0,090 0,045 

MP 5 - 0,019 - - 0,048 

MP 6 21 0,027 21,027 0,129 0,068 

MP 7 20 0,045 20,045 0,225 0,113 

MP 8 18 0,052 18,052 0,289 0,130 

MP 9 23 0,052 23,052 0,226 0,13 

MP 10 20 0,031 20,031 0,155 0,078 

Bewertung 

In der folgenden Tabelle werden die maximalen Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastungen sowie 

das Verhältnis Zusatzbelastung zu Beurteilungswert bei allen drei Alternativen vergleichend 

dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-13: Vergleich der drei Alternativen: PM10-Fraktion (µg/m³) 

Max. Vorbelastung 

Max. Zusatzbelastung 


Verhältnis 

max.Zusatzbel./Beurteilungswert 

in % 

Vorhaben 23,0 (MP 9) 0,048 (MP 2) 23,022 (MP 9) 0,120 

GuD-Anlage 23,0 (MP 9) 0,033 (MP 2) 23,015 (MP 9) 0,083 

Nullvariante 23,0 (MP 9) 0,100 (MP 2) 23,052 (MP 9) 0,250 

Die berechneten Zusatzbelastungen liegen für alle drei Alternativen deutlich unterhalb der 

Irrelevanzschwelle nach TA Luft. 

Wie oben ausgeführt, besteht ein enger Zusammenhang zwischen PM10- und PM2,5- 

Immissionskonzentrationen. Nach Angaben aus der Literatur liegt der PM2,5-Anteil an PM10 

bei 71 % nach Frey (2006). Auch Bruckmann (2008) geht davon aus, dass das Verhältnis 

von PM10 zu PM2,5 bei 0,7 liegt. Nach Auskunft des HLUG (2008) wird von einem PM2,5-Anteil 

an PM10 von 60 bis 80 % ausgegangen. Seit Anfang des Jahres 2008 werden in Hessen an 

drei verschiedenen Standorten (Wiesbaden-Süd, Frankfurt-Ost und Kassel) die PM2,5- 




Immissions-konzentrationen gemessen. Nach Auskunft der HLUG liegen zur Zeit noch keine 

geprüften Daten vor (HLUG 2008). 

Nach weiteren Angaben kann man einen PM2,5-Anteil im Feinstaub von bis zu 80 % anset- 

zen (siehe Gutachten der Firma Argumet). 

In der vorliegenden Abschätzung wird für den PM2,5-Anteil von 60 bzw. 80 % der PM10- 

Immissionskonzentration ausgegangen). In der folgenden Tabelle sind die Maximalgehalte 

der PM2,5 Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-14: PM2,5: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis von Zusatz- 

und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und EU-Beurteilungswert in % am 

Messpunkt MP 1 (maximale Vorbelastung) und dem Punkt mit der maximalen Zusatzbelastung 

(Annahme: PM2,5 = 60 % bzw. 80 % vom PM10-Anteil) 

Messpunkt Vorbelastung 

MP 1 (Hanau) 

80 % 

MP 1 (Hanau) 

60 % 


17,8 

80 % 

13,2 

(60 %) 

Zusatzbelastung 

0,11 

(MP max, 

Nullvariante) 

0,096 

(MP max, 

Nullvariante) 

Gesamtbelatung 


Verhältnis 

Zusatzbelastung/ 

Vorbelastung in % 

Verhältnis Zusatzbelastung/Beurteilungswert 

in % 

EU Zielwert: 

25 µg/m³ 

17,91 0,618 0,44 

13,296 0,727 0,38 

Die berechnete PM2,5-Zusatzbelastung liegt bei maximal 0,11 µg/m³, das sind 0,44 % des 

Zielwertes der EU, der ab 2015 gelten soll. Die zusätzliche PM2,5-Immissionsbelastung liegt 

deutlich unterhalb der Irrelevanzschwelle von 0,75 µg/m³ nach TA Luft. 

Die Gesamtbelastungen an PM10 und auch an PM2,5 liegen für die in der Umgebung des 

geplanten Kraftwerkblocks 6 wohnende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie übli- 

cherweise in städtischen Gebieten in Deutschland anzutreffen sind. Auch die Über- 

schreitungshäufigkeit ist in den verkehrsbelasteten Gebieten als üblicherweise vor- 

kommend zu betrachten. Die Gesamtbelastung bleibt durch das geplante Vorhaben 

(1.100 MW Steinkohleblock) und bei den Alternativen (GuD-Anlage bzw. Nullvariante) 

praktisch gleich. Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht verändern die 

zusätzlichen PM10- bzw. PM2,5-Konzentrationen das vorhandene Gesundheitsrisiko der 

Bevölkerung durch Feinstaub praktisch nicht. 

Aus präventivmedizinischer Sicht sollte jedoch dafür Sorge getragen werden, dass die 

vorwiegend aus dem Verkehr und dem Hausbrand stammende PM10- und PM2,5- 

Vorbelastung reduziert wird. 





In den folgenden drei Tabellen werden für das Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock), für 

die Alternative GuD-Anlage und die Alternative Nullvariante die Kenngrößen der vom 

TÜV Süd gemessenen Immissionsvorbelastung an Staubniederschlag als Jahresmittelwerte 

an den verschiedenen Messstellen dargestellt. Weiterhin werden die Zusatz- und die Ge- 

samtbelastungen an den Messpunkten 1 bis 10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- 

und Vorbelastung und das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.1.1-15: Vorhaben, Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

mg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung 

und TA Luft-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 

TA Luft: 350 mg/(m²xd) 

MP 1 61 0,052 61,052 0,085 0,015 

MP 2 42 0,049 42,049 0,117 0,014 

MP 3 37 0,020 37,020 0,054 0,006 

MP 4 37 0,018 37,018 0,049 0,005 

MP 5 44 0,017 44,017 0,039 0,005 

MP 6 39 0,014 39,014 0,039 0,004 

MP 7 39 0,023 39,023 0,059 0,007 

MP 8 26 0,028 26,028 0,108 0,008 

MP 9 32 0,020 32,020 0,063 0,006 

MP 10 53 0,026 53,026 0,049 0,007 




Tabelle 4.1.1-16: Alternative GuD-Anlage, Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in mg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung 


Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 




MP 1 61 0,034 61,034 0,056 0,010 

MP 2 42 0,032 42,032 0,076 0,009 

MP 3 37 0,007 37,007 0,019 0,002 

MP 4 37 0,008 37,008 0,022 0,002 

MP 5 44 0,011 44,011 0,025 0,003 

MP 6 39 0,008 39,008 0,021 0,002 

MP 7 39 0,014 39,014 0,036 0,004 

MP 8 26 0,012 26,012 0,046 0,004 

MP 9 32 0,012 32,012 0,038 0,004 

MP 10 53 0,017 53,017 0,032 0,005 

Tabelle 4.1.1-17: Nullvariante, Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

mg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung 


Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 




MP 1 61 0,097 61,097 0,159 0,028 

MP 2 42 0,089 42,089 0,212 0,025 

MP 3 37 0,037 37,037 0,100 0,011 

MP 4 37 0,022 37,022 0,059 0,006 

MP 5 44 0,021 44,021 0,047 0,006 

MP 6 39 0,027 39,027 0,069 0,008 

MP 7 39 0,050 39,050 0,128 0,014 

MP 8 26 0,045 26,045 0,173 0,013 

MP 9 32 0,048 32,048 0,150 0,014 

MP 10 53 0,040 53,040 0,075 0,011 





In der folgenden Tabelle werden die maximalen Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastungen an 

Staubniederschlag sowie das Verhältnis Zusatzbelastung zu Beurteilungswert bei allen drei 

Alternativen vergleichend dargestellt. 

Tabelle 4.1.1-18: Vergleich der drei Alternativen: Staubniederschlag [mg/(m²xd)] 



Max. Zusatzbelastung 


Max Gesamtbelastung 

Verhältnis 

max.Zusatzbel./Beurteilungswert 

in % 

Vorhaben 61 (MP 1) 0,052 (MP 1) 61,052 (MP 1) 0,0145 

GuD-Anlage 61 (MP 1) 0,034 (MP 1) 61,034 (MP 1) 0,0100 

Nullvariante 61 (MP 1) 0,097 (MP 1) 61,097 (MP 1) 0,0277 

Die berechneten Zusatzbelastungen liegen für alle drei Alternativen deutlich unterhalb der 

Irrelevanzschwelle nach TA Luft. 

Die Gesamtbelastungen an Staubniederschlag liegen für die in der Umgebung des 

geplanten Vorhabens wohnende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie heutzutage 

üblicherweise in städtischen Gebieten in Deutschland vorkommen. Durch das geplan- 

te Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie durch die beiden Alternativen GuD- 

Anlage und Nullvariante bleiben die Gesamtbelastungen an allen Messpunkten prak- 

tisch gleich. Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht verändert der zu- 

sätzliche Staubniederschlag das vorhandene Gesundheitsrisiko der Bevölkerung 

praktisch nicht. 

4.1.2 Stickstoffoxide (NOx) 


Als Bestandteil von Luftverunreinigungen sind die beiden Stickstoffoxide NO und NO2 von 

Bedeutung. Sie entstehen hauptsächlich bei der Verbrennung durch Oxidation des in der Luft 

enthaltenen Stickstoffs. Die im Hinblick auf die menschliche Gesundheit als Luftschadstoff 

wichtigste Stickstoffverbindung ist das Stickstoffdioxid (NO2). Für die Summe dieser beiden 

Gase wird oft die Bezeichnung NOX (häufig gerechnet oder gemessen als NO2) verwendet. 

Das in atmosphärischer Luft meist natürlicherweise ebenfalls auftretende Distickstoffoxid 

(N2O) spielt lufthygienisch keine Rolle. 

Stickstoffmonoxid (NO) ist ein farbloses, in Wasser wenig lösliches Gas, Stickstoffdioxid 

(NO2) dagegen ist ein rotbraunes Gas, das in Wasser und alkalischen Flüssigkeiten gut lös- 




lich ist und dabei Nitrat und Nitrit bildet, es hat Säureeigenschaften und wirkt oxidierend. Ge- 

sundheitsgefährdungen gehen praktisch nur von NO2 und seinen Reaktionsprodukten aus; 

NO gilt als Reservoir für die Bildung weiteren Stickstoffdioxids. 

Die lufthygienisch bedeutungsvollste Eigenschaft der Stickoxide, insbesondere des Stick- 

stoffdioxids, ist die maßgebliche Beteiligung an photochemischen Reaktionen. NO2 kann 

schon in sehr niedrigen Konzentrationen mit Kohlenwasserstoffen unter dem Einfluss des 

Sonnenlichts zu Stoffen reagieren, die wesentlich aggressiver als die Ausgangssubstanzen 

sind. Es entstehen u.a. Ozon, Peroxide, Aldehyde sowie Peroxiacetylnitrat (PAN). Stickoxide 

sind Mitverursacher des photochemischen Smog, der - im Gegensatz zu dem durch SO2 

charakterisierten reduzierenden Smog - oxidierend wirkt. 

Die anthropogenen NOX-Emissionen entstammen zu über 95% aus Verbrennungsprozessen 

in Motoren (KFZ- und Flugverkehr) und Feuerungsanlagen der Kraftwerke und der Industrie. 

Sie werden überwiegend zunächst als NO emittiert und in der Atmosphäre - in Abhängigkeit 

von Verweilzeit, Konzentration und meteorologischen Bedingungen - zu NO2 oxidiert. Im Ge- 

gensatz zu den meisten anderen luftverunreinigenden Substanzen zeigen die Emissionen 

der Stickstoffoxide - vor allem wegen des zunehmenden Kraftfahrzeugverkehrs - eine stei- 

gende bzw. stagnierende Tendenz. Der Einfluss des KFZ-Verkehrs bestimmt überwiegend 

die Luftbelastung durch NO2 vor allem in den städtischen Ballungsräumen. NO2 kann damit 

als eine wichtige Luftschadstoffkomponente für die Gesundheit eines Großteils der Bevölke- 

rung angesehen werden. Dies ist u.a. auf die ungünstigen Ausbreitungsbedingungen (sehr 

niedrige Quellhöhe und teils enge Straßenschluchten) zurückzuführen. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Stickstoffdioxid-Konzentrationen in verschiedenen 

Gebieten von Deutschland von verschiedenen Autoren bzw. Institutionen zur Orientierung 

dargestellt. 






Tabelle 4.1.2-1: NO2-Immissionskonzentrationen (µg/m³) in verschiedenen Gebieten 

Deutschlands 

Messstation NO2 (Jahresmittel) NO2 (98 %til) 

Baden Württemberg 

Mannheim 

Odenwald * 

Hessen 

Gießen 

Wiesbaden 

Bad Arolsen* 

Kassel 

Witzenhausen* 

Wiesbaden Ringkirche 

Wiesbaden-Süd 

Hanau 


Mainz 

Ludwigshafen 

Koblenz 

Hunsrück * 

* Vergleichsgebiet 

In Tabelle 4.1.2-2 ist die Entwicklung der Stickstoffdioxidkonzentrationen von 1981 bis 2002 

in verschiedenen Gebieten zusammengestellt. 

Tabelle: 4.1.2-2: NO2-Immissionskonzentrationen (µg/m³) in verschiedenen Gebieten von 

1981 bis 2002 

Station/Jahr 2002 


28 – 35 (2006 bis 2007) 

10 (2006 bis 2007) 

41 (2002) 

35 (2002) 

11 (2007) 

51 (2007) 

7 (2007) 

65 (2006) 

61 (2007) 

30 (2006) 

37 (2007) 

29 – 56 (2007) 

30 – 50 (2007) 

40 – 48 (2007) 

10 (2007) 

84 (2002) 

78 (2002) 

48 (2002) 

97 (2006) 

97 (2006) 

2001 1997 1995 1990 1981 

MW 98%til MW 98%til MW 98%til MW 98%til MW 98%til MW 98%til 

Rhein- 

Ruhrgebiet 

30 69 30 68 34 81 33 75 36 87 49 122 

Verkehrsstationen 

50 107 

Wald/Eifel 15 43 10 39 11 44 12 45 14 47 

MW = Jahresmittelwert. Landesumweltamt NRW: Jahreskenngrößen der Luftqualität in Nordrhein- 

Westfalen 2002 (Internet 2006), LUQS Jahreskenngrößen 2001 

In Abbildung 4.1.2-1 ist die Langzeit-Entwicklung der Stickstoffoxid-Immissionen stellvertre- 

tend für städtische bzw. industrienahe Bereiche in Deutschland im Ballungsgebiet Frankfurt 


Literatur 

LUBW 2008 

HLUG 2003, 2005, 

2006, 2007, 2008 

LUWG/ZIMEN 

2007 




über vier Jahrzehnte hinweg dargestellt. Bei den Werten handelt es sich um Jahresmittelwer- 

te von der UBA-Messstation Westend (1962 bis 1994) sowie der HLUG-Messstation Höchst 

(ab 1981). http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/luft/ik/ik_ueberwachung_txt.htm 

(HLUG 2006). 

Abbildung 4.1.2-1: NOx-Immissionen in Frankfurt (Jahresmittelwert) (NOx = NO + NO2) 

Wie der Abbildung zu entnehmen ist, fand ab 1962 bis zur Mitte der 70er Jahre ein Anstieg 

der Stickstoffoxid-Konzentrationen von 10 ppb auf bis zu 90 ppb statt. In den folgenden Jah- 

ren lagen die meisten Mittelwerte zwischen 60 und 80 ppb; in den letzten zehn Jahren haben 

sich die Werte überwiegend im Bereich von 50 - 60 ppb eingependelt. (Anmerkung: Da das 

Messgerät an der Station Westend NO und NO2 zunächst nur gemeinsam erfasst hat, kann 

im obigen Diagramm nur die Summe beider Stickstoffoxide angegeben werden und muss die 

Konzentrationsangabe in ppb erfolgen. Für NO gilt 1 ppb = 1,34 µg/m 3 und für NO2 1 ppb = 

2,05 µg/m 3 (HLUG 2006). 






Aufnahme und Wirkungen 

Stickstoffmonoxid besitzt ein ungepaartes Elektron und ist deshalb ein Radikal mit außer- 

ordentlicher Reaktivität. In biologischen Systemen dienen in erster Linie eisen- und schwe- 

felhaltige Proteine und Sauerstoff als Reaktionspartner. Mit Sauerstoff geht NO eine stabile 

Verbindung unter Bildung von Stickstoffdioxid (NO2) ein. 

Die Bildung von Stickstoffmonoxid wurde in verschiedensten Geweben und Zellen wie Hirn, 

Leber, Makrophagen, Epithelzellen der Blutgefäße nachgewiesen und die entsprechenden 

NO-Syntheasen isoliert. In geringen Konzentrationen wirkt NO als Signalüberträger für viele 

verschiedene physiologische Wirkungen wie in seiner Funktion als Neurotransmitter oder als 

Faktor in der Regulation des Blutdrucks. Hohe Konzentrationen an NO, z.B. in Makrophagen, 

wirken cytotoxisch und sind deshalb als Bestandteil des körpereigenen Abwehrsystems an- 

zusehen. Als wichtigste physiologische Funktionen des NO gelten die gefäßerweiternde Wir- 

kung, die Wirkung als Neurotransmitter und die cytotoxischen Wirkungen auf die Makropha- 

gen. 

Im Gegensatz zu Stickstoffmonoxid wirkt Stickstoffdioxid als starkes Reizgas, nach Inhala- 

tion werden die Schleimhäute des Atemtraktes angegriffen. Es reagiert aufgrund seiner 

chemischen Aggressivität bei Kontakt unmittelbar mit der Feuchtigkeit von Schleimhäuten 

bzw. Alveolaroberflächen. Wahrscheinlich erreicht es nicht die Lungenkapillaren. Die Lun- 

genfunktion wird jedoch beeinträchtigt. Nach Einatmung wird NO2 zu 80 - 90% im Atemtrakt 

absorbiert. Die Absorption erfolgt möglicherweise durch Bildung von salpetriger Säure bzw. 

Salpetersäure oder deren Salzen, wie es der Nachweis von Nitrit bzw. Nitrat im Urin und 

auch im Blut nach NO2-Inhalation anzudeuten scheint. Kurzzeitexpositionen zu vergleichs- 

weise hohen Konzentrationen sind gesundheitlich bedeutsamer einzustufen als langfristige 

Belastungen mit niedrigen Konzentrationen. 

Die Geruchsschwelle für das stechend riechende Gas wird mit 200 - 400 µg/m 3 angegeben. 

Bei langsamer Konzentrationserhöhung wird der Geruch infolge Gewöhnung nicht mehr 

wahrgenommen. Morphologische Veränderungen von Zellstrukturen beginnen schon im 

Konzentrationsbereich unter 1.880 µg/m 3 , sie sind in ihrer Ausprägung konzentrations- und 

zeitabhängig und im Gegensatz zu den Wirkungen von SO2 nicht reversibel. 

NO2 kann schon in relativ niedrigen Konzentrationen (beginnend ab etwa 380 µg/m 3 ) nach- 

weisbare biochemische Veränderungen hervorrufen, die frühe Hinweise auf Zellschäden sein 

können. Diese werden erst bei höheren Konzentrationen oder längerer Exposition manifest. 

Eine nachteilige Wirkung auf die Lungenfunktion von Asthmatikern bei intermittierender kör- 

perlicher Aktivität kann bei einer Konzentration von 560 µg/m 3 nachgewiesen werden. Die 

Ergebnisse über eine Wirkung von 190 µg NO2/m 3 auf die Lungenfunktion von Asthmatikern 

(bei nachträglicher Gabe eines Bronchokonstriktors) sind allerdings widersprüchlich. 






Die Wirkung von Stickstoffdioxid auf die Vegetation wurde lange Zeit wenig kritisch betrach- 

tet, insbesondere im Vergleich zur Wirkung dieses Gases auf die menschliche Gesundheit. 

Auch an der Schädigung von Materialien (Baustoffen, Metallen, Kunststoffen, Farben) durch 

Luftverunreinigungen ist NO2 zweifellos beteiligt. Es wird zu den Mitverursachern des „Sau- 

ren Regens" (Wirkungen auf Vegetation, Böden, Gewässer, Materialien) gezählt, wenn auch 

nicht in demselben Ausmaß wie Schwefeldioxid. 


In der Tabelle 4.1.2-3 sind die für Stickstoffdioxid festgesetzten Grenz- und Orientierungs- 

werte aufgeführt. 






Tabelle 4.1.2-3: Grenz- und Orientierungswerte für NO2 in µg/m 3 


nach 17. BImSchV 

13. BImSchV 

Entwurf 12/07 

Entwurf 37. BImSchV 

DFG (2008) 

MAK-Wert 

22. BImSchV (2002) 

(Zeitpunkt, bis zu dem der Grenzwert 

zu erreichen ist: 01.01.2010) 


Grenz-/Orientierungswerte 

200 mg/m³ 

400 mg/m³ 

200 mg/m³ 

100 mg/m³ 

100 mg/m³ 


Expositionsdauer 

Tagesmittelwert 

Halbstundenmittelwert 


Jahresmittelwert (ab 2013) 

Jahresmittelwert (gültig ab 31.12.2013) 

- Krebserzeugend Kategorie 3B 

40 (NO2) 1 

200 (NO2) 1 

400 (NO2) 1 

30 (NO2) 2 

TA Luft (2002) 40 1 


v. 22.05.1999 


v. 22.05.1999 

VDI 2310 Blatt 12 (2004) 

200 1 

30 2 

40 2 (NO2) 

Kalenderjahr 

1 Stunde. Zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 18 

Alarmschwelle 

Kalenderjahr 

Jahr 

1 Stunde (zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 18) 

Jahr 

Kalenderjahr 

200 2 (NO2) 1-Stunden-Grenzwert (zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 18) 

30 3 (NOx) Kalenderjahr 

50 (NO2) 

20 (NO2) 

WHO (2006) 4 40 (NO2) 

24-h-Mittelwert 



200 (NO2) 

1 Stunden-Grenzwert 

US-EPA (2006) 100 (NO2) Jahresmittelwert 

KÜHLING-PETERS (Vorsorgewert) 

Zielniveau 

< 20 

24-Stunden Mittel 

1 

Krebskategorie 3B, es liegen Anhaltspunkte für eine krebserzeugende Wirkung vor, die jedoch zur Einordnung 

in eine andere Kategorie nicht ausreichen. Weitere Untersuchungen erforderlich 

2 

Schutzziel: menschliche Gesundheit 

3 Immissionswert zum Schutz der Vegetation 

4 WHO Guidelines for Air Quality Geneva 2006 




Gefährdungsabschätzung für Stickstoffdioxid (NO2) im Beurteilungsgebiet des Kraft- 

werks Staudinger 

Die NO2-Immissionsvorbelastung wurde vom TÜV Süd an den Messpunkten MP 1, MP 2 und 

MP 6 kontinuierlich, an den weiteren Messpunkten mit Passivsammlern als Monatsmittelwer- 

te gemessen. Weiterhin liegt der HLUG-Messwert von Hanau vor. Die zusätzlichen Immis- 

sionen wurden von Argumet für die drei Alternativen berechnet. 


die Alternative GuD-Anlage und die Alternative Nullvariante die NO2-Kenngrößen der 

vom TÜV Süd gemessenen Immissionsvorbelastung als Jahresmittelwerte an den verschie- 

denen Messstellen dargestellt. Die genauen Messparameter sind dem Gutachten des TÜV 

zu entnehmen. Weiterhin werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunk- 

ten 1 bis 10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhält- 

nis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.1.2-4: Vorhaben, NO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis Zusatzbelastung/Beurteil 

ungswert in % 


MP 1 28 p 0,31 28,31 1,107 0,775 

MP 2 24 k 0,31 24,31 1,292 0,775 

MP 3 20 p 0,15 20,15 0,750 0,375 

MP 4 25 p 0,22 25,22 0,88 0,550 

MP 5 - 0,13 - - 0,325 

MP 6 26 k 0,10 26,10 0,385 0,250 

MP 7 25 p 0,16 25,16 0,696 0,400 

MP 8 23 p 0,23 23,23 1,000 0,575 

MP 9 23 p 0,18 23,18 0,783 0,450 

MP 10 31 p 0,21 31,21 0,677 0,525 

p = Passivsammler, k = kontinuierliche Messungen 




Tabelle 4.1.2-5: Alternative GuD-Anlage, NO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

µg/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und 

TA Luft-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 








in % 


MP 1 28 p 0,61 28,61 2,179 1,525 

MP 2 24 k 0,75 24,75 3,125 1,875 

MP 3 20 p 0,48 20,48 2,400 1,20 

MP 4 25 p 0,28 25,28 1,120 0,700 

MP 5 - 0,31 - - 0,755 

MP 6 26 k 0,28 26,28 1,077 0,700 

MP 7 25 p 0,56 25,56 2,240 1,400 

MP 8 23 p 0,57 23,57 2,478 1,425 

MP 9 23 p 0,48 23,48 2,087 1,200 

MP 10 31 p 0,32 31,32 1,032 0,800 


Tabelle 4.1.2-6: Nullvariante, NO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 



Messpunkt 

Vorbelastung 






in % 


MP 1 28 p 0,58 28,58 2,071 1,450 

MP 2 24 k 0,63 24,63 2,635 1,575 

MP 3 20 p 0,31 20,31 1,550 0,775 

MP 4 25 p 0,19 25,29 0,760 0,475 

MP 5 - 0,22 - - 0,550 

MP 6 26 k 0,21 26,21 0,808 0,525 

MP 7 25 p 0,32 25,56 1,280 0,800 

MP 8 23 p 0,53 23,53 2,304 1,325 

MP 9 23 p 0,39 23,39 1,696 0,975 

MP 10 31 p 0,33 31,33 1,065 0,825 








dargestellt. 

Tabelle 4.1.2-7: Vergleich der drei Alternativen: NO2 (µg/m³) 



Vorhaben 31 (MP 10) 

GuD-Anlage 31 (MP 10) 

Nullvariante 31 (MP 10) 




0,31 (MP 1, MP 2) 31,21 (MP 10) 

Verhältnis max. 

Zusatzbel./ Beurteilungswert 

in % 

0,775 

0,75 (MP 2) 31,32 (MP 10) 1,875 

0,63 (MP 2) 31,33 (MP 10) 1,575 

Die Vorbelastung am Messpunkt der HLUG Hanau beträgt 37 µg/m². 

Die berechneten Zusatzbelastungen liegen für alle drei Alternativen unterhalb der Irrelevanz- 

schwelle nach TA Luft, die Zusatzbelastung der Alternative GuD-Anlage liegt im Vergleich 

mit den beiden anderen Alternativen am höchsten. 

Die bei dem Vorhaben festgestellten NO2-Gesamt-Konzentrationen betragen 50,4 (MP 3) bis 

93 % (MP HLUG-Messpunkt) des Immissionswertes der TA Luft von 40 µg/m³. 

Die bei der Alternative GuD-Anlage festgestellten NO2-Gesamt-Konzentrationen betragen 

51,2 (MP 3) bis 94 % (MP HLUG-Messpunkt) des Immissionswertes der TA Luft von 40 

µg/m³. 

Die bei der Nullvariante festgestellten NO2-Gesamt-Konzentrationen betragen 50,8 (MP 3) 

bis 94,0 % (MP HLUG-Messpunkt) des Immissionswertes der TA Luft von 40 µg/m³. 

Die Gesamtbelastung an NO2 liegt für die in der Umgebung des geplanten Kraftwerk- 

blocks 6 wohnende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie üblicherweise in städti- 

schen Gebieten in Deutschland anzutreffen ist. Die Gesamtbelastung bleibt durch das 

geplante Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie durch die beiden Alternativen 

GuD-Anlage und Nullvariante im Wesentlichen gleich. Aus umweltmedizinisch- 

humantoxikologischer Sicht verändert sich das vorhandene gesundheitliche Risiko 

durch die NO2-Konzentrationen praktisch nicht. 

Die Gesamtkonzentrationen liegen zwar unterhalb des NO2-Grenzwertes der TA Luft, 

es sollte jedoch dafür Sorge getragen werden, dass die vorwiegend aus dem Verkehr 

stammende NO2-Vorbelastung reduziert wird. 




4.1.3 Schwefeldioxid (SO2) 


Schwefeldioxid (SO2) ist ein farbloses Gas von stechendem Geruch und Geschmack; als 

Anhydrid der schwefligen Säure ist es in Wasser gut löslich, es hat die Eigenschaften einer 

Säure und wirkt reduzierend. 

SO2 ist auch heute noch die nach Stickstoffdioxid und Kohlenmonoxid mengenmäßig domi- 

nierende Luftverunreinigung in städtischen Gebieten; es entsteht als unerwünschtes Ne- 

benprodukt bei der Verbrennung fossiler schwefelhaltiger Energieträger (Kohle, Erdöl). Wei- 

tere Emissionsquellen sind die chemische und Metallindustrie. 

Unter den Verkehrsträgern hat der Schiffsverkehr aufgrund der verwendeten Kraftstoffe mit 

einem höheren Schwefelanteil einen vergleichsweise hohen Anteil an SO2-Immissionen. 

Durch die zunehmende Anwendung der Rauchgasentschwefelung in Kraftwerken und den 

vermehrten Einsatz schwefelarmer Brennstoffe sind die SO2-Emissionen in den letzten Jah- 

ren in Deutschland rückläufig. 

Die Verweilzeit von SO2 in der Atmosphäre wird durch verschiedene Oxidationsprozesse und 

die vorzugsweise trockene Deposition bestimmt. Hohe Schornsteine und stabile Luftströ- 

mungen begünstigen den weiträumigen Transport. Unter atmosphärischen Bedingungen 

laufen eine Reihe von Umwandlungsprozessen ab, welche hauptsächlich zur Bildung von 

schwefliger Säure und Schwefelsäure führen, nach Neutralisierung durch basische Kompo- 

nenten wie z.B. Ammoniak weiter zu Sulfiten, Hydrogensulfiten usw. Auch diese atmosphäri- 

schen Umsetzungsprodukte des SO2 sind wirkungs- bzw. umweltrelevant. 

In der folgenden Tabelle sind die Schwefeldioxid-Konzentrationen in Baden-Württemberg, 

Hessen und Rheinland Pfalz von den jeweiligen Landesämtern zur Orientierung dargestellt. 






Tabelle 4.1.3-1: Schwefeldioxid-Immissionskonzentrationen (µg/m³) in verschiedenen Bundesländern 

Messstation SO2 (Jahresmittel) SO2 (98 %til) 

Baden Württemberg 

Mannheim 

Odenwald* 

Hessen 

Gießen 

Frankfurt/M-Ost 

Zierenberg 

Bebra 

Kassel-Nord 

Witzenhausen* 


Hanau 


Mainz 

Ludwigshafen 

Koblenz 

Hunsrück* 

* Vergleichsgebiet 

Wie überall in Deutschland sind die SO2-Jahresmittelwerte in den letzten Jahren deutlich 

gesunken. Sie bewegen sich ganz allgemein auf einem sehr niedrigen Niveau. 

Die folgende Abbildung zeigt die SO2-Situation im Ballungsraum Frankfurt in den Jahren 

1963 bis 2003. http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/luft/ik/ik_ueber 

wachung_txt.htm (HLUG 2006). 


7 (2006) 

6 (2007) 

3 (2006/2007) 

3 (2002) 

5 (2002) 

3 (2002) 

3 (2007) 

3 (2007) 

3 (2007) 

4 (2005, 2006 und 2007) 

4 (2007) 

3 – 4 (2007) 

4 - 6 (2007) 

4 (2007) 

2 (2007) 


11 (2002) 

20 (2002) 

6 (2002) 

Literatur 

LUBW 2008 

HLUG 2003 

2004,2005,2006, 

2007 

ZIMEN 2008 




Abbildung 4.1.3-1: SO2-Immissionen in Frankfurt (Jahresmittelwerte) 

In dieser Abbildung kommt deutlich zum Ausdruck, dass das Niveau der SO2-Immissionen im 

Ballungsraum Frankfurt in den letzten Jahrzehnten erheblich gesunken ist. Die Daten der bis 

1994 reichenden Langzeit-Messreihe im Stadtteil Westend stammen vom Umweltbundes- 

amt, die Angaben ab 1980 zum Standort Höchst von der dortigen HLUG-Messstation. Seit 

1963 fand eine nachhaltige Abnahme der SO2-Konzentrationen statt: Betrug der Mittelwert 

im Jahr 1963 noch 225 µg/m 3 , so lag er 2004 nur noch bei 5 µg/m 3 (HLUG 2006). 

http://atlas.umwelt.hessen.de/servlet/Frame/atlas/luft/ik/ikueberwachung_txt.htm. 


Schwefeldioxid ist ein Reizgas, das aufgrund seiner leichten Löslichkeit in Wasser zu mehr 

als 90 % im Nasen-Rachen-Raum abgefangen wird. Bei sehr hohen Konzentrationen und bei 

Adsorption an Staubpartikel sowie bei ausgeprägter Mundatmung gelangt SO2 in die tieferen 

Atemwege; Partikel können dabei die Entstehung von SO3 katalytisch fördern. Vom Respira- 






tionstrakt wird SO2 in das Blut absorbiert; nach der Biotransformation zu Sulfat wird es über- 

wiegend mit dem Urin ausgeschieden. 

Hohe SO2-Konzentrationen (> 10.000 µg/m³) können zu Bronchokonstriktion, Bronchitis und 

Tracheitis führen. Konzentrationen im Bereich von 2.600 - 2.700 µg/m 3 können bei Asthmati- 

kern Bronchospasmen hervorrufen. Wiederholte kurzzeitige Expositionen gegenüber hohen 

Konzentrationen in Kombination mit langdauernden niedrigen Konzentrationen (wie sie am 

Arbeitsplatz vorkommen) können ein erhöhtes Auftreten von chronischer Bronchitis, insbe- 

sondere auch bei Zigarettenrauchern, bewirken. Aus epidemiologischen Untersuchungen 

wird geschlossen, dass bei chronischer Einwirkung von Schwefeldioxid Entzündungen der 

Nasen-Nebenhöhlen, Atemwegserkrankungen und Emphyseme vermehrt auftreten. 

Bei epidemiologischen Untersuchungen wurden die SO2-Immissionswerte häufig als Indika- 

tor für die Luftbeschaffenheit herangezogen. Die Ergebnisse dieser Untersuchungen sind 

aber oft nicht spezifisch für die Wirkung von SO2, da andere Schadstoffe in ähnlicher Weise 

als Immissionen in erhöhten Konzentrationen vorkommen. Insbesondere ist beim Menschen 

praktisch immer eine Kombinationswirkung mit gleichzeitig auftretenden partikelförmigen 

Luftverunreinigungen anzunehmen. 

Epidemiologische Untersuchungen zur Wirkung von SO2 auf die Gesundheit wurden an 

chronisch exponierten Bevölkerungsgruppen in Belastungsgebieten und während Smog- 

Episoden durchgeführt, in denen die Schadstoffkonzentrationen (vor allem SO2 und Staub) 

kurzfristig extrem erhöht waren. Hier zeigte sich, dass es bei einer mehrtägigen Exposition 

zu einer vermehrten Sterblichkeit älterer Menschen mit chronischen obstruktiven Lungener- 

krankungen sowie älterer Herzkranker kommen kann, wenn die mittlere 24-h-Konzentration 

für SO2 etwa 700 µg/m 3 und für Schwebstoffe gleichzeitig 250 bis 350 µg/m 3 erreicht. Es kam 

zu vermehrten Krankenhausaufnahmen wegen Atemwegserkrankungen, wenn während ei- 

nes Tages die Konzentrationen bei SO2 auf 500 µg/m 3 und bei Schwebstoffen gleichzeitig auf 

500 µg/m 3 stiegen. 

Bei Kindern führte die langfristige chronische Exposition gegenüber 181 - 275 µg SO2/m 3 

und 230 - 310 µg Schwebstaub/m 3 zu einer erhöhten Häufigkeit von Erkrankungen der tiefe- 

ren Atemwege im Vergleich zu Kindern aus einem Kontrollgebiet mit geringerer Luftbelas- 

tung. Auch in anderen Studien mit Kindern aus unterschiedlich belasteten Gebieten ergab 

sich eine Korrelation zwischen der Häufigkeit von Erkrankungen der tieferen Atemwege und 

dem Grad der Luftverunreinigung. 

Bei der Ableitung von Grenzwerten ergeben sich aus Expositionsversuchen mit Freiwilligen 

Hinweise auf Wirkungsschwellen für kurzzeitige Inhalation von reinem SO2. Bei der komple- 

xeren Außenluftexposition muss vor allem die Kombinationswirkung von SO2 und Staub be- 

rücksichtigt werden. Es wird die Möglichkeit einer besonderen Bedeutung des Staubes in 

Bezug auf die beobachtete Übersterblichkeit und Morbiditätshäufigkeit diskutiert; dies zeigt 

sich vor allem deshalb, weil trotz gleichbleibender SO2-Konzentration bei abnehmender 






Staubkonzentration auch die Mortalitäts- und Morbiditätshäufigkeit geringer wird. Kurzzeitige 

Konzentrationsschwankungen mit hohen Spitzenbelastungen sind kritisch zu bewerten. Die 

WHO legt allerdings in ihren Guidelines for Air Quality keine mit Schwebstaub (SPM, sus- 

pended particulate matter) korrespondierenden Werte mehr fest (WHO 2000). 

Für SO2 ist ein 1-Jahresmittelwert medizinisch als fragwürdig anzusehen, da angenommen 

werden muss, dass Schadeffekte vor allem von den auftretenden Spitzenkonzentrationen 

abhängig sind. 

Für die Risikoabschätzung ist es von großer Relevanz, wie groß der Kreis der Betroffenen 

bzw. der möglicherweise Gefährdeten bei unterschiedlichen Immissionskonzentrationen ist, 

bzw. welche Relevanz den zu erwartenden Störungen zukommt. Mortalitätseffekte werden in 

der Regel erst bei hohen SO2-Immissionen (über 500 µg/m 3 ) als Tagesmittelwert, bzw. bei 

Spitzenkonzentrationen über 1.000 µg/m 3 beobachtet. Diese Konzentrationen sind aufgrund 

des Rückgangs der SO2-Immissionen kaum zu erwarten. Daher stellen in erster Linie Morbi- 

ditätseffekte das zu berücksichtigende Risiko hoher SO2-Konzentrationen dar. Die in ver- 

schiedenen Studien beschriebenen kritischen Konzentrationsbereiche liegen bei 200 µg/m 3 

(Tagesmittel, Expositionsdauer einige Tage). Die meteorologische Situation ist dabei eben- 

falls von Bedeutung, insbesondere führen niedrige Außentemperaturen zu Verstärkungsef- 

fekten. 

Bei dem zahlenmäßig kleinen, andererseits gesundheitlich besonders gefährdeten Kollektiv 

„Personen mit Asthma" kommt es in solchen Belastungssituationen vermehrt zu Asthma- 

Anfällen. Dabei trägt das Hauptrisiko die Gruppe der Kranken mit chronischer Bronchitis mit 

oder ohne Obstruktion. Bei solchen Patienten steht bei einer Langzeit-Exposition zwischen 

100 - 200 µg/m 3 neben Lungenfunktionseinbußen die Zunahme der klinischen Beschwerden 

im Vordergrund. 


In der Tabelle 4.1.3-2 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für 

Schwefeldioxid festgeschrieben bzw. vorgeschlagen sind. 






Tabelle 4.1.3-2: Grenz- und Orientierungswerte für SO2 in µg/m 3 



13. BImSchV 

DFG (2008) 

MAK-Wert 

22. BImSchV (2002) 


Grenz-/ Orientierungswerte 

50 mg/m³ 

200 mg/m³ 

200 mg/m³ 


Expositionsdauer 


Halbstundenmittelwert 


1.300 Schwangerschaftsgruppe C 1 

24 Stunden, zulässige Überschrei- 

tungshäufigkeit im Kalenderjahr: 3 

350 2 1 Stunde. Zulässige Überschreitungs- 

häufigkeit im Kalenderjahr: 24 

125 2 

20 3 Kalenderjahr, Winterhalbjahr 

500 Alarmschwelle, über eine volle Stunde 

gemittelt 

TA Luft (2002) 50 Jahr 

125 24 Stunden. Zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 3 

350 1 Stunde. Zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 24 

WHO 2006 4 

20 24-h-Maximum 

500 10-Min-Maximum 

WHO 2000 5 125 24-h-Maximum 

US-EPA (2006) 0,03 ppm (=78 µg/m³) 

0,14 ppm (=364 µg/m³) 

WHO 1996 30 

20 

15 

10 

Richtlinie 1999/30/EG des 

125 

Rates v. 22.05.1999 

Grenzwerte für den Schutz 

350 

der menschlichen Gesundheit 

500 

Richtlinie 1999/30/EG des 

Rates v. 22.05.1999 

Kühling-Peters, Vorsorgewerte 

(Zielniveau) 


24-Stunden: zulässige Überschreitung pro 

Jahr: 1 

Kulturpflanzen 

Wälder/Natürliche Vegetation) 

empfindl. Wälder / natürl. Vegetation 

Flechten 


im Jahr: 3 

1 Stunde. Zulässige Überschreitungshäufigkeit 

im Jahr: 24 

Alarmstufe, drei aufeinander folgende 

Stunden 

20 Kalenderjahr und Winter, Grenzwert für den 

Schutz von Ökosystemen 

< 50 


100 


1 

Schwangerschaftsgruppe C: Ein Risiko der Fruchtschädigung braucht bei Einhaltung des MAK-Wertes nicht 

befürchtet zu werden 

2 

Immissionsgrenzwert zum Schutz der menschlichen Gesundheit; die bis zum 31.12.2004 gültigen Immissionsgrenzwerte 

werden hier nicht mehr aufgeführt 

3 

Zum Schutz von Ökosystemen, dieser Immissionswert muss ab dem Inkrafttreten der VO eingehalten werden 

4 WHO Air quality guidelines Geneva 2006 

5 WHO Air quality guidelines Geneva 2000 




Gefährdungsabschätzung für Schwefeldioxid (SO2) im Beurteilungsgebiet des Kraft- 

werks Staudinger 

Die SO2-Immissionsvorbelastung wurde vom TÜV Süd nicht gemessen. Es liegt der HLUG- 

Messwert von Hanau vor, dieser Wert wird als Vorbelastung in der Umgebung des geplanten 

Kraftwerkblocks 6 zugrundegelegt. Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet für 

die drei Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die SO2-Kenngröße der HLUG-Messstelle 

Hanau dargestellt sowie die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunkten 1 bis 

10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhältnis von 

Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.1.3-3: Vorhaben, SO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %, 


MP 1 4 0,51 4,51 12,75 1,02 

MP 2 4 0,57 4,57 14,25 1,14 

MP 3 4 0,19 4,19 4,75 0,38 

MP 4 4 0,31 4,31 7,75 0,62 

MP 5 4 0,14 4,14 3,50 0,28 

MP 6 4 0,11 4,11 2,75 0,22 

MP 7 4 0,25 4,25 6,25 0,50 

MP 8 4 0,28 4,28 7,00 0,56 

MP 9 4 0,25 4,25 6,25 0,50 

MP 10 4 0,23 4,23 5,75 0,46 




Tabelle 4.1.3-4: Alternative GuD-Anlage, SO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, 

Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und TA Luft- 


Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %, 


MP 1 4 0,46 4,46 11,50 0,92 

MP 2 4 0,64 4,64 16,00 1,28 

MP 3 4 0,19 4,19 4,75 0,38 

MP 4 4 0,14 4,14 3,50 0,28 

MP 5 4 0,19 4,19 4,85 0,38 

MP 6 4 0,12 4,12 3,00 0,24 

MP 7 4 0,30 4,30 7,50 0,60 

MP 8 4 0,25 4,25 6,25 0,50 

MP 9 4 0,29 4,29 7,25 0,58 

MP 10 4 0,18 4,18 4,50 0,36 

Tabelle 4.1.3-5: Nullvariante, SO2: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in µg/m³, Verhältnis 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in %, 


MP 1 4 1,2 5,2 30,00 2,40 

MP 2 4 1,3 5,3 32,50 2,60 

MP 3 4 0,43 4,43 10,75 0,86 

MP 4 4 0,23 4,23 5,75 0,46 

MP 5 4 0,27 4,27 6,75 0,54 

MP 6 4 0,33 4,33 8,25 0,66 

MP 7 4 0,55 4,55 13,75 1,10 

MP 8 4 0,68 4,68 17,00 1,36 

MP 9 4 0,67 4,67 16,75 1,34 

MP 10 4 0,44 4,44 11,00 0,88 




dargestellt. 




Tabelle 4.1.3-6: Vergleich der drei Alternativen SO2 (µg/m³) [MP 1 – MP10] 






(µg/m³) 


Zusatzbel./Beurteilungswert 

in % 

Vorhaben 4 0,57 (MP 2) 4,57 (MP 2) 1,14 

GuD-Anlage 4 0,64 (MP 2) 4,64 (MP 2) 1,28 

Nullvariante 4 1,3 (MP 2) 5,30 (MP 2) 2,60 

Die berechneten Zusatzbelastungen liegen an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 für das 

Vorhaben und die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante unterhalb der Irrele- 

vanzschwelle nach TA Luft. 

In der folgenden Tabelle wird der Messpunkt mit der maximal errechneten Zusatzbelastung 

im Vergleich der drei Alternativen dargestellt. 

Tabelle 4.1.3-7: Vergleich der drei Alternativen SO2 (µg/m³) [MP max] 




(µg/m³) 


Zusatzbel./Beurteilungswert 

in % 

Vorhaben 4 0,85 4,85 1,7 

GuD-Anlage 4 0,78 4,78 1,56 

Nullvariante 4 1,70 5,70 3,4 

Am Punkt mit der maximalen zusätzlichen Immissionsbelastung ergibt sich für die Nullvarian- 

te mit 3,4 % eine geringfügige Überschreitung (1,7 µg/m³) des Irrelevanzkriteriums (1,5 

µg/m³). Die Zusatzbelastung bei der Nullvariante liegt im Vergleich mit den beiden anderen 

Alternativen am höchsten. 

Die bei dem Vorhaben festgestellten SO2-Gesamt-Konzentrationen betragen 8,22 (MP 6) bis 

9,14 % (MP 2) des Immissionswertes der TA Luft von 50 µg/m³. Die bei der Alternative GuD- 

Anlage festgestellten SO2-Gesamt-Konzentrationen betragen 8,24 (MP 6) bis 9,28 % (MP 2) 

des Immissionswertes der TA Luft von 50 µg/m³. Die bei der Nullvariante festgestellten SO2- 

Gesamt-Konzentrationen betragen 8,46 (MP 4) bis 10,6 % (MP 2) des Immissionswertes der 

TA Luft von 50 µg/m³. Am MP max beträgt die SO2-Gesamt-Konzentration 11,6 % des Im- 

missionswertes der TA Luft von 50 µg/m³. 

Die SO2-Gesamt-Konzentrationen sind insgesamt als niedrig einzustufen, sie liegen deutlich 

unterhalb des Immissionswertes der TA Luft von 50 µg/m³ (Schutz der Gesundheit) und auch 




unterhalb des Immissionswertes der 22. BImSchV, der zum Schutz von Ökosystemen mit 20 

µg/m³ angegeben ist. 

Die Gesamtbelastung an SO2 liegt für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks woh- 

nende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie in den letzten Jahren üblicherweise in 

städtischen bzw. ländlich/städtischen Gebieten in Deutschland anzutreffen ist; sie ist 

als sehr niedrig einzustufen. Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht sind 

die SO2-Zusatzkonzentrationen des geplanten Vorhabens sowie der beiden Alternati- 

ven GuD-Anlage und Nullvariante als vernachlässigbar einzustufen. 






4.2 Metalle 

Allgemeines 

Als natürliche Bestandteile der Erdkruste kommen Metalle ubiquitär vor. In geringen Kon- 

zentrationen sind einige Metalle ernährungsphysiologisch notwendig (essentiell) für den 

Menschen, andere dagegen (z.B. Blei, Cadmium, Quecksilber) haben für den menschlichen 

Organismus keine ernährungsphysiologische Bedeutung, einige von ihnen haben eine can- 

cerogene Wirkung beim Menschen. 

Bei Verbrennungsprozessen werden Metalle in den Abgasen freigesetzt, darüber hinaus 

tragen KFZ-Verkehr und metallverarbeitende Betriebe zur Gesamtbelastung der Umwelt bei. 

Vor allem Blei, Cadmium und Quecksilber sind wegen der erhöhten Grundbelastung der 

Umwelt von Bedeutung. Im Allgemeinen werden Metalle (außer Quecksilber) partikulär ge- 

bunden emittiert, eine Emissionsminderung lässt sich daher durch eine wirksame Abgasrei- 

nigung erreichen. 

Bei der umweltmedizinisch-humantoxikologischen Bewertung der Metallemissionen spielen 

weniger momentane Belastungsspitzen eine Rolle, sondern die über einen längeren Zeit- 

raum emittierten mittleren Konzentrationen. Mit akut toxisch wirkenden Konzentrationen ist 

im Allgemeinen nicht zu rechnen, jedoch können chronische Wirkungen eine Rolle spielen. 

Auch essentielle Metalle entfalten ihre biologisch erwünschte Wirksamkeit nur in sehr engen 

Dosisbereichen, Unterschreitungen wie auch Überschreitungen der essentiellen Konzentra- 

tionen können Gesundheitsstörungen zur Folge haben. 

Zur biologischen Verfügbarkeit eines Metalls trägt der Aufnahmeweg entscheidend bei. Die 

Hauptmenge an Metallen wird dem Organismus über die Nahrungskette zugeführt. Da je- 

doch im Allgemeinen die verschiedenen Metalle über die Atemwege vergleichsweise gut 

resorbiert werden, ist es notwendig, diesen (inhalativen) Aufnahmepfad zu berücksichtigen. 

Die Absorptionsraten von verschiedenen mit der Nahrung aufgenommenen Metallen variie- 

ren sehr stark: für Cadmium wird eine Absorptionsrate von weniger als 5 %, für Quecksilber 

5 - 15 %, für Blei 5 - 10 % (Erwachsene) und bis zu 50 % (Kinder) angegeben. Aus der 

Atemluft werden die Metalle dagegen relativ gut aufgenommen (Blei 35 %, Cadmium 10 - 50 

%, Quecksilberdampf 80 %). 

Im Folgenden werden - wie schon bei den Partikeln und den anorganischen Gasen - Stoff- 

beschreibung, Vorkommen, die für den Menschen relevanten Wirkungen sowie die vorlie- 

genden Grenz- und Orientierungswerte für die Metalle dargestellt, die von Verbrennungsan- 

lagen emittiert werden. Die beschriebenen toxischen Wirkungen auf den Menschen werden 

allerdings zumeist durch hohe und kontinuierliche Expositionen hervorgerufen, sie sind nicht 

in den vorliegenden Konzentrationsbereichen zu erwarten. 






Weiterhin wird die Gefährdungsabschätzung für die einzelnen Metalle für die anwohnende 

Bevölkerung im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger vorgenommen. 

Es wird im Einzelnen auf die im Gutachten des TÜV Süd („Immissionsvorbelastungsmes- 

sungen Kraftwerk Staudinger“) gemessene Vorbelastung der Metalle in der PM10-Fraktion 

und im Staubniederschlag zugrundegelegt. Weiterhin wird auf die in der Immissionsprognose 

der Firma Argumet („Immissionsprognose mit Alternativenvergleich“) berechnete Zusatzbe- 

lastung für die drei Alternativen an den verschiedenen Messpunkten eingegangen. 

4.2.1 Antimon (Sb) 


Antimon (Sb) ist ein silberweißes, glänzendes, sprödes, ubiquitär in geringen Konzentratio- 

nen vorkommendes Halbmetall, das an der Luft beständig und auch sonst sehr korrosions- 

fest ist. Die wichtigsten Verbindungen (Sb2O3 und Sb2S3) sind schwerlöslich in Wasser und 

schwerflüchtig. In der Erdkruste findet man generell etwa 0,2 - 0,3 mg/kg, meist als Bestand- 

teil sulfidischer und oxidischer Mineralien in der Verbindung mit Eruptivgestein, gelegentlich 

auch in gediegener Form (Gebel 1999). 

Metallisches Antimon ist Bestandteil verschiedener Metalllegierungen (z.B. mit Zinn und 

Blei). Weiterhin wird es in der Halbleitertechnik verwendet. Antimonverbindungen werden in 

der Plastik-, Papier-, Farb- und Textilindustrie als Flammschutzmittel sowie als Pigment ein- 

gesetzt. Anorganische Antimon-Verbindungen spielen in der analytischen und präparativen 

Chemie eine Rolle. Organische Verbindungen werden in der Industrie u.a. als Katalysatoren 

eingesetzt und in der Medizin als antiparasitäre Präparate. 

Antimon wird in der Umwelt beinahe ausschließlich durch menschliche Aktivität verbreitet, 

und zwar vorwiegend als Antimontrioxid. Emissionsquellen sind wie bei allen Metallen Hüt- 

tenwerke (Gewinnung von Metallen aus Erzen), Feuerungsanlagen, Verbrennungsanlagen 

sowie Düngemittelfabriken. In den beiden folgenden Tabellen sind die Immissionskonzentra- 

tionen im Schwebstaub und Staubniederschlag dargestellt. 






Tabelle 4.2.1-1: Antimon-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in 

verschiedenen Gebieten (ng/m³) 


Jahresmittel Quelle 

Ländlich 2 Kühling & Peters 1994 

Städtisch 0,6 - 32 

Industrie 40 - 85 

Städtisch 0,4 – 4 Schneider/Kalberlah 2000 

Tabelle 4.2.1-2: Antimon-Konzentrationen im Staubniederschlag [µg/(m² x d)] 

in verschiedene Gebieten 

Jahresmittel 


Quelle 

Land 0,8 Kühling & Peters 1994 

Stadt 

Industrie 

Bayern 

2 – 18 

10 – 1.100 

0,5 – 2 (2004) 

LFU Bayern 2005 

In Böden ist Antimon in einem Konzentrationsbereich zwischen 50 und 1.500 µg/kg enthal- 

ten. Bestimmte Pflanzen können offenbar Antimon anreichern, im Mittel werden etwa 10 µg 

Sb/kg nachgewiesen; Tabakpflanzen enthalten etwa 100 µg/kg Trockengewicht; mit dem 

Rauch einer Zigarette werden ungefähr 20 % des Antimongehaltes eingeatmet. 


Antimon wird hauptsächlich mit der Nahrung aufgenommen. Die Absorption erfolgt im Ma- 

gen-Darm-Kanal nur in geringem Maße (15 % bei Antimon(III)kaliumtartrat). Innerhalb von 

1 - 3 Tagen wird der größte Teil über Urin und Faeces wieder ausgeschieden; die Ausschei- 

dungsrate hängt beim Menschen auch von der Antimon-Verbindung ab. Ein kleiner Teil des 

aufgenommenen Antimons wird im Organismus retiniert - hauptsächlich in der Lunge - und 

mit einer längeren biologischen Halbwertszeit (36 bis 100 Tage) eliminiert. 

Bei inhalativer Aufnahme (Arbeitsplatz, Rauchen) gelangt Antimon relativ rasch in das Blut, 

lagert sich an Erythrocyten an und blockiert durch die Bindung an SH-Gruppen verschiedene 

Enzymaktivitäten. So werden u.a. der Protein- und Kohlenhydratstoffwechsel sowie die Gly- 

kogenbildung in der Leber gestört. 




Die toxische Wirkung von Antimon ist mit der von Arsen und Bismut vergleichbar, sie hängt 

jedoch stark von der Art und der Wertigkeit der Verbindung ab; die dreiwertigen Sb- 

Verbindungen weisen eine höhere Toxizität als die fünfwertigen auf. 

Nach oraler Aufnahme erfolgt zunächst eine Reizung der Darmschleimhaut; weiterhin kommt 

es zu Erbrechen, Durchfall, Übelkeit, Muskel- und Gelenkschmerzen. Die zu Erbrechen füh- 

rende Dosis liegt im Bereich zwischen 30 und 60 mg. Durch den Kontakt mit Antimon- 

haltigen Stäuben und Rauchen können Dermatitis, Keratitis, Konjunktivitis und Nasenschei- 

dewandperforationen auftreten. 

Bei industriellen Expositionen wurden Reizungen des Atemtrakts wie Rhinitis, Nasenbluten, 

Rauigkeit in der Nase und Entzündungen in Rachen, Luftröhre und Lunge beobachtet. Anti- 

mon wird bei gewerblich exponierten Personen im Laufe des Arbeitslebens in der Lunge an- 

gereichert. So entwickeln ca. 20 % der Antimon-exponierten Arbeiter röntgenologisch eine 

Pneumokoniose (Staublunge) mit massiver Beeinträchtigung der Lungenfunktion. 

Andauernde Belastungen mit Antimon(III)oxid und Antimonsulfiden können ebenso wie anti- 

parasitäre Behandlung mit Antimonpräparaten zu Kreislauf- und Herzerkrankungen führen. 

Es wird von lokalen Schädigungen der Hautdrüsen, der Magen-Darm-Schleimhaut und des 

Knochenmarks berichtet. Antimonwasserstoff (Stibin) schädigt das Nervensystem und die 

roten Blutkörperchen und verursacht Hämolyse bei Mensch und Tier. 

Organische Antimonverbindungen werden therapeutisch bei Spirochäten- und Trypanoso- 

menkrankheiten eingesetzt. Es liegt eine Reihe von Untersuchungen über Nebenwirkungen 

Antimon-haltiger Chemotherapeutika vor. Über Risiken im Umweltbereich ist kaum etwas 

bekannt. 

Bei Frauen wurden nach Antimon-Belastung Reproduktionsstörungen und ein verlangsamtes 

Wachstum der Säuglinge beobachtet. 

Cancerogene Effekte beim Menschen konnten bisher nicht nachgewiesen werden. Jedoch 

besteht bei Antimon(III)oxid der Verdacht einer krebserregenden Wirkung; so konnte bei In- 

halationsversuchen mit Antimontrioxid bei Ratten bei einer Konzentration von 1,6 mg Sb/m³ 

eine erhöhte Rate von Lungentumoren nachgewiesen werden. 

Grenz- und Orientierungswerte für Antimon 

Da Antimontrioxid im Verdacht steht, krebserregend zu sein, wurde es von der MAK- 

Kommission als krebserzeugend in die Kategorie 2 eingestuft (Stoffe, die als krebserzeu- 

gend für den Menschen anzusehen sind, weil durch hinreichende Ergebnisse aus Langzeit- 

Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen davon auszugehen ist, dass sie einen nen- 

nenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten), d.h. es wurde kein MAK-Wert für Antimon und 

seine anorganischen Verbindungen festgelegt. Seit dem Jahr 2006 ist es in die Keimzellmu- 

tagen-Kategorie 3B eingestuft (DFG 2008). 






In Tabelle 4.2.1-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte dargestellt, die für Anti- 

mon festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 

Tabelle 4.2.1-3: Grenz- und Orientierungswerte für Antimon 

Emissionsgrenzwert 1 

17. BImSchV 

13. BImSchV 

DFG (2008) MAK-Wert 


Grenz-/ 

Orientierungswerte 


Bemerkungen 


0,5 mg/m³ 

0,5 mg/m³ 

- 

Antimon und seine anorg. Verbindungen 

(einatembare Fraktion) 

mit Ausnahme von Antimonwasserstoff 

- - 

VDI MIK-Wert - - 

WHO - - 

TrinkwV (2001) 0,005 mg/L 

Kühling & Peters, Vorsorgewerte 

0,03 ng/m³ Jahresmittelwert 

2 µg/(m² x d) Jahresmittelwert 

TRD Wert 2 25 µg/m³ 


Städte 2 

Ländlich 3 

Städtisch 3 

Ländlich 3 

Städtisch 3 

unit risk 4 

0,08 µg/m³ (= 80 ng/m³) 

0,4 – 4 ng/m³, max. bis 63 ng/m³ 

2 ng/m³ 

0,6 -32 ng/m³ 

0,8 µg/(m² x d) 

2 – 18 µg/(m² x d) 

3,3 x 10-2 

Krebskategorie 2 

Keimzellmutagen-Kategorie 3B 

Beurteilungsniveau für das cancerogene 

Risiko 10-6 

Mittlere Depositionsrate als Anhaltswert 

zur Begrenzung unerwünschter 

Anreicherungen in nicht 

vorbelasteten Böden 

kurzfristige Aufnahme 

langfristige Aufnahme, Referenzkonzentration 

Schwebstaub 

Schwebstaub 

Schwebstaub 



Qualität: nicht geeignet 

1 

17. BImSchV § 5 (1) 3 b) Die Verbrennungsanlagen sind so zu errichten und zu betreiben, dass kein 

Mittelwert, der über die jeweilige Probenahmezeit gebildet ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: 

Antimon, Arsen, Blei, Chrom, Cobalt, Kupfer, Mangan, Nickel, Vanadium und Zinn. 

13. BImSchV § 3 (1): Die Feuerungsanlagen sind so zu erreichten und zu betreiben,..,dass kein Mittelwert, 

der über die jeweilige Probenahmezeit gebildet ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Antimon, 

Arsen, Blei, Chrom, Cobalt, Kupfer, Mangan, Nickel, Vanadium und Zinn. 

2 

Schneider & Kalberlah (2000) 

3 

nach Kühling & Peters (1994) 

4 

Schneider & Kalberlah (2000), der unit risk-Wert wurde von Calabrese & Kenyon (1991) abgeleitet 




Gefährdungsabschätzung für Antimon (Sb) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 

schlag im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

Die Antimon-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer 

MP 5) vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet für die 

drei Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Antimon- 

Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 (außer MP 5) sowie die von Argumet be- 

rechnete Zusatzbelastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maxima- 

len zusätzlichen Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Mess- 

punkte zugrundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den ver- 

schiedenen Messpunkten aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und 

das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.1-4: Vorhaben, Antimon in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in ng/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung 

und Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %. Eigener 

Vorsorge- bzw. RK- 

Wert: 80 ng/m³ 

MP 1 2,9 0,036 2,936 1,24 0,045 

MP 2 1,8 0,036 1,836 2,00 0,045 

MP 3 1,4 0,036 1,436 2,57 0,045 

MP 4 1,6 0,036 1,636 2,25 0,045 

MP 6 2,4 0,036 2,436 1,50 0,045 

MP 7 2,3 0,036 2,336 1,57 0,045 

MP 8 1,4 0,036 1,436 2,57 0,045 

MP 9 3,1 0,036 3,136 1,16 0,045 

MP 10 3,1 0,036 3,136 1,16 0,045 




Tabelle 4.2.1-5: Alternative GuD-Anlage, Antimon in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 

Gesamtbelastung in ng/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von 

Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %. Eigener 



MP 1 2,9 0,022 2,922 0,76 0,028 

MP 2 1,8 0,022 1,822 1,22 0,028 

MP 3 1,4 0,022 1,422 1,57 0,028 

MP 4 1,6 0,022 1,622 1,38 0,028 

MP 6 2,4 0,022 2,422 0,92 0,028 

MP 7 2,3 0,022 2,322 0,97 0,028 

MP 8 1,4 0,022 1,422 1,57 0,028 

MP 9 3,1 0,022 3,122 0,71 0,028 

MP 10 3,1 0,022 3,122 0,71 0,028 

Tabelle 4.2.1-6: Nullvariante, Antimon in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in %. Eigener 



MP 1 2,9 0,070 2,970 2,41 0,088 

MP 2 1,8 0,070 1,870 3,89 0,088 

MP 3 1,4 0,070 1,470 5,00 0,088 

MP 4 1,6 0,070 1,670 4,38 0,088 

MP 6 2,4 0,070 2,470 2,92 0,088 

MP 7 2,3 0,070 2,370 3,04 0,088 

MP 8 1,4 0,070 1,470 5,00 0,088 

MP 9 3,1 0,070 3,170 2,26 0,088 

MP 10 3,1 0,070 3,170 2,26 0,088 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.1-7: Vergleich der drei Alternativen: Antimon in der PM10-Fraktion (ng/m³) 






Verhältnis Zusatzbel./Beurteilungswert 

in % 

Vorhaben 3,1 0,036 3,136 0,045 

GuD-Anlage 3,1 0,022 3,122 0,028 

Nullvariante 3,1 0,070 3,170 0,088 

Immissionsgrenz- bzw. Orientierungswerte sind für Antimon weder in der TA Luft noch in den 

WHO Air Quality Guidelines bzw. vom VDI festgelegt worden. Angaben über Sb-Immissions- 

Konzentrationen liegen in einem sehr großen Bereich (siehe Tabelle 4.2.1-1). Im Rahmen 

der großen Streubreite dieser Angaben können die Immissionskonzentrationen im Einzugs- 

bereich des geplanten Kraftwerkblocks 6 als im unteren Konzentrationsbereich liegend ein- 

gestuft werden. Die errechneten Zusatzbelastungen sind bei allen drei Alternativen als irrele- 

vant nach TA Luft einzustufen. 

Da Antimontrioxid im Verdacht steht, krebserzeugend zu sein, kann normalerweise kein 

Schwellenwert für Wirkungen festgelegt werden, da keine Konzentration angegeben werden 

kann, die als gesundheitlich unbedenklich anzusehen ist. Um trotzdem eine Gefährdungsab- 

schätzung vornehmen zu können, wird - ausgehend von einem tierexperimentell (Ratte) ab- 

geleiteten NOAEC (No Observed Adverse Effect Concentration) von 8 µg Sb/m³ bei langfris- 

tiger inhalativer Exposition und unter der Annahme, dass Antimon nicht cancerogen wirkt - 

versucht, eine Abschätzung des gesundheitlichen Risikos vorzunehmen. Unter Anwendung 

eines Unsicherheitsfaktors von 100 (Faktor 10 zur Übertragung von Tier auf Mensch, Faktor 

10 zum Schutz empfindlicher Personengruppen) ergibt sich ein Vorsorgewert von 80 ng/m³. 

Diese Konzentration würde mit sehr hoher Sicherheit keine toxischen Wirkungen an der 

Lunge von exponierten Menschen hervorrufen. Die maximale Gesamtbelastung (Vorhaben) 

von Sb in PM10 von 3,136 ng/m³ beträgt demnach 3,92% des hier abgeleiteten Vorsorgewer- 

tes. Die Zusatzbelastung liegt bei maximal 0,045 % dieses Beurteilungswertes, sie ist damit 

als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Auch die Referenzkonzentration (RK-Wert) nach Schneider & Kalberlah (2000) für die lang- 

fristige Aufnahme beträgt 80 ng/m³. Da das unit risk als qualitativ nicht ausreichend verläss- 

lich eingestuft wird, wird es hier nicht berücksichtigt. 




Die Antimon-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Antimon im Staubnieder- 

schlag wurden für den Messpunkt MP max von Argumet für alle drei Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Sb- 

Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete Zusatz- 

belastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maximalen zusätzlichen 

Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Messpunkte zugrunde- 

gelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunkten 1 bis 10 

aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung berechnet. 

Tabelle 4.2.1-8: Vorhaben, Antimon im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung in % an den verschiedenen 

Messpunkten 






Verhältnis Zusatzbelastung/Vorbelastung 

in % 

MP 1 1,2 0,055 1,255 4,58 

MP 2 0,5 0,055 0,555 11,00 

MP 3 0,4 0,055 0,455 13,75 

MP 4 0,4 0,055 0,455 13,75 

MP 5 0,3 0,055 0,355 18,33 

MP 6 0,4 0,055 0,455 13,75 

MP 7 0,4 0,055 0,455 13,75 

MP 8 0,3 0,055 0,355 18,33 

MP 9 0,4 0,055 0,455 13,75 

MP 10 0,3 0,055 0,355 18,33 




Tabelle 4.2.1-9: Alternative GuD-Anlage, Antimon im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- 

und Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung in % an den 

verschiedenen Messpunkten 







in % 

MP 1 1,2 0,050 1,250 4,17 

MP 2 0,5 0,050 0,550 10,00 

MP 3 0,4 0,050 0,450 12,50 

MP 4 0,4 0,050 0,450 2,50 

MP 5 0,3 0,050 0,350 16,66 

MP 6 0,4 0,050 0,450 12,50 

MP 7 0,4 0,050 0,450 12,50 

MP 8 0,3 0,050 0,350 16,66 

MP 9 0,4 0,050 0,450 12,50 

MP 10 0,3 0,050 0,350 16,66 

Tabelle 4.2.1-10: Nullvariante, Antimon im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung in % an den verschiedenen 

Messpunkten 

Messpunkt Vorbelastung 




in % 

MP 1 1,2 0,080 1,208 6,67 

MP 2 0,5 0,080 0,508 16,00 

MP 3 0,4 0,080 0,408 20,00 

MP 4 0,4 0,080 0,408 20,00 

MP 5 0,3 0,080 0,308 26,67 

MP 6 0,4 0,080 0,408 20,00 

MP 7 0,4 0,080 0,408 20,00 

MP 8 0,3 0,080 0,308 26,67 

MP 9 0,4 0,080 0,408 20,00 

MP 1o 0,3 0,080 0,308 26,67 



das Verhältnis Zusatzbelastung zu Vorbelastung bei allen drei Alternativen vergleichend dar- 

gestellt. 




Tabelle 4.2.1-11: Vergleich der drei Alternativen: Antimon im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


Max. Vor- 

belastung 

Zusatz- 

belastung 


Gesamt- 

belastung 

Vorhaben 1,2 0,055 1,255 

GuD-Anlage 1,2 0,050 1,250 

Nullvariante 1,2 0,080 1,280 

Insgesamt kann die Aussage getroffen werden, dass sowohl die Vorbelastung als auch die 

errechneten Zusatzbelastungen von Antimon im Staubniederschlag als sehr niedrig einzustu- 

fen sind. 

Gesamt-Bewertung von Antimon 

Die Vorbelastung im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger und die berechnete Zu- 

satzbelastung durch Antimon sowohl in der PM10-Fraktion wie auch im Staubniederschlag 

liegen sowohl bezogen auf die sonst üblicherweise anzutreffenden Immissionskonzentratio- 

nen als auch im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten in einem Konzentrationsbe- 

reich, der eine über das üblicherweise vorhandene Risiko hinausgehende Gefährdung der 

Bevölkerung mit großer Sicherheit ausschließt. 

Beim geplanten Vorhaben sowie bei den beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullva- 

riante ändert sich die Antimon-Gesamtbelastung praktisch nicht. Aus umweltmedizi- 

nisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung in der PM10-Fraktion und 

im Staubniederschlag für die im Beurteilungsgebiet wohnende Bevölkerung als uner- 

heblich zu beurteilen, die Zusatzbelastung ist praktisch nicht nachweisbar und damit 

als bedeutungslos einzustufen. 

4.2.2 Arsen (As) 


Arsen ist in der ganzen Erdkruste in Spuren verteilt, z.B. in Steinkohle, Eruptiv- und Sedi- 

mentgesteinen. Im Boden sind Spuren in der Regel nachweisbar. Metalle, die aus sulfidi- 

schen Erzen hergestellt wurden, enthalten fast immer Spuren von Arsen. 




Arsen wird in die Atmosphäre sowohl durch natürliche als auch durch anthropogene Emitten- 

ten freigesetzt. Die stärkste natürliche Emission erfolgt durch Vulkanausbrüche, die stärksten 

anthropogenen Emittenten sind Metallhütten (insbesondere Kupferhütten). Weiterhin ist die 

Kohleverbrennung hinsichtlich der globalen Emission von Arsen bedeutsam. Mineralische 

Rohstoffe und Brennstoffe enthalten Arsen im Allgemeinen nur in Konzentrationen z. B. von 

2 - 50 mg/kg in Steinkohle bzw. von 0,2 - 10 mg/kg in Braunkohle. 

Arsen wird heute als Legierungsbestandteil und in der Halbleiterherstellung verwendet. Ar- 

senhaltige Schädlingsbekämpfungsmittel und Pigmente spielen heute keine Rolle mehr. 

Beim Einsatz von Nichteisenmetall-Erzen in Hochtemperaturprozessen und Feuerungsanla- 

gen geht ein Teil des Arsens gasförmig in das Abgas über, um bei dessen Kühlung auf die 

üblichen Temperaturen von 100 - 200° C größtenteils wieder zu kondensieren. Dabei reichert 

sich Arsen im Flugstaub an, die Anreicherungsneigung ist jedoch geringer als bei den Metal- 

len Cadmium, Blei oder Nickel. 

Emissionsquellen sind Feuerungsanlagen, Nicht-Eisenmetallerzeugung, Eisen- und Stahl- 

Erzeugung, Steine/Erden-Verarbeitung einschließlich Glaserzeugung sowie Verbrennungs- 

anlagen. 

Die Arsen-Immissionskonzentrationen in verschiedenen Gebieten Deutschlands sind in den 

folgenden Tabellen dargestellt. 






Tabelle 4.2.2-1: Arsen-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub und in der PM10- 

Fraktion in verschiedenen Gebieten (ng/m³) 

NRW 

Rhein/Ruhrgebiet SSt 

Rhein/Ruhrgebiet PM10 

Eifel (Simmerath) SSt 

Eifel (Simmerath) PM10 (2004) 

Bielefeld-Ost 

Hessen 

Kassel 


Hanau-Mitte 

Wetzlar 



1,3 – 8,1 

1,0 – 4,4 

0,5 

0,6 

1,0 (2004) 

0,6 (2007) 

1,3 (2007) 

0,6 (2007) 

1,2 (2007) 


LUA NRW 2003 

LUA NRW 2003 

LUA NRW 2003 

LUA NRW 2005 

LUA NRW 2006 

HLUG Lufthyg. Jahresbeicht 2007 


Mainz Rheinallee 

Baden-Württemberg 

1,9 

LUWG/ZIMEN 2008 

Mannheim 

0,6 – 0,9 Baden-Württemberg Ministerium 

Heidelberg 

0,9 

Umwelt & Verkehr 2003 

Wilhelmsfeld 

0,3 

Ländlich 0,2 – 10 Hassauer/Kalberlah 1999 

Städtische u. Ballungsgebiete 10 – 750 Hassauer/Kalberlah 1999 

Industrie 

Hintergrund Ballungsräume 

10 – 30 Kühling & Peters 1994 

NRW 

2,0 

LAI 2004 

Bayern 

0,6 – 1,0 

LAI 2004 

Tabelle 4.2.2-2: Arsen-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten 

von Deutschland [µg/(m² x d)] 

Ruhrgebiet-Ost 

Wuppertal 

Bielefeld 

Kassel 

Wiesbaden Süd 

Untermain 

Wetzlar 

Ländlich 

Städtische u. Ballungsgebiete 

Industrie 

Bayern 


0,8 – 1,2 

0,6 – 3,6 

< 0,15 

0,6 

0,8 

0,5 

0,6 


schen 1 und 20 µg/L und (Mosel)Wein bis zu 0,5 mg/L (durch den früheren Eintrag von Ar- 

sen-haltigen Insektiziden in den Boden). Meeresfrüchte enthalten deutlich höhere Arsen- 

Konzentrationen (1 - 10 mg/kg) von überwiegend organischen Verbindungen. 


Arsen wird vom Menschen überwiegend oral mit Nahrungsmitteln und Trinkwasser sowie 

inhalativ aufgenommen, wobei der Umfang der Aufnahme von der Bindungsform abhängig 

ist; Arsen kann aber auch durch die Haut absorbiert werden. Organische Arsen- 

Verbindungen werden besonders beim Verzehr von Fischen, Muscheln und Krustentieren 

aufgenommen. Hier handelt es sich meist um Arsenbetain, Arsencholin und Trimethylarso- 

niumlactat und dessen Derivate. 

Arsen wird über das Blut sehr rasch im Körper transportiert. Es verteilt sich im menschlichen 

Gewebe in unterschiedlichen Konzentrationen. Anreicherungen finden sich in der Haut, den 

Hautanhangsgebilden, der Lunge, den Knochen und im Gehirn. Anorganische Arsenverbin- 

dungen werden im menschlichen Körper größtenteils methyliert (zu Dimethylarsinsäure, we- 

niger zu Methylarsonsäure). Diese methylierten Verbindungen werden nicht nur schneller mit 

dem Urin ausgeschieden, sie sind auch weniger toxisch. 

Die toxische Wirkung des Arsens beruht vor allem auf seiner Fähigkeit, kovalente Bindungen 

mit Thiol(SH)gruppen einzugehen. Verschiedene Enzyme wie die Monooxidase, Urease, 

Glucoseoxidase, Cholinoxidase u.a. können durch Arsen gehemmt werden. 

Akute Effekte sind nur bei hohen Dosen vorzugsweise am Gastrointestinaltrakt zu erwarten; 

eine Dosis von 70 bis 180 mg Arsentrioxid ist tödlich für den Menschen. Symptome einer 

Intoxikation sind vor allem Schluckbeschwerden, Bauchschmerzen, Übelkeit, Erbrechen, 

Brustschmerzen und wässriger Durchfall. Anorganische Arsenverbindungen, besonders 

dreiwertige Oxide und Chloride, reizen Lunge und Haut. 

Chronische Arsen-Intoxikationen äußern sich in Störungen des peripheren und zentralen 

Nervensystems, in unregelmäßigen, dunklen Pigmentierungen der Haut (Melanose und Leu- 

kodermie), dem Auftreten von diagonalgestreiften weißen Fingernägeln (Mees'sche Streifen) 

und Warzen. Schäden an den Schleimhäuten zeigen sich hauptsächlich durch Konjunktiviti- 

den, Nasopharyngealkatarrhe, Nasenseptumperforationen, Bronchitiden, Diarrhoen und 

Obstipation sowie Bauchkrämpfe. 

Wirkungen auf das periphere Nervensystem zeigen sich in Paraesthesien, motorischen Aus- 

fällen und Verringerung der Nervenleitgeschwindigkeit. Mattigkeit und Apathie, selten Ence- 

phalopathien weisen auf Schädigungen des zentralen Nervensystems hin. Auch die Sehner- 

ven und das Gleichgewichtsorgan können betroffen sein. Die Leber kann Entzündungen, 

morphologische Veränderungen im Sinne einer Zirrhose bzw. eines Carcinoms aufweisen. 

Darüber hinaus sind herzschädigende Wirkungen (EKG-Veränderungen), Störungen der 






Hämatopoese (Anämien und Agranulozytosen), allergische Kontaktdermatitiden und Durch- 

blutungsstörungen in den Extremitäten bis hin zu Gangrän (Blackfoot Disease) im Zusam- 

menhang mit Arsen-Expositionen beobachtet worden. 

Anzeichen für langandauernde berufliche oder umweltbedingte Expositionen sind hämatolo- 

gische und neurologische Symptome. Als kritische Schwellendosis für die tägliche Arsen- 

Zufuhr wird von verschiedenen Autoren 400 µg/Tag angegeben. Als Folge der Inhalation von 

Arsen wurde eine Zunahme folgender Krebsarten festgestellt: Lungen-, Haut- und Lebercar- 

cinome, Tumoren des Gehirns und des Nervensystems. Nach oraler Belastung sind vor al- 

lem Hautcarcinome zu erwarten. 

Wenige positive Befunde in Mutagenitätstests deuten auf eine kovalente Bindung mit DNA 

hin. Chromosomenveränderungen in Lymphozyten wurden beobachtet. Dagegen fehlen An- 

haltspunkte für mutagene Wirkungen auf Keimzellen. Insgesamt sprechen die Befunde für 

schwache mutagene Wirkungen in einigen Testsystemen. Arsen wirkt teratogen (fruchtschä- 

digend), es ist in der Lage, bei Tieren und auch beim Menschen die Plazenta zu passieren. 

Die beim Menschen cancerogene Wirkung auf Haut, Lunge und selten Leber durch anorga- 

nisches Arsen ist epidemiologisch belegt, sie wird mit der Hemmung von Reparaturprozes- 

sen erklärt; möglicherweise wird in den Nukleotiden der Phosphatrest durch Arsenat ersetzt, 

da beide Ionen in ihrer Struktur ähnlich sind. Organische Arsen-Verbindungen scheinen nicht 

cancerogen zu wirken. Die erhobenen Daten erlauben zum Teil die Ableitung von Dosis- 

Wirkungsbeziehungen bezüglich der durch Inhalation bedingten malignen Erkrankungen der 

Lunge und der durch orale Aufnahme verursachten malignen Hauterkrankungen. 

Vom Länderausschuss für Immissionsschutz (LAI 2004) wird ein unit risk (geschätztes 

Krebsrisiko eines Menschen nach konstanter Exposition über 70 Jahre gegenüber einer 

Konzentration von 1 µg Schadstoff je m³ Atemluft) für Arsen mit 4 x 10 -3 angegeben. 

Grenz- und Orientierungswerte für Arsen 

In der MAK-Liste werden Arsen und anorganische Arsenverbindungen als krebserzeugend, 

Kategoie 1 eingestuft, d.h. als Stoffe, die beim Menschen Krebs erzeugen und bei denen 

davon auszugehen ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten, es 

wird kein MAK-Wert festgelegt, es ist in die Keimzellmutagen-Kategorie 3A eingestuft (DFG 

2008). Wie oben bereits dargestellt, sind mit Inkrafttreten der novellierten Gefahrstoffverord- 

nung (GefahrStoffV) am 01.01.2005 in der MAK- und BAT-Werte-Liste keine TRK- 

(Technische Richtkonzentration)-Werte mehr aufgeführt. 

In Tabelle 4.2.2-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte dargestellt, die für Ar- 

sen festgelegt sind. 






Tabelle 4.2.2-3: Grenz- und Orientierungswerte für Arsen 


17. BImSchV (14.08.2003) 

13. BImSchV (20.07.2004) 

DFG (2008) MAK-Wert 1 

TA Luft (2002) 2 


Grenz- 

/Orientierungswerte 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

- 


Bemerkungen 

Krebskategorie 1, Arsen und anorganische 

As-Verbindungen 

Keimzellmutagen-Kategorie 3A 

4 µg/(m² x d) Mittelungszeitraum: Jahr, Deposition 

EU Richtlinie 2004/107/EG 

15.12.2004 

6,0 ng/m³ Zielwert 

22. BImSchV (neugefasst 04. 

Juni 2007) 

6,0 ng/m³ Zielwert, gültig ab 31.12.2012 

VDI MIK-Wert - 

WHO 

- cancerogen, ein „sicherer“ Wert kann nicht 

angegeben werden 

LAI (1992) 

5 ng/m³ 

LAI (2004) 

6 ng/m³ 

TrinkwV (2001) 

0,01 mg/L 

Kühling/Peters (Vorsorgewerte) 

Schwebstaub 


< 1 ng/m³ 

5 µg/(m² x d) 

TRD Wert 3 Hintergrundwerte 

60 ng/kgxd 

100 ng/m³; 10 ng/(kgxd) 

Land 

Stadt 

0,2 – 10 ng/m³ 

10 – 750 ng/m³ 

Land 


Gefährdungsabschätzung für Arsen (As) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Arsen-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 

5) vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet für die drei 

Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene As- 

Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 (außer MP 5) sowie die von Argumet be- 

rechnete Zusatzbelastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maxima- 

len zusätzlichen Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Mess- 

punkte zugrundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den ver- 

schiedenen Messpunkten aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und 

das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.2-4: Vorhaben, Arsen in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


und LAI-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 6 ng/m³ 

MP 1 0,8 0,11 0,91 13,75 1,83 

MP 2 0,7 0,11 0,81 15,71 1,83 

MP 3 0,7 0,11 0,81 15,71 1,83 

MP 4 0,5 0,11 0,61 22,00 1,83 

MP 6 0,9 0,11 1,01 12,22 1,83 

MP 7 0,8 0,11 0,91 13,75 1,83 

MP 8 0,7 0,11 0,81 15,71 1,83 

MP 9 0,8 0,11 0,91 13,75 1,83 

MP 10 0,9 0,11 1,01 12,22 1,83 




Tabelle 4.2.2-5: Alternative GuD-Anlage, Arsen in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 


Zusatzbelastung und LAI-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 6 ng/m³ 

MP 1 0,8 0,065 0,865 8,13 1,08 

MP 2 0,7 0,065 0,765 9,29 1,08 

MP 3 0,7 0,065 0,765 9,29 1,08 

MP 4 0,5 0,065 0,565 13,00 1,08 

MP 6 0,9 0,065 0,965 7,22 1,08 

MP 7 0,8 0,065 0,865 8,13 1,08 

MP 8 0,7 0,065 0,765 9,29 1,08 

MP 9 0,8 0,065 0,865 8,13 1,08 

MP 10 0,9 0,065 0,965 7,22 1,08 

Tabelle 4.2.2-6: Nullvariante, Arsen in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 6 ng/m³ 

MP 1 0,8 0,21 1,01 26,25 3,5 

MP 2 0,7 0,21 0,91 30,00 3,5 

MP 3 0,7 0,21 0,91 30,00 3,5 

MP 4 0,5 0,21 0,71 42,00 3,5 

MP 6 0,9 0,21 1,11 23,33 3,5 

MP 7 0,8 0,21 1,01 26,25 3,5 

MP 8 0,7 0,21 0,91 30,00 3,5 

MP 9 0,8 0,21 1,01 26,25 3,5 

MP 10 0,9 0,21 1,11 23,33 3,5 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.2-7: Vergleich der drei Alternativen: Arsen in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 0,9 0,11 1,01 1,83 

GuD-Anlage 0,9 0,065 0,965 1,08 

Nullvariante 0,9 0,21 1,11 3,50 

Immissionsgrenzwerte sind für Arsen weder in der TA Luft noch vom VDI bzw. in den WHO 

Air Quality Guidelines festgelegt worden. Der LAI gibt einen Orientierungswert von 6 ng/m³ 

an. Die 4. Tochter-Richtlinie sieht ebenfalls einen Immissionswert von 6 ng/m³ vor. 

Die hier festgestellten Arsen-Gesamt-Konzentrationen von maximal 1,11 ng/m³ (Nullvariante, 

MP 6 und MP 10) liegen deutlich unter dem vorgeschlagenen Immissionswert von 6 ng/m³, 

sie betragen maximal 18,5 % dieses Wertes. Die errechnete Zusatzbelastung liegt bei 1,83 

% (Vorhaben 1.100 MW Steinkohleblock) bzw. 1,1 % (Alternative GuD-Anlage) dieses Beur- 

teilungswertes, sie ist damit für diese beiden Alternativen als irrelevant nach TA Luft einzu- 

stufen. 

Die errechnete Zusatzbelastung bei der Nullvariante liegt bei 3,5 % dieses Beurteilungswer- 

tes, sie ist damit als nicht irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Bei Anwendung des vom LAI festgesetzten unit risk von 4 x 10 -3 pro 1 µg As/m³ können fol- 

gende Krebsrisiken vergleichend für die drei Alternativen errechnet werden: 

Tabelle 4.2.2-8: Vergleich der drei Alternativen: Errechnete Krebsrisiken 

Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 


(max) 

Vorhaben 4,0 x10 -6 4,4 x10 -7 

GuD-Anlage 3,86 x10 -6 2,6 x10 -7 

Nullvariante 4,4 x10 -6 8,4 x10 -7 

Das maximale errechnete zusätzliche Krebsrisiko beträgt 8,4 x10 -7 (Nullvariante), das sind 8 

bis 9 Krebsfälle pro 10 Millionen Menschen. 

Das durch die Zusatzbelastung entstehende (geschätzte) zusätzliche gesundheitliche 

Risiko für die Bevölkerung ist beim geplanten Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) 

sowie bei den beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante damit so gering, dass 

es als praktisch nicht mehr nachweisbar ("virtually safe dose") einzustufen ist. 




Arsen im Staubniederschlag 

Die Arsen-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 

vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Arsen im Staubniederschlag 

wurden für den Messpunkt MP max von Argumet für alle drei Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene As- 





aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhältnis von Zu- 

satzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.2-9: Vorhaben, Arsen im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung zu Beurteilungswert 

(%) an den verschiedenen Messpunkten 







Vorbelastung 

in % 


in %, 

TA Luft (Boden) 

4 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,7 0,17 0,87 24,29 4,25 

MP 2 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 3 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 4 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 5 1,2 0,17 1,37 14,17 4,25 

MP 6 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 7 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 8 0,4 0,17 0,57 42,50 4,25 

MP 9 0,3 0,17 0,47 56,67 4,25 

MP 10 0,2 0,17 0,27 85,00 4,25 




Tabelle 4.2.2-10: Alternative GuD-Anlage, Arsen im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 

Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung 

zu Beurteilungswert (%) an den verschiedenen Messpunkten 







Vorbelastung 

in % 


in %, 


4 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,7 0,15 0,85 21,43 3,75 

MP 2 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 3 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 4 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 5 1,2 0,15 1,35 12,5 3,75 

MP 6 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 7 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 8 0,4 0,15 0,55 37,50 3,75 

MP 9 0,3 0,15 0,45 50,00 3,75 

MP 10 0,2 0,15 0,25 75,00 3,75 

Tabelle 4.2.2-11: Nullvariante, Arsen im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







Vorbelastung 

in % 


in %, 


4 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,7 0,24 0,94 34,29 6,0 

MP 2 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 3 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 4 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 5 1,2 0,24 1,44 20,00 6,0 

MP 6 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 7 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 8 0,4 0,24 0,64 60,00 6,0 

MP 9 0,3 0,24 0,54 80,00 6,0 

MP 10 0,2 0,24 0,44 120,00 6,0 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.2-12: Vergleich der drei Alternativen: Arsen im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


Max. Vorbelas- 

tung 

Max. Zusatz- 

belastung 


Gesamtbelas- 

tung 

Verhältnis Zu- 

satzbel./Beur- 

teilungswert in % 

Vorhaben 1,2 0,17 1,37 4,25 

GuD-Anlage 1,2 0,15 1,35 3,75 

Nullvariante 1,2 0,24 1,44 6,00 

Die Vorbelastung an Arsen im Staubniederschlag ist üblicherweise vorkommend, die errech- 

neten Zusatzbelastungen dagegen sind vergleichsweise hoch einzustufen. Die errechnete 

Zusatzbelastung bei der Nullvariante ist als nicht irrelevant zu beurteilen. 

Kühling & Peters geben als häufige Belastung von Arsen im Staubniederschlag in ländlichen 

Bereichen von weniger als 3 µg/(m²xd) an. Als Anhaltswert (mittlere Deposition zur Begren- 

zung unerwünschter Anreicherungen in nicht vorbelasteten Böden) schlagen die Autoren 

eine As-Konzentration von 5 µg/(m² x d) vor. Die hier berechnete Gesamtbelastung liegt bei 

48 % dieses Wertes. Der Anhaltswert ist nicht toxikologisch abgeleitet. 

Die Immissionsbelastung an Arsen in der PM10-Fraktion und auch im Staubniederschlag liegt 

im Einzugsbereich des geplanten Kraftwerkblock 6 sowohl bezogen auf die sonst üblicher- 

weise anzutreffenden Immissionskonzentrationen als auch im Hinblick auf die vorliegenden 

Toxizitätsdaten in einem Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhande- 

ne Risiko hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit ausschließt. 

Die Gesamtbelastung im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger durch Arsen 

in der PM10-Fraktion sowie im Staubniederschlag liegt im Hinblick auf die vorliegenden 

Toxizitätsdaten in einem Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vor- 

handene (Krebs)-Risiko hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Si- 

cherheit ausschließt. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Zusatzbelastung von Arsen 

in der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag durch das geplante Vorhaben 

(1.100 MW Steinkohleblock) und die Alternative GuD-Anlage als irrelevant nach TA 

Luft einzustufen, sie ist praktisch nicht nachweisbar und als vernachlässigbar bewerten. 

Die errechnete Zusatzbelastung in der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag 

durch die Alternative Nullvariante ist als nicht irrelevant nach TA Luft zu bewerten. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist jedoch die Gesamtbelastung 

von Arsen sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beur- 

teilungsgebiet wohnende Bevölkerung durch das geplante Vorhaben (1.100 MW Stein- 

kohleblock) sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante an allen 

hier betrachteten Messpunkten als unerheblich zu beurteilen. 




4.2.3 Blei (Pb) 


Das Schwermetall Blei kommt in der Umwelt ubiquitär vor, es wird bei der Gewinnung von 

Erzen und bei vielfältigen Verarbeitungen von Metallen (Bleihütten, Batteriefabriken usw.) 

emittiert. Weitere Emissionsquellen sind auch hier Feuerungsanlagen, Verbrennungsanlagen 

usw.. Blei wurde bis in die siebziger Jahre in besonderem Maße mit den Abgasen des Kraft- 

verkehrs emittiert. Seitdem bleifreies Benzin Verwendung findet, sind die Blei-Immis- 

sionskonzentrationen in Deutschland deutlich gesunken. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Blei-Konzentrationen in verschiedenen Gebieten 

Deutschlands im Schwebstaub, in der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag dargestellt. 

Tabelle 4.2.3-1: Blei-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub und in der PM10-Fraktion in 

verschiedenen Gebieten (ng/m³) 

NRW 

Ruhrgebiet Schwebstaub 

Rhein-Ruhrgebiet PM10 

Eifel (Simmerath) Gesamt- 

schwebstaub 

Bielefeld-Ost PM10 

Hessen 

städtisch 

ländlich 

Darmstadt PM10 

Wetzlar PM10 

Kl. Feldberg PM10 

Kassel-Nord 

Hanau-Mitte 


Mannheim 

Heidelberg 

Wilhelmsfeld 





20 - 40 

10 - 110 

40 

10 

9 – 24 

5 – 6 

6 (2007) 

25 (2007) 

4 (2007) 

6 (2007) 

8 (2007) 

13 - 20 

11 

8 

9,8 


LUA NRW 2001 LUQS 

LUA NRW 2002 


LUA 2006 

HLUG Lufthygienischer Jahresbericht 

2002 


2002 HLUG 2007 

Baden-Württemberg Ministerium 



Städtische u. Ballungsgebiete 100 – 400 Kühling & Peters 1994 

Ländlich 50 – 100 Kühling & Peters 1994 

Industrie 1.000 oder mehr Kühling & Peters 1994 

Stadt/Land (Durchschnitt) 1.000 Kalberlah 1999 




In der folgenden Tabelle sind die Blei-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiede- 

nen Gebieten Deutschlands aus den frühen neunziger Jahren sowie aus den Jahren 2004 

und 2007 dargestellt. 

Tabelle 4.2.3-2: Blei-Konzentrationen im Staubniederschlag [µg/(m² x d)] in verschiedenen 

Gebieten 


Jahresmittel 


Quelle 

Land K.A. Kühling & Peters 1994 

Stadt 

Industrie 

Bayern 

Hessen 


Untermain 

Wetzlar 


40 - 1.000 

60 - 5.000 

1,8 – 14,4 (2004) 

7,0 (2007 

6,9 (2007) 

4,9 (2007) 

LfU Bayern 2005 

HLUG Lufthyg. Jahresbericht 2007 

Die Bleiaufnahme aus Lebensmitteln unterliegt großen Streuungen. Als Zufuhr an Blei über 

Lebensmittel wird eine Größenordnung um 50 µg/d für Kinder angegeben, für Erwachsene 

100 µg/d (WHO 1987, Wilhelm und Ewers 1993, Kalberlah 1999). Andere Angaben aus 

Nordrhein-Westfalen geben für Jungen 0,8 µg/kgxd an, für Mädchen 0,64 µg/kgxd (Wilhelm 

und Ewers, 1993, Ewers 1993). Die Gesamtzufuhr von Blei bei Kindern wird auf ca. 160 µg/d 

(10 - 16 µg/kg x d bei 10 – 15 kg Körpergewicht) abgeschätzt. Bei nicht beruflich exponierten 

Erwachsenen wird eine Zufuhr von ca. 150 – 160 µg/d angenommen (Wilhelm und Ewers 

1993). 

Hiervon werden im Verdauungstrakt bei den Erwachsenen ca. 5 bis 10 % absorbiert; bei den 

Kleinkindern liegt die Absorptionsrate mit ca. 50 % deutlich höher (Kalberlah 1999). 

Blei wird vorwiegend oral und inhalativ aufgenommen. Die Absorption ist abhängig von der 

Löslichkeit der Bleiverbindungen und der Zusammensetzung der Nahrung. Calcium- und 

Vitamin D-Mangel verstärken die Absorption. Die Belastung des Organismus durch Inhalati- 

on bleihaltigen Staubes wird durch Deposition, Elimination und Absorption der inhalierten 

Staubpartikel bestimmt. Es wird davon ausgegangen, dass der absorbierte Anteil an inhalativ 

aufgenommenem Blei bei ca. 90% liegt. 




Das absorbierte Blei gelangt zunächst in das Blut und verteilt sich auf die verschiedenen 

Organe und Gewebe. Etwa 90 % des im Blut befindlichen Bleis ist an Bestandteile der 

Erythrozyten gebunden. Durch Hemmung verschiedener Enzyme beeinflusst Blei die Häm- 

synthese auf mehreren Stufen. Einige Vorstufen des Häm treten vermehrt im Blut auf und 

werden mit dem Urin ausgeschieden (z.B. die δ-Aminolävulinsäure und das Coproporphino- 

gen-III). Weiterhin sind Wirkungen von Blei auf die Erythrozytenmembran und eine Vermin- 

derung der Lebensdauer von Erythrozyten beschrieben worden. 

Blei wird vorwiegend im Knochen gespeichert. Es kann die Plazenta passieren und damit in 

den fetalen Blutkreislauf gelangen. Weiterhin ist Blei in geringem Umfang in der Lage, die 

Blut-Hirnschranke zu durchdringen. Dies ist besonders für Kinder relevant, bei denen diese 

noch nicht vollständig ausgebildet ist. Die Ausscheidung von Blei erfolgt über die Faeces und 

die Nieren, ein geringer Teil wird in Haaren und Nägeln eliminiert. 

Akute Intoxikationen sind selten, da die meisten Bleiverbindungen schwerlöslich sind. Es 

treten Symptome auf wie Erbrechen, Darmkoliken, Verstopfung und akutes Nierenversagen. 

Gelegentlich wird eine Blei-Encephalopathie festgestellt, die sich in Erbrechen, Apathie, 

Schwindelgefühl und Koordinationsstörungen, Überaktivität und anderen Erscheinungen 

zeigt. 

Die bekanntesten Effekte bei chronischen Bleiintoxikationen sind Schwächegefühl, Appetitlosigkeit, 

Nervosität, Obstipation, Kopfschmerzen, Muskel- und Gelenkschmerzen, Zittern, Encephalopathien 

und Koliken. Im Wesentlichen lassen sich folgende Symptome feststellen: 

Blässe, Gewichtsabnahme, Anämien, erhöhte Ausscheidung an δ-Aminolävulinsäure im 

Urin, erhöhter Blutbleispiegel, basophil getüpfelte Erythrozyten, Tremor und Bleisaum an den 

Zähnen. 

Es liegen zahlreiche Untersuchungsergebnisse über Schädigungen des zentralen und des 

peripheren Nervensystems als Folge beruflicher oder umweltbedingter Bleiexposition vor. 

Offensichtlich besteht ein Zusammenhang zwischen erhöhter vorgeburtlicher und/oder frühkindlicher 

Bleibelastung und neuropsychologischen Auffälligkeiten wie Hyperaktivität und 

Störungen der Feinmotorik, Intelligenzminderung und Minderung der Lernleistung. 

Angaben zur Cancerogenität sind widersprüchlich. Während einige Autoren keine Hinweise 

für cancerogene oder cocancerogene Wirkungen beim Menschen sehen, ist bei Tieren dagegen 

die Entstehung von Krebs nach hohen Gaben beobachtet worden. Andere Autoren 

gehen von einer möglichen cancerogenen Wirkung beim Menschen aus, während keine ausreichenden 

Beweise im Tierexperiment vorliegen. 

Mutagene Wirkungen (Chromosomenaberrationen) sind bei Blei-Intoxikationen bekannt. Abgesehen 

von seiner toxischen Wirkung auf den Fetus gibt es keinen Hinweis für die Teratogenität 

von Blei. 

Die Blei-Exposition von Einzelpersonen lässt sich am besten anhand der Blei-Konzentration 

im Vollblut als sogenannte innere Blei-Belastung charakterisieren. Die Blei-Konzentrationen 






im Blut der Normalbevölkerung in Deutschland liegen derzeit im Mittel zwischen 6 bis 7 

µg/100 ml; Blei-Konzentrationen oberhalb von 15 µg/100 ml werden nur noch bei weniger als 

1 % der Bevölkerung beobachtet. Die WHO fordert (für Europa), dass 98 % der Normalbevölkerung 

(Erwachsene und Kinder) eine Blei-Konzentration von weniger als 20 µg/100 ml 

Blut haben sollten. 

Grenz- und Orientierungswerte für Blei 

Die Kommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen Forschungsgemeinschaft 

(MAK-Kommission) hat Blei und seine Verbindungen (atembare Fraktion) 

im Jahr 2006 erstmalig in die (Krebs)-Kategorie 2 eingestuft (Stoffe, die als krebserzeugend 

für den Menschen anzusehen sind, weil durch hinreichende Ergebnisse aus Langzeit- 

Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen und epidemiologischen Untersuchungen 

davon auszugehen ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten). Ein 

MAK-Wert wird seit 2004 nicht mehr festgelegt (DFG 2008). 

In Tabelle 4.2.3-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte dargestellt, die für Blei 

festgelegt sind. 






Tabelle 4.2.3-3: Grenz- und Orientierungswerte für Blei 


17. BImSchV * 

13. BImSchV 





0,5 mg/m³ * 

0,5 mg/m³ 

- 

0,5 µg/m³ 

100 µg/(m² x d) 2 

VDI MIK-Wert 1,5 µg/m³ 

WHO 3 

22.BImSchV (2002) 

Immissionsgrenzwert 

0,5 µg/m³ 

TrinkwV (2001) 0,01 mg/L 

DFG 4 BAT-Werte 

(BLW Biologischer Leit-Wert) 

WaBoLu 5 BAT I 

BAT II 

BAT I 

BAT II 


Bemerkungen 



Mittelungszeitraum: Jahr 

Deposition, Mittelungszeitraum: Jahr 


3 µg/m³ 

Mittelwert über 24 Stunden 

0,5 µg/m³ Jahresmittelwert 

400 µg/L Vollblut 






TRD Wert 6 1 µg/kg x d 

Kühling & Peters, 

Vorsorgewerte 


Durchschnitt Stadt/Land 

Land 

Stadt 

Land 

Stadt 

< 0,5 µg/m³ 7 

20 µg/(m² x d) 8 

1 µg/m³ 

0,05 - 0,1 µg/m³ 

0,1 – 0,4 µg/m³ 

20 – 80 µg/(m²xd) 

40 – 1.000 µg/(m²xd) 


Frauen jünger als 45 Jahre 

Risikogruppen 

Risikogruppen 

übrige Personen 

übrige Personen 

langfristige Aufnahme 

Jahresmittel, Mindestniveau 

Jahresmittel, mittlere Depositionsrate 

als Anhaltswert zur Begrenzung 

unerwünschter Anreicherungen in 

nicht vorbelasteten Böden 

Schwebstaub (Kalberlah 1999) 

Schwebstaub (Kühling & Peters 1994) 

Schwebstaub (Kühling & Peters 1994) 

Staubniederschlag (Kühling & Peters 1994) 

Staubniederschlag (Kühling & Peters 1994) 

* 17. BImSchV § 5 (1) 3 b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen/ Feuerungsanlagen sind 

so zu errichten und zu betreiben, dass kein Mittelwert, der über die jeweilige Probenahmezeit gebildet 

ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Antimon, Arsen, Blei, Chrom, Cobalt, Kupfer, Mangan, Nickel, 

Vanadium und Zinn. 

1 Krebs-Kategorie 2: Stoffe, die als krebserzeugend für den Menschen anzusehen sind, weil durch hinreichende 

Ergebnisse aus Langzeit-Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen und epidemiologischen 

Untersuchungen davon auszugehen ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko 

leisten. Ein MAK-Wert wird seit 2004 nicht mehr festgelegt. 

2 Immissionswerte für Schadstoffdepositionen zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen 

3 

4 

Luftqualitätsleitwert (WHO 2000) 

Biologische Arbeitsstofftoleranzwerte (zum Schutz der Gesundheit von Beschäftigten am Arbeitsplatz) 

5 Institut für Wasser-, Boden- und Lufthygiene des Umweltbundesamtes: HBM: Human-Biomonitoring- 

6 

Werte (Anonym 1996) 

Kalberlah (1999) 

7 

nach Kühling & Peters, Mindestniveau, sofern die Grundbelastung geringer ist, sollte der gefundene 

Wert angesetzt werden. 

8 

nach Kühling & Peters, mittlere Depositionsrate zum Erhalt der Nahrungsmittelqualität für relativ 

unbelastete Böden 




Gefährdungsabschätzung für Blei (Pb) in der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag 


Die Blei-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 5) 

vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet für die drei 



die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Pb- 

Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zusatz- 



gelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den verschiedenen Mess- 

punkten aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhältnis 

von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.3-4: Vorhaben, Blei in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

ng/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und 


Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



TA Luft: 500 ng/m³ 

MP 1 7,2 0,36 7,56 5,00 0,072 

MP 2 6,2 0,36 6,56 5,81 0,072 

MP 3 5,9 0,36 6,26 6,10 0,072 

MP 4 4,8 0,36 5,16 7,50 0,072 

MP 6 9,2 0,36 9,56 3,91 0,072 

MP 7 6,4 0,36 6,76 5,63 0,072 

MP 8 5,3 0,36 5,66 6,79 0,072 

MP 9 6,9 0,36 7,26 5,22 0,072 

MP 10 8,0 0,36 8,36 4,50 0,072 




Tabelle 4.2.3-5: Alternative GuD-Anlage, Blei in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



TA Luft: 500 ng/m³ 

MP 1 7,2 0,22 7,42 3,06 0,044 

MP 2 6,2 0,22 6,42 3,55 0,044 

MP 3 5,9 0,22 6,12 3,73 0,044 

MP 4 4,8 0,22 5,02 4,58 0,044 

MP 6 9,2 0,22 9,42 2,39 0,044 

MP 7 6,4 0,22 6,62 3,43 0,044 

MP 8 5,3 0,22 5,52 4,15 0,044 

MP 9 6,9 0,22 7,12 3,19 0,044 

MP 10 8,0 0,22 8,22 2,75 0,044 

Tabelle 4.2.3-6: Nullvariante, Blei in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



TA Luft: 500 ng/m³³ 

MP 1 7,2 0,70 7,90 9,72 0,14 

MP 2 6,2 0,70 6,90 11,29 0,14 

MP 3 5,9 0,70 6,60 11,86 0,14 

MP 4 4,8 0,70 5,50 14,58 0,14 

MP 6 9,2 0,70 9,90 7,61 0,14 

MP 7 6,4 0,70 7,10 10,94 0,14 

MP 8 5,3 0,70 6,00 13,21 0,14 

MP 9 6,9 0,70 7,60 10,14 0,14 

MP 10 8,0 0,70 8,70 8,75 0,14 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.3-7: Vergleich der drei Alternativen: Blei in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 9,2 0,36 9,56 0,072 

GuD-Anlage 9,2 0,22 9,42 0,044 

Nullvariante 9,2 0,70 9,90 0,140 

Der Immissionswert der TA Luft ist mit 0,5 µg/m³ (= 500 ng/m³) festgelegt, d.h. die maximale 

Gesamtbelastung von 9,90 ng/m³ beträgt 1,98 % des TA Luft-Immissionswertes. Die errechnete 

maximale Zusatzbelastung von 0,7 ng/m³ liegt bei 0,14 % dieses Immissionswertes, sie 

ist für das Vorhaben und die beiden Alternativen als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Die Blei-Immissionskonzentrationen in städtischen Bereichen in Nordrhein-Westfalen liegen 

in den letzten Jahren bei 10 bis 40, max. bis 110 ng Pb/m³, in städtischen Gebieten in Hessen 

bei 9 bis 24 ng/m³, die Messwerte an der HLUG-Messstelle Hanau-Mitte lagen im Jahr 

2007 bei 9 ng/m³. Die hier betrachteten Konzentrationen von maximal 9,9 ng/m³ liegen im 

Bereich der heutigen Hintergrundbelastung von städtischen Gebieten. 

Blei im Staubniederschlag 

Die Blei-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 

vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Blei im Staubniederschlag wur- 

den für den Messpunkt MP max von Argumet für alle drei Alternativen berechnet. 


die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Blei- 










Tabelle 4.2.3-8: Vorhaben, Blei im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 








Verhältnis 

Zusatzbelastung/Vorbelas 

tung in % 


in %, 

TA Luft (Boden) 100 

[µg/(m²xd)] 

MP 1 2,6 0,55 3,15 21,15 0,55 

MP 2 2,7 0,55 3,25 20,37 0,55 

MP 3 3,1 0,55 3,65 17,74 0,55 

MP 4 2,7 0,55 3,25 20,37 0,55 

MP 5 3,2 0,55 3,75 17,19 0,55 

MP 6 3,3 0,55 3,85 16,67 0,55 

MP 7 2,4 0,55 2,95 22,92 0,55 

MP 8 8,0 0,55 8,55 6,88 0,55 

MP 9 2,5 0,55 3,05 22,00 0,55 

MP 10 2,1 0,55 2,65 26,19 0,55 

Tabelle 4.2.3-9: Alternative GuD-Anlage, Blei im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %, 


100 [µg/(m²xd)] 

MP 1 2,6 0,5 3,10 19,23 0,5 

MP 2 2,7 0,5 3,20 18,52 0,5 

MP 3 3,1 0,5 3,60 16,13 0,5 

MP 4 2,7 0,5 3,20 18,50 0,5 

MP 5 3,2 0,5 3,70 15,63 0,5 

MP 6 3,3 0,5 3,80 15,15 0,5 

MP 7 2,4 0,5 2,90 20,83 0,5 

MP 8 8,0 0,5 8, 50 6,25 0,5 

MP 9 2,5 0,5 3,00 20,00 0,5 

MP 10 2,1 0,5 2,60 23,81 0,5 




Tabelle 4.2.3-10: Nullvariante, Blei im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in %, TA 

Luft (Boden) 

100 [µg/(m²xd)] 

MP 1 2,6 0,8 3,40 30,77 0,8 

MP 2 2,7 0,8 3,50 29,63 0,8 

MP 3 3,1 0,8 3,90 25,81 0,8 

MP 4 2,7 0,8 3,50 29,63 0,8 

MP 5 3,2 0,8 4,00 25,00 0,8 

MP 6 3,3 0,8 4,10 24,24 0,8 

MP 7 2,4 0,8 3,20 33,33 0,8 

MP 8 8,0 0,8 8,80 10,00 0,8 

MP 9 2,5 0,8 3,30 32,00 0,8 

MP 10 2,1 0,8 2,90 38,09 0,8 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.3-11: Vergleich der drei Alternativen: Blei im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 



tung 

Max. Zusatz- 

belastung 


Gesamtbelas- 

tung 


satzbelas- 

tung/Beurtei- 

lungswert in % 

Vorhaben 8,0 0,55 8,55 0,55 

GuD-Anlage 8,0 0,50 8,50 0,50 

Nullvariante 8,0 0,80 8,80 0,80 

Die TA Luft hat einen Immissionswert für Schadstoffdepositionen zum Schutz vor schädli- 

chen Umwelteinwirkungen von 100 µg Blei/(m² x d) festgelegt. Die Gesamtbelastung liegt mit 

maximal 8,80 µg/(m²xd) deutlich unter dem Immissionswert der TA Luft. Die Zusatzbelastung 

liegt bei maximal 0,8 % des Immissionswertes, sie ist bei allen drei Alternativen als irrelevant 

nach TA Luft einzustufen. 

Kühling & Peters geben als häufige Belastung für Blei im Staubniederschlag im ländlichen 

Bereich Konzentrationen von 10 bis 1.000 µg/(m²xd) an. Als Anhaltswert (mittlere Deposition 

zur Begrenzung unerwünschter Anreicherungen in nicht vorbelasteten Böden) schlagen die 

Autoren eine Pb-Konzentration von 20 µg/(m² x d) vor. Die hier berechnete Gesamtbelastung 

liegt unter diesem Wert. Der Anhaltswert ist nicht toxikologisch abgeleitet. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Blei 

sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag als heutzutage üblicher- 

weise vorkommend einzustufen, sie ist als unerheblich zu beurteilen. Die Zusatzbelas- 

tung durch das geplante Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie durch die bei- 

den Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante ist praktisch nicht nachweisbar und 

damit für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks wohnende Bevölkerung als ver- 

nachlässigbar einzustufen. 

4.2.4 Cadmium (Cd) 


Das Schwermetall Cadmium (Cd) kommt ubiquitär vor; der Cadmiumgehalt mineralischer 

Rohstoffe beträgt im Allgemeinen nur wenige Milligramm pro Kilogramm, eine Ausnahme 

bilden Nichteisenmetall(NE)-Erze mit Cadmiumgehalten bis zu 1 %. Cadmium wird haupt- 

sächlich in folgenden Anwendungsbereichen benötigt: Stabilisatoren für Kunststoffe, Pig- 

mente, Cadmieren (Galvanisches Beschichten von Stahl) und Ni/Cd - Akkus. Nach der Ge- 




fahrstoffverordnung Anhang IV, Nr. 17, ist die Verwendung von Cadmium und Cadmiumver- 

bindungen für die genannten Anwendungszwecke seit 1993 stark eingeschränkt und zum 

Teil verboten. Als Folge davon sind die Herstellung und der Verbrauch von Cadmium und 

Cadmiumverbindungen stark zurückgegangen. Der Einsatz von Cadmium für die Herstellung 

von Nickel/Cadmium–Batterien ist dagegen seit 1993 angestiegen (Kommission „Human- 

biomonitoring“ 2003). 

Mit der 4. Tochterrichtlinie hat der EU Ministerrat eine Richtlinie im Dezember 2004 verab- 

schiedet, deren Ziel es u.a. ist, die technische Nutzung von Cadmium zu reduzieren. Vorbe- 

haltlich der Zustimmung des EU-Parlaments sollen die Mitgliedsstaaten innerhalb von zwei 

Jahren durch nationale Gesetze zunächst Nickel-Cadmium-Akkus verbieten. 

Quellen der Cadmium-Emission sind die Nichteisenmetallerzeugung, die Eisen- und Stahler- 

zeugung, Steine/-Erden-Verarbeitung (einschl. Glaserzeugung), Feuerungsanlagen und Ab- 

fallverbrennung. Cadmium gehört zu den Metallen, die sich in Flugstäuben besonders stark 

(bis zu 1000-fach) gegenüber dem Ausgangsmaterial anreichern. Auch über die Verwendung 

von Cadmium-haltigen Phosphat-Düngemitteln und Klärschlämmen in der Landwirtschaft 

kommt es zur Kontamination von Luft, Wasser, Boden und Lebensmitteln. In der Luft kommt 

Cadmium als Bestandteil des atmosphärischen Schwebstaubs vor; die höchsten Cadmium- 

Konzentrationen sind in der Partikelfraktion < 5 µm zu finden. 

In der Tabelle 4.2.4-1 sind die Cadmium-Immissionskonzentrationen der Luft in verschiede- 

nen Gebieten Deutschlands aufgeführt: 

Tabelle 4.2.4-1: Cadmium-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub (SSt) und in 

der PM10-Fraktion in verschiedenen Gebieten von Deutschland (ng/m³) 

NRW 

Ruhrgebiet SSt 



Rhein/Ruhrgebiet 

Bielefeld-Ost 

Hessen 


Hanau-Mitte 

Kleiner Feldberg 

Wetzlar 


Mannheim 

Heidelberg 

Wilhelmsfeld 



Hintergrund Ballungsräume NRW 

Bayern 



20 - 40 

0,4 – 0,7 

4,4 

0,5 – 25,5 

0,3 

0,2 

0,2 

0,1 

0,8 

0,3 

0,3 

0,2 

0,1 

1,0 

0,2 – 0,5 



LUA NRW 2002 


LUA NRW 2002 

LUA NRW 2006 

HLUG Lufthyg. Jahresbericht 

2007 

Baden-Württemberg Ministerium 



LAI 2004 

LAI 2004 




In der folgenden Tabelle sind die Cadmium-Konzentrationen im Staubniederschlag in ver- 

schiedenen Gebieten Deutschlands dargestellt. 

Tabelle 4.2.4-2: Cadmium-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen 

Gebieten von Deutschland [µg/(m² x d)] 

NRW 


Ruhrgebiet 

Rhein/Ruhrgebiet 

Bayern (2004) 

München 

Ingolstadt 

Augsburg 

Bayern allgemein 

Hessen 


Untermain 

Wetzlar 




0,8 

0,8 

0,7 

0,04 - 0,14 

0,04 

0,05 – 0,11 

0,03 – 0,26 (2004) 

0,2 

0,3 

0,3 


LIS 1994 

LIS 1994 

LIS 1994 





HLUG Lufthyg. Jahresbericht 

2007 

Cadmium wird sowohl oral als auch inhalativ in den Organismus aufgenommen, die cutane 

Aufnahme hat demgegenüber praktisch keine Bedeutung. Die Cadmium-Belastung der Be- 

völkerung in der Bundesrepublik Deutschland erfolgt hauptsächlich über die Nahrung. Die 

durchschnittliche tägliche orale Zufuhr von Cadmium, vor allem über die Nahrung, beläuft 

sich auf ca. 30 – 35 µg/d (Ewers 1990), nach anderen Angaben auf 10 – 40 µg/d (WHO 

1992). Das Rauchen von 20 Zigaretten pro Tag führt nach Schäfer et al. (2004) zu einer zu- 

sätzlichen Aufnahme von 1 bis 2 µg Cadmium pro Tag. 

Die WHO hält für den normalgewichtigen Erwachsenen eine Cadmium-Aufnahme von 0,52 

mg pro Woche (entsprechend 74 µg pro Tag) für duldbar. 

Die Wirkungen von Cadmium werden maßgeblich durch die in den Blutkreislauf absorbierte 

Cadmium-Menge bestimmt. Die Absorptionsrate im Magen-Darm-Trakt beträgt üblicherweise 

etwa 2 - 8%; sie kann bei Eisenmangel-Syndromen erhöht sein. Das inhalativ in den alveolä- 

ren Bereich der Lunge aufgenommene Cadmium wird im Vergleich dazu praktisch vollstän- 

dig absorbiert. 

Bei akuten Cadmium-Intoxikationen können bereits innerhalb von 30 Minuten nach oraler 

Aufnahme Übelkeit, Erbrechen, Leibschmerzen und Durchfall, im weiteren Verlauf auch 

Krämpfe auftreten. Durch Blutdruckabfall kann es zum Kollaps kommen, später können Le- 

ber- und Nierenfunktion bedroht sein. 




Chronische Wirkungen können durch Inhalation und orale Aufnahme von Cadmium verursacht 

werden. Cadmium gehört zu den Substanzen, die eine ausgeprägte Tendenz zur Akkumulation 

im menschlichen Organismus aufweisen; als Hauptspeicherorgane sind die Niere 

und Leber einzustufen. Aufgrund des Akkumulationsprozesses steigen die Cadmium- 

Konzentrationen in Leber und Niere, aber auch im Blut und Urin mit zunehmendem Lebensalter 

an. Als wichtigster Einflussfaktor ist dabei das Zigarettenrauchen anzusehen. So weisen 

Raucher 3 bis 5 mal höhere Cadmium-Konzentrationen im Blut im Vergleich zu den Nichtrauchern 

auf. Die Cadmium-Konzentrationen in der Nierenrinde sind bei Rauchern ebenfalls 

ca. 2-fach höher als bei Nichtrauchern. 

Aufgrund der Akkumulation von Cadmium in der Niere kann es zu einer Schädigung der Tubuluszellen 

mit nachfolgender Proteinurie kommen. Als Frühsymptom einer durch Cadmium 

verursachten Nierenfunktionsstörung ist die erhöhte Ausscheidung von niedermolekularen 

Proteinen im Urin als Folge der Störung von Reabsorptionsmechanismen anzusehen. 

Tierexperimentelle Studien deuten darauf hin, dass nicht nur die Niere, sondern auch das 

Gefäßsystem und Herz Cadmium-sensible Organe darstellen könnten. Hier zeigten sich neben 

der Erhöhung des Blutdrucks am Herzen Schäden im Sinne einer Myopathie, ohne dass 

gleichzeitig Schädigungszeichen an der Niere festzustellen waren. Entsprechende Erfahrungen 

am Menschen existieren zur Zeit nicht. Weiterhin kommen Lungen- und Leberschädigungen, 

auch Anämien sowie Veränderungen im Mineralhaushalt der Knochen vor (Itai-Itai- 

Krankheit). 

Über teratogene Effekte beim Menschen ist nichts bekannt; dies ist wahrscheinlich auf die 

geringe Durchlässigkeit der Plazenta für Cadmium zurückzuführen. Zur Mutagenität nach 

beruflicher Exposition oder durch Umwelteinflüsse liegen widersprüchliche Ergebnisse vor, 

obwohl an menschlichen und tierischen Zellen genotoxische Veränderungen durch Cadmiumsalze 

hervorgerufen werden konnten. 

Heute gilt als sicher, dass eine Reihe von Cadmium-Verbindungen eine cancerogene Potenz 

nach inhalativer Aufnahme aufweisen. Oral zugeführtes Cadmium zeigt dagegen nach dem 

derzeitigen Kenntnisstand keine cancerogenen Wirkungen. 

Vom Länderausschuss für Immissionsschutz (LAI) wird ein unit risk für Cadmium mit 1,2 x 

10 -2 angegeben. 

Grenz- und Orientierungswerte für Cadmium 

Die Kommission zur Prüfung gesundheitsschädlicher Arbeitsstoffe der Deutschen Forschungsgemeinschaft 

(MAK-Kommission) hat Cadmium und seine Verbindungen, Cadmiumchlorid, 

Cadmiumoxid, Cadmiumsulfat, Cadmiumsulfid und andere bioverfügbare Verbindungen 

(atembare Fraktion) in die (Krebs)-Kategorie 1 eingestuft, d.h. als Stoffe, die beim 

Menschen Krebs erzeugen und bei denen davon auszugehen ist, dass sie einen nennenswerten 

Beitrag zum Krebsrisiko leisten, es wird kein MAK-Wert festgelegt, es ist in die Keimzellmutagen-Kategorie 

3A eingestuft (DFG 2008). Seit dem Jahr 2005 werden in der MAK- 

und BAT-Werte-Liste keine TRK-(Technische Richtkonzentration) Werte mehr aufgeführt. 






In Tabelle 4.2.4-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte dargestellt, die für 

Cadmium festgelegt sind. 

Tabelle 4.2.4-3: Grenz- und Orientierungswerte für Cadmium 


17. BImSchV 

13. BImSchV 


TA Luft (2002) PM10 



0,05 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

0,05 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

- 

5,0 ng/m³ 

2 µg/(m² x d) 2 

22. BImschV Neufassung 04.06.2007 5,0 ng/m³ 


Bemerkungen 



H Gefahr der Hautresorption 

Mittelungszeitraum: Jahr 

Deposition, Mittelungszeitraum: Jahr 

Zielwert, gültig ab 31.12.2012 


15.12.2004 

5,0 ng/m³ Zielwert, gültig ab 31.12.2012 

VDI MIK-Wert 0,05 µg/m³ 

Mittelwert über 24 Stunden 

WHO 3 

5 ng/m³ 

LAI (1992) 4 

LAI (2004) 4 

1,7 ng/m³ 

5 ng/m³ 

TrinkwV (2001) 0,005 mg/L 

TRD Wert 5 35 ng/m³ 

Kühling & Peters, Vorsorgewert 

Schwebstaub 6 

Staubniederschlag 7 

Hintergrundkonzentration 

Ländlich 

Städtisch 

350 ng/m³ 


7 

Kühling & Peters, Schutzgut Pflanzen, ein Depositionswert sollte in Abhängigkeit von den örtlichen 

Verhältnissen ermittelt werden. 

8 

WHO Guidelines for Air Quality, Genf 2000 

Gefährdungsabschätzung für Cadmium (Cd) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Cadmium-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer 




die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Cd- 







Tabelle 4.2.4-4: Vorhaben, Cadmium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 5 ng/m³ 

MP 1 0,23 0,059 0,289 25,65 1,18 

MP 2 0,20 0,059 0,259 29,50 1,18 

MP 3 0,21 0,059 0,269 28,09 1,18 

MP 4 0,18 0,059 0,239 32,78 1,18 

MP 6 0,24 0,059 0,299 24,17 1,18 

MP 7 0,21 0,059 0,269 28,09 1,18 

MP 8 0,17 0,059 0,229 34,71 1,18 

MP 9 0,24 0,059 0,299 24,58 1,18 

MP 10 0,21 0,059 0,269 28,09 1,18 




Tabelle 4.2.4-5: Alternative GuD-Anlage, Cadmium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 5 ng/m³ 

MP 1 0,23 0,035 0,265 15,22 0,70 

MP 2 0,20 0,035 0,235 17,50 0,70 

MP 3 0,21 0,035 0,245 16,67 0,70 

MP 4 0,18 0,035 0,215 19,44 0,70 

MP 6 0,24 0,035 0,275 14,58 0,70 

MP 7 0,21 0,035 0,245 16,67 0,70 

MP 8 0,17 0,035 0,205 20,59 0,70 

MP 9 0,24 0,035 0,275 14,58 0,70 

MP 10 0,21 0,035 0,245 16,67 0,70 

Tabelle 4.2.4-6: Nullvariante, Cadmium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 

Verhältnis 



LAI: 5 ng/m³ 

MP 1 0,23 0,11 0,34 47,83 2,2 

MP 2 0,20 0,11 0,31 55,00 2,2 

MP 3 0,21 0,11 0,32 52,38 2,2 

MP 4 0,18 0,11 0,29 61,11 2,2 

MP 6 0,24 0,11 0,35 45,83 2,2 

MP 7 0,21 0,11 0,32 52,38 2,2 

MP 8 0,17 0,11 0,28 64,71 2,2 

MP 9 0,24 0,11 0,34 45,83 2,2 

MP 10 0,21 0,11 0,32 52,38 2,2 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.4-7: Vergleich der drei Alternativen: Cadmium in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 0,24 0,059 0,299 1,18 

GuD-Anlage 0,24 0,035 0,275 0,70 

Nullvariante 0,24 0,110 0,350 2,2 

Der Immissionswert der TA Luft wurde mit 20 ng/m³ festgelegt, dieser Wert sollte solange 

gelten, bis der Zielwert der EU-Richtlinie von 5 ng/m³ in Kraft tritt. Inzwischen wurde mit der 

Novellierung der 22. BImSchV vom 04.06.2007 dieser Zielwert auch in deutsches Recht um- 

gesetzt, d.h. der Cadmium-Immissionswert nach TA Luft beträgt ebenfalls 5 ng/m³. Auch der 

LAI-Wert liegt bei 5 ng/m³. Die Zusatzbelastung mit maximal 2,2 % des LAI-Wertes (Nullva- 

riante) ist als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

In Nordrhein-Westfalen wurden in ländlichen und städtischen Bereichen im Jahre 2002 Cd- 

Immissionskonzentrationen in einem sehr großen Bereich (0,4 bis 25 ng/m³ in städtischen 

Gebieten, 4,4 ng/m³ in ländlichen Gebieten, 1 ng/m³ Hintergrundkonzentrationen [LAI, 2004]) 

gemessen. Im Rahmen der großen Streubreite dieser Angaben können die Immissionskon- 

zentrationen im Einzugsbereich des geplanten Kraftwerkblocks 6 als im unteren Konzentrati- 

onsbereich liegend eingestuft werden. 

Bei Anwendung des vom LAI (2004) festgesetzten und als „geeignet“ eingestuften unit risk 

von 1,2 x 10 -2 pro 1 µg Cd/m³ können folgende Krebsrisiken vergleichend für die drei Alterna- 

tiven errechnet werden: 


Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 


(max) 

Vorhaben 3,6 x10 -6 7,1 x10 -7 

GuD-Anlage 3,3 x10 -6 4,2 x10 -7 

Nullvariante 4,2 x10 -6 13,2 x10 -7 

Das maximale errechnete zusätzliche Krebsrisiko beträgt 13,2 x10 -7 (Nullvariante), das sind 

13 Krebsfälle pro 10 Millionen Menschen. 


Risiko für die Bevölkerung ist bei allen drei Alternativen (Vorhaben [1.100 MW Stein- 

kohleblock], Alternative GuD-Anlage und Nullvariante) so gering, dass es als praktisch 

nicht mehr nachweisbar ("virtually safe dose") einzustufen ist. Das zusätzliche Krebs- 

risiko für die Nullvariante ist – bezogen auf die beiden anderen Alternativen - als ge- 

ringfügig höher zu beurteilen. 




Cadmium im Staubniederschlag 

Die Cadmium-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis 

MP 10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Cadmium im Staubnie- 

derschlag wurden für den Messpunkt MP max von Argumet für alle drei Alternativen berech- 

net. 

In den folgenden drei Tabellen für das Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock), für die Alter- 

nativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Cd-Vorbelastung an 

den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete Zusatzbelastung an MP 

max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maximalen zusätzlichen Immissionen der 

Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Messpunkte zugrundegelegt). Es werden 

die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunkten 1 bis 10 aufgeführt sowie das 

Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beur- 

teilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.4-9: Vorhaben, Cadmium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in %, 


2 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,2 0,089 0,289 44,50 4,45 

MP 2 0,1 0,089 0,189 89,00 4,45 

MP 3 0,1 0,089 0,189 89,00 4,45 

MP 4 0,1 0,089 0,189 89,00 4,45 

MP 5 0,3 0,089 0,389 29,67 4,45 

MP 6 0,1 0,089 0,189 89,00 4,45 

MP 7 0,2 0,089 0,289 44,50 4,45 

MP 8 0,1 0,089 0,188 89,00 4,45 

MP 9 0,2 0,089 0,288 44,50 4,45 

MP 10 0,1 0,089 0,188 89,00 4,45 




Tabelle 4.2.4-10: Alternative GuD-Anlage, Cadmium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- 

und Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung 








Vorbelastung 

in % 


in %, 


2 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,2 0,081 0,281 40,50 4,05 

MP 2 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

MP 3 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

MP 4 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

MP 5 0,3 0,081 0,381 27,00 4,05 

MP 6 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

MP 7 0,2 0,081 0,281 40,50 4,05 

MP 8 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

MP 9 0,2 0,081 0,281 40,50 4,05 

MP 10 0,1 0,081 0,181 81,00 4,05 

Tabelle 4.2.4-11: Nullvariante, Cadmium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung bzw. Zusatzbelastung zu 

Beurteilungswert (%) an den verschiedenen Messpunkten 





Vorbelastung 

in % 


in %, 


2 [µg/(m²xd)] 

MP 1 0,2 0,13 0,33 65,00 6,5 

MP 2 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 

MP 3 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 

MP 4 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 

MP 5 0,3 0,13 0,43 43,33 6,5 

MP 6 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 

MP 7 0,2 0,13 0,33 65,00 6,5 

MP 8 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 

MP 9 0,2 0,13 0,33 65,00 6,5 

MP 10 0,1 0,13 0,23 130,00 6,5 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.4-12: Vergleich der drei Alternativen: Cadmium im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 



tung 

Max. Zusatz- 

belastung 


Gesamtbelas- 

tung 




Vorhaben 0,3 0,089 0,389 4,45 

GuD-Anlage 0,3 0,081 0,381 4,05 

Nullvariante 0,3 0,130 0,430 6,50 

Die TA Luft hat einen Immissionswert für Schadstoffdepositionen zum Schutz vor schädlichen 

Umwelteinwirkungen von 2 µg Cd/(m² x d) festgelegt. Die maximale Gesamtbelastung 

an den hier betrachteten Messpunkten liegt mit 21,5 % demnach deutlich unter dem Immissionswert 

der TA Luft. Die Zusatzbelastung ist bei den beiden Alternativen „Vorhaben“ und 

GuD-Anlage nach TA-Luft als irrelevant einzustufen, die berechnete Zusatzbelastung bei der 

Nullvariante ist als nicht irrelevant nach TA Luft zu beurteilen. Sie liegt an einigen Messpunkten 

oberhalb der gemessenen Vorbelastung. 

Die Gesamtbelastung an Cadmium in der PM10-Fraktion und auch im Staubniederschlag liegt 

im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger sowohl bezogen auf die sonst üblicherweise 

anzutreffenden Immissionskonzentrationen als auch im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten 

in einem niedrigen Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhandene 

(Krebs)-Risiko hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit 

ausschließt. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Zusatzbelastung in der 

PM10-Fraktion von Cadmium durch das geplante Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) 

sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante praktisch nicht 

nachweisbar und als vernachlässigbar zu bewerten. Die errechnete Zusatzbelastung 

von Cadmium im Staubniederschlag ist durch das geplante Vorhaben (1.100 MW 

Steinkohleblock) und die Alternative GuD-Anlage als irrelevant nach TA Luft und damit 

als vernachlässigbar einzustufen. Die errechnete Zusatzbelastung im Staubniederschlag 

durch die Alternative Nullvariante ist als nicht irrelevant nach TA Luft zu 

bewerten. 

Die Gesamtbelastung von Cadmium ist sowohl in der PM10-Fraktion als auch im 

Staubniederschlag für alle drei Alternativen (geplantes Vorhaben [1.100 MW Steinkohleblock] 

sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante) für die im 




Beurteilungsgebiet wohnende Bevölkerung an allen hier betrachteten Messpunkten 

aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht als unerheblich zu beurteilen. 

4.2.5 Chrom (Cr) 


Chrom, das normalerweise in der Natur in dreiwertiger Form vorliegt, kommt in der Umwelt 

ubiquitär vor. In der Umwelt auftretende Chrom(VI)–Verbindungen sind weitestgehend 

anthropogenen Ursprungs. 

Verwendung finden Chrom(III)-Verbindungen in der Lederindustrie und als Oberflächenbe- 

schichtungsmittel als hitze- und korrosionsbeständige Stoffe. Chrom(IV)-Oxid wird wegen 

seiner ferromagnetischen Eigenschaften als Beschichtung von Video- und Audiomagnetbän- 

dern benutzt. Chrom(VI) wird in der Oberflächenveredelung, zur Lederverarbeitung, als 

Farbpigment und Rostschutz-Primer sowie als Oxidationsmittel in der chemischen Industrie 

und zur Herstellung von Chrom(III)-Verbindungen verwendet. 

Chrom und seine Verbindungen werden bei der Gewinnung von Erzen und bei vielfältigen 

Verarbeitungen von Metallen emittiert. Weitere Emissionsquellen sind auch hier Feuerungs- 

anlagen, Verbrennungsanlagen usw. 

In den Tabellen 4.2.5-1 und 4.2.5-2 sind die Chrom-Gehalte der Luft (im Schwebstaub) so- 

wie im Staubniederschlag in unterschiedlichen Gebieten dargestellt. 

Tabelle 4.2.5-1: Chrom-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub und in der PM10- 


Ruhrgebiet SSt 



Wiesbaden Süd 



6,7 – 81,2 

2,3 – 72,0 

1,5 

1,7 (2007) 



LUA NRW 2002 

LUA NRW 2002 

HLUG 2008 

Ländlich < 5 Kühling & Peters 1994 

Städtische u. Ballungsgebiete 5 – 15 

Industrie 

10 – 30 

Land 

0,3 ges.Cr 

Stadt 

4 – 70 ges.Cr 

Kalberlah 1999 

Industrie 

5 – 200 ges.Cr 




Tabelle 4.2.5-2: Chrom-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten 

[µg/(m² x d)] 

Bayern 

Nürnberg/Erlangen 

München 




1,8 - 3,8 

1,3 - 18,3 

< 0,3 – 46,6 (2004) 


LfU Bayern 1996a 



Ländlich 1,9 - 2,2 Kühling & Peters 1994 

Städtische u. Ballungsgebiete 5 – 90 

Land 

0,3 


Stadt 

4 - 70 

(Gesamtchrom) 

Industrie 

5 - 200 


Chrom und seine Verbindungen werden vom Menschen vor allem oral und inhalativ aufgenommen. 

Die Hauptmenge der oralen Aufnahme von Chrom - das in dreiwertiger Form für 

den Menschen ein essentielles Element ist - erfolgt über die Nahrung, ein geringerer Anteil 

über das Trinkwasser. Im Allgemeinen liegt die orale Aufnahme über Nahrungsmittel im Bereich 

von 50 - 280 µg/Tag und über das Wasser bei ca. 4 µg/Tag. Die inhalative Aufnahme 

beträgt in urbanen Bereichen ca. 1,0 - 1,4 µg/Tag, berechnet auf der Basis einer Chrom- 

Konzentration in der Luft von 0,05 - 0,07 µg/m³, in ländlichen Gebieten ist die inhalative 

Chrom-Aufnahme deutlich geringer. 

Bei der inhalativen Aufnahme von Chrom-Verbindungen muss mit einer hohen Absorptionsrate 

gerechnet werden. Ein Teil des inhalierten Chroms wird aber offensichtlich in unlöslicher 

Form im Lungengewebe abgelagert. Dreiwertiges Chrom wird nur geringfügig (< 1 %) im 

Magen-Darm-Trakt absorbiert; bei sechswertigem Chrom ist diese Rate mit ca. 2 % nur wenig 

höher. 

Die Verteilung des Chroms im Organismus ist abhängig von der Art der Chrom-Verbindung. 

Dreiwertige Verbindungen werden schneller als die sechswertigen ausgeschieden. Absorbiertes 

Chrom wird zu über 50 % über die Niere und nur zu 5 % über die Faeces eliminiert. 

Organe mit einer hohen Anreicherung von Chrom sind das retikuloendotheliale System, die 

Leber, das Gehirn und das Knochenmark. Im Tierexperiment konnte nachgewiesen werden, 

dass es zu einem Übergang von Chrom-Verbindungen in die Plazenta kommen kann. 

Lösliche Chromate sind gering toxisch bei oraler Aufnahme, mäßig toxisch bei dermalem 

Kontakt und stark toxisch nach Injektion. Hohe Dosen von Chromat schädigen nach Injektion 

oder Aufnahme über Haut und Schleimhaut die Nieren bei Menschen und Versuchstieren. 

Nach Inhalation von Chromsäuredämpfen wurden bei Kaninchen Hyperämien und Lungenentzündungen 

beobachtet. 




Während chronische Expositionen nach oraler und inhalativer Aufnahme von 

Chrom(III)Verbindungen keine nachteiligen gesundheitlichen Effekte zeigt, verursacht die 

Inhalation von Chrom(VI)Verbindungen Läsionen im Atemtrakt und andere toxische Wirkungen 

wie z.B. allergische Kontaktdermatitis, Hautulcerationen, Entzündungen und Ulcerationen 

der Nasenscheidewand, Perforationen (auch des Trommelfells), Rhinitis, Nasenbluten 

sowie Leberschäden. 

Bei beruflich Exponierten kann es neben Dermatitis zu Ulcerationen und Perforationen des 

Nasenseptums kommen. Durch Chrom(VI)-Verbindungen können auch nicht am Arbeitsplatz 

belastete Personen dermale Überempfindlichkeiten entwickeln. 

Teratogene Effekte wurden bei Hühner- und Hamsterembryonen beobachtet. Verschiedene 

Chromate wirken mutagen auf Bakterien; Calciumchromat induziert Transformationen in 

Zellkulturen. 

Die carcinogene Wirkung von Chrom(VI) ist vor allem bei beruflicher Exposition bekannt. 

Hohe Lungenkrebsraten sind in der Chromat- und Pigmentindustrie beschrieben. Zur quantitativen 

Abschätzung des Krebsrisikos durch Chrom(VI) liegen eine Reihe Lebenszeitrisiko- 

Berechnungen auf der Basis großer epidemiologischer Studien vor. Als zur Zeit beste Schätzung 

muss das unit risk der WHO von 4 x 10 -2 eingestuft werden, die US-EPA geht demgegenüber 

von einem unit risk von 1,2 x 10 -2 aus (Kalberlah 1999). 


In der MAK-Liste werden Chrom(VI)Verbindungen (in Form von Stäuben und Aerosolen, 

ausgenommen die in Wasser praktisch unlöslichen), als krebserzeugend in die Kategorie 2 

eingestuft; es wurden für diese Chrom-Verbindungen keine MAK-Werte abgeleitet. 

In Tabelle 4.2.5-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte dargestellt, die für 

Chrom festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 






Tabelle 4.2.5-3: Grenz- und Orientierungswerte für Chrom 


17. BImSchV 

13. BImschV 




Grenz-/Orieniertungswerte 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

- 


Bemerkungen 


(Chrom(VI)Verbindungen) 

Sh Gefahr der Hautsensibilisierung 

Cr(III) und Cr(VI) 

- - 


WHO 


LAI (2004) 1,7 ng/m³ (Cr VI) 

17 ng/m³ Cr gesamt 

Kühling & Peters, Vorsorgewert 0,2 ng/m³ Jahresmittelwert 



Land 2 

Stadt 2 

Industrie 2 

Stadt 3 

unit risk [für Cr(VI] 

- - 

14 ng/kgxd 

0,3 ng/m³ 

4 – 70 ng/m³ 

5 – 200 ng/m³ 

5 – 90 [µg/(m² x d] 

1,2 x 10-² (EPA; LAI 2004) 

4 x 10-² (WHO, 2000) 

(1,1 – 13) x 10-2 (WHO 2000) 4 

Orientierungswert für die Sonderfallprüfung 

nach TA Luft 

Beurteilungsniveau für Gesamtchrom 

bei Beachtung des cancerogenen 

Risikos für ChromVI 

kurzfristige inhalative Exposition 

langfristige inhalative Exposition 

Schwebstaub 

Schwebstaub 

Schwebstaub 


Qualität: geeignet 

* 17. BImSchV § 5 (1) 3.b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 

sind so zu errichten und zu betreiben, dass kein Mittelwert, der über die jeweilige Probenahmezeit gebildet 

ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Antimon, Arsen, Blei, Chrom, Cobalt, Kupfer, Mangan, 

Nickel, Vanadium und Zinn. 

** 17. BImSchV § 5 (1) 3 c) / 13. BImSchV § 4(1) 3.c): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 

sind so zu errichten und zu betreiben, dass kein Mittelwert, der über die jeweilige Probenahmezeit ge- 

1 

bildet ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Arsen, BaP, Cadmium, Cobalt und Chrom. 

Krebskategorie 2: Stoffe, die als krebserzeugend für den Menschen anzusehen sind, weil durch hinreichende 

Ergebnisse aus Langzeit-Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen davon auszugehen 

ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten 

2 

Kalberlah (1999) 

3 

Kühling & Peters 1994) 

4 

WHO Guidelines for Air Quality Geneva 2000 




Gefährdungsabschätzung für Chrom (Cr) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Chrom-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 

5) vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen wurden Argumet für die drei Al- 

ternativen berechnet. 

In den folgenden drei Tabellen werden für das Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie 

für die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene 

Cr-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zu- 

satzbelastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maximalen zusätzli- 

chen Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Messpunkte zu- 

grundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den verschiedenen 

Messpunkten aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Ver- 

hältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.5-4: Vorhaben, Chrom in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %. LAI-Wert: 17 ng 

Crges./m³ 

MP 1 2,4 0,10 2,5 4,17 0,588 

MP 2 1,9 0,10 2,0 5,26 0,588 

MP 3 1,8 0,10 1,9 5,56 0,588 

MP 4 1,6 0,10 1,7 6,25 0,588 

MP 6 2,3 0,10 2,4 4,35 0,588 

MP 7 1,7 0,10 1,8 5,88 0,588 

MP 8 1,6 0,10 1,7 6,25 0,588 

MP 9 2,3 0,10 2,4 4,35 0,588 

MP 10 2,2 0,10 2,3 4,55 0,588 




Tabelle 4.2.5-5: Alternative GuD-Anlage, Chrom in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 



Crges./m³ 

MP 1 2,4 0,06 2,46 2,50 0,35 

MP 2 1,9 0,06 1,96 3,16 0,35 

MP 3 1,8 0,06 1,86 3,33 0,35 

MP 4 1,6 0,06 1,66 3,75 0,35 

MP 6 2,3 0,06 2,36 2,61 0,35 

MP 7 1,7 0,06 1,76 3,53 0,35 

MP 8 1,6 0,06 1,66 3,75 0,35 

MP 9 2,3 0,06 2,36 2,61 0,35 

MP 10 2,2 0,06 2,26 2,73 0,35 

Tabelle 4.2.5-6: Nullvariante, Chrom in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 



Crges./m³ 

MP 1 2,4 0,20 2,6 8,33 1,176 

MP 2 1,9 0,20 2,1 10,53 1,176 

MP 3 1,8 0,20 2,0 11,11 1,176 

MP 4 1,6 0,20 1,8 12,50 1,176 

MP 6 2,3 0,20 2,5 8,70 1,176 

MP 7 1,7 0,20 1,9 11,76 1,176 

MP 8 1,6 0,20 1,8 12,50 1,176 

MP 9 2,3 0,20 2,5 8,70 1,176 

MP 10 2,2 0,20 2,4 9,09 1,176 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.5-7: Vergleich der drei Alternativen: Chrom in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 2,4 0,10 2,50 0,588 

GuD-Anlage 2,4 0,06 2,46 0,350 

Nullvariante 2,4 0,20 2,60 1,176 

Die Zusatzbelastungen sind bei allen drei Alternativen als irrelevant nach TA Luft einzustu- 

fen, die Nullvariante weist den höchsten Prozentsatz auf. Die Chrom-Gesamtbelastungen in 

der PM10-Fraktion sind als niedrig zu beurteilen. 

Immissions- bzw. Orientierungswerte sind für Chrom weder in der TA Luft, in den WHO Air 

Quality Guidelines noch vom VDI festgelegt worden. Der LAI (2004) schlägt als Orientie- 

rungswert für die Sonderfallprüfung nach TA Luft den Wert von 17 ng Chromges./m³ vor. 

Nach Angaben des LAI (2004) wird der (cancerogene) Chrom-VI-Anteil am Gesamtchrom 

mit 10 % geschätzt. Bei Anwendung des vom LAI festgelegten unit risk für sechswertiges 

Chrom von 1,2 x 10 -2 pro 1 µg Cr/m³ ergeben sich folgende Krebsrisiken: 



Cr-VI 

Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 

Zusatzbelastung (max) 

Vorhaben 0,250 3,0 x10 -6 1,2 x10 -7 

GuD-Anlage 0,246 2,9 x10 -6 0,7 x10 -7 

Nullvariante 0,260 3,1 x10 -6 2,4 x10 -7 

Das maximale errechnete zusätzliche Krebsrisiko beträgt 2,4 x10 -7 (Nullvariante), das sind 2- 

3 Krebsfälle pro 10 Millionen Menschen. 


Risiko für die Bevölkerung ist für alle drei Alternativen so gering, dass es als prak- 

tisch nicht mehr nachweisbar ("virtually safe dose") einzustufen ist. 




Chrom im Staubniederschlag 

Die Chrom-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Chrom im Staubnieder- 




Cr-Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete Zu- 



grundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunkten 1 

bis 10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung und das Verhältnis von 


Tabelle 4.2.5-9: Vorhaben, Chrom im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in %, 

BBodSchV 

82 [µg/(m²xd)]* 

MP 1 2,3 0,15 2,45 6,52 0,18 

MP 2 1,6 0,15 1,75 9,38 0,18 

MP 3 1,7 0,15 1,85 8,82 0,18 

MP 4 1,7 0,15 1,85 8,82 0,18 

MP 5 2,1 0,15 2,25 7,14 0,18 

MP 6 2,2 0,15 2,35 6,82 0,18 

MP 7 2,1 0,15 2,25 7,14 0,18 

MP 8 1,5 0,15 1,65 10,00 0,18 

MP 9 2,0 0,15 2,15 7,50 0,18 

MP 10 1,4 0,15 1,55 10,71 0,18 

* siehe Gutachten des TÜV Süd 




Tabelle 4.2.4-10: Alternative GuD-Anlage, Chrom im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 









Vorbelastung 

in % 


in %, 

BBodSchV 

82 [µg/(m²xd)]* 

MP 1 2,3 0,14 2,44 6,09 0,17 

MP 2 1,6 0,14 1,74 8,75 0,17 

MP 3 1,7 0,14 1,84 8,24 0,17 

MP 4 1,7 0,14 1,84 8,24 0,17 

MP 5 2,1 0,14 2,24 6,67 0,17 

MP 6 2,2 0,14 2,34 6,36 0,17 

MP 7 2,1 0,14 2,24 6,67 0,17 

MP 8 1,5 0,14 1,64 9,33 0,17 

MP 9 2,0 0,14 2,14 7,00 0,17 

MP 10 1,4 0,14 1,54 10,00 0,17 


Tabelle 4.2.4-11: Nullvariante, Chrom im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







in % 


in %, 

BBodSchV 

82 [µg/(m²xd)]* 

MP 1 2,3 0,22 2,52 9,56 0,268 

MP 2 1,6 0,22 1,82 13,75 0,268 

MP 3 1,7 0,22 1,92 12,94 0,268 

MP 4 1,7 0,22 1,92 12,94 0,268 

MP 5 2,1 0,22 2,32 10,48 0,268 

MP 6 2,2 0,22 2,42 10,00 0,268 

MP 7 2,1 0,22 2,32 10,48 0,268 

MP 8 1,5 0,22 1,72 14,67 0,268 

MP 9 2,0 0,22 2,22 11,00 0,268 

MP 10 1,4 0,22 1,62 15,71 0,268 








dargestellt. 

Tabelle 4.2.4-12: Vergleich der drei Alternativen: Chrom im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


Max. Vor- 

belastung 

Max. Zusatz- 

belastung 

(µg/m²xd) 


Gesamtbelas- 

tung 

(µg/m²xd) 




Vorhaben 2,3 0,15 2,45 0,18 

GuD-Anlage 2,3 0,14 2,44 0,17 

Nullvariante 2,3 0,22 2,52 0,27 

Nach Angaben des TÜV Süd kann als Beurteilungswert der Wert für die jährliche Fracht 

nach der BBodSchV herangezogen werden (82 [µg/(m²xd)]. Die maximale Gesamtbelastung 

an den hier betrachteten Messpunkten liegt mit 2,52 µg/m²xd demnach deutlich unter diesem 

Wert. Die Zusatzbelastungen sind bei allen drei Alternativen als irrelevant einzustufen. 

Die Gesamtbelastung an Chrom in der PM10-Fraktion und auch im Staubniederschlag liegt 

im Beurteilungsgebiet sowohl bezogen auf die sonst üblicherweise anzutreffenden Immissi- 

onskonzentrationen als auch im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten in einem nied- 

rigen Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhandene (Krebs)-Risiko 

hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit ausschließt. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung von 

Chrom sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurtei- 

lungsgebiet des Kraftwerks wohnende Bevölkerung an allen hier betrachteten Mess- 

punkten als unerheblich zu beurteilen, die Zusatzbelastung durch das geplante Vor- 

haben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage 

und Nullvariante ist praktisch nicht nachweisbar und damit als vernachlässigbar ein- 

zustufen. 

Ein cancerogenes Risiko durch sechswertiges Chrom über sedimentierenden Staub im Bo- 

den kann mit an Sicherheit grenzender Wahrscheinlichkeit ausgeschlossen werden. Sechs- 

wertiges Chrom wird im Boden zu dreiwertigem reduziert, d.h. es stellt damit kein cancero- 

genes Potential mehr - z.B. für Kleinkinder nach oraler Aufnahme - dar. 




4.2.6 Cobalt (Co) 


Als verhältnismäßig seltenes Element kommt Cobalt vor allem zusammen mit anderen Erzen 

vor. Weltweit werden ca. 15.000 Mg jährlich gewonnen. Cobalt wird zur Herstellung von ver- 

schiedenen Legierungen, vor allem für Dauermagnete, für Hart- und Schneidmetalle, in der 

chemischen Industrie als Katalysator bei verschiedenen Synthesen und Hydrierungen, zur 

Oxidation von Autoabgasen, bei elektronischen Anlagen sowie in der Pigmentindustrie ver- 

wendet. 

In Böden liegt der Cobalt-Gehalt bei 1.000 - 40.000 µg/kg, in Trinkwasser zwischen 0,1 und 

10 µg/L, in sauren Böden wird Cobalt vom Regen ausgewaschen. Pflanzen enthalten je nach 

Cobalt-Gehalt des Bodens 30 - 5.000 µg/kg, Fisch und Gemüse 30 - 50 µg/kg, Fleisch etwa 

10 µg/kg. Tabak enthält 300 - 500 µg Co/kg TS, im Hauptstrom der Zigarette werden 0,5% 

wiedergefunden. 

Die Emissionsquellen für Cobalt sind die genannten Anwendungs- und Produktionsanlagen. 

Weiterhin wird es bei der Gewinnung von Erzen, Feuerungsanlagen und Abfallverbren- 

nungsanlagen frei. 

Tabelle 4.2.6-1: Cobalt-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiedenen Gebieten 

(ng/m³) 



Städtisch < 1 Kühling & Peters 1994 


Ländliche, städtische und Ballungsgebiete 

1 ng/m³ Hassauer/Schneider 2001 

Industrie bis 10 µg/m³ Hassauer/Schneider 2001 

Tabelle 4.2.6-2: Cobalt-Konzentrationen im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] in verschiedenen 

Gebieten 


Land 0,6 - 0,7 Kühling & Peters 1994 

Stadt 

Industrie 

0,9 – 70 

k.A. 

Bayern 0,1 – 1,0 (2004) LfU Bayern 2005 






Cobalt ist für Mensch und Tier ein essentielles Element, es tritt als Zentralatom des Cobala- 

min (Vitamin B12) in Coenzymen verschiedener Enzyme (z.B. Reduktasen, Methyltransfera- 

sen) auf. 

Die Zufuhr erfolgt hauptsächlich mit der Nahrung über den Darm. Dabei handelt es sich im 

Wesentlichen um anorganisches Cobalt, nur ein kleiner Teil ist im Vitamin B12 gebunden. Der 

Bedarf des Menschen an Vitamin B12 liegt bei etwa 3 µg/Tag (entsprechend 0,012 µg Co). 

Niedrige Dosen werden fast vollständig absorbiert, höhere Dosen weniger vollständig, was- 

serlösliche Verbindungen besser als wasserunlösliche. 

In welcher Form Cobalt in den Organen vorliegt, ist unbekannt. Es wird in Fettgewebe, Le- 

ber, Herz, Niere, Nebennieren, Schilddrüse und Haaren retiniert, die Angaben über die Höhe 

der Konzentration in einzelnen Organen schwanken. Bei Cobalt-exponierten Menschen fan- 

den sich nach Inhalation die höchsten Konzentrationen in Leber und Niere. 

Die Ausscheidung des inhalativ bzw. oral aufgenommenen Cobalts erfolgt zum größten Teil 

rasch über den Urin, nur zu einem geringen Anteil mit den Faeces. Der Urin spiegelt die ak- 

tuelle Belastung wider. 

Erst bei einer relativ hohen Dosierung von ca. 25 mg pro Tag ist eine toxische Wirkung am 

Menschen zu beobachten. Betroffen ist hauptsächlich die Schilddrüsenfunktion, in der Folge 

kann eine Kropfbildung eintreten. Neben der Erhöhung der Erythrozytenzahl können eine 

zeitweise Erweiterung der Blutgefäße und eine Beeinflussung des Nervensystems vorkom- 

men. 

Cobalt stört die Protein- und Nukleinsäuresynthese; die Bildung von Hydroxyradikalen, die 

u.a. die DNA schädigen können, wird katalysiert. Bei chronischer Exposition am Arbeitsplatz 

erlitten Arbeiter durch Inhalation Cobalt-haltigen Staubes chronisch progressive Lungenfibro- 

sen, interstitielle Pneumonien mit Lungeninsuffizienz und in Einzelfällen Herzmuskelschä- 

den. Klinisch traten Bronchitiden und Emphyseme auf. 

Weiterhin wurden allergische Reaktionen (Kontaktdermatitis) durch Cobalt bei Arbeitern in 

der Hartmetallindustrie, bei Druckern und Zementarbeitern beobachtet. Selten sind dagegen 

allergische Reaktionen durch cobalthaltige Materialien, die auf der Haut getragen werden 

(Armbanduhr etc.). 

An Versuchstieren konnten cancerogene Wirkungen durch metallisches Cobalt und einige 

seiner schwerlöslichen Verbindungen nachgewiesen werden. Einzelne Berichte über bron- 

chiale Adenomatosen durch Co-Metall-Staub und erhöhte Tumorraten in Gebieten mit Co- 

balterzabbau weisen auf ein cancerogenes Potential von Cobalt auf den Menschen hin. Die 

Evidenz einer tumorerzeugenden Wirkung von Cobalt auf den Menschen ist allerdings als 

nicht ausreichend einzustufen. 







In der MAK-Liste wird Cobalt und seine bioverfügbaren Verbindungen (in Form atembarer 

Stäube/Aerosole) als krebserzeugend in die Kategorie 2 und in die Keimzellmutagen- 

Kategorie 3A eingestuft. Im Jahr 2008 erhielt Cobalt in der MAK-Liste den Warnhinweis „H“, 

für Stoffe, die auch in größeren Mengen über die Haut aufgenommen werden können. Cobalt, 

seine Legierungen und wasserlösliche Verbindungen gelten als sensibilierende Arbeitsstoffe. 

Es wurde kein MAK-Wert festgelegt. 

Tabelle 4.2.6-3: Grenz- und Orientierungswerte für Cobalt 


17. BImSchV 

13. BImSchV 



Grenz-/Orientierungswerte Bemerkungen 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

0,5 mg/m³ * 

0,05 mg/m³ ** 

- 





Sah Gefahr der Sensibilisierung der 

Atemwege und Haut 

TA Luft (2002) - - 


WHO 1995, 2000 - - 

RK-Wert 2 0,1 µg/m³ langfristige inhalative Aufnahme 

TrinkwV (2001) - 

Kühling & Peters, Vorsorgewert 

- 

16 µg/(m²xd) 4 

keine Angabe für Schwebstaub 



Land 3 

Stadt / Ballungsräume 3 

Land 2 

Stadt / Ballungsräume 3 

Städte 4 

Industrie 4 

< 1 ng/m³ 

2 -3 ng/m³ 

0,01 – 0,23 [µg/(m²xd] 

1 - 2 [µg/(m²xd] 

1 ng/m³ 

Bis 10 µg/m³ 

unit risk 4 3,9-6,2 x 10-³ 

Schwebstaub 

Schwebstaub 



Schwebstaub 

Schwebstaub 

* 17. BImSchV § 5 (1) 3.b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 



Vanadium und Zinn. 

** 17. BImSchV § 5 (1) 3 c) / 13. BImSchV § 4(1) 3.c): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 


ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Arsen, BaP, Cadmium, Cobalt und Chrom. 

1 Krebskategorie 2: Stoffe, die als krebserzeugend für den Menschen anzusehen sind, weil durch hinreichende 

Ergebnisse aus Langzeit-Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen davon auszugehen ist, 

dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten 

2 RK = Referenzkonzentration (Hassauer/Schneider (2001)) 

3 Kühling & Peters (1994) 

4 Hassauer & Schneider (2001) 




Gefährdungsabschätzung für Cobalt (Co) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Cobalt-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 





Co-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zu- 






Tabelle 4.2.6-4: Vorhaben, Cobalt in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Verhältnis 

Zusatzbelastung/Vorbelastung 

in % 



in % 

RK-Wert: 

100 ng/m³ 


in % 

HLUG-Wert: 

20 ng/m³ 

MP 1 0,3 0,014 0,314 4,67 0,014 0,07 

MP 2 0,1 0,014 0,114 14,00 0,014 0,07 

MP 3 0,1 0,014 0,114 14,00 0,014 0,07 

MP 4 0,1 0,014 0,114 14,00 0,014 0,07 

MP 6 0,2 0,014 0,214 7,00 0,014 0,07 

MP 7 0,1 0,014 0,114 14,00 0,014 0,07 

MP 8 0,1 0,014 0,114 14,00 0,014 0,07 

MP 9 0,2 0,014 0,214 7,00 0,014 0,07 

MP 10 0,2 0,014 0,214 7,00 0,014 0,07 




Tabelle 4.2.6-5: Alternative GuD-Anlage, Cobalt in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Verhältnis 

Zusatzbelas 

tung/Vorbelastung 

in % 



in % 

RK-Wert: 

100 ng/m³ 


in % 

HLUG-Wert: 

20 ng/m³ 

MP 1 0,3 0,0086 0,3086 2,87 0,0086 0,043 

MP 2 0,1 0,0086 0,1086 8,60 0,0086 0,043 

MP 3 0,1 0,0086 0,1086 8,60 0,0086 0,043 

MP 4 0,1 0,0086 0,1086 8,60 0,0086 0,043 

MP 6 0,2 0,0086 0,2086 4,30 0,0086 0,043 

MP 7 0,1 0,0086 0,1086 8,60 0,0086 0,043 

MP 8 0,1 0,0086 0,1086 8,60 0,0086 0,043 

MP 9 0,2 0,0086 0,2086 4,30 0,0086 0,043 

MP 10 0,2 0,0086 0,2086 4,30 0,0086 0,043 

Tabelle 4.2.6-6: Nullvariante, Cobalt in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 



Verhältnis 

Zusatzbelas 

tung/Vorbelastung 

in % 


in % 

RK-Wert: 

100 ng/m³ 


in % 

HLUG-Wert: 

20 ng/m³ 

MP 1 0,3 0,028 0,328 9,33 0,028 0,14 

MP 2 0,1 0,028 0,128 28,00 0,028 0,14 

MP 3 0,1 0,028 0,128 28,00 0,028 0,14 

MP 4 0,1 0,028 0,128 28,00 0,028 0,14 

MP 6 0,2 0,028 0,228 14,00 0,028 0,14 

MP 7 0,1 0,028 0,128 28,00 0,028 0,14 

MP 8 0,1 0,028 0,128 28,00 0,028 0,14 

MP 9 0,2 0,028 0,228 14,00 0,028 0,14 

MP 10 0,2 0,028 0,228 14,00 0,028 0,14 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.6-7: Vergleich der drei Alternativen: Cobalt in der PM10-Fraktion (ng/m³) 


Max. Vorbelastung 


Max. Gesamtbelastung 



in % 

RK-Wert: 

100 ng/m³ 


in % 

HLUG-Wert: 

20 ng/m³ 

Vorhaben 0,3 0,014 0,314 0,014 0,070 

GuD-Anlage 0,3 0,0086 0,3086 0,0086 0,043 

Nullvariante 0,3 0,028 0,328 0,028 0,014 

Die Referenzkonzentration (RK-Wert) wird mit 100 ng/m³ angegeben. Die maximale Ge- 

samtbelastung beträgt 0,33 %, die maximale Zusatzbelastung 0,03 % dieses Wertes. Vom 

HLUG werden als Immissionsvergleichswert 20 ng/m³ angegeben, die maximale Gesamtbe- 

lastung beträgt 1,64 %, die maximale Zusatzbelastung 0,14 % dieses Wertes. Die Cobalt- 

Zusatzbelastung ist bei allen drei Alternativen als irrelevant einzustufen. 

Bei Anwendung des von Hassauer & Schneider (2001) vorgeschlagenen unit risk für Cobalt 

von 3,9 bis 6,2 x 10 -3 pro 1 µg Co/m³ können folgende Krebsrisiken vergleichend für die drei 

Alternativen errechnet werden: 


Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 


(max) 

Vorhaben 1,22 – 1,95 x 10 -7 5,46 – 8,68 x10 -8 

GuD-Anlage 1,20 – 1,91 x 10 -7 3,35 - 5,33 x10 -8 

Nullvariante 1,28 - 2,03 x 10 -7 1,09 – 1,74 x10 -7 

Bei einer Zusatzbelastung von maximal 0,028 ng/m³ (Nullvariante) errechnet sich ein zusätz- 

liches Krebsrisiko von 1,09 – 1,74 x10 -7 , d.h. 1 - 2 zusätzliche Krebsfälle auf 10 Millionen 

Personen. Das durch die Zusatz- wie auch die Gesamtbelastung (geschätzte) gesundheitli- 

che Risiko für die Bevölkerung ist damit so gering, dass es als praktisch nicht mehr nach- 

weisbar (virtually safe dose) einzustufen ist. 




Die Gesamtbelastung im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger durch Cobalt liegt 

sowohl bezogen auf die sonst üblicherweise anzutreffenden Immissionskonzentrationen als 

auch im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten in einem Konzentrationsbereich, der 

eine über das üblicherweise vorhandene (Krebs)-Risiko hinausgehende Gefährdung der Be- 

völkerung mit großer Sicherheit ausschließt. 

Cobalt im Staubniederschlag 

Die Cobalt-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Cobalt im Staubniederschlag 



die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Co- 







Tabelle 4.2.6-9: Vorhaben, Cobalt im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in % 

5 µg/(m³xd) 

(HLUG) 

MP 1 0,5 0,022 0,522 4,4 0,44 

MP 2 0,2 0,022 0,222 11,0 0,44 

MP 3 0,8 0,022 0,822 2,75 0,44 

MP 4 0,2 0,022 0,222 11,0 0,44 

MP 5 0,3 0,022 0,322 7,3 0,44 

MP 6 0,3 0,022 0,322 7,3 0,44 

MP 7 0,4 0,022 0,422 5,5 0,44 

MP 8 0,3 0,022 0,322 7,3 0,44 

MP 9 0,8 0,022 0,822 2,75 0,44 

MP 10 0,2 0,022 0,222 11,0 0,44 




Tabelle 4.2.6-10: Alternative GuD-Anlage, Cobalt im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 









Vorbelastung 

in % 


in % 

5 µg/(m³xd) 

(HLUG) 

MP 1 0,5 0,020 0,520 4,0 0,40 

MP 2 0,2 0,020 0,220 10,0 0,40 

MP 3 0,8 0,020 0,820 2,5 0,40 

MP 4 0,2 0,020 0,220 10,0 0,40 

MP 5 0,3 0,020 0,320 6,67 0,40 

MP 6 0,3 0,020 0,320 6,67 0,40 

MP 7 0,4 0,020 0,420 5,0 0,40 

MP 8 0,3 0,020 0,320 6,67 0,40 

MP 9 0,8 0,020 0,820 2,5 0,40 

MP 10 0,2 0,020 0,220 10,0 0,40 

Tabelle 4.2.6-11: Nullvariante, Cobalt im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







Vorbelastung 

in % 


in % 

5 µg/(m³xd) 

(HLUG) 

MP 1 0,5 0,032 0,532 6,4 0,64 

MP 2 0,2 0,032 0,232 16,0 0,64 

MP 3 0,8 0,032 0,832 4,0 0,64 

MP 4 0,2 0,032 0,232 16,0 0,64 

MP 5 0,3 0,032 0,332 10,7 0,64 

MP 6 0,3 0,032 0,332 10,7 0,64 

MP 7 0,4 0,032 0,432 8,0 0,64 

MP 8 0,3 0,032 0,332 10,7 0,64 

MP 9 0,8 0,032 0,832 4,0 0,64 

MP 10 0,2 0,032 0,232 16,0 0,64 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.4-12: Vergleich der drei Alternativen: Cobalt im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


Max. Vor- 

belastung 

Max. Zusatz- 

belastung 


Gesamtbelas- 

tung 




Vorhaben 0,8 0,022 0,822 0,44 

GuD-Anlage 0,8 0,020 0,820 0,40 

Nullvariante 0,8 0,032 0,832 0,64 

Der Immissionsvergleichswert der HLUG beträgt 5 µg/(m²xd). Die Gesamtbelastung an den 

hier betrachteten Messpunkten liegt mit maximal 0,832 µg/(m²xd) deutlich unter diesem 

Wert. Die maximale Zusatzbelastung liegt bei 0,64 % dieses Beurteilungswertes, sie ist da- 

mit als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Die Gesamtbelastung im Einzugsbereich des Kraftwerks durch Cobalt in der PM10- 

Fraktion sowie im Staubniederschlag liegt im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitäts- 

daten in einem Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhandene 

(Krebs)-Risiko hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit 

ausschließt. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Co- 

balt sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurtei- 

lungsgebiet des Kraftwerks wohnende Bevölkerung als unerheblich, die errechnete 

Zusatzbelastung durch das geplante Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie 

durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante ist praktisch nicht nach- 

weisbar und daher als vernachlässigbar einzustufen. 

4.2.7 Kupfer (Cu) 


Kupfer - ein Halbedelmetall - kommt gediegen oder als Mineral vor. Verwendung findet Kup- 

fer vor allem zur Herstellung von Kupferlegierungen (Messing, Bronze). Wegen der guten 

elektrischen Leitfähigkeit und der thermischen Eigenschaften wird es häufig auch als Metall 




eingesetzt. Aufgrund der bakteriziden und algiziden Wirkungen werden Kupfersalze bzw. 

organische Kupferverbindungen als Pflanzen- bzw. Holzschutzmittel verwendet. 

Je nach Art des Gesteins bzw. des Bodens kommt Kupfer in Konzentrationen von 20 bis 

90 mg/kg Boden vor. In sauren Böden wird Kupfer relativ leicht ausgewaschen, dadurch wird 

die Bioverfügbarkeit erhöht. 

Im Meerwasser werden Cu-Konzentrationen um 1 - 5 µg/L, mit Höchstwerten bis zu 100 µg/L 

gemessen. Der Gehalt im Trinkwasser variiert je nach Wasserhärte, pH-Wert und Material 

der Wasserleitung. Pflanzen enthalten 4 - 20 µg/kg TG, Fleisch ca. 10 mg/kg. Fleisch, Inne- 

reien, Fisch und grüne Gemüse sind die Hauptlieferanten des Menschen für Kupfer. Das 

natürliche Vorkommen von Kupfer in der Luft ist größtenteils bedingt durch Windverwehun- 

gen von metallhaltigem Boden und Vulkanasche. 

Weitere Quellen sind Aerosole von Meerwasser und der Rauch von Waldbränden. Umwelt- 

kontaminationen durch Kupfer finden über den Ferntransport von Feinstäuben oder Aeroso- 

len aus Kupfer verarbeitenden Industrien, aus Feuerungsanlagen, Verbrennungsanlagen, 

Zementwerken usw. statt. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Kupfer-Konzentrationen im Schwebstaub und im 

Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten dargestellt. 

Tabelle 4.2.7-1: Kupfer-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub (SSt) und in der PM10- 

Fraktion in verschiedenen Gebieten von Deutschland (ng/m³) 

Ruhrgebiet Ost/Hamm 

Wuppertal 

Ruhrgebiet 

Rheinschiene 


Land 

Stadt 

Industrie 

ländlich 

städtisch 



10 

10 - 50 

20 

20 

14,6 

10 – 20 

20 – 60 

60 – 100 

3 - 280 

13 – 2.760 


MURL 1995 

MURL 1996 

MURL 1997 

LUA 1996 

HLUG 2008 

Kühling & Peters 1994 

Schneider/Kalberlah 1999 




Tabelle 4.2.7-2: Kupfer-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten 

von Deutschland [µg/(m² x d)] 


München 


Städtisch 

Industrie 




5,2 - 19,9 

9,3 - 116,3 

3,0 – 263 (2004) 

10 – 50 

30 – 900 





Kupfer gehört zu den essentiellen Elementen; es spielt eine wichtige Rolle bei der Hämoglo- 

binbildung und beim Zellwachstum und wird in viele Enzyme eingebaut. 

Es kann sowohl oral als auch inhalativ aufgenommen werden, die cutane Aufnahme hat kei- 

ne Bedeutung. Die Exposition zu Kupfer erfolgt vor allem über Trinkwasser, mit Lebensmit- 

teln und über die Außenluft. 

Kupfer ist in seinen ein- und zweiwertigen Verbindungen bioverfügbar. Aus der Nahrung ab- 

sorbiert der Mensch ca. 50 % über den Gastro-Intestinal-Trakt, der Rest wird über Galle und 

Faeces ausgeschieden. Die Exkretion mit dem Urin ist sehr gering. 

Die physiologische Wirkung von Kupfer beruht auf seiner Bedeutung für zahlreiche Enzym- 

aktivitäten. Es greift in den Eisenstoffwechsel durch Oxidation von Eisen(II) und Beeinflus- 

sung der Eisenspeicher in der Leber ein. Es besteht ein Antagonismus zwischen Kupfer und 

Molybdän sowie zwischen Kupfer und Zink. 

Der Mechanismus der toxischen Wirkungen ist bis heute nicht geklärt. Akut toxische Wirkun- 

gen, die erst nach extrem hohen oralen Gaben eintreten, verursachen zunächst einen metal- 

lischen Geschmack. Erbrechen und Brennen im Magen, Durchfall, Gelbsucht sowie Blut im 

Urin sind weitere klinische Symptome. In der Folge können Krämpfe, Koma und Tod eintre- 

ten. Hautkontakt mit Kupfersalzen kann juckende Ekzeme erzeugen. Die Inhalation von 

Rauch oder Staub von Kupferverbindungen kann zu Stauungen in Nasen- und anderen 

Schleimhäuten, in Einzelfällen auch zur Perforation der Nasenschleimhaut führen. Metalli- 

scher Kupferrauch kann Brechreiz, Magenbeschwerden und Durchfall verursachen. 

Chronische Einwirkung kann zur Beeinträchtigung der Leber-, Milz- und Nierenfunktionen 

sowie zu Anaemie führen. Das Risiko ist für die Normalbevölkerung gering; ausgenommen 




sind Personen mit genetischen Defekten, bei denen die Menke'sche oder Wilson'sche 

Krankheit auftritt oder die stark einseitige Diäten einhalten. 

In den letzten Jahren wird die Entstehung der frühkindlichen Leberzirrhose durch die Auf- 

nahme von Kupfer über saures Wasser aus kupferhaltigen Trinkwasserrohren diskutiert. 

Cancerogene, mutagene und teratogene Wirkungen beim Menschen sind nicht bekannt, 

lediglich an Hamstern konnte für Kupfercitrat eine teratogene Wirkung nachgewiesen wer- 

den. 


In Tabelle 4.2.7-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für Kup- 

fer festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 

Tabelle 4.2.7-3: Grenz- und Orientierungswerte für Kupfer 


17. BImSchV 

13. BImSchV 




0,5 mg/m³ * 

0,5 mg/m³ * 

0,1 mg/m³ E 1 


Kupfer und seine anorganischen 

Verbindungen 

Schwangerschaftsgruppe C 

TA Luft (2002) - - 


WHO 2 - - 

22. BImSchV (2002) 


TrinkwV (2001) 2 mg/L 

- - 

TRD Wert 3 nicht abgeleitet - 

Kühling & Peters 

Hintergrundwerte 4 

Land 

Stadt 

Stadt 

20 µg/m³ 

10 - 20 ng/m³ 

20 – 60 ng/m³ 

10 – 50 µg/(m²xd) 

Anhaltswert (8 Std. Mittel) 

ein Depositionswert ist nicht festgelegt 

worden 

Schwebstaub 

Schwebstaub 


* 

17. BImSchV § 5 (1) 3.b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 




1 

2 

Kupfer als einatembarer Anteil (E), 

Luftqualitätsleitwert (WHO 1995, 2000) 

3 

Schneider & Kalberlah 1999 

4 





Gefährdungsabschätzung für Kupfer (Cu) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Kupfer-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 





Cu-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zu- 






Tabelle 4.2.7-4: Vorhaben, Kupfer in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Mess- 

punkt 

Vor- 

belastung 


Zusatz- 

belastung 

Gesamt- 

belastung 



satzbelastung/ 

Vorbelastung 

in % 

Verhältnis Zusatzbelas- 

tung/Beurtei-lungswert 

in %, MAK/100: 

1.000 ng/m³ 

MP 1 15,4 0,72 16,12 4,68 0,072 

MP 2 9,0 0,72 9,72 8,00 0,072 

MP 3 7,5 0,72 8,22 9,60 0,072 

MP 4 8,2 0,72 8,92 8,78 0,072 

MP 6 12,3 0,72 13,02 5,85 0,072 

MP 7 11,4 0,72 12,12 6,32 0,072 

MP 8 6,9 0,72 7,62 10,43 0,072 

MP 9 13,1 0,72 13,82 5,50 0,072 

MP 10 16,7 0,72 17,42 4,31 0,072 




Tabelle 4.2.7-5: Alternative GuD-Anlage, Kupfer in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Verhältnis Zusatzbelastung/Beurtei-lungswert 

in %, MAK/100: 

1.000 ng/m³ 

MP 1 15,4 0,43 15,83 2,79 0,043 

MP 1 9,0 0,43 9, 43 4,78 0,043 

MP 2 9,0 0,43 7,93 5,73 0,043 

MP 3 7,5 0,43 8,63 5,24 0,043 

MP 4 8,2 0, 43 12,73 3,50 0,043 

MP 6 12,3 0,43 11,83 3,77 0,043 

MP 7 6,9 0,43 7,33 6,23 0,043 

MP 8 6,9 0,43 13,53 3,28 0,043 

MP 9 13,1 0,43 17,13 2,57 0,043 

Tabelle 4.2.7-6: Nullvariante, Kupfer in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in %, MAK/100: 

1.000 ng/m³ 

MP 1 15,4 1,40 16,80 9,09 0,14 

MP 2 9,0 1,40 10,40 15,56 0,14 

MP 3 7,5 1,40 8,90 18,67 0,14 

MP 4 8,2 1,40 9,60 17,07 0,14 

MP 6 12,3 1,40 13,70 11,38 0,14 

MP 7 11,4 1,40 12,80 12,28 0,14 

MP 8 6,9 1,40 7,40 20,29 0,14 

MP 9 13,1 1,40 14,50 10,69 0,14 

MP 10 16,7 1,40 18,10 8,38 0,14 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.7-7: Vergleich der drei Alternativen: Kupfer in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 16,7 0,72 17,42 0,072 

GuD-Anlage 16,7 0,43 17,13 0,043 

Nullvariante 16,7 1,4 18,10 0,140 

Immissionsgrenz- bzw. Orientierungswerte sind für Kupfer weder in der TA Luft, in den WHO 

Air Quality Guidelines, noch vom VDI bzw. LAI festgelegt worden. Kühling & Peters schlagen 

einen Anhaltswert für Kupfer im Schwebstaub von 20.000 ng/m³ als 8-Stunden-Mittel vor. 

Wenn man hilfsweise den MAK/100 (entsprechend 1.000 ng/m³) als Beurteilungswert zu- 

grunde legt, so beträgt die maximale Gesamtbelastung 1,81 %, die maximale Zusatzbelas- 

tung 0,14 % dieses Wertes. 

Die Cu-Immissionskonzentrationen im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger liegen 

im Bereich der Immissionskonzentrationen, wie sie für ländliche Gebiete in Deutschland üb- 

lich sind. Die Zusatzbelastung ist als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Kupfer im Staubniederschlag 

Die Kupfer-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Kupfer im Staubnieder- 




Cu-Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete Zu- 









Tabelle 4.2.7-8: Vorhaben, Kupfer im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in % 

99 µg/(m²xd) 

BBodSchV 

MP 1 10,0 1,10 11,10 11,00 1,11 

MP 2 6,7 1,10 7,80 16,42 1,11 

MP 3 8,7 1,10 9,80 12,64 1,11 

MP 4 7,2 1,10 8,30 15,28 1,11 

MP 5 6,9 1,10 8,00 15,64 1,11 

MP 6 8,1 1,10 9,20 15,49 1,11 

MP 7 7,6 1,10 8,70 14,47 1,11 

MP 8 6,5 1,10 7,60 16,92 1,11 

MP 9 8,2 1,10 9,30 13,41 1,11 

MP 10 7,3 1,10 8,40 15,07 1,11 

Tabelle 4.2.7-9: Alternative GuD-Anlage, Kupfer im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 







Vorbelastung 

in % 


in % 

99 µg/(m²xd) 

BBodSchV 

MP 1 10,0 0,99 10,99 9,90 1,00 

MP 2 6,7 0,99 6,63 14,78 1,00 

MP 3 8,7 0,99 9,69 11,68 1,00 

MP 4 7,2 0,99 8,19 13,75 1,00 

MP 5 6,9 0,99 7,89 14,35 1,00 

MP 6 8,1 0,99 9,09 12,22 1,00 

MP 7 7,6 0,99 8,59 13,03 1,00 

MP 8 6,5 0,99 7,49 15,23 1,00 

MP 9 8,2 0,99 9,19 12,07 1,00 

MP 10 7,3 0,99 8,29 13,56 1,00 




Tabelle 4.2.7-10: Nullvariante, Kupfer im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in % 

99 µg/(m²xd) 

BBodSchV 

MP 1 10,0 1,60 11,60 16,00 1,62 

MP 2 6,7 1,60 8,30 23,88 1,62 

MP 3 8,7 1,60 10,30 18,39 1,62 

MP 4 7,2 1,60 8,80 22,22 1,62 

MP 5 6,9 1,60 8,50 23,19 1,62 

MP 6 8,1 1,60 9,70 19,75 1,62 

MP 7 7,6 1,60 8,60 21,85 1,62 

MP 8 6,5 1,60 8,10 24,62 1,62 

MP 9 8,2 1,60 9,80 10,51 1,62 

MP 10 7,3 1,60 8,90 21,92 1,62 


In der folgenden Tabelle werden die maximalen Vor-, Zusatz- und die maximalen Gesamt- 

belastungen sowie das Verhältnis Zusatzbelastung zu Beurteilungswert bei allen drei Alter- 

nativen vergleichend dargestellt. 

Tabelle 4.2.4-11: Vergleich der drei Alternativen: Kupfer im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


tung 

Max. Zusatz- 

belastung 

Gesamtbelas- 

tung 


satzbel./Beur 


Vorhaben 10,0 1,10 11,00 1,11 

GuD-Anlage 10,0 0,99 10,99 1,00 

Nullvariante 10,0 1,60 11,60 1,62 

In der BBodSchV wird für Kupfer als ein Maßnahmewert für die jährliche Fracht von 99 

µg/(m²xd) angegeben. Die maximale Gesamtbelastung beträgt 11,72 %, die maximale Zusatzbelastung 

1,62 % dieses Wertes, sie ist als irrelevant einzustufen. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an 

Kupfer sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurteilungsgebiet 

des Kraftwerks Staudinger wohnende Bevölkerung als unerheblich, die 

errechnete Zusatzbelastung durch das geplante Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) 

sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante ist praktisch nicht 

nachweisbar und daher als vernachlässigbar einzustufen. 




4.2.8 Mangan (Mn) 


Mangan gehört zu den unedlen, häufig vorkommenden Schwermetallen und ist ubiquitär in 

allen Böden zu finden. In der Natur kommt es ausschließlich nichtelementar vor, zumeist als 

Oxid (Braunstein), aber auch in vielen verschiedenen Mineralien. Die jährliche Förderung 

beträgt mehr als 20 Mio Mg. Der größte Teil des gewonnenen Mangans wird in der Eisen- 

und Stahlherstellung und in Nickel- und Kupferschmelzen zur Desoxidation und Entschwefe- 

lung verwendet. In Legierungen wird es zur Erhöhung der Korrosionsbeständigkeit von Alu- 

minium und Magnesium eingesetzt. Weiterhin wird es zur Herstellung von Farbpigmenten 

und Magnetbändern benötigt. In größerem Umfang wird Manganoxid für die Fertigung von 

Trockenbatterien verwendet. Organische Manganverbindungen spielen als Antiklopfmittel 

und Verbrennungsförderer für Heizöl eine Rolle. 

In Böden liegt der Mangan-Gehalt je nach der geologischen Beschaffenheit bei 600 - 900 

mg/kg Boden. In Trinkwasser findet sich im Mittel meist weniger als 100 µg/L, mit einer gro- 

ßen Variationsbreite von wenigen Mikrogramm bis mehreren Milligramm. Auch Pflanzen 

enthalten sehr unterschiedliche Mn-Konzentrationen je nach dem Mangan-Gehalt des Bo- 

dens. Weizen und Reis können 10 - 100 mg/kg enthalten, Milch und Fleisch dagegen meist 

weniger als 1 mg/kg. 

Die Emissionsquellen für Mangan sind die genannten Anwendungs- und Produktionsanla- 

gen. Weiterhin wird es frei bei der Gewinnung von Erzen, Feuerungs- und Abfallverbren- 

nungsanlagen. Manganoxide können in der Luft mit SO2 zu Mangansulfaten reagieren und 

die Bildung von SO3 und Schwefelsäure katalysieren. 

Etwa 80 % des emittierten Mangans ist in der Staubfraktion < 5 µm gebunden und daher 

lungengängig, etwa 50 % sind < 2 µm und erreichen damit die Alveolen. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Mangan-Konzentrationen im Schwebstaub und im 







Tabelle 4.2.8-1: Mangan-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiedenen 

Gebieten (ng/m³) 



Ländlich 10 - 30 Kühling & Peters 1994 

Städtisch 10 - 70 


Tabelle 4.2.8-2: Mangan-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten 

von Deutschland [µg/(m²xd)] 


München 

Bayern (allgemein) 

Ländlich 

Städtisch 



22,6 - 32,1 

20 - 1.250 

< 30 – 92 (2004) 

10 - 30 

10 – 50 





Mangan ist ein essentielles, in üblicherweise vorkommenden Konzentrationen kaum toxisch 

wirkendes Element. Die Aufnahme von Mangan durch den Menschen erfolgt praktisch aus- 

schließlich über die Nahrung; Hauptquelle sind pflanzliche Nahrungsmittel wie Getreide, 

Nüsse und Tee. Die Mangan-Aufnahme Erwachsener wird mit 2-12 mg Mn/Tag angegeben, 

die von Kindern mit 1-2 mg/Tag. Die notwendige Mangankonzentration für den Erwachsenen 

wird auf 2 - 3 mg/Tag geschätzt. Die Absorptionsrate von Mangan variiert zwischen 1 % 

und 3,5 %. 

Mangan wird im Blut an Proteine gebunden transportiert und im Organismus verteilt. Die 

Plazenta- sowie die Blut-Hirn-Schranke werden überschritten. Besonders in Leber, Niere, 

Hypophyse und Pankreas wird Mangan festgestellt, die Ausscheidung erfolgt fast aus- 

schließlich mit den Faeces. 

Mangan wird nicht akkumuliert; Ausscheidung und Aufnahme werden durch homöostatische 

Mechanismen kontrolliert; die Halbwertszeit der Ausscheidung richtet sich nach der Gesamt- 

konzentration von Mangan im Körper, im Mittel liegt sie bei 35 Tagen. Wenn Zufuhr, Auf- 

nahme und Ausscheidung von Mangan durch Kontrollmechnismen im Gleichgewicht gehal- 

ten werden, kommt es nicht zu toxischen Wirkungen von Mangan. 




Im Vergleich zu anderen Metallen ist Mangan wenig toxisch. Jedoch sind bei Arbeitern bei 

Herstellung und Verarbeitung nach akuter Inhalation von Mangan-Stäuben örtliche Reizer- 

scheinungen an den Atemwegen (Metallfieber) bis zur Pneumonie (sog. Mangan- 

Pneumonie) beobachtet worden. 

Die kritischen Organe einer chronischen Manganintoxikation sind Nervensystem und Lunge. 

Durch chronische Exposition kann es nach monate- bis jahrelanger inhalativer Aufnahme 

hoher Konzentrationen zu einem mit „Manganismus" bezeichneten Krankheitsbild kommen. 

Dabei kann es nach einem kurzen psychotischen Zustand zu Zittern der Hände, verstärktem 

Muskeltonus, Bewegungsstarre des Gesichts und typischem Gangbild (ähnlich der Parkin- 

son'schen Krankheit) kommen. Weiterhin werden Leberparenchymschäden, Blutbildverände- 

rungen und Morbus Basedow festgestellt. Nach Ende der Einwirkung zeigt sich ohne beson- 

dere Behandlung keine erkennbare Besserung der Symptomatik. 

Neuere Untersuchungen ergaben bei Mangan-Exposition Anzeichen einer Leistungsminde- 

rung, die als subklinische frühe Anzeichen zentralnervöser Störungen gedeutet wurden. Bei 

niedrigen Konzentrationen treten Wirkungen an den Atemwegen in den Vordergrund. 

Epidemiologische Untersuchungen an der Bevölkerung in der Umgebung von Mangan ver- 

arbeitenden Betrieben erbrachten eine deutliche Erhöhung der Mortalität an Pneumonie und 

eine Erhöhung der Morbidität. Es ist jedoch nicht geklärt, ob die erhöhten Morbiditätsraten 

nur auf einer direkten Manganwirkung beruhen, oder auf einer durch Manganexposition be- 

dingten erhöhten Infektanfälligkeit. 

Mutagene, teratogene und cancerogene Wirkungen von Mangan sind nicht bekannt. Gesi- 

cherte Hinweise auf Reproduktionstoxizität liegen nicht vor. Nach chronischer Manganintoxi- 

kation ist über Impotenz und über eine Zunahme der spontanen Abortrate berichtet worden. 


In Tabelle 4.2.8-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für Man- 

gan festgelegt sind. 






Tabelle 4.2.8-3: Grenz- und Orientierungswerte für Mangan 


17. BImSchV 

13. BImSchV 



0,5 mg/m³* 

0,5 mg/m³ * 

DFG (2008) MAK-Wert 1 0,5 mg/m³ E 1 Schwangerschaftsgruppe C 

TA Luft (2002) - - 


WHO (2000) ² 0,15 µg/m³ Jahresmittelwert 

22. BImSchV (2002) 



- - 

TRD Wert - - 



Land 3 

Stadt 

Land 

Stadt 

Stadt (München) 4 

0,5 µg/m³ Anhaltswert 

10 - 30 ng/m³ 

10 - 70 ng/m³ 

10 - 30 µg/(m²xd) 

20 - 1.250 µg/(m²xd) 

20 - 85 µg/(m²xd) 


ein Depositionswert ist nicht festgelegt 

worden 

Schwebstaub 

Schwebstaub 




* 

17. BImSchV § 5 (1) 3.b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen 




1 

einatembarer Anteil E für Mangan und seine anorganischen Verbindungen 

2 

3 



4 LFU Bayern 1996 




Gefährdungsabschätzung für Mangan (Mn) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Mangan-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer 





Mn-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zu- 






Tabelle 4.2.8-4: Vorhaben, Mangan in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %, 

WHO-Wert 150 ng/m³ 

MP 1 7,8 0,18 7,98 2,37 0,12 

MP 2 6,5 0,18 6,68 2,77 0,12 

MP 3 5,8 0,18 5,98 3,10 0,12 

MP 4 5,6 0,18 5,78 3,21 0,12 

MP 6 7,8 0,18 7,98 2,31 0,12 

MP 7 7,5 0,18 7,68 2,40 0,12 

MP 8 4,8 0,18 4,98 3,75 0,12 

MP 9 6,1 0,18 6,28 2,95 0,12 

MP 10 8,1 0,18 8,28 2,22 0,12 




Tabelle 4.2.8-5: Alternative GuD-Anlage, Mangan in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in %, WHO-Wert 150 ng/m³ 

MP 1 7,8 0,11 7,91 1,41 0,07 

MP 2 6,5 0,11 6,61 1,69 0,07 

MP 3 5,8 0,11 5,91 1,90 0,07 

MP 4 5,6 0,11 5,71 1,96 0,07 

MP 6 7,8 0,11 7,91 1,41 0,07 

MP 7 7,5 0,11 7,61 1,47 0,07 

MP 8 4,8 0,11 4,91 2,29 0,07 

MP 9 6,1 0,11 6,21 1,80 0,07 

MP 10 8,1 0,11 8,21 1,36 0,07 

Tabelle 4.2.8-6: Nullvariante, Mangan in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in %, WHO-Wert 150 ng/m³ 

MP 1 7,8 0,35 8,15 4,49 0,23 

MP 2 6,5 0,35 6,85 5,38 0,23 

MP 3 5,8 0,35 6,15 6,03 0,23 

MP 4 5,6 0,35 5,95 6,25 0,23 

MP 6 7,8 0,35 8,15 4,87 0,23 

MP 7 7,5 0,35 7,85 4,67 0,23 

MP 8 4,8 0,35 5,15 7,29 0,23 

MP 9 6,1 0,35 6,45 5,74 0,23 

MP 10 8,1 0,35 8,45 4,32 0,23 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.8-7: Vergleich der drei Alternativen: Mangan in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 8,1 0,18 8,28 0,12 

GuD-Anlage 8,1 0,11 8,21 0,07 

Nullvariante 8,1 0,35 8,45 0,23 

Die Mn-Immissionskonzentrationen im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger liegen 

im Bereich der Immissionskonzentrationen, wie sie für ländliche Gebiete in Deutschland üblich 

sind. Die Zusatzbelastung ist als irrelevant einzustufen. 

Immissionsgrenz- bzw. Orientierungswerte sind für Mangan weder in der TA Luft noch vom 

VDI festgelegt worden. Von der WHO (2000) wird aufgrund von neurotoxischen Wirkungen 

von Mangan ein Leitwert von 0,15 µg Mn/m³ (= 150 ng Mn/m³) im Jahr vorgeschlagen. Die 

Gesamtbelastung von maximal 8,45 ng/m³ beträgt 5,6 % dieses Wertes. 

Nach den z.Z. vorliegenden Daten wird ein LOAEL mit 7.000 ng/m³ angenommen. Bei An- 

wendung dieses LOAEL und eines Unsicherheitsfaktors von 100 (10 zur Extrapolation auf 

den NOAEL, 10 für Kombinationswirkungen und sonstige Unsicherheiten) wird ein Vorsor- 

gewert von 70 ng/m³ festgesetzt. Die maximale Gesamtbelastung (8,45 ng/m³) wird im Beur- 

teilungsgebiet deutlich unterhalb dieses Vorsorgewertes liegen (12,1 %), die maximale Zu- 

satzbelastung liegt bei 0,5 % dieses Wertes. 

Mangan im Staubniederschlag 

Die Mangan-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Mangan im Staubnieder- 



für die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Mn- 





aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung berechnet. 




Tabelle 4.2.8-8: Vorhaben, Mangan im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung (%) an den verschiedenen 

Messpunkten 







in % 

MP 1 12,8 0,28 13,08 2,19 

MP 2 11,3 0,28 11,58 2,48 

MP 3 13,5 0,28 13,78 2,07 

MP 4 10,0 0,28 10,28 2,80 

MP 5 15,5 0,28 15,78 1,81 

MP 6 12,7 0,28 12,98 2,20 

MP 7 12,8 0,28 13,08 2,19 

MP 8 15,8 0,28 16,08 1,77 

MP 9 11,6 0,28 11,88 2,41 

MP 10 12,2 0,28 12,48 2,30 

Tabelle 4.2.8-9: Alternative GuD-Anlage, Mangan im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 

Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung (%) an den verschiedenen 

Messpunkten 





in % 

MP 1 12,8 0,25 13,05 1,95 

MP 2 11,3 0,25 11,55 2,21 

MP 3 13,5 0,25 13,75 1,85 

MP 4 10,0 0,25 10,25 2,50 

MP 5 15,5 0,25 15,75 1,61 

MP 6 12,7 0,25 12,95 1,97 

MP 7 12,8 0,25 13.05 1,95 

MP 8 15,8 0,25 16,05 1,58 

MP 9 11,6 0,25 11,85 2,16 

MP 10 12,2 0,25 12,45 2,05 




Tabelle 4.2.8-10: Nullvariante, Mangan im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


Messpunkten 







in % 

MP 1 12,8 0,40 13,20 3,13 

MP 2 11,3 0,40 11,70 3,54 

MP 3 13,5 0,40 13,90 2,96 

MP 4 10,0 0,40 10,40 4,00 

MP 5 15,5 0,40 15,90 2,58 

MP 6 12,7 0,40 13,10 3,15 

MP 7 12,8 0,40 13,20 3,13 

MP 8 15,8 0,40 16,20 2,53 

MP 9 11,6 0,40 12,00 3,45 

MP 10 12,2 0,40 12,60 3,28 


In der folgenden Tabelle werden die maximalen Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastungen 1bei 

allen drei Alternativen vergleichend dargestellt. 

Tabelle 4.2.8-11: Vergleich der drei Alternativen: Mangan im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


Zusatz 

belastung 

Gesamt 

belastung 

Vorhaben 15,8 0,28 16,08 

GuD-Anlage 15,8 0,25 16,05 


Für Mangan im Staubniederschlag liegen keine Beurteilungswerte vor. Daher werden folgende 

Vergleichswerte angeführt: In ländlichen Gebieten betragen die Mangan- 

Konzentrationen im Staubniederschlag 10 bis 30 µg/(m²xd), in städtischen Gebieten werden 

50 bis 300 µg/(m²xd) angegeben. Die maximale Gesamtbelastung liegt im Bereich der für 

ländliche Bereiche angegebenen Konzentrationen, die Zusatzbelastung ist als irrelevant einzustufen. 


Mangan für alle drei Alternativen sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag 

für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger wohnende Bevölkerung 

als unerheblich, die errechnete Zusatzbelastung durch das geplante Vorhaben 

(1.100 MW Steinkohleblock) sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und 

Nullvariante ist praktisch nicht nachweisbar und daher als vernachlässigbar einzustufen. 




4.2.9 Nickel (Ni) 


Nickel kommt hauptsächlich in sulfidischen Mineralien vor, die Jahresproduktion beträgt 

weltweit etwa 900.000 Mg. In erster Linie wird Nickel bei der Herstellung von Nickellegierun- 

gen und rostfreiem Stahl, in Akkumulatoren und als Katalysator verwendet, reines Nickel 

wird als Anode in der Galvanisierung eingesetzt. Nickel und seine Verbindungen werden in 

zunehmendem Maße für zahlreiche Anwendungsbereiche verwendet wie z.B. Ni/Cd- 

Batterien, magnetische Werkstoffe, Tafelbesteck, Modeschmuck usw. 

Die natürliche Verbreitung von Nickel in der Umwelt ist oft nur schwer von zusätzlichen, 

anthropogen bedingten Konzentrationserhöhungen zu unterscheiden. Bei der Nickelproduk- 

tion und -verarbeitung entstehen nickelhaltige Emissionen. Der größte Teil des in der Luft 

vorhandenen Nickels stammt aus Autoabgasen sowie aus Rückständen von Brennstoffen. 

Als weitere Emissionsquelle für Nickel muss der Tabakrauch angesehen werden. 

Nickel kann in allen Lebensmitteln nachgewiesen werden, aus dem Boden und dem Wasser 

wird es von Pflanzen und Mikroorganismen absorbiert und kann auf diesem Wege in die 

Nahrungskette gelangen. Der Nickelgehalt des Grundwassers liegt normalerweise unter 20 

µg/L. Kohle und Erdöl enthalten Nickel in einer von der geographischen Lage abhängigen 

Konzentration. 

In den folgenden Tabellen sind die Nickel-Konzentrationen in verschiedenen Gebieten 

Deutschlands im Schwebstaub und im Staubniederschlag dargestellt. 

Tabelle 4.2.9-1: Nickel-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub und in der PM10- 






Hanau Mitte 



NRW 

Bayern 



2,5 -7,5 

1,6 

3,3 – 27,8 

1,1 (2007) 

4,6 (2007) 

2,2 

4,0 

0,5 – 1,0 


LUA NRW 2003 

LUA NRW 2001 

LUA NRW 2001 


2007 


LAI 2004 

LAI 2004 




Tabelle 4.2.9-2: Nickel-Konzentrationen im Staubniederschlag [µg/(m² x d)] in verschiedenen 

Bereichen von Deutschland 


München 



Ludwigshafen 

Mannheim 

Untermain 



1,2 - 2,4 

1,2 - 10,7 

< 2 - 27,1 (2004) 

3,0 

2,4 

1,7 – 3,2 

2,7 




HLUG 2008 

Iuta 2003 

LUBW 2007 

HLUG Lufthyg. Jahresbericht 2007 

Abgelegen k.A. Kühling & Peters 1994 

Land 2 - 20 

Stadt 10 - 50 



Nickel und seine Verbindungen können oral, inhalativ oder cutan aufgenommen werden. Die 

gastrointestinale Absorptionsrate liegt zwischen 1 und 5 %, während inhalativ aufgenomme- 

ne Nickel-haltige Stäube zu 30 - 50 % und Nickel-Dämpfe bis zu 80 % absorbiert werden. 

Die tägliche Nickelaufnahme über die Nahrungsmittel beträgt bis ca. 300 µg/Person, über 

Trinkwasser bis ca. 10 µg/Person, die inhalative Aufnahme über die Außenluft wird in städti- 

schen mit ca. 0,4 und in ländlichen Gebieten mit 0,2 µg/Person angegeben. Ein Raucher von 

20 Zigaretten inhaliert täglich bis zu 7 µg Nickel. 

Absorbiertes Nickel wird über das Blut transportiert und gleichmäßig über den gesamten 

Organismus verteilt. Nach inhalativer Exposition kommt es zu einer Kumulation in der Lunge. 

Inhaliertes Nickeltetracarbonyl führt zu hohen Konzentrationen in Lunge, Gehirn, Leber, Nie- 

ren und Nebennieren. 

Die Ausscheidung von Nickel hängt von seiner chemischen Form und von der Art der Auf- 

nahme ab. Nicht absorbiertes, mit der Nahrung aufgenommenes Nickel wird über die Fae- 

ces, absorbiertes Nickel in der Regel über den Urin ausgeschieden. Die normalen Urin- 

Konzentrationen betragen zwischen 2 und 4 µg Ni/L Urin, diese Werte können bei exponier- 

ten Berufsgruppen deutlich überschritten werden. 

Akute Intoxikationen durch Nickel und seine Verbindungen sind fast ausschließlich durch 

Nickeltetracarbonyl aufgetreten. Hier ist die Lunge das Zielorgan der Intoxikation - unabhän- 

gig von der Art der Aufnahme. 

Die akut toxischen Wirkungen durch andere Nickel-Verbindungen scheinen im wesentlichen 

durch die Hemmung wichtiger Zellenzyme (vor allem Phosphatasen und Decarboxylasen) 




zustande zu kommen. Nickel geht dabei eine Bindung mit Carboxyl-, Imidazol- und Aminog- 

ruppen ein. Nach inhalativer Aufnahme von Nickelcarbonyl, Nickelsulfid und Nickeloxid sind 

folgende akuten Wirkungen beschrieben worden: Nach unspezifischen Symptomen wie 

Schwindel und Übelkeit treten Pneumonien, pulmonale Ödeme und Hämorrhagien, hepati- 

sche Degeneration und Kongestionen in Gehirn und Nieren auf. 

Chronische Wirkungen dieser Nickel-Verbindungen können nach inhalativer Aufnahme zu 

Eosinophilie und Asthma führen. Eine bedeutende Folge des Hautkontaktes vor allem mit 

metallischem Nickel ist die Entwicklung einer allergischen Dermatitis. Weiterhin können nach 

Hautkontakt Hautirritationen und Ekzeme auftreten. Nicht nur im beruflichen, sondern auch 

im privaten Bereich (Kontakt mit Buntmetall und Modeschmuck) spielen Nickel-induzierte 

Kontaktekzeme eine wesentliche Rolle. 

Im Gegensatz zu Versuchstieren sind beim Menschen keine mutagenen, teratogenen und 

fetotoxischen Wirkungen bekannt. Aufgrund von tierexperimentellen und epidemiologischen 

Studien muss Nickel in einigen Verbindungen als eindeutig cancerogen nach Inhalation an- 

genommen werden. Epidemiologische Untersuchungen belegten bei „Nickelraffineriestaub" 

Exponierten Lungencarcinome und Nasennebenhöhlenmalignome. Es bestehen erhebliche 

Unterschiede in der cancerogenen Potenz einzelner Nickelverbindungen, das Nickelsulfid 

Ni3S2 scheint die im Tierversuch stärkste cancerogene Wirkung zu besitzen. 

Die WHO hat in ihren Guidelines for Air Quality (2000) ein unit risk von 3,8 x 10 -4 vorge- 

schlagen, die US-EPA geht von einem unit risk von 3 x 10 -4 aus. Der LAI (2004) hat das unit 

risk von 2,4 – 7 x 10 -4 festgelegt. 


In der MAK-Liste werden Nickel und Nickelverbindungen (einatembare Fraktion, Nickelme- 

tall, Nickelacetat und vergleichbare lösliche Salze) als krebserzeugend in die Kategorie 1 

eingestuft, d.h. als Stoffe, die beim Menschen Krebs erzeugen und bei denen davon auszu- 

gehen ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten. Es wurden keine 

MAK-Werte festgelegt. Nickel, seine Legierungen und wasserlöslichen Salze gehören zu den 

sensibilisierenden Arbeitsstoffen. 

In Tabelle 4.2.9-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für 

Nickel festgelegt sind. 






Tabelle 4.2.9-3 Grenz- und Orientierungswerte für Nickel 

Emissionsgrenzwert * 

17. BImSchV 

13. BImSchV 


Grenz- /Orientierungswerte Bemerkungen 

0,5 mg/m³ * 

0,5 mg/m³ * 

DFG (2008) MAK-Wert - 

Nickel und Verbindungen 

Krebskategorie 1 1 

Sah Gefahr der Sensibilisierung der Atemwege 

und der Haut 

TA Luft (2002) 15 µg/(m²xd) 2 Mittelungszeitraum: Jahr 

Deposition 

EU Richtlinie 2004/107/EG 20 ng/m³ Zielwert 

22. BImSchV (neugefasst 04. 

Juni 2007) 

20 ng/m³ Zielwert, gültig ab 31.12.2012 


WHO - cancerogen, ein „sicherer“ Wert kann nicht 

angegeben werden 


LAI 2004 4 20 ng/m³ 


Orientierungswert für die Sonderfallprüfung 

Kühling & Peters, Vorsorgewerte 

< 2,5 ng/m³ Jahresmittelwert 

6 µg/(m² x d) Jahresmittelwert 


100 ng/m³ 


Stadt 5 

Land 5 

Stadt 6 

Land 6 

Emittentennähe 6 

Stadt 6 

Land 6 

Bayern 7 

Emittentennähe 8 

unit risk 

errechnetes Risiko 

bis 100 ng/m³ 

6 ng/m³ 

5 – 10 ng/m³ 

1 – 5 ng/m³ 

10 – 50 ng/m³ 

5 – 50 µg/(m²xd) 

2 – 20 µg/(m²xd) 

2 – 27 µg/(m²xd) 

30 – 170 µg/(m²xd) 

3,8 x10- 4 

2,4 – 7 x10- 4 

4,8 – 14 x 10- 6 (bei 20 ng/m³) 


Beurteilungsniveau für Gesamtnickel bei 

Beachtung des cancerogenen Risikos 

Mittlere Depositionsrate als Anhaltswert zur 

Begrenzung unerwünschter Anreicherungen 

in nicht vorbelasteten Böden 

langfristige Aufnahme 


Schwebstaub 

Schwebstaub 

Schwebstaub 

Schwebstaub 

Schwebstaub 





WHO 2000 

LAI 2004 

LAI 2004 

* 17. BImSchV § 5 (1) 3 b) / 13. BImSchV § 4(1) 3. b): Die Verbrennungsanlagen/ Feuerungsanlagen sind 




1 

Krebskategorie 1: Stoffe, die als krebserzeugend für den Menschen anzusehen sind, weil sie einen 

2 

nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten 

3 

4 

5 

6 

Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen, Immissionswerte für Schadstoffdepositionen 

Beurteilungsmaßstab für luftverunreinigende Immissionen (LAI 1998) 

Ableitung nicht auf der Basis der cancerogenen Wirkung 

Schneider/Kalberlah (1999) 

Kühling/Peters 1994 

7 

8 






Gefährdungsabschätzung für Nickel (Ni) in der PM10-Fraktion und im Staub- 

niederschlag im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

Die Nickel-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 




für die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Ni- 






von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 1 

Tabelle 4.2.9-4: Vorhaben, Nickel in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 

LAI: 20 ng/m³ 

MP 1 1,7 0,50 2,20 29,4 2,50 

MP 2 1,5 0,50 2,00 33,3 2,50 

MP 3 1,3 0,50 1,80 38,5 2,50 

MP 4 1,0 0,50 1,50 50,0 2,50 

MP 6 1,2 0,50 1,70 41,7 2,50 

MP 7 1,3 0,50 1,80 38,5 2,50 

MP 8 1,0 0,50 1,50 50,0 2,50 

MP 9 1,1 0,50 1,60 45,5 2,50 

MP 10 1,2 0,50 1,70 41,7 2,50 




Tabelle 4.2.9-5: Alternative GuD-Anlage, Nickel in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in 

% 


MP 1 1,7 0,30 2,00 17,6 1,50 

MP 2 1,5 0,30 1,80 20,0 1,50 

MP 3 1,3 0,30 1,60 23,1 1,50 

MP 4 1,0 0,30 1,30 30,0 1,50 

MP 6 1,2 0,30 1,50 25,0 1,50 

MP 7 1,3 0,30 1,60 23,1 1,50 

MP 8 1,0 0,30 1,30 30,0 1,50 

MP 9 1,1 0,30 1,40 2,73 1,50 

MP 10 1,2 0,30 1,50 25,0 1,50 

Tabelle 4.2.9-6: Nullvariante, Nickel in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in % 


MP 1 1,7 0,98 2,68 57,6 4,9 

MP 2 1,5 0,98 2,48 65,3 4,9 

MP 3 1,3 0,98 2,28 75,4 4,9 

MP 4 1,0 0,98 1,98 98,0 4,9 

MP 6 1,2 0,98 2,18 81,7 4,9 

MP 7 1,3 0,98 2,28 75,4 4,9 

MP 8 1,0 0,98 1,98 98,0 4,9 

MP 9 1,1 0,98 2,08 89,1 4,9 

MP 10 1,2 0,98 2,18 81,7 4,9 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.9-7: Vergleich der drei Alternativen: Nickel in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 1,7 0,50 2,20 2,50 

GuD-Anlage 1,7 0,30 2,00 1,50 

Nullvariante 1,7 0,98 2,68 4,90 

Immissionsgrenzwerte sind für Nickel weder in der TA Luft, vom VDI noch in den WHO Air 

Quality Guidelines festgelegt worden. Der LAI gibt einen Zielwert von 20 ng/m³ an. Die 

4.Tochter-Richtlinie sieht ebenfalls einen Immissionswert von 20 ng/m³ vor. Der Hinter- 

grundwert für NRW wird mit 4,0 ng/m³ angegeben (LAI 2004). 

Die hier festgestellten Nickel-Gesamt-Konzentrationen liegen deutlich unter dem vorgeschla- 

genen Immissionswert von 20 ng/m³, sie betragen maximal 13,4 % dieses Wertes (Nullva- 

riante). Die Zusatzbelastung liegt für das Vorhaben sowie für die Alternative GuD-Anlage bei 

2,5 bzw. 1,5 % dieses Beurteilungswertes, sie ist als irrelevant nach TA Luft einzustufen. Die 

Zusatzbelastung für die Nullvariante ist mit 4,9 % des Beurteilungswertes als nicht irrelvant 

nach TA Luft zu bewerten. 

Bei Anwendung des vom LAI (2004) festgesetzten unit risk von 2,4 – 7 x 10 -4 pro 1 µg Ni/m³ 

können folgende Krebsrisiken vergleichend für die drei Alternativen errechnet werden: 


Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 


Vorhaben 5,3 – 15,4 x10 -7 1,2 – 3,5 x10 -7 

GuD-Anlage 4,8 – 14,0 x10 -7 0,7 – 2,1 x10 -7 

Nullvariante 6,4 – 18,8 x10 -7 2,4 – 6,9 x10 -7 

Das maximale errechnete zusätzliche Krebsrisiko beträgt 6,9 x 10 -7 (Nullvariante), das sind 6 

bis 7 Krebsfälle pro 10 Millionen Menschen. 


Risiko für die Bevölkerung ist bei allen drei Alternativen so gering, dass es als prak- 

tisch nicht mehr nachweisbar ("virtually safe dose") einzustufen ist. 




Nickel im Staubniederschlag 

Die Nickel-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 

vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Nickel im Staubniederschlag 


In den folgenden drei Tabellen für das Vorhaben (1.100 MW Steinkohleblock) sowie für die 

Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene Nickel- 







Tabelle 4.2.9-9: Vorhaben, Nickel im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in % 


15 µg/(m²xd) 

MP 1 5,5 0,77 6,27 14,0 5,13 

MP 2 1,1 0,77 1,87 70,0 5,13 

MP 3 1,5 0,77 2,27 51,3 5,13 

MP 4 1,5 0,77 2,27 51,3 5,13 

MP 5 1,7 0,77 2,47 45,3 5,13 

MP 6 1,7 0,77 2,47 45,3 5,13 

MP 7 1,9 0,77 2,67 40,5 5,13 

MP 8 1,4 0,77 2,17 55,0 5,13 

MP 9 1,5 0,77 2,27 51,3 5,13 

MP 10 1,1 0,77 1,87 70,0 5,13 




Tabelle 4.2.9-10: Alternative GuD-Anlage, Nickel im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 









Vorbelastung 

in % 


in % 


15 µg/(m²xd) 

MP 1 5,5 0,69 6,19 12,5 4,60 

MP 2 1,1 0,69 1,79 62,7 4,60 

MP 3 1,5 0,69 2,19 46,0 4,60 

MP 4 1,5 0,69 2,19 46,0 4,60 

MP 5 1,7 0,69 2,39 40,6 4,60 

MP 6 1,7 0,69 2,39 40,6 4,60 

MP 7 1,9 0,69 2,59 36,3 4,60 

MP 8 1,4 0,69 2,09 49,3 4,60 

MP 9 1,5 0,69 2,19 46,0 4,60 

MP 10 1,1 0,69 1,79 62,7 4,60 

Tabelle 4.2.9-11: Nullvariante, Nickel im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







Vorbelastung 

in % 


in % 


15 µg/(m²xd) 

MP 1 5,5 1,10 6,60 7,33 

MP 2 1,1 1,10 2,20 100 7,33 

MP 3 1,5 1,10 2,60 73,3 7,33 

MP 4 1,5 1,10 2,60 73,3 7,33 

MP 5 1,7 1,10 3,80 64,7 7,33 

MP 6 1,7 1,10 3,80 64,7 7,33 

MP 7 1,9 1,10 3,00 57,9 7,33 

MP 8 1,4 1,10 2,50 78,6 7,33 

MP 9 1,5 1,10 2,60 73,3 7,33 

MP 10 1,1 1,10 2,20 100 7,33 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.9-12: Vergleich der drei Alternativen: Nickel im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 



tung 

Max. Zusatz- 

belastung 


Gesamtbelas- 

tung 

Verhältnis Zusatzbe- 

lastung/ 


Vorhaben 5,5 0,77 6,27 5,13 

GuD-Anlage 5,5 0,69 6,19 4,60 

Nullvariante 5,5 1,10 6,60 7,33 


chen Umwelteinwirkungen von 15 µg/(m²xd) festgelegt. Die Gesamtbelastung an den hier 

betrachteten Messpunkten liegt mit maximal 44 % unter dem Immissionswert der TA Luft. 

Die maximale Zusatzbelastung (Nullvariante) liegt bei 7,3 % dieses Beurteilungswertes. Die 

errechnete Zusatzbelastung durch das Vorhaben liegt geringfügig über der Irrelevanzgrenze, 

die Zusatzbelastung durch die Alternative Nullvariante ist als nicht irrelevant einzustufen, 

während die Zusatzbelastung durch die Alternative GuD-Anlage als irrelevant nach TA Luft 

zu bewerten ist. 

Kühling & Peters nennen einen Vorsorgewert für Nickel im Staubniederschlag von 

6 µg/(m²xd) [mittlere Depositionsrate als Anhaltswert zur Begrenzung unerwünschter Anrei- 

cherungen in nicht vorbelasteten Böden]. Die maximale Gesamtbelastung von 6,6 µg/(m²xd) 

liegt über diesem Anhaltswert. 

Die Gesamtbelastung durch Nickel liegt in der PM10-Fraktion sowie im Staubnieder- 

schlag für alle drei Alternativen im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten in 

einem Konzentrationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhandene (Krebs)- 

Risiko hinausgehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit ausschließt. 


Nickel bei allen drei Alternativen sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubnieder- 

schlag für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger wohnende Bevölke- 

rung als üblicherweise vorkommend einzustufen. 




4.2.10 Quecksilber (Hg) 


In der Natur kommt Quecksilber hauptsächlich in Form des Sulfids (Zinnober, HgS) vor. Es 

ist die wichtigste durch Bergbau geförderte Quecksilber-Verbindung. Die jährliche Weltpro- 

duktion beträgt etwa 10.000 Mg. Quecksilber wird im Boden vorwiegend an organische Be- 

standteile, besonders an Huminstoffe mit einem hohen Anteil von SH- und SS-Gruppen ge- 

bunden. 

Für die technische Quecksilber-Gewinnung geht man fast ausschließlich vom Zinnober-Erz 

aus. Es findet Verwendung bei der Herstellung von Thermometern, Barometern, Manome- 

tern usw., in der Elektroindustrie zur Fabrikation von Lampen, Schaltern, Gleichrichtern und 

Trockenzellbatterien. Weiterhin wird Quecksilber in der Chloralkali-Industrie sowie bei der 

Herstellung von Amalgam benötigt. Auch in einigen Saatgutbeizmitteln ist Quecksilber 

enthalten, der Gebrauch als Fungizid ist in der Bundesrepublik Deutschland seit 1974 verbo- 

ten. In der pharmazeutischen Industrie werden quecksilberhaltige Antiseptika oder bakterizi- 

de Konservierungsstoffe hergestellt. Als wichtige Quecksilber-Verbindungen gelten die Oxi- 

de, die zur Entschwefelung organischer Stoffe und in der Farbenfabrikation bei Öl- und La- 

texfarben verwendet werden. 

Bei der Gewinnung aus Erzen, bei der Anwendung, aber vor allem bei der Herstellung der 

verschiedenen Präparate gelangt Quecksilber in Luft und Abwässer, aber auch direkt in den 

Boden. Der Quecksilbergehalt im Süßwasser beträgt normalerweise unter 0,1 µg/L, in Meer- 

wasser etwa 0,03 µg/L, die Quecksilberkonzentrationen im Boden betragen etwa 0,1 bis 0,5 

mg/kg. Erhöhte Gehalte werden in Überschwemmungsgebieten gefunden. Im Boden und in 

Gewässern findet in beträchtlichem Ausmaß eine Methylierung von anorganischen Quecksil- 

ber-Verbindungen durch Mikroorganismen und chemische Prozesse statt. Methylquecksilber 

akkumuliert in aquatischen Systemen. In Raubfischen werden hohe organische Quecksilber- 

Gehalte festgestellt. 

Die Hg-Konzentrationen in der Atmosphäre liegen normalerweise in sehr niedrigen Konzen- 

trationen vor. Die höchsten Konzentrationen finden sich über der Bodenoberfläche, was auf 

die Ausdampfung von elementarem Hg oder flüchtigen Hg-Verbindungen aus dem Boden 

zurückzuführen ist. Emissionsquellen für Quecksilber sind vor allem die Elektro- und die 

Chloralkali-Industrie sowie die Verbrennung von Öl und Kohle. Weiterhin wird es frei bei der 

Gewinnung von Erzen und auch in Abfallverbrennungsanlagen. Quecksilber kann - wie auch 

Arsen und Selen - dampfförmig im Rauchgas auftreten. 

In der folgenden Tabelle ist die Quecksilber-Konzentration im Schwebstaub in verschiedenen 

Gebieten dargestellt. 






Tabelle 4.2.10-1: Quecksilber-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiede- 

nen Gebieten (ng/m³) 



Ländlich < 2 - 4 Kühling & Peters 1994 

Städtisch 4 - 13 

Industrie k.A. 

Nördl. Hemisphäre 

städtisch 

2 – 3 

10 - 27 

Duisburg 0,5 – 0,6 (partikelförmig) 

5,6 – 7,1 (gasförmig) 




LRP 1993 

Während eine Belastung mit anorganischem Quecksilber - außer am Arbeitsplatz - praktisch 

nicht vorkommt, kann eine relevante Aufnahme zumeist organisch-gebundenen Quecksilbers 

oral mit der Nahrung (Methylquecksilber vor allem über Meerestiere) erfolgen. Da Quecksil- 

ber aus Amalgamfüllungen in geringen Mengen freigesetzt wird, ist Dentalamalgam neben 

dem Fischverzehr die Hauptquelle für die Quecksilberaufnahme beim Menschen. 

Die Zufuhr über Trinkwasser ist im Allgemeinen ohne Bedeutung. Dagegen werden über 

Inhalation vor allem in der Nähe entsprechender Emittenten metallische Quecksilber- 

Dämpfe, in Einzelfällen auch flüchtige organische Verbindungen aufgenommen. Dermale 

Kontaminationen kommen - mit Ausnahme bestimmter Arbeitsbereiche - nicht vor. 

Inhalierter Quecksilber-Dampf wird zu 80 % über die Lunge in den Körper aufgenommen. 

Die Absorption anorganischer Verbindungen aus der Nahrung beträgt etwa 7 % der aufge- 

nommenen Menge. Dagegen erfolgt die Magen-Darm-Absorption von Methylquecksilber und 

anderen organischen Verbindungen nahezu vollständig. Im Blut liegen organische Hg- 

Verbindungen überwiegend an Plasmaproteine gebunden vor, anorganische Verbindungen 

reichern sich stärker in den roten Blutkörperchen an. Quecksilber-Verbindungen werden 

vorwiegend mit dem Urin und den Faeces ausgeschieden. Organisches Quecksilber wird 

offensichtlich fast ausschließlich über die Faeces ausgeschieden. 

Akute Vergiftungen werden zumeist durch lösliche anorganische Salze ausgelöst. Erste An- 

zeichen sind Pharyngitis, Schluckbeschwerden, Bauchschmerzen mit Übelkeit und Erbre- 

chen, blutiger Durchfall und Schockzustand. Weitere Symptome sind Schwellungen der 

Speicheldrüsen, Stomatitiden und Zahnausfall, manchmal auch Gelbsucht. Die Schädigun- 

gen des Intestinaltraktes und der Leber können zum Tod führen. 




Chronische Vergiftungen kommen wegen der kumulativen Eigenschaften elementaren 

Quecksilbers und seiner Salze häufiger vor als akute Intoxikationen. Das klassische Syn- 

drom beginnt mit psychischen und emotionalen Störungen sowie Depressionen, Kopf- 

schmerzen und Müdigkeit. Gedächtnisverlust und Schlaflosigkeit sind weitere Symptome, die 

später zu Parästhesien und Neuralgien führen. Außerdem kann der Atemtrakt betroffen 

sein. Bei Intoxikationen mit Quecksilbersalzen ist das Bild ähnlich, jedoch steht hier die 

Schädigung der Leber im Vordergrund; sie kann im Einzelfall zum Tode führen. Neuere Un- 

tersuchungen zeigen, dass Wirkungen auf das Immunsystem bei niedrigen Konzentrationen 

nicht ausgeschlossen werden können. Nach Angaben der WHO (1995) sollten die „norma- 

len“ städtischen Hintergrundkonzentrationen von 5 - 10 ng/m³ nicht überschritten werden. 

Methylquecksilber und andere Alkylverbindungen sind Auslöser für die „Minamata-Krankheit" 

mit allgemeinen Sensitivitätsstörungen, die bis zum Verlust des Gleichgewichtssinnes, zu 

Tremor und Koordinationsstörungen führen können. 

Obwohl Quecksilber die Plazentaschranke passiert und entsprechende Symptome beim Fe- 

tus verursachen kann, ist es im Gegensatz zu Versuchstieren beim Menschen nicht terato- 

gen. Zur mutagenen Wirkung ist lediglich bekannt, dass Methylquecksilber Chromosomen- 

aberrationen auslöst. Cancerogene Wirkungen von Quecksilber beim Menschen sind nicht 

bekannt. 



Quecksilber festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 






Tabelle 4.2.10-2: Grenz- und Orientierungswerte für Quecksilber 


17. BImSchV 

13. BImSchV 

MAK-Wert 1 DFG (2008) 

MAK-Wert DFG (2008) 


WHO (2000) 


Grenz- 

/Orientierungswerte 

0,05 mg/m³ * 

0,03 mg/m³ ** 

- 

0,1 mg/m³ (Hg und 

anorg. Verb. 

- (organische Verbindungen) 


Bemerkungen 

Krebskategorie 3B 

Sh Gefahr der Sensibiliserung der Haut 

Krebskategorie 3B 

1 µg/(m²xd) Mittelungszeitraum: Jahr 

Deposition 

1 µg/ m³ (anorganisches 

Hg) 

TrinkwV (2001) 0,001 mg/L 

4.Tochterrichtlinie (2004) ² 

LAI Unterausschuss 3 

„Wirkungsfragen“ 

Jahr 

- Zielwert, nicht festgelegt 

50 ng/m³ 

1 µg/(m²xd) 

22. BImSchV Neugefasst 04.06.2007 - 

Richtwerte für die Innenraumluft 

(Innenraumlufthygienekommission, 

1999) 4 

Kühling & Peters, 

Vorsorgewerte 

0,035 µg/m³ 

0,35 µg/m³ 

< 0,1 µg/m³ als Hgges 

0,05 µg/(m²xd) Jahresmittelwert 

Jahresmittelwert/Mensch 

Jahresmittelwert/Mensch/Tier/Pflanze 

RW I 

RW II 

Zielniveau für Gesamtquecksilber 

arithmetisches Jahresmittel 

Mittlere Depositionsrate als Anhaltswert zur 

Begrenzung unerwünschter Anreicherungen 


TRD Wert 5 nicht abgeleitet langfristige Aufnahme 



Land 

Stadt 


Gefährdungsabschätzung für Quecksilber (Hg) im Staubniederschlag im Beurtei- 

lungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

Die Quecksilber-Immissionsvorbelastung in der PM10-Fraktion wurde an drei Messpunkten 

(MP 2, MP 3 und MP 6), die Hg-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an allen Mess- 

punkten vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen in der PM10-Fraktion wur- 

den von Argumet für die drei Alternativen nicht berechnet, es wurde lediglich der zusätzliche 

Hg-Gehalt im Staubniederschlag prognostiziert. Daher wird bei der folgenden umweltmedizi- 

nischen Bewertung nur die Quecksilberbelastung im Staubniederschlag betrachtet. 



Hg-Vorbelastung im Staubniederschlag an allen Messpunkten sowie die von Argumet be- 

rechnete Zusatzbelastung an allen Messpunkten dargestellt (zusätzlich wurde von Argumet 

die maximalen zusätzlichen Immissionen von Quecksilber im Staubniederschlag [MP max] 

für alle drei Alternativen berechnet). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an 

den verschiedenen Messpunkten aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbelas- 

tung und das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 

Tabelle 4.2.10-3: Vorhaben, Quecksilber im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung 








Vorbelastung 

in % 


in %, 

TA Luft: 

1 µg/(m²xd) 

MP 1 0,05 0,028 0,078 56,00 2,8 

MP 2 0,23 0,036 0,266 15,65 3,6 

MP 3 0,12 0,012 0,132 10,00 1,2 

MP 4 0,09 0,020 0,110 22,20 2,0 

MP 5 0,09 0,0072 0,0972 8,00 0,72 

MP 6 0,07 0,0074 0,0974 10,57 0,74 

MP 7 0,05 0,011 0,061 22,00 1,1 

MP 8 0,29 0,014 0,304 48,28 1,4 

MP 9 0,10 0,018 0,188 18,00 1,8 

MP 10 0,05 0,010 0,060 20,00 1,0 




Tabelle 4.2.10-4: Alternative GuD-Anlage, Quecksilber im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- 









Vorbelastung 

in % 


in %, 

TA Luft: 

1 µg/(m²xd) 

MP 1 0,05 0,017 0,067 34,00 1,7 

MP 2 0,23 0,026 0,256 11,30 2,6 

MP 3 0,12 0,0073 0,1273 6,08 0,73 

MP 4 0,09 0,0066 0,0966 7,33 0,66 

MP 5 0,09 0,010 0,100 11,11 1,0 

MP 6 0,07 0,0028 0,0728 4,00 0,28 

MP 7 0,05 0,012 0,062 24,00 1,2 

MP 8 0,29 0,010 0,300 3,45 1,0 

MP 9 0,10 0,011 0,111 11,00 1,1 

MP 10 0,05 0,0071 0,0571 14,20 0,71 

Tabelle 4.2.10-5: Nullvariante, Quecksilber im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







Vorbelastung 

in % 


in %, 

TA Luft: 

1 µg/(m²xd) 

MP 1 0,05 0,065 0,115 130,00 6,5 

MP 2 0,23 0,070 0,300 30,43 7,0 

MP 3 0,12 0,024 0,144 20,00 2,4 

MP 4 0,09 0,013 0,103 14,44 1,3 

MP 5 0,09 0,012 0,102 13,33 1,2 

MP 6 0,07 0,012 0,082 17,14 1,2 

MP 7 0,05 0,025 0,075 50,00 2.5 

MP 8 0,29 0,033 0,323 11,38 3.3 

MP 9 0,10 0,033 0,133 33,00 3.3 

MP 10 0,05 0,019 0,069 38,00 1,9 







dargestellt. Es werden die Zusatzbelastungen an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 betrach- 

tet. 

Tabelle 4.2.10-6: Vergleich der drei Alternativen: Quecksilber im Staubniederschlag (MP 1 

bis MP 10) [µg/(m²xd)] 



tung 

(MP 2) 

Max. Zusatzbe- 

lastung 

(MP 2) 


Gesamtbelas- 

tung 

Verhältnis Zusatzbe- 

lastung/ 


Vorhaben 0,23 0,036 0,266 3,6 

GuD-Anlage 0,23 0,026 0,256 2,6 

Nullvariante 0,23 0,070 0,300 7,0 

Die Vorbelastung an Quecksilber im Staubniederschlag ist als üblicherweise vorkommend, 

die errechneten Zusatzbelastungen dagegen sind zum Teil (bei der Nullvariante) als ver- 

gleichsweise hoch einzustufen. Die TA Luft hat einen Immissionswert für Schadstoffdeposi- 

tionen zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen von 1 µg Hg/(m²xd) festgelegt. Die 

Zusatzbelastung an den hier betrachteten Messpunkten liegt bei 3,6 % (Vorhaben) bzw. 

7,0% (Nullvariante) dieses Wertes, d.h. sie ist bei der Alternative Nullvariante als nicht irre- 

levant nach TA Luft einzustufen. 

In der folgenden Tabelle wird der Messpunkt mit der maximal errechneten Zusatzbelastung 

im Vergleich der drei Alternativen dargestellt. 

Tabelle 4.2.10-7: Vergleich der drei Alternativen: Quecksilber im Staubniederschlag (MP 

max) [µg/(m²xd)] 


tung 

(MP 2) 

Max. Zusatzbe- 

lastung 

(MP max) 

Gesamtbelas- 

tung 


satzbelastung/ 

Beurteilungswert 

Vorhaben 0,23 0,054 0,344 5,4 

GuD-Anlage 0,23 0,038 0,328 3,8 

in % 

Nullvariante 0,23 0,100 0,390 10,0 




Wenn man die maximalen berechneten Zusatzbelastungen betrachtet, so ergibt sich für das 

Vorhaben (MP max = 0,054 µg/(m²xd) mit 5,4 % eine geringfügige und für die Nullvariante 

eine deutliche Überschreitung der Irrelevanzgrenze. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Zusatzbelastung an 

Quecksilber im Staubniederschlag für die Bevölkerung im Beurteilungsgebiet des 

Kraftwerks zum Teil als nicht irrelevant nach TA Luft einzustufen. Es sollte dafür Sor- 

ge getragen werden, dass vor allem die Hg-Zusatzbelastung (Nullvariante) reduziert 

wird. Die Gesamtbelastung ist bei allen drei Alternativen als üblicherweise vorkom- 

mend bzw. als niedrig zu bewerten, aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer 

Sicht ist sie als unerheblich einzustufen. 

Über die Zusatzbelastung in der PM10-Fraktion im Beurteilungsgebiet liegen keine An- 

gaben vor, daher können keine Aussagen über die Gesamtbelastung gemacht werden. 

4.2.11 Thallium (TI) 


Thallium kommt nahezu ubiquitär, jedoch in sehr geringen Konzentrationen, in Boden und 

Wasser vor. Es ist als Begleiter von sulfidischen Schwermetallerzen wie Kupfer-, Zink-, Ei- 

sen- und Bleierzen sowie in alkalihaltigen Silikaten und Kalisalzen zu finden. 

Verwendung findet Thallium (Thalliumsulfat) auch heute noch als Rodentizid (als Mittel ge- 

gen schädliche Nagetiere); weiterhin wird es im Bereich der Elektronik, der Photoelektronik, 

in photoelektrischen Zellen oder Szintillationszählern benötigt; in optischen Systemen wird es 

zur Glasfärbung und in der chemischen Industrie als Katalysator für organische Synthesen 

verwendet. 

Die anthropogen verursachte Verbreitung findet weniger bei der Gewinnung statt, vielmehr 

werden bei der Röstung von Pyriten und Kiesen thalliumhaltige Flugstäube freigesetzt. Bei 

der Verhüttung von Blei- und Zinkerz sowie bei der Gewinnung von Cadmium kann Thallium 

gasförmig an die Luft abgegeben werden. Auch mit fossilen Brennstoffen betriebene Kraft- 

werke tragen zur Emissionsbelastung mit Thallium bei. 

Das natürliche Vorkommen in der Luft beträgt ca. 0,04 ng/m³, Untersuchungen in den USA 

ergaben Thallium-Konzentrationen von 0,04 bis 0,48 ng/m³. Messungen der Depositionsrate 

von Thallium aus der Luft erbrachten für ländliche (unbelastete) Gebiete in England im Jahr 

1982 0,08 mg/(m² x a), während in der Nähe einer Bleischmelze 0,26 mg/(m² x a) gemessen 

wurden (Fischer & Eikmann 2002). In Bayern wurden im Jahr 2004 0,004 µg/(m²xd) bis 






0,019 µg/(m²xd) gemessen (LfU Bayern 2005). In Trink- und Oberflächenwasser liegen die 

Thallium-Konzentrationen normalerweise unter 1 µg/L. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Thallium-Konzentrationen im Schwebstaub und im 


Tabelle 4.2.11-1: Thallium-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiedenen 

Gebieten von Deutschland (ng/m³) 

NRW 


Ruhrgebiet 

Rhein-Ruhrgebiet 

Hintergrundwerte allgemein 



0,17 

0,30 

0,24 

0,04 – 0,48 


LIS 1994 

LIS 1994 

LIS 1994 

Hassauer/Kalberlah/Griem 2002 

Tabelle 4.2.11-2: Thallium-Konzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten 

[µg/(m² x d)] 

Ländlich 

Emittentennahbereich 


0,3 

1 – 50 


Bayern allgemein 0,004 – 0,019 (2004) LfU 2005 

Wiesbaden < 0,05 – 0,44 (2006) HLUG 2008 


Thallium wird überwiegend oral mit der Nahrung aufgenommen. Expositionen durch inhalative 

Aufnahme von an Staub gebundenem Thallium sind selten zu beobachten. 

Die Absorption von Thalliumverbindungen erfolgt nach Aufnahme außerordentlich rasch. 

Nach der Absorption verteilt sich das Thallium sehr schnell in alle Körperorgane. Die Ausscheidung 

erfolgt über die Nieren und den Intestinaltrakt. Thallium kann die Plazentaschranke 

überwinden. Zur Erfassung der Thallium-Belastung der Bevölkerung erscheint die Messung 

der Urinkonzentration besonders geeignet. 

Zielorgane für toxische Wirkungen am Menschen sind das zentrale und periphere Nervensystem, 

Herzmuskel, Leber und Niere sowie die glatte Muskulatur (Magen und Darm). Thal- 




lium wird bevorzugt in Knochen, Niere und Leber sowie in Haaren und Fingernägeln abgelagert 

und kann dort auch lange nach der Aufnahme nachgewiesen werden. 

Symptome der akuten Intoxikation nach oraler Aufnahme sind Übelkeit, Erbrechen und 

Durchfall. Nach zwei bis drei symptomfreien Tagen treten Koliken, Erbrechen und Durchfall 

auf. Nach weiteren zwei bis zehn Tagen werden degenerative Nervenkrankheiten mit Sensibilitätsstörungen 

der unteren, später auch der oberen Extremitäten beobachtet; Hirnnerven 

sind jedoch selten betroffen. Charakteristisch sind dunkle Pigmenteinlagerungen in den 

Haarwurzeln ab dem vierten Tag und ab dem dreizehnten Tag reversibler Haarausfall der 

Kopfhaare und der lateralen Augenbrauen, später auch der übrigen Körperhaare. Nach drei 

bis vier Wochen klingt das klinische Bild ab, es können jedoch Lähmungen peripherer Nerven 

und psychische Ausfälle sowie Merkfähigkeits- und Orientierungsstörungen bestehen 

bleiben. 

Chronische Exposition zu Thallium kommt selten vor und beschränkt sich fast ausschließlich 

auf den Arbeitsplatz. Häufigste Beschwerden sind hier erhöhte Reizbarkeit, Müdigkeit, periodisch 

auftretende Kopfschmerzen, übermäßige Transpiration, Schlaflosigkeit, Gliederschmerzen 

und Schmerzen in der Herzgegend. 

Aufgrund von tierexperimentellen Hinweisen scheint das Reproduktionssystem besonders 

empfindlich auf Thallium zu reagieren. Auch beim Menschen wird die höchste Thallium- 

Konzentration nach einer Intoxikation in den Hoden beobachtet. 

Mit Ausnahme eines nicht eindeutig geklärten Falles konnte bisher kein Hinweis auf eine 

cancerogene Wirkung von Thallium erbracht werden. Die mutagene Wirkung von Thallium 

und seinen Verbindungen ist bei Tieren und Mikroorganismen umstritten, für den Menschen 

wird sie nach allen Erfahrungen ausgeschlossen. Auch ein teratogenes Potential konnte in 

keinem Fall nachgewiesen werden. 



Thallium festgelegt sind. 






Tabelle 4.2.11-3: Grenz- und Orientierungswerte für Thallium 


17. BImSchV * 

13. BImSchV * 


Grenzwerte 

0,05 mg/m³ 

0,05 mg/m³ 


Bemerkungen 

MAK-Wert 1 (DFG 2008) - 


2 µg/(m²xd) 2 Mittelungszeitraum: Jahr 

Deposition 


WHO - 


LAI Unterausschuss 


- 

Kühling & Peters, Vorsorgewert < 0,1 µg/m³ Anhaltswert für die Aufnahme von Thallium, 

ein Wert für die Deposition wurde 

nicht festgelegt 

TRD Wert 3 1,5 µg/kgxd 


langfristige Aufnahme: nicht abgeleitet 

Hintergrundwerte 3 0,04 – 0,48 ng/m³ 

* 17. BImSchV § 5 (1) 3 a) / 13. BImSchV §4 (1) 3 a): Die Verbrennungsanlagen / Feuerungsanlagen sind 


ist, den Emissionsgrenzwert überschreitet: Cadmium und Thallium, insgesamt 

1 Thalliumverbindungen, löslich, gehört zu den Stoffen, für die nach Angaben der MAK-Werte-Kommission 

derzeit keine MAK-Werte aufgestellt werden können 

2 Immissionswerte für Schadstoffdepositionen zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen 

3 Hassauer/Kalberlah/Griem (2002) 

Gefährdungsabschätzung für Thallium (Tl) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Thallium-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer 





Thallium-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechne- 

te Zusatzbelastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maximalen 

zusätzlichen Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Messpunk- 

te zugrundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den verschiede- 

nen Messpunkten aufgeführt sowie das das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurtei- 

lungswert berechnet. 




Tabelle 4.2.11-4: Vorhaben, Thallium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in ng/m³, Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an den verschiedenen 

Messpunkten 

Messpunkt 


Vorbelastung 





in % 

Eigener Wert: 14 ng/m³ 

MP 1 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 2 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 3 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 4 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 6 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 7 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 8 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 9 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

MP 10 < 0,1 0,028 0,128 0,20 

Tabelle 4.2.11-5: Alternative GuD-Anlage, Thallium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 

Gesamtbelastung in ng/m³, Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an 

den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 




in % 


MP 1 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 2 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 3 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 4 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 6 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 7 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 8 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 9 < 0,1 0,017 0,117 0,12 

MP 10 < 0,1 0,017 0,117 0,12 




Tabelle 4.2.11-6: Nullvariante, Thallium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in ng/m³, Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an den verschiedenen 

Messpunkten 

Messpunkt 



Vorbelastung 





in % 


MP 1 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 2 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 3 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 4 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 6 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 7 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 8 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 9 < 0,1 0,05 0,15 0,36 

MP 10 < 0,1 0,05 0,15 0,36 



dargestellt. 

Tabelle 4.2.11-7: Vergleich der drei Alternativen: Thallium in der PM10-Fraktion (ng/m³) 


Max. Zusatzbelastung 



in % (14 ng/m³, 

eigener Wert) 


in % 

(280 ng/m³, FoBiG) 

Vorhaben < 0,1 0,028 0,128 0,20 0,01 

GuD-Anlage < 0,1 0,017 0,117 0,12 0,006 

Nullvariante < 0,1 0,05 0,15 0,36 0,018 

Für Thallium im Schwebstaub sind Immissionsgrenz- bzw. Orientierungswerte weder in der 

TA Luft noch vom VDI oder in den Air Quality Guidelines angegeben. 

Auf der Basis des LOAEL-Wertes für Ratten von 0,08 mg Tl/kg KG/d errechnet sich bei An- 

wendung eines Unsicherheitsfaktors von 1.000 (Faktor 10 zur Extrapolation von LOAEL auf 

NOAEL, Faktor 10 zur Übertragung von Tier auf Mensch, Faktor 10 zum Schutz empfindli- 

cher Personengruppen) eine tägliche duldbare Aufnahme (TDI) von 80 ng Tl/(kg KG x d). 




Die Aufnahme mit der Atemluft beträgt ca. 5 % der oral aufgenommenen Konzentration. Für 

eine maximale inhalative Aufnahme von 20 m³/d bei einer angenommenen Absorption von 

100 % wird daraus ein Vorsorgewert von 14 ng Thallium/m³ abgeleitet (TDI = 80 ng Tl/(kg 

KGxd); 5 % inhalative Aufnahme; 20 m³ Atemvolumen pro Tag, 70 kg Körpergewicht pro 

Person). 

Andere Autoren schlagen einen vorläufigen Orientierungswert von 280 ng/m³ für die langfris- 

tige inhalative Aufnahme vor (FoBiG 1995). Demnach beträgt die maximale Zusatzbelastung 

von 0,05 ng/m³ im vorliegenden Fall 0,018 % dieses Orientierungswertes. 

Nach Hassauer et al. (2002) wird ein vorläufiger TRD-Wert für die kurzfristige inhalative Ex- 

position von 1,5 µg/kgxd vorgeschlagen, dieser Wert würde bei einer angenommenen Re- 

sorptionsrate von 50 % einer Luftkonzentration von ca. 10 µg/m³ entsprechen. 

Die Zusatzbelastung liegt bei allen drei Alternativen deutlich unterhalb des FoBiG- 

Beurteilungswertes und des eigenen Beurteilungswertes. 

Thallium im Staubniederschlag 

Die Thallium-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 

10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Thallium im Staubnieder- 




Thallium-Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete 

Zusatzbelastung an MP max dargestellt (von Argumet wurden lediglich die maximalen zu- 

sätzlichen Immissionen der Metalle [MP max] berechnet, diese werden für alle Messpunkte 

zugrundegelegt). Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den Messpunkten 1 

bis 10 aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berech- 

net. 






Tabelle 4.2.11-8: Vorhaben, Thallium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatzbelastung zu Beurteilungswert (%) an den verschiedenen 

Messpunkten 







in %, 

TA Luft: 2 µg/(m²xd) 

MP 1 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 2 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 3 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 4 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 5 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 6 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 7 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 8 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 9 0,1 0,043 0,143 2,15 

MP 10 0,1 0,043 0,143 2,15 

Tabelle 4.2.11-9: Alternative GuD-Anlage, Thallium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- 

und Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatzbelastung zu Beurteilungswert (%) 

an den verschiedenen Messpunkten 





in %, 

TA Luft: 

2 µg/(m²xd) 

MP 1 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 2 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 3 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 4 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 5 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 6 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 7 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 8 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 9 0,1 0,038 0,138 1,90 

MP 10 0,1 0,038 0,138 1,90 




Tabelle 4.2.11-10: Nullvariante, Thallium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 

in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatzbelastung zu Beurteilungswert (%) an den 

verschiedenen Messpunkten 







in %, 

TA Luft: 2 µg/(m²xd) 

MP 1 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 2 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 3 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 4 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 5 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 6 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 7 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 8 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 9 0,1 0,062 0,162 3,1 

MP 10 0,1 0,062 0,162 3,1 



das Verhältnis von Zusatzbelastung zu Beurteilungswert bei allen drei Alternativen verglei- 

chend dargestellt. 

Tabelle 4.2.11-11: Vergleich der drei Alternativen: Thallium im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


tung 

Max. Zusatz- 

belastung 

(µg/m²xd) 

Gesamtbelas- 

tung 

(µg/m²xd) 




Vorhaben 0,1 0,043 0,143 2,15 

GuD-Anlage 0,1 0,038 0,138 1,90 

Nullvariante 0,1 0,062 0,162 3,10 


chen Umwelteinwirkungen von 2 µg Tl/(m²xd) festgelegt. Die Zusatzbelastung beträgt 1,90 

bis 3,10 % des Beurteilungswertes. Die Zusatzbelastung für Thallium ist an allen Messpunk- 

ten für alle betrachteten Alternativen als irrelevant einzustufen. 

Die Vorbelastung an Thallium in der PM10-Fraktion liegt unterhalb der Nachweisgrenze. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die errechnete Zusatzbelas- 

tung an Thallium im Schwebstaub (PM10) durch das geplante Vorhaben für die Bevöl- 




kerung im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks praktisch nicht nachweisbar und daher 

als vernachlässigbar einzustufen. 

Die Vorbelastung an Thallium im Staubniederschlag ist als üblicherweise vorkom- 

mend zu betrachten. Die Zusatzbelastung ist bei allen drei Alternativen als irrelevant 

nach TA Luft einzustufen. Die Gesamtbelastungen liegen ebenfalls deutlich unterhalb 

des Beurteilungswertes, sie betragen 1,90 bis bei 3,10 % dieses Wertes. Aus umwelt- 

medizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Thallium sowohl 

in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurteilungsgebiet des 

Kraftwerks wohnende Bevölkerung als unerheblich zu beurteilen. 

4.2.12 Vanadium (V) 


Vanadium kommt in der Umwelt - wenn auch in relativ geringen Konzentrationen - ubiquitär, 

vor allem vergesellschaftet mit anderen Erzen, vor. In feiner Verteilung ist es in Kohle und 

Erdöl vorhanden. Es wird hauptsächlich als Legierungsbestandteil bei der Stahlherstellung 

verwendet. Weiterhin ist es ein wichtiger Bestandteil der Titanlegierungen. In Form verschie- 

dener Verbindungen wird es bei chemischen Prozessen als Katalysator eingesetzt. 

Im Meerwasser liegt der Vanadiumgehalt bei 2 - 29 µg/L. In verschiedenen Grund- und Ober- 

flächenwässern einschließlich Trinkwasser wurden Vanadium-Konzentrationen von 0,3 - 200 

µg/L festgestellt. Aufgrund seines ubiquitären Vorkommens ist Vanadium auch in pflanzli- 

chen und tierischen Lebensmitteln zu finden. 

Bei der Gewinnung von Erzen und bei vielfältigen Verarbeitungen von Metallen wird Vana- 

dium in die Luft emittiert. Weitere Emissionsquellen sind auch hier vor allem Verfeuerung 

fossiler Brennstoffe. Bei der Verbrennung entsteht hauptsächlich Vanadiumpentoxid, das zu 

80 % in der Flugasche mit einem aerodynamischen Durchmesser < 0,5 µm enthalten ist. 

In den beiden folgenden Tabellen sind die Vanadium-Konzentrationen im Schwebstaub und 

im Staubniederschlag in verschiedenen Gebieten dargestellt. 






Tabelle 4.2.12-1: Vanadium-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiedenen 

Gebieten (ng/m³) 



Ländlich 0,001 – 3 Kühling & Peters 1994 

Städtisch 7 – 200 

Industrie 10 – 79 

Hintergrund 

Städtisch 

< 2 

50 – 200 


Hassauer/Kalberlah/ 

Griem 2003 

Tabelle 4.2.12-2: Vanadium-Konzentrationen im Staubniederschlag [µg/(m² x d)] in verschiedenen 

Gebieten 

Ländl. Gebiete 

Grundbelastung 


8 Kühling & Peters 1994 

Bayern allgemein 0,4 – 2,4 (2004) LfU Bayern 2005 


Für verschiedene Wirbeltiere (Ratten und Hühner) ist Vanadium als essentiell nachgewiesen. 

Aufgrund seiner Verteilung im Körper wird auch für den Menschen eine essentielle Wirkung 

angenommen, obwohl keine Vanadium-Mangelkrankheiten bekannt sind. 

anadium wird überwiegend oral aufgenommen. Je nach Wasserlöslichkeit und Art der chemischen 

Verbindung wird die Absorptionsquote beeinflusst. Inhalativ aufgenommenes Vanadium 

wird durch den mucociliaren Transport eliminiert, teilweise - je nach Löslichkeit und 

Partikelgröße - absorbiert. Zum Teil wird es auch in der Lunge kumuliert. Absorbiertes Vanadium 

wird im Blutplasma an Transferrin gebunden transportiert und rasch in alle Organe verteilt. 

Vanadium wird hauptsächlich in Leber, Niere, Milz, Testes und Knochen aufgenommen. 

Die Ausscheidung des Vanadiums erfolgt vor allem über die Niere, nur zu einem geringen 

Teil über die Faeces. 

Vanadium-Verbindungen vermindern die Synthese von Coenzym-A in der Leber, das an einer 

Vielzahl von Reaktionen beteiligt ist und u.a. den Cholesterin- und Fettsäurehaushalt des 

Körpers beeinflusst. Bei Kindern konnte mit zunehmender Vanadium-Konzentration im 

Trinkwasser ein positiver Effekt auf die Kariesanfälligkeit beobachtet werden. 




Intoxikationen durch orale Aufnahme von Vanadium oder seinen Verbindungen sind in der 

Regel nicht mit gesundheitsschädlichen Wirkungen verbunden, da sie kaum im Darmtrakt 

absorbiert werden. Dagegen wird Vanadium oder Vanadium-haltiger Staub in der Lunge gut 

absorbiert; hierdurch hervorgerufene Gesundheitsschäden (lokale Reizwirkungen auf die 

Schleimhäute wie Konjunktivitis, Rhinitis, Heiserkeit, Husten) beschränken sich jedoch fast 

ausschließlich auf den beruflichen Umgang. Nach Verlassen des belasteten Arbeitsplatzes 

verschwinden auch die Krankheitssymptome. Systemische Wirkungen sind dagegen nicht 

nachweisbar. 

Vanadium und seine anorganischen Verbindungen stehen im Verdacht, krebserregend zu 

sein, deshalb wurde Vanadium von der MAK-Kommission als krebserzeugend in die Kategorie 

2 eingestuft (Stoffe, die als krebserzeugend für den Menschen anzusehen sind, weil 

durch hinreichende Ergebnisse aus Langzeit-Tierversuchen oder Hinweise aus Tierversuchen 

davon auszugehen ist, dass sie einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leisten), 

d.h. es wurde kein MAK-Wert für Vanadium und seine anorganischen Verbindungen festgelegt 

(DFG 2008). Seit dem Jahr 2006 ist es in die Keimzellmutagen-Kategorie 3B eingestuft 

Vanadiumpentoxid ist nach § 4a GefStoffV (EU) als mutagen und als fruchtschädigend eingestuft 

(Hassauer u.a. 2003). 


In Tabelle 4.2.12-3 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für Vanadium 

festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 






Tabelle 4.2.12-3: Grenz- und Orientierungswerte für Vanadium 


17. BImSchV 

13. BImSchV 

MAK-Wert 1 (DFG 2008) 



0,5 mg/m³ 

0,5 mg/m³ 

- Krebskategorie 2 

Keimzellmutagen-Kategorie 2 

TA Luft (2002) - 


WHO (2000) 2 1 µg/m³ 24 h 


LAI Unterausschuss 3 


20 ng/m³ Vanadium 

40 ng/m³ V2O5 




TRD-Wert 4 1 µg/m³ Vanadium als V2O5 langfristige Aufnahme und 


Kühling & Peters, Vorsorgewert 0,2 µg/m³ 

0,5 µg/m³ 

7 µg/(m²xd) 


Land 5 

Stadt 5 

Ländlich 4 

Städtisch 4 

0,001 – 3 ng/m³ 

7 – 200 ng/m³ 

< 2 ng/m³ 

50 – 200 ng/m³ 

Jahresmittelwert Zielniveau für V2O5 

8-h-Mittel 

Jahresmittelwert, mittlere Depositionsrateals 

Anhaltswert zur Begrenzung unerwünschter 

Anreicherungen in nicht vorbelasteten Böden 

* 17. BImSchV §5 (1) 3 b) / 13. BImSchV § 3 (1): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen sind 



Vanadium und Zinn, insgesamt 

1 

alveolengängiger Anteil A 

2 

Luftqualitätsleitwert 

3 

Beurteilungswerte für luftverunreinigende Immissionen (LAI 1998) 

4 

Hassauer/Kalberlah/Griem 2003 

5 Kühling/Peters 1994 

Gefährdungsabschätzung für Vanadium (V) in der PM10-Fraktion und im Staubnieder- 


Die Vanadium-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer 














Tabelle 4.2.12-4: Vorhaben, Vanadium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 


MP 1 0,6 0,26 0,86 43,33 1,30 

MP 2 0,5 0,26 0,76 52,00 1,30 

MP 3 0,5 0,26 0,76 52,00 1,30 

MP 4 0,3 0,26 0,56 86,67 1,30 

MP 6 0,5 0,26 0,76 52,00 1,30 

MP 7 0,7 0,26 0,96 37,14 1,30 

MP 8 0,5 0,26 0,76 52,00 1,30 

MP 9 0,5 0,26 0,76 52,00 1,30 

MP 10 0,3 0,26 0,56 86,67 1,30 

Tabelle 4.2.12-5: Alternative GuD-Anlage, Vanadium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- 

und Gesamtbelastung in ng/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis 

von Zusatzbelastung und LAI-Beurteilungswert in % an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in % 


MP 1 0,6 0,15 0,75 25,00 0,75 

MP 2 0,5 0,15 0,65 30,00 0,75 

MP 3 0,5 0,15 0,65 30,00 0,75 

MP 4 0,3 0,15 0,45 50,00 0,75 

MP 6 0,5 0,15 0,65 30,00 0,75 

MP 7 0,7 0,15 0,85 21,43 0,75 

MP 8 0,5 0,15 0,65 30,00 0,75 

MP 9 0,5 0,15 0,65 30,00 0,75 

MP 10 0,3 0,15 0,45 50,00 0,75 




Tabelle 4.2.12-6: Nullvariante, Vanadium in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 


MP 1 0,6 0,50 1,10 83,33 2,50 

MP 2 0,5 0,50 1,00 100 2,50 

MP 3 0,5 0,50 1,00 100 2,50 

MP 4 0,3 0,50 0,80 167 2,50 

MP 6 0,5 0,50 1,00 100 2,50 

MP 7 0,7 0,50 1,20 71,43 2,50 

MP 8 0,5 0,50 1,00 100 2,50 

MP 9 0,5 0,50 1,00 100 2,50 

MP 10 0,3 0,50 0,80 167 2,50 




dargestellt. 

Tabelle 4.2.12-7: Vergleich der drei Alternativen: Vanadium in der PM10-Fraktion (ng/m³) 





in % 

Vorhaben 0,7 0,26 0,96 1,30 

GuD-Anlage 0,7 0,15 0,85 0,75 

Nullvariante 0,7 0,50 1,20 2,50 

Die Vanadium-Immissionskonzentrationen im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks liegen im 

Bereich der Immissionskonzentrationen, wie sie für ländliche Gebiete in Deutschland üblich 

sind. Die Zusatzbelastung ist für alle drei Alternativen als irrelevant einzustufen. 

Immissionsgrenz- bzw. Orientierungswerte sind für Vanadium in der TA Luft nicht festgelegt 

worden, die WHO Air Quality Guidelines haben einen Luftqualitätsleitwert von 1 µg/m³ für 24 

Stunden vorgeschlagen. Der LAI-Beurteilungswert für Vanadium wird mit 20 ng/m³ empfoh- 

len. Die maximale Gesamtbelastung beträgt 6 % des LAI-Beurteilungswertes, die Zusatzbe- 

lastung maximal 2,5 % des LAI-Wertes von 20 ng/m³. 




Vanadium im Staubniederschlag 

Die Vanadium-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis 

MP 10 vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Vanadium im Staubnie- 

derschlag wurden für den Messpunkt MP max von Argumet für alle drei Alternativen berech- 

net. 


für die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemessene V- 







Tabelle 4.2.12-8: Vorhaben, Vanadium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 









Vorbelastung 

in % 


in % 

HLUG -Wert: 

100 µg/(m²xd) 

MP 1 1,0 0,40 1,40 40,00 0,40 

MP 2 0,9 0,40 1,30 44,44 0,40 

MP 3 1,1 0,40 1,50 36,36 0,40 

MP 4 1,1 0,40 1,50 36,36 0,40 

MP 5 2,2 0,40 2,60 11,81 0,40 

MP 6 1,5 0,40 1,90 26,67 0,40 

MP 7 1,3 0,40 1,70 30,77 0,40 

MP 8 1,5 0,40 1,90 26,67 0,40 

MP 9 1,0 0,40 1,40 40,00 0,40 

MP 10 0,6 0,40 1,00 66,67 0,40 




Tabelle 4.2.12-9: Alternative GuD-Anlage, Vanadium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- 









Vorbelastung 

in % 


in % 

HLUG -Wert: 

100 µg/(m²xd) 

MP 1 1,0 0,36 1,36 36,00 0,36 

MP 2 0,9 0,36 1,26 40,00 0,36 

MP 3 1,1 0,36 1,46 32,73 0,36 

MP 4 1,1 0,36 1,46 32,73 0,36 

MP 5 2,2 0,36 2,56 16,36 0,36 

MP 6 1,5 0,36 1,86 24,00 0,36 

MP 7 1,3 0,36 1,66 27,69 0,36 

MP 8 1,5 0,36 1,86 24,00 0,36 

MP 9 1,0 0,36 1,36 36,00 0,36 

MP 10 0,6 0,36 0,96 60,00 0,36 

Tabelle 4.2.12-10: Nullvariante, Vanadium im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 







Vorbelastung 

in % 


in % 

HLUG -Wert: 

100 µg/(m²xd) 

MP 1 1,0 0,58 1,58 58,00 0,58 

MP 2 0,9 0,58 1,48 64,44 0,58 

MP 3 1,1 0,58 1,68 52,73 0,58 

MP 4 1,1 0,58 1,68 52,73 0,58 

MP 5 2,2 0,58 2,78 36,36 0,58 

MP 6 1,5 0,58 2,08 44,62 0,58 

MP 7 1,3 0,58 1,88 38,67 0,58 

MP 8 1,5 0,58 2,08 44,62 0,58 

MP 9 1,0 0,58 1,58 58,00 0,58 

MP 10 0,6 0,58 1,18 96,67 0,58 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.12-11: Vergleich der drei Alternativen: Vanadium im Staubniederschlag 

[µg/(m²xd)] 


Max. Vor- 

belastung 

Zusatz- 

belastung 


Max. Gesamtbe- 

lastung 




Vorhaben 2,2 0,40 2,60 0,40 

GuD-Anlage 2,2 0,36 2,56 0,36 

Nullvariante 2,2 0,58 2,78 0,58 

Der Immissionsvergleichswert der HLUG beträgt 100 µg/(m²xd) [siehe Gutachten TÜV-Süd]. 

Die Gesamtbelastung an den hier betrachteten Messpunkten liegt mit maximal 2,8 % deut- 

lich unter diesem Wert. Die maximale Zusatzbelastung liegt bei 0,6 % dieses Beurteilungs- 

wertes, sie ist damit als irrelevant einzustufen. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Va- 

nadium sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurtei- 

lungsgebiet wohnende Bevölkerung als unerheblich, die errechnete Zusatzbelastung 

durch das geplante Vorhaben sowie durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und 

Nullvariante ist praktisch nicht nachweisbar und daher als vernachlässigbar einzustu- 

fen. 

4.2.13 Zinn (Sn) 


Zinn (Sn) wird zu mehreren 100.000 Mg pro Jahr vor allem aus Erzen und Metallschrott her- 

gestellt. Die wichtigste Verwendung ist die Herstellung von feuerverzinntem und mit Zinn 

galvanisiertem Stahl. Weiterhin wird es für die Herstellung von Lot (Zinnlegierungen, die Blei, 

Antimon, Silber, Zink oder Indium enthalten), Lagermetallen, Messing und Bronzen, Hart- 

zinnwaren, Amalgamen sowie Halbleiter benötigt. Zinnorganische Verbindungen werden für 

Desinfektionsmittel, Biozide, Fungizide und Stabilisatoren für Kunststoffe, zur Oberflächen- 

behandlung von Glas und Textilien sowie als Katalysatoren verwendet. 




In Böden kommt Zinn normalerweise in sehr geringen Konzentrationen (< 10 - 20 mg/kg) vor, 

Ausnahmen bilden Gebiete mit Zinn-haltigen Mineralien oder Böden, die mit Klärschlamm 

behandelt sind. In der Natur liegt in der Regel nur anorganisches Zinn vor. Organische Zinn- 

verbindungen, die als Biozide in Böden gelangen, werden bereits im Boden bio- oder photo- 

chemisch abgebaut. Organische Zinnverbindungen in mit Zinn-haltigen Bioziden behandel- 

ten Nahrungsmitteln werden bei der Zubereitung zu anorganischem Zinn metabolisiert. 

Im Meer- sowie im Süßwasser liegt der Zinn-Gehalt unter 1 µg/L. In Nahrungsmitteln tritt 

Zinn normalerweise nur in sehr niedrigen Konzentrationen auf; Nahrungsmittel, die in Weiß- 

blechdosen konserviert werden, können jedoch Zinn-Konzentrationen von 100 - 500 mg/kg 

enthalten. Um die Zinnauslaugung zu verhindern, werden die Weißblechdosen von innen 

lackiert. 

Die Luft enthält im Allgemeinen Konzentrationen um 0,01 µg/m³, in der Nähe von industriel- 

len Emissionsquellen wurden Konzentrationen zwischen 3,8 und 4,4 µg/m³ gemessen. Im 

Staubniederschlag wurden in Bayern < 1 bis 2,95 µg/(m²xd) festgestellt. Zinn-Emissionen 

kommen im Umfeld von Produktions- und Verarbeitungsstätten vor. 


Die Zufuhr von Zinn erfolgt hauptsächlich mit der Nahrung über den Darm. Dabei handelt es 

sich im Wesentlichen um anorganische Verbindungen. Anorganisches Zinn wird im Vergleich 

zu organischem Zinn im Magen-Darm-Trakt nur in geringem Ausmaß absorbiert. Als Be- 

standteil eines vom Magen produzierten Enzyms (Gastrin) ist es wahrscheinlich zu den es- 

sentiellen Elementen zu rechnen. Bisher konnte allerdings eine Essentialität von Zinn nur im 

Tierversuch nachgewiesen werden. Die tägliche Zinn-Aufnahme des Menschen wird mit 0,2 - 

1 mg angenommen. Ein täglicher Bedarfswert für Zinn ist bisher nicht angegeben worden, 

auch sind Mangelsymptome beim Menschen unbekannt. 

Absorbiertes Zinn wird über die Blutbahn in alle Organe verteilt. Vor allem in Knochen, Niere, 

Leber und Lunge wird es gespeichert. Die Hauptmenge des oral zugeführten Zinns wird mit 

den Faeces wieder ausgeschieden. 

Metallisches Zinn und die natürlich vorkommenden anorganischen Zinn-Verbindungen wei- 

sen eine geringe Toxizität auf. 

Intoxikationen durch natürlicherweise vorkommendes Zinn sind weder bei Menschen, noch 

bei Tieren und Pflanzen bekannt. Nach Einnahme von Zinn-haltigen sauren Fruchtsäften 

traten akute gastrointestinale Symptome (Übelkeit, Erbrechen, Durchfall) bei Probanden auf. 

Von den organischen Zinn-Verbindungen sind vor allem die Trialkyl-Verbindungen toxisch 

relevant. Sie werden an den Mitochondrien gebunden und stören die oxidative Phosphorylie- 

rung (Zellatmung). Es können Muskelschwäche, Lähmungen, Atemversagen, Tremor und 

Übererregbarkeit auftreten. Viele organische Zinn-Verbindungen wirken hautreizend. 






Nach chronischer Einwirkung zeigte sich bei Arbeitern der zinnverarbeitenden Industrie, die 

Zinnoxide inhaliert hatten, eine gutartige Pneumokoniose ohne Beeinträchtigung der Lungen- 

funktion. Die organischen Zinn-Verbindungen weisen sehr unterschiedliche chronische Toxi- 

zität auf. Für die Belastung der Bevölkerung über die Luft spielen die organischen Zinn- 

Verbindungen keine Rolle. 

Für mutagene oder teratogene Wirkungen von anorganischen oder organischen Zinn- 

Verbindungen liegen keine Hinweise vor. 


In Tabelle 4.2.13-1 sind verschiedene Grenz- und Orientierungswerte aufgeführt, die für Zinn 

festgelegt bzw. vorgeschlagen sind. 

Tabelle 4.2.13-1: Grenz- und Orientierungswerte für Zinn 


17. BImSchV * 

13. BImSchV * 

MAK-Wert (DFG 2008) 


Grenz-/ 

Orientierungswerte 

0,5 mg/m³ 

0,5 mg/m³ 

- 1 

0,1 2 E mg/m³ 

TA Luft (2002) - 


WHO - 


LAI Unterausschuss 


- 

TRD-Wert - 

Kühling & Peters, Vorsorgewert 1 µg/m³ 

20 µg/m³ 

15 µg/(m²xd) 


Bemerkungen 

Anorganische Verbindungen 

Organische Zinnverbindungen 

org. Verbindungen, arithm. Jahresmittel, 

Anhaltswert 

anorg. Verbindungen, arithm. Jahresmittel, 

Anhaltswert 

Jahresmittelwert, mittlere Depositionsrate als 

Anhaltswert zur Begrenzung unerwünschter 

Anreicherungen in nicht vorbelasteten Böden 

* 17. BImSchV §5 (1) 3 b) / 13. BImSchV § 3 (1): Die Verbrennungsanlagen / die Feuerungsanlagen sind 



Vanadium und Zinn, insgesamt 

1 Zinn und seine anorganischen Verbindungen, gehören zu den Stoffen, für die nach Angaben der MAK- 

Werte-Kommission derzeit keine MAK-Werte aufgestellt werden können 

2 organische Zinn-Verbindungen, einatembarer Anteil E 




Gefährdungsabschätzung für Zinn (Sn) in der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag 


Die Zinn-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 (außer MP 5) 





Sn-Vorbelastung an den verschiedenen Messstellen sowie die von Argumet berechnete Zu- 






Tabelle 4.2.13-2: Vorhaben, Zinn in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 

5.000 ng/m³ 

MP 1 3,0 0,094 3,094 3,13 0,00188 

MP 2 2,0 0,094 2,094 4,70 0,00188 

MP 3 1,9 0,094 1,994 4,95 0,00188 

MP 4 1,8 0,094 1,894 5,22 0,00188 

MP 6 2,7 0,094 2,794 3,48 0,00188 

MP 7 2,4 0,094 2,494 3,92 0,00188 

MP 8 1,5 0,094 1,594 6,27 0,00188 

MP 9 3,0 0,094 3,094 3,13 0,00188 

MP 10 4,0 0,094 4,094 2,35 0,00188 




Tabelle 4.2.13-3: Alternative GuD-Anlage, Zinn in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und 



Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 


in % 

5.000 ng/m³ 

MP 1 3,0 0,056 3,056 1,87 0,00112 

MP 2 2,0 0,056 2,56 2,80 0,00112 

MP 3 1,9 0,056 1,956 2,95 0,00112 

MP 4 1,8 0,056 1,856 3,11 0,00112 

MP 6 2,7 0,056 2,756 2,07 0,00112 

MP 7 2,4 0,056 2,456 2,33 0,00112 

MP 8 1,5 0,056 1,556 3,73 0,00112 

MP 9 3,0 0,056 3,056 1,87 0,00112 

MP 10 4,0 0,056 4,056 1,40 0,00112 

Tabelle 4.2.13-4: Nullvariante, Zinn in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 



Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 


in % 

5.000 ng/m³ 

MP 1 3,0 0,18 3,18 6,00 0,0036 

MP 2 2,0 0,18 2,18 9,00 0,0036 

MP 3 1,9 0,18 2,08 9,47 0,0036 

MP 4 1,8 0,18 1,98 10,00 0,0036 

MP 6 2,7 0,18 2,88 6,67 0,0036 

MP 7 2,4 0,18 2,58 7,50 0,0036 

MP 8 1,5 0,18 1,68 12,00 0,0036 

MP 9 3,0 0,18 3,18 6,00 0,0036 

MP 10 4,0 0,18 4,18 4,50 0,0036 




dargestellt. 




Tabelle 4.2.13-5: Vergleich der drei Alternativen: Zinn in der PM10-Fraktion (ng/m³) 







in % 

Vorhaben 4,0 0,094 4,094 0,00188 

GuD-Anlage 4,0 0,056 4,056 0,00112 

Nullvariante 4,0 0,180 4,180 0,0036 

Die Zinn-Immissionskonzentrationen im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks liegen im Bereich 

der Immissionskonzentrationen, wie sie für ländliche Gebiete in Deutschland üblich sind. Die 

Zusatzbelastung ist für alle drei Alternativen als irrelevant einzustufen. 

Immissionsgrenzwerte sind für Zinn weder in der TA Luft noch vom VDI oder in den WHO Air 

Quality Guidelines festgelegt worden. Nach Ansicht der MAK-Wert-Kommission gehört Zinn 

zu den Stoffen, für die derzeit keine MAK-Werte aufgestellt werden können (DFG 2008). 

(1991) geben als tolerable maximale tägliche Aufnahme (ADI) 5 mg Zinn pro Person an. Die 

Aufnahme mit der Atemluft sollte nicht mehr als 5 % dieser Konzentration betragen. Für eine 

maximale inhalative Aufnahme von 20 m³ pro Tag bei einer angenommenen Absorption von 

100 % wird daraus ein Vorsorgewert von 12.500 ng Sn/m³ abgeleitet (TDI = 5.000.000 

ng/Person x d; 5 % inhalative Aufnahme; 20 m³ Atemvolumen pro Tag). Die Gesamtbelas- 

tung von maximal 4,18 ng/m³ füllt diesen Vorsorgewert zu 0,03 % aus. 

Untersuchungen an Ratten haben einen LOAEL-Wert von 0,5 mg/m³ ergeben (Bulten & Mei- 

nema 1991). Bei Anwendung eines Unsicherheitsfaktors von 100 (Faktor 10 zur Extrapolati- 

on von LOAEL auf NOAEL, Faktor 10 zur Übertragung von Tier auf Mensch, auf einen weite- 

ren Faktor für besonders sensible Personengruppen kann aufgrund der vorliegenden Toxizi- 

tätsdaten für Zinn verzichtet werden) ergibt sich daraus ein Vorsorgewert von 5.000 ng/m³. 

Die Gesamt-Zinn-Belastung (4,18 ng Sn/m³) füllt diesen errechneten Vorsorgewert mit 0,08% 

aus. 

Zinn im Staubniederschlag 

Die Zinn-Vorbelastung im Staubniederschlag wurde an den Messpunkten MP 1 bis MP 10 

vom TÜV Süd gemessen. Die zusätzlichen Immissionen von Zinn im Staubniederschlag 




Sn-Vorbelastung an den Messstellen MP 1 – MP 10 sowie die von Argumet berechnete Zu- 









Tabelle 4.2.13-6: Vorhaben, Zinn im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


Messpunkten 








MP 1 2,2 0,14 2,34 6,36 

MP 2 1,7 0,14 1,84 8,24 

MP 3 1,4 0,14 1,54 10,00 

MP 4 1,1 0,14 1,24 12,73 

MP 5 1,5 0,14 1,64 9,33 

MP 6 1,5 0,14 1,64 9,33 

MP 7 1,5 0,14 1,64 9,33 

MP 8 1,3 0,14 1,44 10,77 

MP 9 1,7 0,14 1,84 8,24 

MP 10 1,4 0,14 1,54 10,00 

Tabelle 4.2.13-7: Alternative GuD-Anlage, Zinn im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und 

Gesamtbelastung in µg/(m²xd), Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung (%) an den verschiedenen 

Messpunkten 






MP 1 2,2 0,13 2,33 5,91 

MP 2 1,7 0,13 1,83 7,65 

MP 3 1,4 0,13 1,53 9,29 

MP 4 1,1 0,13 1,23 11,82 

MP 5 1,5 0,13 1,63 8,67 

MP 6 1,5 0,13 1,63 8,67 

MP 7 1,5 0,13 1,63 8,67 

MP 8 1,3 0,13 1,43 10,00 

MP 9 1,7 0,13 1,83 7,65 

MP 10 1,4 0,13 1,53 9,29 




Tabelle 4.2.13-8: Nullvariante, Zinn im Staubniederschlag: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


Messpunkten 








MP 1 2,2 0,21 2,41 9,55 

MP 2 1,7 0,21 1,91 12,35 

MP 3 1,4 0,21 1,61 15,00 

MP 4 1,1 0,21 1,31 19,09 

MP 5 1,5 0,21 1,71 14,00 

MP 6 1,5 0,21 1,71 14,00 

MP 7 1,5 0,21 1,71 14,00 

MP 8 1,3 0,21 1,51 16,15 

MP 9 1,7 0,21 1,91 12,35 

MP 10 1,4 0,21 1,61 15,00 




dargestellt. 

Tabelle 4.2.13-9: Vergleich der drei Alternativen: Zinn im Staubniederschlag [µg/(m²xd)] 


tung 

Zusatzbelas- 

tung 

Max. Gesamt- 

belastung 

Vorhaben 2,2 0,14 2,34 

GuD-Anlage 2,2 0,13 2,33 


Für Zinn im Staubniederschlag liegen keine Beurteilungswerte vor. Die hier vorliegenden 

Zinn-Konzentrationen im Staubniederschlag liegen in dem Bereich, wie sie in Bayern ge- 

messen wurden [1 – 2,95 µg/(m²xd)]. 

Kühling & Peters (1994) haben als Anhaltswert die Konzentration von 15 µg/(m²xd) für die 

mittlere Depostionsrate zur Begrenzung unerwünschter Anreicherungen in nicht vorbelaste- 

ten Böden vorgeschlagen. Die maximale Gesamtbelastung von 2,41 µg/(m² x d) füllt diesen 

Wert zum Schutz des Bodens zu 16,1 % aus, die Zusatzbelastung beträgt maximal 1,4 % 

dieses Wertes. 




Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Zinn 

sowohl in der PM10-Fraktion als auch im Staubniederschlag für die im Beurteilungsge- 

biet wohnende Bevölkerung als unerheblich, die errechnete Zusatzbelastung durch 

das geplante Vorhaben ist praktisch nicht nachweisbar und daher als vernachlässig- 

bar einzustufen. 






4.3 Organische Verbindungen 

Allgemeines 

Im Folgenden werden - wie schon bei den Stäuben und anorganischen Gasen sowie den 

Metallen - Stoffbeschreibung, Vorkommen, die für den Menschen relevanten Wirkungen so- 

wie die vorliegenden Grenz- und Orientierungswerte für die organischen Substanzen darge- 

stellt, die von Kraftwerken emittiert werden. Die geschilderten Wirkungen werden allerdings 

zumeist durch hohe und kontinuierliche Exposition hervorgerufen, sie sind nicht in den hier 

vorliegenden Konzentrationsbereichen zu erwarten. 

Es wird im Einzelnen die im Gutachten des TÜV Süd („Immissionsvorbelastungsmessungen 

Kraftwerk Staudinger“) an drei Messstellen gemessene Vorbelastung der Dioxine/Furane in 

der PM10-Fraktion und im Staubniederschlag zugrundegelegt. Da keine Vorbelastungsmes- 

sungen von Polycyclischen Aromatischen Kohlenwasserstoffen (Leitparameter Ben- 

zo(a)pyren) durchgeführt wurden, werden Messungen an bestehenden Messstationen der 

auf Landesebene (Hessisches Landesamt für Umwelt und Geologie - HLUG) installierten 

Immissionsmessnetze zur Bewertung herangezogen. 

Weiterhin wird auf die in der Immissionsprognose Argumet („Immissionsprognose mit Alternati- 

venvergleich im Rahmen des Raumordnungsverfahrens für den Neubau von Block 6 im Kraftwerk 

Staudinger“) berechnete Zusatzbelastung für die drei Alternativen an den verschiedenen 

Messpunkten eingegangen. 

Anschließend wird die Gefährdungsabschätzung für die organischen Substanzen für die an- 

wohnende Bevölkerung des geplanten Kraftwerkblocks 6 vorgenommen. Es wird die Auswir- 

kung der Gesamtbelastung auf die im Beurteilungsgebiet wohnenden bzw. sich aufhaltenden 

Menschen aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht bewertet. 

4.3.1 Polychlorierte Dibenzo-p-Dioxine und Furane (PCDD/PCDF) 


Polychlorierte Dibenzo-p-dioxine (PCDD) und Polychlorierte Dibenzofurane (PCDF) sind 

zwei Gruppen von tricyclischen, nahezu planar gebauten, aromatischen Verbindungen mit 

ähnlichen physikalischen, chemischen und biologischen Eigenschaften. Je nach Chlorie- 

rungsgrad ergibt sich eine bestimmte Anzahl von Kongeneren. Insgesamt beträgt die theore- 

tisch mögliche Zahl an Einzelverbindungen (Kongenere) bei den PCDD 75 und bei den 

PCDF 135. Keines der Kongenere wurde jemals außer für analytische Standards industriell 

hergestellt. PCDD/PCDF entstehen ausschließlich ungewollt als Nebenprodukte bei chemi- 

schen und thermischen Prozessen und gelangen über verschiedene Quellen in die Umwelt. 






Toxikologisch am relevantesten und am besten untersucht ist das Kongener 2,3,7,8- 

Tetrachlordibenzo-p-Dioxin (TCDD). 

Für den Eintrag in die Luft waren früher Metallgewinnung und Abfallverbrennungsanlagen die 

wichtigsten Quellen. Aufgrund von anspruchsvollen Grenzwerten und Technik konnte der 

Dioxin&Furan-Ausstoß drastisch gesenkt werden. 

Die folgende Tabelle zeigt eine Übersicht über die Emissionsquellen in Deutschland und die 

Menge an emittierten Dioxinen&Furanen. 

In den folgenden Tabellen und Abbildungen sind Immissionskonzentrationen von Dioxinen 

und Furanen in verschiedenen Gebieten Deutschlands dargestellt. 

Tabelle 4.3.1-2: Dioxin&Furan- bzw. 2,3,7,8-TCDD-Immissionskonzentrationen im 

Schwebstaub in verschiedenen Gebieten (fg/m³) 

Dortmund 

Duisburg 



35 fg I-TEQ/m³ 

28 - 37 fg I-TEQ/m³ 


LUQS Jahreskenngrößen 2001 

Hintergrund (Bayern) 12 – 18 fg PCDD/F/m³ Mündl. Mitt. 2003 

Hintergrund 4 fg TCDD/m³ 

ca 70 fg WHO TEQ/m³ 

LAI 2004 (NRW und Bayern) 

LAI 2004 (NRW und Bayern) 

In der folgenden Abbildung ist die Entwicklung der Dioxin/Furan-Konzentrationen an ausge- 

wählten Standorten der Bundesländer Hessen und Thüringen, dargestellt anhand der Jah- 

resmittelwerte, Auswertungszeitraum 1990 – 1999 (UBA 4. Bericht der Bund/Länder- 

Arbeitsgruppe Dioxine). 




Abbildung 4.3.1-1: Entwicklung der Dioxin/Furan-Konzentrationen an ausgewählten Standorten 

der Bundesländer Hessen und Thüringen, Jahresmittelwerte, 1990 – 1999 

Trotz dieser sehr unterschiedlichen Standortcharakteristiken ist der Rückgang der Dioxin- 

Belastung an allen vier Standorten ähnlich ausgeprägt und erreicht z.B. an der Station Hün- 

felden-Kirberg einen Rückgang von über 50 %. Dies ist ein Indiz dafür, dass die Dioxin- 

Belastung nicht nur in den Belastungsschwerpunkten – also dort, wo emissionsmindernde 

Maßnahmen an einzelnen Anlagen umgesetzt wurden – gesunken ist, sondern auch allge- 

mein im Bereich der Hintergrundbelastung. 

Im Land Nordrhein-Westfalen wurden die in Tabelle 4.3.1-3 gegenübergestellten Konzentra- 

tionen gemessen, innerhalb der angegebenen Zeit sind sie um bis zu 90 % gesunken. 

Tabelle 4.3.1-3: PCDD/PCDF-Konzentrationen in der Luft in Nordrhein-Westfalen. Vergleich 

der Daten von 1987/88 mit denen von 1993/94 bzw. 2001 

Ort Konzentration in fg I-TEQ/m³ Reduktion 


1987/88 1993/94 2001 % 

Köln-Riehl 130 40 - 69 

Duisburg-Meiderich 332 124 36 90 

Essen 204 76 31 85 

Dortmund (Stadt) 224 120 35 85 





In der folgenden Abbildung sind saisonale Schwankungen und der zeitliche Trend der Dio- 

xin/Furan-Konzentrationen im Schwebstaub aus Proben ohne besondere Belastungssituati- 

on dargestellt (UBA 5. Bericht des Bundes und der Länder Dioxine, 2007). 

Abbildung 4.3.1-2: Schwankungen und zeitlicher Trend der Dioxin/Furan-Konzentrationen im 

Schwebstaub aus Proben ohne besondere Belastungssituation (Winter 1989/90 bis Winter 

2004) 

Wie in der Abbildung zu erkennen ist, liegen die Durchschnittskonzentrationen für Dioxi- 

ne/Furan im Winterhalbjahr jeweils signifikant höher als im Sommerhalbjahr. Während in den 

Winterhalbjahren Mediane bis zu 0,12 pg TEQ/m³ (1989/90) ermittelt wurden, liegt der höch- 

ste Mittelwert der Sommermonate bei 0,03 pg TEQ/m³ (1990). Die Mediane unterscheiden 

sich um eine Faktor von über 3 (Sommer = 0,013 pg TEQ/m³, Winter = 0,039 pg TEQ/m³.) 

Zusätzlich ist deutlich der zeitliche Trend mit einer Abnahme der Gesamtkonzentration zu 

erkennen. 

In der folgenden Tabelle sind die Dioxin&Furan-Immissionskonzentrationen im Staubnie- 

derschlag dargestellt. 

Tabelle 4.3.1-4: Dioxin&Furan-Immissionskonzentrationen im Staubniederschlag in verschiedenen 

Gebieten [pg/(m²xd)] 

Sommer (allgemein) 

Winter (allgemein) 

Winter, städtisch 



< 10 pg/(m²xd) 

< 20 pg/(m²xd) 

bis 43 pg/(m²xd) 


UBA 2005, Dioxin- 

Datenbank des Bundes und 

der Länder 




Die Abbildung 4.3.1-3 zeigt die saisonalen Schwankungen und den zeitlichen Trend der Dio- 

xin/Furan-Konzentrationen im Staubniederschlag aus Proben ohne besondere Belastungssi- 

tuation dargestellt (UBA 5. Bericht des Bundes und der Länder Dioxine, 2007). 

Abbildung 4.3.1-3: Saisonale Schwankungen und zeitlicher Trend der Dioxin/Furan- 

Konzentrationen im Staubniederschlag aus Proben ohne besondere Belastungssituation 

(Winter 1989/90 bis Winter 2004) (I-TEQ-A =mit Nachweisgrenze, I-TEQ-B ohne Nachweisgrenze) 

Auch hier ist gut zu erkennen, dass die Durchschnittskonzentrationen für Dioxine/Furane 

im Winterhalbjahr jeweils signifikant höher als im Sommerhalbjahr liegen. Während der 

mittlere I-TEQ im Sommer bei 2,48 (ohne Nachweisgrenze) bzw. bei 3,56 (mit Nachweis- 

grenze) pg I-TEQ (m²xd) liegt, wurde im Winterhalbjahr eine mittlere Konzentration von 

4,34 (ohne Nachweisgrenze) bzw. 5,36 (mit Nachweisgrenze) pg I-TEQ (m²xd) ermittelt. 

Dioxine&Furane werden auch im Industrieabwasser, Deponiesickerwasser, Oberflächen- 

wasser und im Grundwasser gefunden. Im Roh- und Grundwasser zur Trinkwassergewin- 

nung sind PCDD/F nur vereinzelt in geringen Konzentrationen nachzuweisen. In Sedimenten 

und Klärschlämmen können hohe Kontaminationen an PCDD/F auftreten. Wegen der großen 

Einzugsbereiche der Gewässersysteme können Belastungen der Sedimente auch in erhebli- 

chen Entfernungen von den verursachenden Einleitern festgestellt werden. 

Dioxine&Furane reichern sich in Lebewesen vor allem in Fettgewebe an und bauen sich nur 

langsam ab. Die Aufnahme von Dioxinen&Furanen durch Pflanzen aus dem Boden ist ge- 

ring. Als lipophile Substanzen neigen PCDD/F zur Bioakkumulation. Das Kongenerenmuster 

der PCDD/F in Lebensmitteln zeigt vorwiegend 2,3,7,8-substituierte Verbindungen auf. Fisch 

und Fischprodukte können hoch mit Dioxinen und Furanen (bis zu 50 ng TEQ/kg bezogen 






auf den Fettgehalt) kontaminiert sein. Die Halbwertzeit des toxischsten Dioxins (2,3,7,8 

TCDD) beträgt im Körperfett des Menschen etwa 7 Jahre, das sich am langsamsten ab- 

bauende 2,3,4,7,8 Pentachlordibenzofuran ist erst nach fast 20 Jahren zur Hälfte eliminiert. 

Die folgende Tabelle zeigt die durchschnittliche Dioxinkonzentration von Nahrungsmitteln 

(2000-2003) in Deutschland. 

Tabelle 4.3.1-5: Durchschnittliche Dioxinkonzentrationen in Nahrungsmitteln (2000-2003) in 

Deutschland (Mathar, Bundesinstitut für Risikobewertung, 2003) 

Fleisch 

Schwein 

Rind 

Geflügel 


Bezug der 

Konzentration 

Fett 

Fett 

Fett 

Dioxine& 

Furane 

WHO-TEQ-Konzentrationen 


Dioxinähnliche 

PCB 

pg/g Lebensmittel (Fett/Frischgewicht) 

0,20 

0,60 

0,60 

Summe EU-Höchstgehalte 

Dioxine&Furane 

Milch Fett 0,50 1,20 1,70 3 

Eier Fett 0,90 1,20 2,10 3 

Pflanzl. Fette Fett 0,20 0,20 0,40 0,75 

Fisch Frischgewicht 0,30 0,90 1,20 4 

Obst/Gemüse Frischgewicht 0,01 0,01 0,02 keiner 

Dioxin&Furan-Toxizitätsäquivalente 

Wegen ihrer Persistenz, ihrer Anreicherung in der Nahrungskette, ihres ubiquitären Vor- 

kommens und der ausgeprägten Toxizität einiger Kongenere dieser beiden Stoffgruppen 

0,10 

1,50 

0,60 

0,30 

2,10 

1,20 

können sie eine gesundheitliche Gefährdung für den Menschen darstellen. 

Für die meisten der toxikologisch relevanten PCDD- und PCDF-Kongenere sind keine aus- 

reichenden Daten für eine quantitative Abschätzung des Risikos einer Exposition verfügbar. 

2,3,7,8-Tetrachlor-Dibenzo-p-dioxin (TCDD = „Sevesodioxin") ist die biologisch wirksamste 

Verbindung aus der Gruppe der PCDD, sie kommt nicht isoliert vor, sondern ist zusammen 

mit PCDD/PCDF-Gemischen in unterschiedlichster Zusammensetzung nachweisbar. 

Man geht davon aus, dass die verschiedenen Dioxine&Furane die gleichen toxischen Wir- 

kungsmechanismen haben und sich nur in der Stärke ihrer Wirkung unterscheiden. Diese 

unterschiedliche Wirkungsstärke wird mit einem Faktor, dem Toxizitätsäquivalenzfaktor 


und Krankenhaushygiene mbH Wetzlar 

1 

3 

2


(TEF) berücksichtigt. Dabei bewertet man die relative Toxizität der einzelnen Verbindungen 

im Vergleich zu dem hochtoxischen 2,3,7,8 TCDD. Dieses hat den Faktor 1. Die toxische 

Wirkung wird dann über die Gehalte der Einzelverbindungen und dem zugehörigen Faktor 

als sogenanntes Toxizitätsäquivalent (TEQ) errechnet und addiert. Der TEQ-Wert entspricht 

dann der toxischen Wirkung einer vergleichbaren Menge des 2,3,7,8 TCDD. 

Die Toxizitätsäquivalenzfaktoren (TEF) werden anhand unterschiedlicher Studien ermittelt 

und bei neueren Erkenntnissen aktualisiert. Daher gibt es verschiedene Listen dieser Fakto- 

ren, was beim Vergleich von Daten berücksichtigt werden muss. Am häufigsten wird noch 

bei rechtlichen Regelungen im Umweltbereich die I-TEF-Liste von 1988 zur Ermittlung eines 

I-TEQ verwendet (I-TEF auch TEF nach NATO/CCMS). Eine Fortentwicklung dieser Liste 

stellen die von der WHO 1998 aufgestellten TEF-Werte dar. Hier werden auch die 12 copla- 

naren polychlorierten Biphenyle (PCB) in den TEQ-Wert mit einbezogen, da sie durch ihre 

dioxinähnliche chemische Struktur auch eine dioxinähnliche toxische Wirkung zeigen und 

damit zur Gesamtbelastung durch Dioxine und dioxinähnliche Verbindungen beitragen. 

Nach Untersuchungen von Johnke et al. (2001) tragen aufgrund des sehr niedrigen PCDD/F- 

Emissionsniveaus aus Abfallverbrennungsanlagen die zusätzlichen 12 WHO-PCBs und die 

Anwendung der WHO-TEFs zu keiner relevanten Erhöhung bei der Bewertung/Berechnung 

der tatsächlichen Emissionswerte bei und führen damit auch zu keiner Überschreitung des 

Dioxin(I-TEQ)-Grenzwertes der 17. BImSchV. 

Die TEQ sind nicht geeignet, das potentielle Krebsrisiko einer Exposition gegenüber PCDD 

und PCDF abzuschätzen. Aussagen über eine mögliche Gefährdung der Bevölkerung hin- 

sichtlich anderer Wirkungen lassen sich nur mit erheblichen Vorbehalten treffen, insbesonde- 

re bei Langzeitexposition gegenüber sehr niedrigen Konzentrationen. 

In der Tabelle 4.3.1-6 sind die für Dioxine&Furane heute meist angewendeten Toxizitäts- 

äquivalenzfaktoren aufgelistet (UBA 2005). 






Tabelle 4.3.1-6: Internationale toxische Äquivalenzfaktoren nach NATO-CCMS1) (I-TEF, 

1988) und der Weltgesundheitsorganisation2) (WHO-TEF, 1998) [UBA 2005] 

Polychlorierte 

Dibenzodioxine 

(PCDD) 


I-TEF WHO-TEF Polychlorierte 

Dibenzofurane 

(PCDF) 


I-TEF WHO-TEF 

2,3,7,8-TCDD 1 1 2,3,7,8-TCDF 0,1 0,1 

1,2,3,7,8- 

PeCDD 

1,2,3,4,7,8- 

HxCDD 

1,2,3,6,7,8 

HxCDD 

1,2,3,7,8,9,- 

HxCDD 

1,2,3,4,6,7,8- 

HpCDD 

0,5 1 1,2,3,7,8- 

PeCDF 

0,05 0,05 

0,1 0,1 2,3,4,7,8-PCDF 0,5 0,5 

0,1 0,1 1,2,3,4,7,8 

HxCDF 

0,1 0,1 1,2,3,6,7,8 

HxCDDF 

0,01 0,01 1,2,3,7,8,9,- 

HxCDF 

OCDD 0,001 0,0001 2,3,4,6,7,8- 

HxCDF 

1,2,3,4,6,7,8- 

HpCDF 

1,2,3,4,7,8,9- 

HpCDF 

0,5 0,5 

0,1 0,1 

0,1 0,1 

0,1 0,1 

0,01 0,01 

0,01 0,01 

OCDF 0,001 0,0001 

Unterschiedliche Faktoren von WHO und NATO-CCMS sind in der Tabelle grau hinterlegt. 

Quellen: 1) North Atlantic Treaty Organization, Committee on Challenges of modern Society 

(NATO/CCMS) International toxicity equivalency factor (TEF) method of risk assessment for completely 

mixtures of dioxins and related compounds. Pilot study on international information exchange on 

dioxins and related compounds, Report no. 176, 1988; 2) Van den Berg et al.: Toxic Equivalency 

Factors (TEFs) for PCBs, PCDDs, PCDFs for Humans and Wildlife. Environmental Health Perspectives 

Vol 106, No 12, 1998 

Zufuhr zum Menschen 

Die PCDD und PCDF in der Umwelt sind fast ausschließlich an Feinstaub gebunden und 

können so inhalativ aufgenommen werden. An der Gesamtaufnahme ist die inhalative Zufuhr 

normalerweise mit weniger als 5 % beteiligt. 

Der überwiegende Anteil der täglichen Zufuhr an PCDD und PCDF bei der Allgemeinbevöl- 

kerung stammt aus Nahrungsmitteln tierischer Herkunft. Die durchschnittliche tägliche Auf- 

nahme eines Erwachsenen wurde vom BGA-UBA (1993) auf ca. 2 pg I-TEQ/kg KG (Körper- 

gewicht) geschätzt. Seit den 90iger Jahren ist die orale Aufnahme von Dioxinen stark gesun- 

ken, sie liegt heutzutage bei weniger als 1 pg I-TEQ/kg KG (SCOOP Report 2000). 




Das Umweltbundesamt geht davon aus, dass ein erwachsener Mensch in Deutschland 

durchschnittlich etwa 0,7 pg WHO-TEQ pro kg Körpergewicht aufnimmt (berechnet aus den 

Daten von 2000 bis 2003). Einschließlich der dioxinähnlichen polychlorierten Biphenyle 

(PCB) mit 1,3 pg WHO-TEQ-pro kg KG und Tag kommt es zu einer täglichen Aufnahme von 

durchschnittlich 2 pg/WHO-TEQ pro kg Körpergewicht (UBA 2005). 

Die Dioxinaufnahme vor und nach der Geburt ist - je nach der mütterlichen Belastung - sehr 

hoch. Studien zeigen, dass über die Plazenta eine Belastung des Kindes mit Dioxin entsteht, 

die etwa der Hälfte der mütterlichen Fettkonzentration entspricht. Über die Muttermilch wer- 

den ebenfalls Schadstoffe an den Säugling weitergegeben. So lag z.B. 1998 die Dioxinauf- 

nahme bei einem Säugling, der in den ersten 4 Monaten gestillt wird, bei täglich durchschnitt- 

lich 57 pg I-TEQ pro kg Körpergewicht. Noch im Alter von 11 Jahren hatten bei Untersu- 

chungen in Baden Württemberg gestillte Kinder etwa 20 % mehr Dioxin im Blut als nicht ge- 

stillte Kinder (BMU 2002). 

Das Essverhalten von Kleinkindern unterscheidet sich von dem der Erwachsenen. Kinder 

essen mehr im Verhältnis zu ihrem Körpergewicht als Erwachsene und nehmen mehr Milch- 

produkte zu sich, die über die tierischen Fette mit organischen Schadstoffen belastet sind. 

Studien zeigen, dass Kleinkinder zwei- bis dreimal mehr Dioxine&Furane mit der Nahrung 

aufnehmen als Erwachsene. Bei Berücksichtigung der unterschiedlichen Verzehrgewohnhei- 

ten lässt sich für vier- bis neunjährige Kinder eine durchschnittliche Aufnahme von 2 - 3 pg I- 

TEQ/kg KG ableiten. Für einjährige Kinder ist im Durchschnitt mit einer täglichen Aufnahme 

von ca. 4 pg I-TEQ/kg KG zu rechnen. Die tägliche Zufuhr über die Muttermilch wird für ei- 

nen im Verlauf der Stillperiode (6 Monate) durchschnittlich 10 kg schweren Säugling (800 ml 

Milch, 3% Fettgehalt) auf 24 bis 70 pg TEQ/kg KG (SCOOP Report 2000) geschätzt. Trotz 

dieser relativ hohen Aufnahme empfehlen BGA-UBA im Einklang mit der WHO weiterhin, 4-6 

Monate voll zu stillen. 

Die gastrointestinale Absorption von Dioxinen&Furanen aus Lebensmitteln wird mit 100 % 

angenommen, die Aufnahme über das Trinkwasser ist gering. 

Wirkungen 

2,3,7,8-TCDD wird schnell im Organismus verteilt und schädigt systemisch verschiedene 

Organe. Es beeinflusst den Lipidstoffwechsel, den Vitamin A-Haushalt sowie die Schilddrü- 

senfunktion. Einige oder mehrere dieser Störungen verlaufen über die Bindung an den Ah- 

Rezeptor und die daraus resultierende Induktion verschiedener Enzymsysteme (Cicryt 

1995). 

Als Metaboliten werden verschiedene Glucuronid- und Sulfatkonjugate nachgewiesen. Der 

Metabolismus erfolgt über P450-abhängige Enzyme. Der Anteil an nicht-metabolisiertem 

2,3,7,8-TCDD ist hoch. Die Placentaschranke wird überwunden. Dioxine&Furane akkumulie- 

ren im Fettgewebe und werden bei stillenden Müttern über die Muttermilch mobilisiert. 






Die PCDD/PCDF werden hauptsächlich über die Faeces und Galle eliminiert. Bei Säugetie- 

ren ist die Laktation ein weiterer effektiver Weg der Dioxinelimination Nach Tierversuchen 

und nach Erfahrungen beim Menschen nimmt die Ausscheidung mit zunehmendem Chlorie- 

rungsgrad ab. Der Ausscheidungsmechanismus beim Menschen ist nicht bekannt. Die 

Halbwertszeit von PCDD/PCDF beträgt beim Menschen 5 - 10 Jahre, bei der Ratte nur we- 

nige Wochen (Schulz 2005, Koss et al. 2004). 

Die akute bzw. subchronische Intoxikation durch TCDD-haltige Gemische von PCDD ist an 

einer Vielzahl von Organmanifestationen zu erkennen. Die Haut und die Leber sind durch 

Störung des Porphyrin- und Fettstoffwechsels und durch Induktion mischfunktioneller Oxida- 

sen besonders betroffen. Weiterhin können das periphere und zentrale Nervensystem sowie 

das Immunsystem geschädigt werden. Bei direktem Kontakt können Läsionen der Haut auf- 

treten. Im Vergleich zu den Polychlorierten Biphenylen (PCB) weist TCDD eine starke akute 

Toxizität auf. Nach akuter Exposition treten zunächst Reizerscheinungen an den Augen und 

im Bereich des äußeren Atemtraktes auf, die von Schwindelgefühl, Übelkeit und Erbrechen 

begleitet sein können. Im weiteren Verlauf kommt es zur Rötung und zum Anschwellen der 

betroffenen Hautpartien. Es entwickeln sich die typischen Hautläsionen, die als „Chlorakne" 

bezeichnet werden (Eikmann et al. 1996). 

Im Folgenden sind die Wirkungen auf den Menschen nach Exposition von Dioxin&Furan- 

haltigen Gemischen aufgeführt: 

• Neurotoxische Wirkungen 

• Hepatotoxische Wirkungen 

• Immuntoxische Wirkungen 

• Läsionen der Haut 

• Schwindel 

• Augenreizungen 

• Reizungen des oberen Atemtraktes 

• Übelkeit/Erbrechen. 

Diese Effekte sind unter Umweltbedingungen jedoch von geringer Bedeutung (LUA NRW 

2006). 

Bei Personen, die in Vietnam 2,3,7,8-TCDD-haltigen Herbiziden oder in Seveso 2,3,7,8- 

TCDD exponiert waren, wurde keine Häufung chromosomaler Schäden festgestellt. Aus um- 

fangreichen epidemiologischen Studien in den USA, in Schweden, Kanada und Neuseeland 

lassen sich bei Anwendern TCDD- bzw. PCDD-verunreinigter Herbizide keine begründeten 

Hinweise auf cancerogene Wirkungen ableiten. Dagegen wurde bei exponierten Arbeitern 

über eine erhöhte Inzidenz von Magencarcinomen berichtet. Neuere Untersuchungen an 

diesem Kollektiv ergaben eine geringe Erhöhung der standardisierten Mortalitätsrate, aber 

keinen statistisch signifikanten Anstieg der Tumorinzidenz insgesamt. Fall-Kontroll-Studien 

bei Arbeitern, die über Jahre mit 2,3,7,8-TCDD-haltigen Herbiziden umgingen, weisen auf ein 

gehäuftes Auftreten seltener Weichteilsarkome hin. Die cancerogene Wirkung von 2,3,7,8- 






TCDD wird wegen der anscheinend fehlenden mutagenen Wirkung und aufgrund der Befun- 

de im Mehrstufen-Test an der Mäusehaut mit einer tumorpromovierenden Wirkung erklärt, 

deren Wirkungsmechanismus bisher nicht bekannt ist. Nach den verfügbaren Daten zur 

Cancerogenität wird wegen der fehlenden Genotoxizität von einer ausgeprägten „promovie- 

renden" Wirkung ausgegangen. Daher ist eine Wirkungsschwelle anzunehmen. Bei 2,3,7,8- 

TCDD handelt es sich also nicht um einen Tumor-„Initiator" (Schneider & Kalberlah 1999, 

Koss et al. 2004). 

In der folgenden Tabelle sind die toxikologischen Eigenschaften der Dioxine zusammenge- 

fasst. 

Tabelle 4.3.1-7: Toxikologische Eigenschaften der Dioxine (nach Koss et al. 2004, Schulz 

2005) 

Reproduktionstoxizität 

• Tierexperimentell nachgewiesen, v.a. fetotoxische Eigenschaften bei Labortieren 

• Erniedrigung der weiblichen Fertilität und der Wurfgröße 

Cancerogenität 

• In Experimenten mit Ratten, Mäusen, Hamstern und Fischen erwiesen 

• Potenter Tumorpromotor, sehr schwacher Tumorinitiator 

• Für den Menschen sehr kontrovers diskutiert, durch International Agency für Research 

on Cancer (Krebsforschungsagentur der WHO) Einstufung des 2,3,7,8-TCDD als humancancerogen 

Immuntoxizität 

• Im Tierexperiment: erhöhte Anfälligkeit gegenüber infektiösen und neoplastischen Erkrankungen, 

beim Menschen unklar 

Neurotoxizität 

• Signifikante TCDD-Expositionen: u.U. psychische Symptome 

Richtwerte für die Zufuhr 

Von nationalen und internationalen Behörden wurden wegen fehlender Hinweise auf eine 

genotoxische Wirkung und unter der Annahme einer Schwellenkonzentration für den promo- 

vierenden Effekt TDI- Werte (TDI = Tolerable Daily-Intake) abgeleitet. Alle Ableitungen beru- 

hen auf dem NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) von 1 ng 2,3,7,8-TCDD/kg KG und 

Tag. 

Die tolerierbare tägliche Aufnahme (TDI) gibt an, wie hoch die tägliche Aufnahme lebenslang 

sein kann, ohne dass es vermutlich zu schädlichen Auswirkungen kommt. Die WHO hat als 

tägliche tolerierbare Aufnahme eine Spanne von 1 bis 4 pg WHO-TEQ pro Kilogramm Kör- 

pergewicht ermittelt, betont aber, dass aus Vorsorgegründen ein Wert unter 1 pg WHO-TEQ 






pro Kilogramm Körpergewicht und Tag angestrebt werden soll. Dies entspricht auch der 

deutschen Position. Das Scientific Committee on Food (SCF) hat für die Aufnahme von Dio- 

xin und dioxinähnlichen PCB innerhalb weniger Monate seinen ursprünglich im November 

2000 abgeleiteten Wert von 7 pg WHO-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht in der Woche im 

Mai 2001 auf 14 pg WHO-TEQ pro Kilogramm Körpergewicht in der Woche korrigiert, was 

einer täglichen tolerierbaren Aufnahme von 2 pg entspricht (UBA 2005). 

Wenn man vorsorglich das Fehlen einer Wirkungsschwelle annimmt, lässt sich aus Tierver- 

suchen mit oraler Applikation von 2,3,7,8-TCDD ein unit risk von 1,4 für die inhalative Belas- 

tung rechnerisch abschätzen. Dieses fiktive unit risk dient lediglich zur Abschätzung des 

möglichen Krebsrisikos durch die in der Außenluft vorhandenen, um den Faktor 10 7 bis 10 6 

niedrigeren 2,3,7,8-TCDD-Konzentrationen. Kombinationseffekte mit anderen PCDD wurden 

dabei nicht einbezogen. 

Die Annahme der EPA (Environmental Protection Agency), dass bei den durch Dioxi- 

ne&Furane verursachten Gesundheitsschäden wie Krebserkrankungen von einer linearen 

Dosis-Wirkungs-Beziehung auszugehen ist, steht zur Zeit zur Diskussion. Auf der Basis die- 

ser Annahme gäbe es keinen Schwellenwert, unterhalb dessen diese Substanzen für den 

Menschen ungefährlich sind. Diese These wird inzwischen von der NAS (National Academy 

of Sciences) als nicht wissenschaftlich angezweifelt (NAS Report 11.07.2006). 

Der LAI hat in seinem Bericht „Bewertung von Schadstoffen, für die keine Immissionswerte 

festgelegt sind“ seine immissionsbezogene Dioxinbewertung an die Neubewertung der WHO 

angepasst. Daraus ergibt sich ein Beurteilungswert für die Summe der Dioxine, Furane und 

coplanaren PCB von 150 fg WHO-TEQ/m³. Dieser Wert trägt auch dem cancerogenen Po- 

tenzial einzelner Kongenere Rechnung. Nach Angaben des LAI erübrigt sich die getrennte 

Bewertung von 2,3,7,8-TCDD (LAI 2004). 


In der MAK-Wert-Liste ist 2,3,7,8-TCDD in die (Krebs)-Kategorie 4 eingestuft, als ein Stoff 

mit krebserzeugender Wirkung, bei denen genotoxische Effekte keine oder nur eine unter- 

geordnete Rolle spielen. Bei Einhaltung des MAK- und BAT-Wertes ist kein nennenswerter 

Beitrag zum Krebsrisiko für den Menschen zu erwarten. Seit 2002 ist ein MAK-Wert festge- 

legt (DFG 2008). 

In der folgenden Tabelle sind die Grenz- und Orientierungswerte für 2,3,7,8-TCDD und für 

Dioxine und Furane dargestellt. 






Tabelle 4.3.1-8: Grenz- und Orientierungswerte sowie Hintergrundwerte für Dioxine/Furane 


17. BImSchV 

13. BImSchV 

DFG (2008) MAK-Wert 




Bemerkungen 

0,1 ng Dioxine/Furane/m³ 

0,1 ng Dioxine/Furane/m³ 

1 x 10 -8 mg/m³ E (2,3,7,8-TCDD) Krebskategorie 4 

Schwangerschaftsgruppe C 

H Gefahr der Haupresorption 

TA Luft (2002) - - 


WHO 1 0,1 pg TEQ/m³ städtische Gebiete 

LAI (2004) 

150 fg WHO-TEQ/m³ 

4 pg WHO-TEQ /(m²xd) 

Zielwerte für die langfristige Luftreinhalteplanung 

TRD-Werte 2 - nicht abgeleitet 

KÜHLING-PETERS, Vorsorge- 1,5 fg/m³ (Jahresmittel) Beurteilungsniveau für das canwertcerogene 

Risiko 10 

2 fg I-TE/m³ (Jahresmittel) 

-6 

Hintergrundwerte (LAI 2004) 

Zielniveau zur Begrenzung der 

Aufnahme durch Säuglinge 

PCDD/F 

70 fg WHO-TEQ/m³ 

TCDD/PCDD 

4 fg/m³ 

unit risk (LAI 1992) 

1,4 bei 1 µg/m³ (TCCD/PCDD) 

(LAI 2004) 

- 

(US-EPA) 

3,3 x 10 -5 (pg/m³) 

* Die Verbrennungsanlagen/Feuerungsanlagen sind so zu errichten und zu betreiben, dass kein Mittel- 

wert, der über die jeweilige Probenahmezeit gebildet ist, den Emissionswert für die Dioxine und Furane - 

angegeben als Summenwert – überschreitet. 

1 Luftqualitätsleitwert (WHO 1995) 

2 Schneider & Kalberlah 1999 

Gefährdungsabschätzung für Dioxine und Furane (PCDD/PCDF) in der PM10-Fraktion 

und im Staubniederschlag im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

Die Dioxin/Furan-Immissionsvorbelastung wurde an den Messpunkten MP 1, MP 2 und MP 6 



In den folgenden drei Tabellen werden für das für das Vorhaben (1.100 MW Steinkohle- 

block) sowie für die Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante die vom TÜV Süd gemes- 

sene Dioxin/Furan-Vorbelastung sowie die von Argumet berechnete Zusatzbelastung an MP 

max dargestellt. Es werden die Zusatz- und die Gesamtbelastungen an den verschiedenen 






Tabelle 4.3.1-9: Vorhaben, Dioxine/Furane (einschließlich dioxinähnliche Verbindungen) in 

der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in fg/m³, Verhältnis von Zusatz- und 

Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an den verschiedenen 

Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 






Vorbelastung 

in % 

Zusatzbelastung/Beurteilungswert 

in %. LAI-Wert: 


MP 1 29 0,72 29,72 2,489 0,480 

MP 2 24 0,72 24,72 3,000 0,480 

MP 6 31 0,72 31,72 2,323 0,480 

Tabelle 4.3.1-10: Alternative GuD-Anlage, Dioxine/Furane (einschließlich dioxinähnliche 

Verbindungen) in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in fg/m³, Verhältnis 

von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in 

% an den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 




MP 1 29 0,29 29,29 1,000 0,193 

MP 2 24 0,29 24,29 1,208 0,193 

MP 6 31 0,29 31,29 0,935 0,193 

Tabelle 4.3.1-11: Nullvariante, Dioxine/Furane (einschließlich dioxinähnliche Verbindungen) 

in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in fg/m³, Verhältnis von Zusatz- 

und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswert in % an 

den verschiedenen Messpunkten 

Messpunkt 

Vorbelastung 




Vorbelastung 

in % 




MP 1 29 0,93 29,93 3,207 0,620 

MP 2 24 0,93 24,93 3,875 0,620 

MP 6 31 0,93 31,93 3,000 0,620 







dargestellt. 

Tabelle 4.2.1-12: Vergleich der drei Alternativen: Dioxine/Furane in der PM10-Fraktion 

(fg/m³) 







in % 

Vorhaben 31 0,72 31,72 0,480 

GuD-Anlage 31 0,29 31,29 0,193 

Nullvariante 31 0,93 31,93 0,620 

Im Jahr 2004 wurde vom LAI ein Beurteilungswert für die Summe der Dioxine, Furane und 

coplanare PCB von 150 fg WHO-TEQ/m³ festgelegt. Die maximale Gesamtbelastung von 

31,93 fg TEQ/m³ beträgt 21,3 % dieses Wertes, die Zusatzbelastung von 0,93 fg TEQ/m³ füllt 

diesen Beurteilungswert zu 0,62 % aus und liegt damit deutlich unterhalb der Irrelevanz- 

schwelle (irrelevante Zusatzbelastung = 3 % des Beurteilungswertes des LAI, entsprechend 

4,5 fg I-TEQ/m³). 

Der TDI-Wert (Tolerable-Daily-Intake) der WHO-Europa (1998) beträgt 1 – 4 pg I-TEQ/kg KG 

x d. Die aktuelle durchschnittliche tägliche Aufnahme bzw. Belastung in der Allgemeinbevöl- 

kerung beträgt heute – wie oben ausgeführt – 2 pg/kg KG für Erwachsene. Bei Berücksichti- 

gung der unterschiedlichen Verzehrgewohnheiten lässt sich für die vier- bis neunjährigen 

Kinder eine durchschnittliche Aufnahme von 2 - 3 pg I-TEQ/(kg KG x d) ableiten. Für einjäh- 

rige Kinder ist im Durchschnitt mit einer täglichen Aufnahme von ca. 4 pg I-TEQ/kg KG x d zu 

rechnen. 

Auf der Basis des TDI-Wertes von 1 pg I-TEQ/kg KG und Tag errechnet sich für Kinder als 

sensibelste Gruppe (3 Jahre, 15 kg KG) eine duldbare tägliche Aufnahme von 15 pg I-TEQ. 

Legt man 5% für die inhalative tägliche Aufnahme zugrunde, so ergibt sich bei einem Atem- 

volumen von 10 m³/Tag und 50%iger Deposition sowie 100% Absorption eine tolerable Kon- 

zentration von 150 fg WHO-TEQ/m³ Luft (Vorsorgewert). 

Die aus der Gesamtbelastung von 31,93 fg TEQ/m³ errechnete tägliche inhalative Aufnahme 

für Erwachsene beträgt 4,5 fg TEQ/kg KG, für Kinder (15 kg) 10,5 fg TEQ/kg KG bei einer 

angenommenen 50 %igen Deposition und 100 %igen Absorption. Diese inhalative Aufnahme 

ist im Vergleich zu der geschätzten oralen Zufuhr sehr gering und beträgt 0,4 % des ange- 

strebten TDI-Wertes von 1 pg/TEQ/(kg KG x d) für die Gesamtzufuhr für Erwachsene und 

0,9 % für Kinder (s. Tabelle 4.3.1-10). 




Tabelle 4.3.1-13: Maximale inhalative Dioxin&Furan-Aufnahme (inklusive coplanare PCB) im 

Bereich des Kraftwerks (Nullvariante) 

Belastung 

31,93 fg 

I-TEQ/m³ 


Erw. (70 kg) 

Inhalative Aufnahme 

4,5 fg I-TEQ/kg 

KG x d 

Anteil am TDI 

in % 


Kinder (15 kg) 

Inhalative Aufnahme 

0,47 10,5 fg I-TEQ/kg 

KG x d 

Anteil am TDI in % 

Durch die Errichtung des geplanten Kraftwerkblocks kommt es somit zu keiner messbaren 

Erhöhung der Körperdosis. 

Der LAI hat in seinem Bericht aus dem Jahr 2004 („Bewertung von Schadstoffen, für die kei- 

ne Immissionswerte festgelegt sind“) keine unit risk-Werte für PCDD/F bzw. 2,3,7,8-TCDD 

angegeben. Bei Anwendung des Im Jahr 1992 vom LAI festgesetzten unit risk von 1,4 pro 

1 µg 2,3,7,8-TCDD/m³ - wenn man als worst case die Dioxin&Furan-Belastungen mit dem 

Gehalt an 2,3,7,8-TCDD gleichsetzt – ergeben sich folgende Krebsrisiken: 

Tabelle 4.3.1-14: Errechnetes Krebsrisiko der Zusatz- und Gesamtbelastung 

Belastung 


(Nullvariante) 

31,93 fg 2,3,7,8-TCDD/m³ 

Max. Zusatzbelastung (Nullvariante) 

0,93 fg 2,3,7,8-TCDD/m³ 

Errechnetes 

Krebsrisiko 

Bemerkung 

1,05 

4,5 x 10 -8 4-5 Krebsfälle auf 100 Millionen Menschen 

1,3 x10 -9 1-2 zusätzliche Krebsfälle auf 1 Milliarde 

Menschen 

Aus dieser Tabelle geht hervor, dass das durch die Zusatzbelastung und auch durch die Ge- 

samtbelastung entstehende (geschätzte) gesundheitliche Krebsrisiko für die Bevölkerung so 

gering ist, dass es als praktisch nicht mehr nachweisbar (virtually safe dose) einzustufen ist. 

Die Gesamt-Immissionsbelastung im Einzugsbereich des Kraftwerks durch PCDD/F 

liegt sowohl bezogen auf die sonst üblicherweise anzutreffenden Immissionskonzen- 

trationen als auch im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten in einem Konzen- 

trationsbereich, der eine über das üblicherweise vorhandene (Krebs)-Risiko hinaus- 

gehende Gefährdung der Bevölkerung mit großer Sicherheit ausschließt. Das zusätzli- 

che Krebsrisiko mit 1 bis 2 Krebsfällen auf 1 Milliarde Menschen ist als sehr niedrig 

einzustufen. 




Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an Dio- 

xinen&Furanen (inklusive coplanare PCB) in der PM10-Fraktion für die anwohnende 

Bevölkerung im Beurteilungsgebiet als üblicherweise vorkommend und als unerheb- 

lich, die Zusatzbelastung in der PM10-Fraktion durch das geplante Vorhaben sowie 

durch die beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante ist als praktisch nicht 

nachweisbar und damit als vernachlässigbar einzustufen. 

Die Dioxin/Furan-Deposition wurde an den drei Messpunkten MP 1, MP 2 und MP 6 vom 

TÜV Süd im Sommerhalbjahr gemessen. Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet 

für die drei Alternativen nicht berechnet, daher kann hier keine Aussage über die zusätzliche 

Dioxin/Furan-Belastung im Staubniederschlag getroffen werden. Die Vorbelastung an den 

drei Messstellen liegt mit maximal 2,3 pg/(m²xd) (MP 1) geringfügig niedriger als die vom 

UBA genannten Konzentrationen (siehe Dioxin Datenbank des Bundes und der Länder, UBA 

2008). Diese Konzentration liegt bei 57,5 % des LAI-Beurteilungswertes von 4 pg WHO- 

TEQ/(m²xd). 

4.3.2 Polycyclische Aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK und BaP) 


Die Polycyclischen Aromatischen Kohlenwasserstoffe (Polycyclic Aromatic Hydrocarbons, 

PAK) kommen ubiquitär in der Umwelt vor. Umweltrelevante PAK bestehen aus zwei bis sie- 

ben Ringverbindungen. Sie werden pyrolytisch bei allen unvollständigen Verbrennungsvor- 

gängen bzw. bei Verschwelung von organischem Material gebildet. Über die Emissionen der 

Abgase von industriellen und gewerblichen Anlagen (wie z. B. Feuerungsanlagen, insbeson- 

dere Einzelfeuerungsanlagen mit Kohle), von KFZ-Verkehr, hier im Besonderen Abgase aus 

Dieselmotoren, aber auch von Kokereien, Asphalt- und Bitumenverarbeitung sowie beim 

Grillen, Räuchern und Braten von Nahrungsmitteln, über Staub und Ruß sowie über Reifen- 

und Teerabrieb von Straßen und über Tabakrauch können sie an die Umwelt abgegeben 

werden. Bei der Pyrolyse können über 100 verschiedene PAK entstehen, von denen in der 

Regel sechs bis 15 routinemäßig bei Überwachungsprozessen analysiert werden. Der weit- 

aus größte Anteil der PAK ist an Feinstaub und Ruß-Partikel gebunden. 

Die Mengenverhältnisse der zahlreichen PAK zu einander, die sogenannte PAK-Profile, 

hängen im Wesentlichen vom Ausmaß der Erhitzung ab. Bei der Pyrolyse unterschiedlicher 

organischer Materialien sind die bei einer bestimmten Temperatur entstehenden PAK-Profile 

einander sehr ähnlich. Daraus wird die Berechtigung abgeleitet, für die Abschätzung des 

krebserzeugenden (cancerogenen) Risikos durch PAK in der Außenluft von dem Idealfall 






auszugehen, dass die PAK-Profile identisch sind und dass die BaP-Konzentration als reprä- 

sentativer Maßstab für die cancerogene Potenz der gesamten Gruppe verwendbar ist. 

Man bezieht sich daher bei der Bewertung von PAK-Konzentrationen in der Luft im Allge- 

meinen auf den Leitparameter Benzo(a)pyren (BaP). Dies begründet sich auch daraus, dass 

über diese Verbindung im Vergleich zu den übrigen PAK die meisten toxikologischen Daten 

vorliegen. PAK-Verbindungen mit vier bis sechs Ringen sind toxikologisch besonders rele- 

vant, da eine Reihe von ihnen cancerogene Effekte zeigen. BaP besteht aus fünf Ringen, es 

gilt als Leitsubstanz für eine cancerogene Umweltbelastung durch die PAK-Gruppe. Diben- 

zo[a,h]anthracen besitzt eine dem Benzo(a)pyren vergleichbare cancerogene Potenz, kommt 

aber in der Umwelt in deutlich geringeren Konzentrationen vor. Das cancerogene Potential 

der anderen PAK ist nach dem jetzigen Stand der Kenntnisse um das 10 bis 1000-fache ge- 

ringer (Hellmeier & Huhmann 2001). 

Die BaP-Konzentration (als Surrogat für PAK) ist nicht geeignet, die cancerogene Potenz 

von Zigarettenrauch oder Dieselmotoremissionen (DME) darzustellen. Hier liegen noch eine 

Reihe anderer cancerogener Substanzen vor, die noch eine weitaus größere Bedeutung 

bezüglich des cancerogenen Risikos haben als die PAK alleine (Pott & Heinrich, 1992). 

In der Tabelle 4.3.2-1 werden BaP-Immissionswerte aus unterschiedlich belasteten Arealen 

in Deutschland dargestellt. Die BaP-Konzentrationen sind dabei in ländlichen Gebieten im 

Allgemeinen wesentlich niedriger als in den Ballungsgebieten. Es ist auffallend, dass insbe- 

sondere im Nahbereich von Kokereien (LAI 1992) vergleichsweise sehr hohe Immissions- 

konzentrationen auftreten können. 






Tabelle 4.3.2-1: BaP-Immissionskonzentrationen im Schwebstaub in verschiedenen Gebieten 

(ng/m³) 

NRW 

Ruhrgebiet 1992 

Ruhrgebiet 1994 

Rhein/Ruhrgebiet (2001) 

Eifel (Simmerath) 2002 

Rhein/Ruhrgebiet 2002 (PM10) 

Bottrop-Welheim 2003 


Sachsen-Anhalt 



2,30 

1,41 

0,38 – 11,04 

0,07 

0,1 

0,2 – 9,7 

2,6 

0,6 - 1,6 

3,4 - 6,9 


LIS 1994 

LUA NRW 1996 

LUA NRW 2002 

LUA NRW 2002 

LUA NRW 2003 

LUA NRW 2003 

LUA NRW 2003 

UMEG 1995 

Hessen 0,04 – 0,54 HLUG 2007 

Bayern 

Nürnberg (1993 – 1994) 

0,7 – 1,5 

LGA 2003 

Ländlich 0,5 – 1 Kühling & Peters 1994 

Städtische u. Ballungsgebiete, 

ohne Berlin 

Berlin 

Industrie (Kokereien) 

KFZ- Bereich 

1 – 3 

3 – 6 

10 – 50 (BaP) 

3 – 6 (BaP) 

LAI 1992 

Hintergrundwert (allgemein) 2003 0,5 LAI „Wirkungsfragen“ 2003 


NRW 

Bayern 

0,5 

0,3 – 0,5 

LAI 2004 

LAI 2004 

Die BaP-Konzentrationen in der Luft in Deutschland sind in den letzten Jahren durch ver- 

schiedenste emissionsmindernde Maßnahmen deutlich gesunken (s. Tab. 4.3.2-2 und Abb. 

4.3.2-1). Diese Reduktion der Immissionskonzentrationen ist in erster Linie auf die Umstel- 

lung von Zimmeröfen auf Zentralheizungen sowie von Kohle auf Öl oder Gas zurückzufüh- 

ren. 




Tabelle 4.3.2-2: Trend der Gebietsmittelwerte der BaP-Immissionskonzentrationen im Ruhr- 

und Rhein-Ruhrgebiet von 1985 bis 1993 (LIS 1994), im Jahr 2001 (LUA NRW 2003) sowie 

in den Jahren 2003 bis 2005 (LUA NRW 2006) in ng/m³ 

östl. Ruhrgebiet 

mittl. Ruhrgebiet 

westl. Ruhrgebiet 


1985 1987 1989 1991 1992 1993 1994 1 2000 2001² 2002 2003 2004 

6,28 

5,07 

4,46 

3,46 

4,32 

3,65 

3,41 

3,51 

2,96 

2,14 

2,16 

1,89 

1,60 

1,98 

1,88 

1,41 

2,01 

1,57 


0,95 

1,21 

1,05 

Ruhrgebiet 5,30 3,90 3,29 2,05 1,83 1,68 0,60 

Region Düsseldorf 

Region Köln-Bonn 

2,81 

2,46 

2,10 

2,02 

1,76 

1,76 

1,22 

1,29 

1,30 

1,24 

0,84 

0,93 

Rheinschiene 2,56 2,14 1,76 1,27 1,26 0,90 

0,60 

0,55 

Rhein-Ruhr-Gebiet³ 4,13 3,36 2,83 1,82 1,67 1,44 0,48 

Bielefeld-Ost 0,5 0,4 0,3 

1 LUA NRW, LIMES-Jahresbericht 1994, Essen 1996 

² LUA NRW 2003 

³ für das Rhein-Ruhr-Gebiet können für die Jahre 2001 und 2002 keine Vergleichsdaten angegeben wer- 

den, da das Messnetz aufgrund neuer Anforderungen der Europäischen Gemeinschaft verändert wurde 

(Ministerium für Umwelt, Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein- 

Westfalen 2004) 

In der folgenden Abbildung ist der Trend der Jahresmittelwerte von Benzo(a)pyren im Rhein- 

Ruhrgebiet, an Verkehrsstationen sowie an Waldstationen in den Jahren 1985 bis 2000 dar- 

gestellt. 

0,36 

0,31 




Abbildung 4.3.2-1: Trend der Jahresmittelwerte von Benzo(a)pyren im Rhein-Ruhrgebiet, in 

Verkehrsstationen und als Vergleich in Waldstationen von 1985 bis 2000 in ng/m³ (LUA 

NRW, LUQS-Jahresbericht 2001, 2005) 

Aus dieser Abbildung ist ersichtlich, dass die BaP-Immissionskonzentrationen in den 80er 

und 90er Jahren deutlich zurückgegangen sind, dieser Trend hat sich in den Folgejahren 

noch fortgesetzt. 

Es gibt nur wenige Angaben über BaP-Konzentrationen in Innenräumen. Im Jahr 1982 wur- 

den in den USA 0,1 - 1,8 ng/m³ im Innenraum gemessen. In der Innenraumluft von Restau- 

rants wurden vor 1983 0,25 bis 10 ng/m³ nachgewiesen. Mit Tabakrauch belastete Räume 

enthielten vor 1983 22 ng/m³ (IARC 1983). Seifert gibt für denselben Zeitraum (1982) eine 

Innenraumkonzentration von 5 ng BaP/m³ in Innenräumen ohne Tabakrauch an. Für Innen- 

räume mit Tabakrauch wird von ihm ein Konzentrationsbereich zwischen 10 und 30 ng 

BaP/m³ benannt, bei korrespondierenden Außenluftwerten zwischen 1 bis 50 ng BaP/m³. In 






der Innenraumluft in China wurden 1984 bei stark rauchender Kohle 9.000 bis 15.000 ng 

BaP/m³ gemessen (Rippen 1993). 

In der zweiten Hälfte der 90er Jahre wurden in Wohnungen von 1955/56 errichteten ehema- 

ligen US-Housings in Frankfurt/Main hohe Belastungen des Hausstaubes mit Polycyclischen 

Aromatischen Kohlenwasserstoffen und Benzo(a)pyren (bis zu 2.618 mg PAK/kg bzw. 179 

mg BaP/kg) festgestellt. Als Ursache dieser hohen Hausstaubbelastungen konnte der Par- 

kettkleber identifiziert werden, der einen Gehalt von 20.284 mg PAK/kg und 1.200 mg 

BaP/kg Material aufwies. Kleber und Hausstaub wiesen ein ähnliches Verteilungsmuster auf. 

Im atembaren Staub (Schwebstaub) wurden keine auffälligen PAK-Belastungen gefunden 

(Heudorf & Angerer 1998). 

Das Innen/Außenverhältnis der PAK liegt nach Angaben von Seifert (1982) bei 0,5 (ohne 

Tabakrauch innen) bzw. > 1 (mit Tabakrauch innen). Nach Ando et al. (1991) gibt es - unter 

Berücksichtigung der Partikelgröße - eine gute Abhängigkeit zwischen den Innenraum- und 

Außenluftkonzentrationen der PAK; dies gilt vor allem für Partikel unter 2 µm aerodynami- 

scher Durchmesser, die auch relativ höhere PAK-Gehalte im Vergleich zu den anderen, grö- 

ßeren Partikelfraktionen aufweisen. 

Außer in der Außenluft wurden die PAK in zahlreichen pflanzlichen und tierischen Lebens- 

mitteln nachgewiesen. Besonders hohe BaP-Konzentrationen finden sich in gebratenen bzw. 

gegrillten Produkten. Geräucherte Wurst enthielt bis zu 6 µg BaP/kg, dunkel geräucherte 

Schinken zwischen 0,1 und 15 µg BaP/kg, in gegrillten Wurst- und Fleischwaren waren 0,1 – 

86 µg/kg enthalten (Pott & Heinrich 1992). Auch verschiedene Nutzpflanzen wie z.B. Grün- 

kohl, Kopfsalat, Möhren, Spinat, einige Getreidearten etc. enthalten z. T. hohe Konzentratio- 

nen an PAK. 

Stoffspezifische Regelungen für Teeröle oder PAK in Bedarfsgegenständen oder Produkten 

existieren nicht. Die Chemikalienverbotsverordnung sieht ein Anwendungsverbot für Teeröle 

in Holzschutzmitteln und Erzeugnissen aus Holz und Holzwerkstoffen vor, sofern diese nicht 

ausschließlich gewerblich oder industriell genutzt werden. Ferner dürfen Weichmacheröle 

nicht für die Herstellung von Reifen oder Reifenbestandteilen in den Verkehr gebracht und 

verwendet werden, wenn sie mehr als 1 mg BaP pro kg enthalten oder der Gehalt aller auf- 

geführten PAK zusammen mehr als 10 mg/kg beträgt (Richtlinie 2005/69/EG). Die Aromen- 

verordnung enthält einen Grenzwert für BaP von 1 µg pro kg geräuchertem Fleischerzeug- 

nis. Höchstmengen in verschiedenen Lebensmitteln liegen bei 1 bis 10 µg pro kg Feuchtge- 

wicht (Richtlinie EC 208/2005) [BfR 2006]. 

Aufnahme 

BaP wird inhalativ und oral sehr gut in den menschlichen Organismus aufgenommen, die 

Zufuhr über den dermalen Pfad in den Säugetierorganismus kann als gut eingestuft werden. 

Die Aufnahme hängt stark davon ab, ob BaP an Partikel gebunden ist oder frei vorkommt. 






Quantitativ zuverlässige Angaben für die dermale Zufuhr beim Menschen sind allerdings 

nicht verfügbar (UBA 1993). 

Die Zufuhr von PAK in den menschlichen Organismus erfolgt vorwiegend auf oralem Weg 

über die Nahrung. Die Sektion Toxikologie der Deutschen Gesellschaft für experimentelle 

und klinische Pharmakologie und Toxikologie (DGPT) schätzt die tägliche Aufnahme von 

BaP (als Referenzverbindung für PAK-Gemische) wie folgt ein: Aufnahme mit der Atemluft 1 

– 100 ng (Außenluft) und 5 bis 450 ng (Innenraumluft), mit der Nahrung 200 bis 500 ng so- 

wie durch Tabakrauchen 400 ng. Die WHO nennt eine durchschnittliche tägliche Aufnahme 

für die allgemeine Bevölkerung von 0,001 bis 0,005 µg/kg Körpergewicht, das Scientific 

Committee on Food (SCF) eine maximale tägliche Aufnahme von 0,42 µg/Person, was in 

etwa 0,006 µg/kg Körpergewicht entspricht (BfR 2006). 

Die Aufnahme der PAK über das Trinkwasser ist gegenüber dem Nahrungspfad vernachläs- 

sigbar gering; nach Angaben der ATSDR (1990) ist sie in den USA im Durchschnitt auf 1,1 

ng BaP/d einzuschätzen. Die cutane Aufnahme spielt im Umweltbereich normalerweise kei- 

ne Rolle. 

Die orale Zufuhr von BaP ist zwar mengenmäßig größer als die inhalative, jedoch hat die 

inhalative Aufnahme wegen der Adsorption an Partikel im Hinblick auf das cancerogene Ri- 

siko eine wesentlich größere Bedeutung. Hier muss in der Risikobewertung die lokale Wir- 

kung (mit metabolischer Aktivierung) auf den Respirationstrakt und auf die Haut ohne syste- 

mische Verteilung stärker beachtet werden, d.h. die Umrechnung der inhalativen Zufuhr auf 

eine Körperdosis (siehe unten) sollte kritisch betrachtet werden (Norpoth 1990). 

Nach Frijus-Plessen und Kalberlah (1999) ist bei der inhalativen BaP-Aufnahme von einer 

Absorption von 80 - 100 % der deponierten Menge in den Atemwegen auszugehen. Unter 

der Annahme einer 50%igen Deposition in der Lunge und einer 100%igen Absorption (worst 

case) werden täglich pro Person (70 kg Körpergewicht, 20 m³ Atemvolumen) bei einer übli- 

chen Hintergrundkonzentration von 1 ng BaP/m³ 10 ng BaP über die Lunge absorbiert. Ta- 

bakrauch ist in diese Kalkulation nicht mit eingeschlossen. Quantitative Angaben über die 

Inhalation von BaP- bzw. PAK-haltigen Partikeln im Zigarettenrauch liegen nicht vor. 

Wirkungen 

Nach der Aufnahme in den Organismus wird BaP relativ rasch in den verschiedenen Gewe- 

ben verteilt; die Placentaschranke wird dabei überwunden. Die Metabolisierung erfolgt 

hauptsächlich im Cytochrom P450-System der Mikrosomen in der Leber. Es werden mehr als 

20 Metaboliten gebildet, darunter BaP-7,8-diol-9,10-epoxid, das wegen seiner Bindung an 

die DNA und Proteine (Hämoglobin, Albumin) als ultimales Cancerogen anzusehen ist. Die 

Metaboliten zirkulieren im enterohepatischen Kreislauf, aufgrund der Lipophilie können sie 

sich in den fettreichen Geweben anreichern. Die Ausscheidung erfolgt hauptsächlich über 

die Faeces in Form verschiedener Konjugate. Nur zu einem sehr geringen Teil werden die 






PAK-Metaboliten bzw. die unveränderten PAK über den Urin ausgeschieden (Pott & Heinrich 

1992; UBA 1995). 

Das Auftreten von akuten toxischen Wirkungen von PAK nach entsprechender Exposition ist 

kaum zu erwarten. Klinische Zeichen einer Intoxikation (v.a. Hautreizungen, vaskuläre Schä- 

den) treten erst nach vergleichsweise hohen Dosen auf. Es gibt keine Hinweise auf das Vor- 

liegen von nicht-cancerogenen Effekten nach akuter inhalativer Exposition. Gentoxische Wir- 

kung und Cancerogenität nach BaP-Exposition sind allerdings schon nach einmaliger (hoher) 

Exposition belegt (UBA 1995). Bei langfristiger dermaler Exposition gibt es beim Menschen 

Hinweise auf eine reversible Warzenbildung. Alle anderen nachgewiesenen Effekte beziehen 

sich auf die cancerogenen Eigenschaften des BaP (Pott & Heinrich 1992). 

Die mutagenen, gentoxischen Wirkungen einiger PAK wurden in zahlreichen Testsystemen 

nachgewiesen. Es besteht eine gute Korrelation zwischen den Ergebnissen von in-vitro- 

Mutagenitätstests und der cancerogenen Wirkung. BaP wirkt bei Ratten und Mäusen emb- 

ryotoxisch, eine Beeinträchtigung der Fertilität wurde bei Mäusen beschrieben. Neben der 

Reproduktionstoxizität und Fruchtschädigung gibt es Hinweise auf eine immuntoxische Wir- 

kung des BaP auch beim Menschen (LAI 1992; UBA 1995). 

Die cancerogenen Wirkungen der PAK beim Menschen sind seit langem bekannt (Yamagiwa 

& Ichikawa 1915). Aus Arbeitsplatzuntersuchungen liegen insbesondere Ergebnisse für 

Schornsteinfeger, Kokereiarbeiter, Gaswerksarbeiter, Aluminiumschmelzer, Gießereiarbeiter 

und Teerarbeiter vor. Es wurden Krebserkrankungen des Respirations-, des Verdauungs- 

und des Urogenitaltrakts sowie der Haut festgestellt. Bei Labortieren ist die cancerogene 

Wirkung von der Art der Applikation unabhängig, es konnten auch systemische Tumore in 

anderen Geweben beobachtet werden (Pott & Heinrich 1992). 

Trotz dieser Befunde ist bis heute für BaP bzw. PAK allgemein umstritten, ob es sich um 

lokale (am Applikationsort) oder systemisch wirkende Cancerogene handelt. So entstehen 

nach inhalativer Exposition im Tierversuch hauptsächlich Tumoren im Respirationstrakt und 

im oberen Verdauungstrakt, bei oraler Zufuhr im Vormagen, der Speiseröhre und dem Kehl- 

kopf und nach dermaler Applikation Hautkrebs (UBA 1995, Frijus-Plessen & Kalberlah 1999). 

Die bisher vorgenommenen Risikobetrachtungen für inhalative und orale Expositionen sind 

relativ schlecht vergleichbar, weil zur inhalativen Zufuhr im wesentlichen nur Ergebnisse aus 

Expositionen von Menschen zu PAK-Gemischen vorliegen, für die orale Exposition fast aus- 

schließlich Tierversuchsergebnisse zugrunde liegen. Ergebnisse aus epidemiologischen Un- 

tersuchungen sind darüber hinaus kritisch zu werten, weil bei den industriellen Expositionen 

neben PAK immer noch andere Verbindungen vorhanden waren (UBA 1995). 

Nach Schneider et al. (2000) steht die cancerogene Wirkung von PAK-Gemischen nach 

dermaler, respiratorischer und oraler Verabreichung an Labortiere in Relation zu ihrem BaP- 

Gehalt. Man nimmt an, dass die cancerogene Wirkung der PAK-Gemische mit steigender 






BaP-Konzentration zunimmt. Daher ist die BaP-Konzentration des Gemisches eine geeigne- 

te Bezugsgröße für die cancerogene Potenz von PAK-Gemischen für alle drei Applikations- 

pfade. 

Der Risikoabschätzung des LAI (1992) liegt ein unit risk (auf der Basis von epidemiologi- 

schen Studien, inhalativer Zufuhr, BaP für Gesamt-PAK) von 7 x 10 –5 (pro ng/m³) zugrunde, 

während der LAI im Jahr 2004 von einem unit risk-Wert von 8,7 x 10 –5 ausgeht. Unit risk- 

Werte anderer Organisationen für den inhalativen Pfad weichen z.T. von diesem Wert ab, 

sind aber nach Ansicht des UBA weniger gut begründet (EPA 1991 = 0,17 x 10 -5 [für BaP 

allein]; RIVM-NL 1989 =10 x 10 -5 ; WHO = 8,7 x 10 -5 ). 

Grenz- und Orientierungswerte für PAK bzw. BaP 

In der MAK-Wert-Liste ist BaP (wie auch andere Pyrolyseprodukte aus organischem Materi- 

al) in die (Krebs-)Kategorie 2 eingestuft, als ein Stoff, der als krebserzeugend für den Men- 

schen anzusehen ist, weil durch hinreichende Ergebnisse aus Langzeit-Tierversuchen oder 

Hinweise aus Tierversuchen und epidemiologischen Untersuchungen davon auszugehen ist, 

dass er einen nennenswerten Beitrag zum Krebsrisiko leistet. Es wurde kein MAK-Wert fest- 

gelegt (DFG 2008). 

In der folgenden Tabelle 4.3.2-3 werden die relevanten Orientierungswerte für BaP bzw. 

PAK dargestellt. 






Tabelle 4.3.2-3: Grenz- und Orientierungswerte für BaP bzw. PAK 


17. BImSchV 

13. BImSchV 


Grenz-/ 

Orientierungswert 

- 

0,05 * 

DFG (2008) MAK-Wert - (Pyrolyseprodukte aus 

organischem Material) 

TA Luft (2002) - 


WHO 1 - 

LAI (1992) 

LAI (2004) 


22. BImSchV (Neufassung 

04.06.2007) 

1,3 ng/m³ (BaP) 

1,0 ng/m³ (BaP) 

MURL 1,3 ng/m³ (BaP) 

3,0 ng/m³ (BaP) 

TrinkwV (2001) 0,00001 mg/L (=10 ng/L) (BaP) 

0,0001 mg/L (=100 ng/L) 

(4 PAK) 


Bemerkungen 


Keimzellmutagen Kategorie 2 



Beurteilungsmaßstab 

1,0 ng/m³ (BaP) Zielwert (Gesamtgehalt in der PM10-Fraktion als 

Durchschnitt des Kalenderjahres), Einhaltung 

des Zielwertes ab 31.12.2012 

1 ng/m³ Zielwert , gültig ab 31.12.2012 

Zielwert 2 

Orientierungswert für krebserzeugende Stoffe 3 

Grenzwert 

TRD nicht abgeleitet Frijus-Plessen/Kalberlah (1999) 

Kühling Peters < 0,6 ng/m³ (Jahresmittel) 


Land 

Stadt (üblich) 

NRW 

Bayern 

Grundbelastung Staubniederschlag 

Unit risk 6 (LAI 1992) 

(LAI 2004) 

(WHO 2000) 

(EPA 1991) 

(EPA 1995) 

0,2 µg/(m²xd) Jahresmittel 

0,5 – 1 ng/m³ (BaP) 

1,9 ng/m³ 

0,5 ng/m³ (BaP) 

0,3 – 0,5 ng/m³ (BaP) 

0,3 – 3 µg/(m²xd) 

7 x 10 -2 (BaP für gesamt PAK) 

8,7 x 10 -2 (BaP) 

8,7 x 10 -2 

0,17 x 10 -5 (BaP) 

- 

Beurteilungsniveau für das cancerogene Risiko 

10 -6 , sofern die Grundbelastung geringer ist, 

sollte der gefundene Wert angesetzt werden. 

BaP: Mittlere Depositionsrate als Anhalts-wert 

zur Begrenzung unerwünschter Anreicherungen 


Kühling/Peters (1994) 

Frijus-Plessen/Kalberlah (1999) 

LAI 2004 

LAI 2004 

Kühling/Peters 1994 

pro 1 µg BaP/m ³ 

In der neuen Bewertung nicht übernommen 

* Arsen, BaP, Cadmium, Cobalt, Chrom, insgesamt 

1 


2 

MURL, Niederschrift (21.01.1997) über die 64. Sitzung des Landesbeirats für Immissionsschutz am 

05.12.1996 Düsseldorf. Zielwert für die Luftreinhalteplanung, Konzentrationswert als Jahresmittelwert 

3 

MURL, Niederschrift (21.01.1997) über die 64. Sitzung des Landesbeirats für Immissionsschutz am 

05.12.1996 Düsseldorf. Orientierungswert für krebserzeugende Stoffe, Konzentrationswert als Jahresmittelwert 




Gefährdungsabschätzung für Benzo(a)pyren (BaP) als Leitsubstanz der Polycycli- 

schen Aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) in der PM10-Fraktion und im Staubnie- 

derschlag im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

Für Benzo(a)pyren (BaP) liegen Vorbelastungsmessungen vom TÜV Süd nicht vor. Der LAI 

(2004) gibt als Hintergrundkonzentration 0,5 ng/m³ für Nordrhein-Westfalen bzw. 0,3 – 0,5 

ng/m³ für Bayern an. Im Jahr 2007 wurden an neun Standorten in Hessen PAK- bzw. BaP- 

Immissionskonzentration-Messungen vom Hessischen Landesamt für Umwelt und Geologie 

(HLUG) durchgeführt. 

In der folgenden Tabelle sind die Jahresmittelwerte an diesen Standorten für das Jahr 2007 

angegeben (HLUG 2007). 

Tabelle 4.3.2-4: BaP: Jahresmittelwerte an verschiedenen Messstationen in Hessen [ng/m³] 

Station BaP 

Ffm-Höhenstraße * 

Ffm-Palmengarten ** 

Fulda-Petersberger-Straße * 

Heppenheim-Lehrstraße * 

Kassel-Fünffensterstraße * 

Kleiner Feldberg *** 

Raunheim * 

Wetzlar * 

Wi-Ringkirche ** 


0,53 

0,24 

0,43 

0,54 

0,37 

0,04 

0,38 

0,40 

0,39 

* am Verkehrsschwerpunkt ** in Städten *** im ländlichen Raum 


Literatur 

HLUG 2007 

Die zusätzlichen Immissionen wurden von Argumet für die drei Alternativen berechnet. 

In den folgenden drei Tabellen wird für das Vorhaben sowie für die Alternativen GuD- 

Anlage und Nullvariante der Jahresmittelwert von 0,38 ng/m³ (Raunheim) als Immissions- 

vorbelastung für die Umgebung des geplanten Kraftwerkblocks zugrunde gelegt. Weiterhin 

wird die von Argumet berechnete Zusatzbelastung an MP max dargestellt. Es werden die 

Zusatz- und die Gesamtbelastungen aufgeführt sowie das Verhältnis von Zusatz- und Vorbe- 

lastung und das Verhältnis von Zusatzbelastung zum Beurteilungswert berechnet. 




Tabelle 4.3.2-5: Vorhaben, BaP in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung in 

ng/m³, Verhältnis von Zusatz- und Vorbelastung sowie Verhältnis von Zusatzbelastung und 


Messpunkt 

Vorbelastung 

(Raunheim) 



MP max 0,38 0,036 




Vorbelastung 

in % 


in % 

LAI-Wert: 1 ng/m³ 

0,416 9,47 3,6 

Tabelle 4.3.2-6: Alternative GuD-Anlage, BaP in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


und Beurteilungswert in % 

Messpunkt 

Vorbelastung 

(Raunheim) 


MP max 0,38 0,022 



Vorbelastung 

in % 


in % 


0,402 5,79 2,2 

Tabelle 4.3.2-7: Nullvariante, BaP in der PM10-Fraktion: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung 


und Beurteilungswert in % 

Messpunkt 

Vorbelastung 

(Raunheim) 


MP max 0,38 0,070 




Vorbelastung 

in % 


in % 


0,450 18,42 7,0 



dargestellt. 




Tabelle 4.3.2-7: Vergleich der drei Alternativen: BaP in der PM10-Fraktion (ng/m³) 


Vorbelastung 

(Raunheim) 





in % 

Vorhaben 0,38 0,036 0,416 3,6 

GuD-Anlage 0,38 0,022 0,402 2,2 

Nullvariante 0,38 0,070 0,450 7,0 

Die BaP-Immissionszusatzbelastung liegt bei der Nullvariante bei 7,0 % des Beurteilungs- 

wertes des LAI von 2004, sie liegt deutlich über der 3%-Irrelevanzschwelle. Die Zusatzbelas- 

tung des Vorhabens liegt mit 3,6 % geringfügig über der Irrelevanzschwelle; bei der Alterna- 

tive GuD-Anlage liegt die Zusatzbelastung mit 2,2 % des Beurteilungswertes unterhalb der 

Irrelevanzschwelle. 

Nicht nur BaP, sondern eine Reihe von PAK besitzen eine cancerogene Wirkung. Da jedoch 

die PAK-Profile an verschiedenen Messstellen vergleichbar sind, wird für die Abschätzung 

des Krebsrisikos die Konzentration von BaP als Leitparameter herangezogen. Das Risiko für 

die Allgemeinbevölkerung, durch PAK an Lungenkrebs zu erkranken, wird zwar auf die Kon- 

zentration von BaP bezogen, berücksichtigt werden allerdings die Wirkungen der gesamten 

Inhaltsstoffe, wie sie beispielsweise in einem Kokereigas vorhanden sind. 

Bei Anwendung des vom LAI (2004) festgesetzten unit risk von 8,7 x 10 -2 pro 1 µg BaP/m ³ 

können folgende Krebsrisiken vergleichend für die drei Alternativen errechnet werden: 


Krebsrisiko 


(max) 

Krebsrisiko 


Vorhaben 3,6 x10 -5 3,1 x 10 -6 

GuD-Anlage 3,5 x10 -5 1,9 x 10 -6 

Nullvariante 3,9 x10 -5 6,1 x 10 -6 

Das maximale errechnete zusätzliche Krebsrisiko beträgt 6,1x 10 -6 (Nullvariante), das sind 6 - 

7 Krebsfälle pro 1 Million Menschen. 


Risiko für die Bevölkerung ist bei allen drei Alternativen gering, es liegt im Bereich der 

„virtually safe dose“. 




Im Hinblick auf die vorliegenden Toxizitätsdaten kann eine über das üblicherweise vorhan- 

dene (Krebs)-Risiko (übliche Hintergrundexposition) hinausgehende Gefährdung der Bevöl- 

kerung durch die Gesamtbelastung an BaP mit großer Sicherheit ausgeschlossen werden. 

Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht ist die Gesamtbelastung an PAH 

bzw. BaP in der PM10-Fraktion für die anwohnende Bevölkerung im Beurteilungsgebiet 

als unerheblich, die Zusatzbelastung durch das geplante Vorhaben sowie durch die 

beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante als hinnehmbar zu beurteilen. Aus 

präventivmedizinischer Sicht sollte dafür Sorge getragen werden, dass die Zusatzbe- 

lastung so gering wie möglich gehalten wird. 

Messungen der Immissionskonzentration von BaP im Staubniederschlag wurden nicht 

durchgeführt. Auch an den Messstellen des zuständigen Landesamtes wurde die BaP- 

Deposition nicht bestimmt. Zusatzbelastungen von BaP im Staubniederschlag wurden jedoch 

berechnet. Da keine Vorbelastungsmessungen aus dem hier zu beurteilenden Gebiet vorlie- 

gen und auch keine Daten aus vergleichbaren Bereichen zur Verfügung stehen, kann hier 

keine Aussage über die Gesamtbelastung getroffen und daher auch keine Bewertung aus 

umweltmedizinischer Sicht vorgenommen werden. 






4.4 Zusammenfassende Gefährdungsabschätzung für die Einzelsubstanzen 

Beurteilungsgrundlagen 

Die umweltmedizinisch-humantoxikologische Gefährdungsabschätzung stützt sich im We- 

sentlichen auf die Immissionsprognose der Argumet. In diesem Gutachten sind die zusätzli- 

chen Immissionsbelastungen im Vergleich der verschiedenen Alternativen (Vorhaben, Alter- 

native GuD-Anlage und Alternative Nullvariante) dargestellt. Weiterhin werden die zusätzli- 

chen Immissionen von den Schadstoffen NO2, SO2, PM10, Staubniederschlag und Quecksil- 

ber an 10 Monitorpunkten berechnet. 

Aus dem Gutachten über die Immissionsvorbelastung des TÜV Süd Industrie Service (Im- 

missionsvorbelastungsmessungen Kraftwerk Staudinger) geht hervor, dass die Immissions- 

vorbelastungen an 10 verschiedenen Messstandorten gemessen wurden. 

Die Beurteilung der erwarteten Emissionen des Kraftwerks Staudinger erfolgt hier auf der 

Grundlage der in der Immissionsprognose dokumentierten Emissionsbegrenzungen. 

Eine umweltmedizinisch-humantoxikologische Gefährdungsabschätzung kann nur auf der 

Basis von (gemessenen, errechneten bzw. abgeschätzten) Immissionskonzentrationen 

durchgeführt werden. Die (errechneten) Immissionskonzentrationen müssen anhand vorlie- 

gender Grenzwerte oder anderer entsprechender Werte (s.a. Kapitel 3.2, dieses Gutachten) 

einer Beurteilung unterzogen werden. Darüber hinaus können u.U. auch Expositions- und 

Risikoabschätzungen erforderlich werden. 

Wenn für einzelne Stoffe oder Stoffgruppen (z.B. bei krebserzeugenden Substanzen) solche 

Werte nicht vorliegen, können auch die üblicherweise vorkommenden Immissionskonzentra- 

tionen zur Beurteilung mit herangezogen werden. Daher wurden Hintergrunddaten aus ver- 

schiedenen Gebieten Deutschlands bzw. der Europäischen Gemeinschaft, sowie - soweit 

vorhanden - aus den einzelnen Bundesländern aufgeführt. Weiterhin werden in Einzelfällen - 

wenn keine Grenz- bzw. Orientierungs- oder andere Werte vorliegen - eigene Vorsorgewerte 

nach toxikologischen Kriterien abgeleitet. 

Von den vorliegenden Daten der Immissionsvorbelastung wurde die jeweilige Konzentration 

an den einzelnen Messpunkten zur Beurteilung herangezogen. Zur Bewertung der zusätzli- 

chen Immissionsbelastung wurden die von Argumet berechneten Schadstoff-Konzen- 

trationen für die drei Alternativen einzeln verwendet. Die Berechnung der Gesamtbelastung 

erfolgt durch Addition der Vorbelastung und der Zusatzbelastung an den jeweiligen Mess- 

punkten. 






In den folgenden Tabellen (Tabellen 4.4-1 bis 4.4-3) sind als Beurteilungsgrundlagen folgen- 

de Daten (je nach Substanz) im Überblick dargestellt: 

• Immissionsvorbelastung 

• Immissionszusatzbelastung 

• Errechnete Gesamtbelastung 

• Verhältnis von Gesamtbelastung und Beurteilungswerten in % 

• Verhältnis von Zusatzbelastung und Beurteilungswerten in % 

• Immissionswerte nach TA Luft 

• Immissionswerte nach 22. BImSchV 

• LAI-Orientierungswerte 

• Grenzwert EG-Kommission (EU-Tochterrichtlinie) 

• WHO Air Quality Guidelines (2000) 

• MIK-Werte der VDI Kommission Reinhaltung der Luft 

• Vorsorgewerte nach Kühling & Peters 

• Immissions-Hintergrundkonzentrationen in ländlichen und städtischen Gebieten 


Unter Punkt 4.1 bis 4.3 dieses Gutachtens (Beurteilung der Immissionskonzentrationen 

[Anorganische Gase und Stäube, Metalle und Organische Verbindungen]) wird die Gefähr- 

dungsabschätzung der durch den Betrieb des Gesamtkraftwerks (Kraftwerksblöcke) zu er- 

wartenden Gesamtbelastungen der verschiedenen Schadstoffe ausführlich beschrieben und 

in den Tabellen 4.4-1 bis 4.4-3 für alle drei Alternativen im Vergleich mit verschiedenen 

Grenz-, Richt- und Orientierungswerten wie auch Hintergrundwerten in Deutschland zusam- 

menfassend dargestellt. 

Aus den hier genannten Darstellungen ist ersichtlich, dass die errechneten zusätzlichen Im- 

missionsbeiträge von fast allen Schadstoffen durch das Gesamtkraftwerk (Vorhaben sowie 

die beiden Alternativen) als irrelevant (siehe Irrelevanzkriterien der TA Luft) und aus um- 

weltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht als vernachlässigbar einzustufen sind. 

Die errechnete zusätzliche SO2-Konzentration (MP max, Nullvariante), die errechneten zu- 

sätzlichen BaP-Konzentrationen in der PM10-Fraktion (Vorhaben und Nullvariante), die er- 

rechnete zusätzliche Arsen-Konzentrationen in der PM10-Fraktion und Arsendeposition (Null- 

variante), die errechnete zusätzliche Nickel-Konzentration in der PM10-Fraktion (Nullvariante) 

und die Nickel-Deposition im Staubniederschlag (Vorhaben und Nullvariante), die zusätzli- 

chen Quecksilber-Deposition im Staubniederschlag (MP max, Vorhaben und Nullvariante) 

sowie die zusätzliche Cadmium-Deposition im Staubniederschlag (Nullvariante) sind als 

nicht irrelevant nach TA Luft einzustufen (siehe unten, Tabelle 6.1). 






Die Gesamtbelastungen der hier betrachteten Substanzen liegen aber in einem niedrigen 

bzw. üblicherweise vorkommenden Bereich. Die Immissions-Konzentrationen der Metalle 

und der organischen Substanzen liegen ausnahmslos in Bereichen, die aus umweltmedizi- 

nisch-humantoxikologischer Sicht für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks Staudinger 

wohnende Bevölkerung an allen hier betrachteten Messpunkten als hinnehmbar bzw. ver- 

nachlässigbar zu beurteilen sind. 

Auch die Immissionskonzentrationen (Gesamtbelastungen) der anorganischen Gase und 

Stäube liegen für die im Beurteilungsgebiet wohnende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie 

heutzutage in ländlichen, städtischen bzw. verkehrsnahen Gebieten in Deutschland übli- 

cherweise vorkommen. Aus umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht sind sie auch für 

Risikopersonen als unerheblich bzw. als tolerabel einzustufen. 






Tabelle 4.4-1: Anorganische Gase: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen 

Grenz- und Orientierungswerten sowie mit Hintergrundkonzentrationen in ländlichen und städtischen 

Gebieten 

Immissionsvorbelastung 

min - max 

Immissionsprognose 1) 

MP max 

Vorhaben 

Alternative GuD-Anlage 

Nullvariante 

Gesamtbelastung max 

MP1 - MP10 

Vorhaben 


Nullvariante 

Verhältnis Gesamtbelastung/Beurteilungswert 

MP1 bis MP10 

Vorhaben 


Nullvariante 


MP1 bis MP10 

Vorhaben 


Nullvariante 


nach TA Luft 


SSt/PM10 /PM2,5 

µg/m³ 

StN 

mg/(m²xd) 


NO2 

µg/m³ 

SO2 

µg/m³ 

17 - 23 26 -61 20 - 31 4 

0,072 

0,043 

0,140 

23,022 

23,015 

23,052 

% 

57,555 

57,538 

57,630 

% 

0,120 

0,083 

0,250 

40/50 2) PM10 

25 PM2,5 3) 

(EU-Wert) 

0,11 

0,099 

0,16 

61,053 

61,034 

61,097 

% 

17,444 

17,526 

17,456 

% 

0,0145 

0,0100 

0,0277 

0,44 

0,93 

0,77 

31,21 

31,32 

31,33 

% 

78,025 

78,300 

78,325 

% 

1,100 

2,325 

1,925 

0,85 

0,78 

1,70 

4,57 

4,64 

5,30 

% 

9,14 

9,28 

10,6 

% 

1,14 

1,28 

2,60 

350 3) 40/200 4) 50/125/350 5) 



40/50 2) PM10 

- 

4) 

40/200 

5) 

20/125/350 

EG-Richtinie 40/50 2) PM10 - 40/200 4) 125/350 6) 

WHO-Air-Quality Guidelines 

20/50 PM10 2) 

10 PM2,5 2) 

MIK-Werte (VDI) 75 (Jahr) 

Vorsorgewerte nach 


Konzentrationen: Land 

Stadt 

Verkehr 


Tabelle 4.4-2a: Metalle: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen Grenz- 

und Orientierungswerten sowie mit Hintergrundkonzentrationen in ländlichen und städtischen Gebieten 


MP 1 bis MP 10, min-max 

Immissionsprognose max 

Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


nach TA Luft 

Weitere Beurteilungswerte 


Antimon 

PM10 

ng/m³ 

1,4-3,1 

0,036 

0,022 

0,070 

3,136 

3,122 

3,170 

% 

3,92 

3,90 

3,96 

% 

0,045 

0,028 

0,088 

- 

80 [RK- 

Wert] 

Antimon 

StN 

µg/(m²xd) 

0,3-1,2 

0,055 

0,050 

0,080 

1,255 

1,250 

1,280 

% 

- 

- 

- 

% 

- 

- 

- 

- 


Arsen 

PM10 

ng/m³ 

Arsen 

StN 

µg/(m²xd) 

Blei 

PM10 

ng/m³ 

Blei 

StN 

µg/(m²xd) 

0,5-0,9 0,2-1,2 5,3-9,2 2,1-8,0 

0,11 

0,065 

0,21 

1,01 

0,965 

1,11 

% 

16,83 

16,08 

18,50 

% 

1,83 

1,08 

3,50 

- 

0,17 

0,15 

0,24 

1,37 

1,35 

1,44 

% 

34,25 

33,75 

36,00 

% 

4,25 

3,75 

6,00 

0,36 

0,22 

0,70 

9,56 

9,42 

9,90 

% 

1,91 

1,88 

1,98 

% 

0,072 

0,044 

0,140 

4 5) 500 

0,55 

0,50 

0,80 

8,55 

8,50 

8,80 

% 

8,55 

8,50 

8,80 

% 

0,55 

0,50 

0,80 

100 5) 

- 6 - - - 

Immissionswerte nach 

22. BImSchV 

- - 6,0 - 500 

LAI-Werte - - 6 - - - 

WHO-Air-Quality Guidelines - - - - 500 (Jahr) 0,5 (Jahr) 

MIK-Werte (VDI) - - - - 1.500 (Jahr) 

3.000 (24h) 

Vorsorgewerte nach Kühling 

& Peters 

0,03 (Jahr) 2 (Jahr)


Tabelle 4.4-2b: Metalle: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen Grenz- 





Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


nach TA Luft 



Cadmium 

PM10 

ng/m³ 

Cadmium 

StN 

µg/(m²xd) 


Chrom 

PM10 

ng/m³ 

Chrom 

StN 

µg/(m²xd) 

Cobalt 

PM10 

ng/m³ 

Cobalt 

StN 

µg/(m²xd) 

0,17-0,24 0,1-0,3 1,6-2,4 1,4-2,3 0,1-0,3 0,2-0,8 

0,059 

0,035 

0,110 

0,299 

0,275 

0,350 

% 

5,98 

5,50 

7,00 

% 

1,18 

0,70 

2,20 

5 

0,089 

0,081 

0,130 

0,389 

0,381 

0,430 

% 

19,45 

19,05 

21,50 

% 

4,45 

4,05 

6,50 

2 

0,10 

0,06 

0,20 

2,50 

2,46 

2,60 

% 

14,71 

14,47 

15,29 

% 

0,59 

0,35 

1,18 

0,15 

0,14 

0,22 

2,45 

2,44 

2,52 

% 

2,99 

2,98 

3,07 

% 

0,18 

0,17 

0,27 

5 - - 82 

(BBodSch 

V)- 

0,014 

0,0086 

0,028 

0,314 

0,3086 

0,328 

% 

0,314 / 1,57 

0,3086 / 1,54 

0,328 / 1,64 

% 

0,014 / 0,07 

0,0086 /0,043 

0,028 / 0,14 

0,022 

0,020 

0,032 

0,822 

0,820 

0,832 

% 

16,44 

16,40 

16,64 

% 

0,44 

0,40 

0,64 

- - - 

100 (RK- 

Wert)/ 

20 (HLUG) 

5 (HLUG) 


22. BImSchV 

5 - - - - 

LAI-Werte 5 - 17 Crges. - - - 

WHO-Air-Quality Guidelines 5 (Jahr) - 

1,7 Cr VI 

- - 500 (Jahr) - 

MIK-Werte (VDI) 50 (24 h) - - - 1.500 (Jahr) 

3.000 (24h) 

- 


& Peters 

0,5 (Jahr)


Tabelle 4.4-2c: Metalle: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen Grenzund 

Orientierungswerten sowie mit Hintergrundkonzentrationen in ländlichen und städtischen Gebieten 




Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 

Verhältnis Gesamtbelastung/ 


Vorhaben 


Nullvariante 



Vorhaben 


Nullvariante 


nach TA Luft 



Kupfer 

PM10 

ng/m³ 

Kupfer 

StN 

µg/(m²xd) 


Mangan 

PM10 

ng/m³ 

Mangan 

StN 

µg/(m²xd) 

Nickel 

PM10 

ng/m³ 

Nickel 

StN 

µg/(m²xd) 

6,9-16,7 6,5-10 4,8-8,1 10,0-15,8 1,0-1,7 1,1-5,5 

0,72 

0,43 

1,40 

17,42 

17,13 

18,10 

% 

1,74 

1,71 

1,81 

% 

0,072 

0,043 

1,440 

1,1 

0,99 

1,6 

11,10 

10,99 

11,60 

% 

11,20 

11,10 

11,70 

% 

1,11 

1,00 

1,62 

0,18 

0,11 

0,35 

8,28 

8,21 

8,45 

% 

5,52 

5,47 

5,63 

% 

0,12 

0,07 

0,23 

0,28 

0,25 

0,40 

16,08 

16,05 

16,20 

% 

- 

- 

- 

% 

- 

- 

- 

0,50 

0,30 

0,98 

2,20 

2,00 

2,68 

% 

11,00 

10,00 

13,40 

% 

2,50 

1,50 

4,90 

0,77 

0,69 

1,10 

6,27 

6,19 

6,60 

% 

41,80 

41,30 

44,00 

% 

5,13 

4,60 

7,33 

- - - - - 15 

1.000 

[MAK/100] 

99 

(BBodSchV) 

- - 20 

(4.Tochterrichtlinie) 


22. BImSchV 

- - - - 20 - 

LAI-Werte - - - - 20 - 

WHO-Air-Quality Guidelines - - 150 (Jahr) - - - 

MIK-Werte (VDI) - - - - - - 


& Peters 

Geschätztes zusätzliches 

Krebsrisiko 

Vorhaben 


Nullvariante 


Stadt 

StN Staubniederschlag 

20.000 (8 h- 

Mittel) 

- 

3-280 

13-2.760 

14,6 (HLUG 

2007) 

- - 2,5 (Jahr) 6 

- - - 

3,0-263 

(Bayern 

2004) 

10-30 

10-70 

< 30 – 92 

(Bayern 

2004) 

1,2-3,5 x 10 -8 

0,7-2,1 x 10 -8 

2,2-6,9 x 10 -8 

4,0 (NRW 

2004) 

0,5 – 1,0 

(Bayern) 



- 

- 

1,7 – 4,9 

(Hessen, 

HLUG 2007))


Tabelle 4.4-2d: Metalle: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen Grenz- 





Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


nach TA Luft 



Quecksilber 

StN 

µg/(m²xd) 

Thallium 

PM10 

ng/m³ 

Thallium 

StN 

µg/(m²xd) 


Vanadium 

PM10 

ng/m³ 

Vanadium 

StN 

µg/(m²xd) 

Zinn 

PM10 

ng/m³) 



Zinn 

StN 

µg/(m²xd) 

0,05-0,29 < 0,1 0,1 0,3-0,7 0,6-2,2 1,5-4,0 1,1-2,2 

0,054 

0,038 

0,100 

0,344 

0,328 

0,390 

% 

34,40 

32,80 

39,00 

% 

5,40 

3,80 

10,00 

0,028 

0,017 

0,05 

0,128 

0,117 

0,150 

% 

0,046/0,20 

0,042/0,12 

0,054/0,36 

% 

0,010/0,20 

0,006/0,12 

0,018/0,36 

0,043 

0,038 

0,062 

0,143 

0,138 

0,162 

% 

7,15 

6,90 

8,10 

% 

2,15 

1,90 

3,10 

0,26 

0,15 

0,50 

0,96 

0,85 

1,20 

% 

4,80 

4,25 

6,00 

% 

1,30 

0,75 

2,50 

0,40 

0,36 

0,58 

2,60 

2,56 

2,78 

% 

2,60 

2,56 

2,78 

% 

0,40 

0,36 

0,58 

0,094 

0,056 

0,180 

4,094 

4,056 

4,180 

% 

20,47 

20,28 

20,90 

% 

0,00188 

0,00112 

0,0036 

1 - 2 - - - - 

- 280 

[FoBiG]/ 

14 (eigener 

Wert) 

- - 100 

(HLUG 

Vergleich) 

5.000 

(eigener 

Wert) 


22. BImSchV 

- - - - - - - 

LAI-Werte 1 - - 20 - - - 

WHO-Air-Quality Guidelines 1 - - 1.000 (24h) - - - 


& Peters 


Stadt 

0,05 

(Jahr) 

100 (Jahr)- - 200 (Jahr) 7 1.000 1) 

< 0,1 

0,04-0,48 

(2002) 

0,004- 

0,019 

(Bayern 

2004) 

< 2 (2003) 

50-200 

(2003) 

0,4-2,4 

(Bayern 

2004) 

20.000 2) 

20-30 

1) zum Schutz vor schädlichen Umwelteinwirkungen 2) anorganische Verbindungen StN Staubniederschlag 

0,14 

0,13 

0,21 

2,34 

2,33 

2,41 

- 

- 

- 

15 


Tabelle 4.4-3: Organische Substanzen: Vor-, Zusatz- und Gesamtbelastung im Vergleich mit verschiedenen 

Grenz- und Orientierungswerten sowie mit Hintergrundkonzentrationen in ländlichen und 

städtischen bzw. verkehrsreichen Gebieten 


Min-max 

Immissionsprognose 2) max 

Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


Vorhaben 


Nullvariante 


22. BImSchV 


PCDD/F 

PM10 

fg TEQ/m³ 

PCDD/F 

StN 

pg TEQ/(m²xd) 


BaP 

PM10 

ng/m³ 

BaP 

StN 

µg/(m²xd) 

24-31 1,2-2,3 0,38 - 

0,72 

0,29 

0,93 

31,72 

31,29 

31,93 

% 

21,15 

20,86 

21,29 

% 

0,480 

0,193 

0,620 

- 

- 

- 

- 

- 

- 

% 

- 

- 

- 

% 

- 

- 

- 

0,036 

0,022 

0,070 

0,416 

0,402 

0,450 

% 

41,6 

40,2 

45,0 

% 

3,6 

2,2 

7,0 

0,055 

0,050 

0,080 

- - 1 - 

LAI-Werte 150 4 1,0 - 

WHO-Air-Quality Guidelines 100 - - - 

Geschätztes zusätzliches 

Krebsrisiko 

Vorhaben 


Nullvariante 


& Peters 


Stadt 

StN Staubniederschlag 

1,0 x 10 -9 

4,1 x 10 -10 

1,3 x 10 -9 

- 

3,1 x 10 

- 

- 

-6 

1,9 x 10 -6 

6,1x 10 -6 

- 

- 

- 

2 < 0,6 0,2 

12-18 (Bayern 

2003) 

28-37 (NRW 

2001) 

< 10 (Sommer) 

< 20 (Winter) 

bis 43 (Winter 

städtisch) 

(UBA 2005) 

0,04 

0,24 – 0,39 

- 

- 

- 

% 

- 

- 

- 

% 



- 

- 

- 

-


5 Bewertung der zusätzlichen Immissionen durch den Lkw-Verkehr 

Im Rahmen des Raumordnungsverfahrens für die Planung von Block 6 des Kraftwerks Stau- 

dinger sind die zusätzlichen Immissionen durch den Lkw-Verkehr durch den betrieblichen 

Verkehr und für den Verkehr während der Bauphase über eine Ausbreitungsrechnung von 

der Firma Argumet abgeschätzt worden (siehe Gutachten „Abschätzung der Immissionen 

durch den Lkw-Verkehr im Rahmen des Neubaus von Block 6 am Standort Staudinger“, 

04. Juli 2008). 

Es wurden folgende Alternativen betrachtet: 

• Alternative A: Vorhabenvariante 1.100 MW Steinkohleblock 

• Alternative B: Alternative 1.100 MW GuD-Anlage 

• Alternative C: Alternative Nullvariante 

Die Berechnungen wurden nur für die maximalen Lkw-Verkehre aus der Betriebs- und Bau- 

phase für den Zeithorizont 2010 durchgeführt. Für die Betriebsphase wurde außerdem der 

Zeithorizont 2020 betrachtet, da im Rahmen der EG-Gesetzgebung die Kfz-Emissionen wei- 

ter abnehmen. Nach Darstellung von Argumet werden die ersten Jahre nach Inbetriebnahme 

die Werte eher im Bereich des Zeithorizonts 2010 liegen und später in Richtung der Werte 

des Zeithorizonts 2020 abnehmen. 

Es wurden drei Messpunkte (MP 3, MP 4, MP 5, siehe Gutachten Argumet) ausgewählt, um 

die höchsten anteiligen Immissionen für die Betriebs- und die Bauzeit außerhalb des unmit- 

telbaren Straßenraumes zu berechnen. Es wurden die Schadstoffe NO2, PM10, Ruß und 

Benzol betrachtet. Für NO2, PM10 und Benzol werden die Beurteilungswerte der 22. BImSchV 

zur Bewertung zugrunde gelegt. Für Ruß werden der Orientierungswert (4 µg/m³) bzw. der 

Zielwert (1,5 µg/m³) nach LAI (1992) als „Anhaltswerte“ zugrunde gelegt. 

In den folgenden Tabellen sind die zusätzlichen Immissionsbelastungen der Schadstoffe 

NO2, PM10 und Benzol an den drei Messpunkten während der Betriebsphase 2010 und 2020, 

bzw. während der Bauphase 2010 aufgeführt. 






Tabelle 5-1: Zusätzliche Immissionskonzentrationen in µg/m³ während der Betriebsphase 

(2010) für die ungünstigste Alternative (Nullvariante) im Vergleich mit den jeweiligen Beurteilungswerten 

in % (in Klammern Beurteilungswerte in µg/m³) 



MP 3 MP 4 

Zusatzbelas 

tung/Beurteilungswert 

in % 


µg/m³ 



in % 


MP 5 


in % 

NO2 (40) 0,76 1,9 0,63 1,58 0,52 1,30 

PM10 (40) 0,063 0,158 0,046 0,115 0,040 0,10 

Ruß (4/1,5) 0,021 0,525 / 1,4 0,015 0,375 / 1,0 0,013 0,325 / 0,87 

Benzol (5) 0,0019 0,038 0,0015 0,030 0,0013 0,026 

Tabelle 5-2: Zusätzliche Immissionskonzentrationen in µg/m³ während der Bauphase (2010) 

für die ungünstigste Alternative (Vorhaben) im Vergleich mit den jeweiligen Beurteilungswerten 



MP 3 MP 4 

Zusatzbelas 

tung/Beurteilungswert 

in % 



in % 


MP 5 

Zusatzbelastung/Beurteil 

ungswert 

in % 

NO2 (40) 1,8 4,50 0,19 0,475 0,56 1,40 

PM10 (40) 0,34 0,85 0,028 0,07 0,071 0,178 

Ruß (4/1,5) 0,10 2,5 / 6,67 0,0086 0,215 / 0,57 0,022 0,55 / 1,47 

Benzol (5) 0,0045 0,09 0,00046 0,0092 0,0016 0,032 

Tabelle 5-3: Zusätzliche Immissionskonzentrationen in µg/m³ während der Betriebsphase 

(2020) für ungünstigste Alternative (Nullvariante) im Vergleich mit den jeweiligen Beurteilungswerten 



MP 3 MP 4 


Beurtei 

lungswert 

in % 



in % 


MP 5 


in % 

NO2 (40) 0,42 1,05 0,35 0,875 0,29 0,725 

PM10 (40) 0,055 0,138 0,040 0,10 0,035 0,0875 

Ruß (4/1,5) 0,018 0,45 / 1,25 0,013 0,325 / 0,87 0,011 0,275 / 0,73 

Benzol (5) 0,0019 0,038 0,0015 0,03 0,0013 0,026 




Aus diesen Tabellen ist ersichtlich, dass die Zusatzbelastungen durch den Lkw-Verkehr wäh- 

rend der Betriebsphasen sowohl 2010 als auch 2020 an allen Messpunkten deutlich unter- 

halb der jeweiligen Beurteilungswerte liegen, sie sind als irrelevant nach TA Luft einzustufen. 

Lediglich während der Bauphase 2010 sind am Messpunkt MP 3 die Zusatzbelastungen für 

NO2 und Ruß nicht als irrelevant nach TA Luft einzustufen. Diese nicht irrelevanten zusätzli- 

chen NO2- und Rußimmissionen werden nach Angaben von Argumet nur während der Bau- 

phase auf der Zufahrt zur Baustelle im Norden des Kraftwerkstandortes auftreten. 

Die errechneten Zusatzbelastungen in der Betriebsphase 2020 sind im Vergleich mit der 

Zusatzbelastung der Betriebsphase 2010 niedriger, d.h. dass sich für die Vorhabenvariante 

die Immissionen in der Betriebsphase 2020 gegenüber der Nullvariante verbessern. 

Insgesamt kann die Aussage getroffen werden, dass sich die Gesamtbelastungen 

durch den Lkw-Verkehr während der Betriebsphasen 2010 und 2020 wesentlich ver- 

ringern werden. Das Vorhaben führt in der Betriebsphase gegenüber der Nullvariante 

zu einer Reduzierung der Lkw-bedingten Immissionsbelastungen. Während der Bau- 

phase hat das Vorhaben die höchsten Lkw-bedingten Immissionsbelastungen. Aus 

umweltmedizinisch-humantoxikologischer Sicht sind die Zusatzbelastungen als prak- 

tisch nicht nachweisbar und damit als vernachlässigbar einzustufen. 






6 Zusammenfassende Bewertung 

Dem hier erstellten umweltmedizinisch-humantoxikologischen Gutachten für die drei Alterna- 

tiven 


• Alternative „GuD-Anlage“ (1.100 MW GuD-Kraftwerk), 

• Alternative „Nullvariante“ (Weiterbetrieb der Blöcke 1 – 3 am Standort Staudinger) 

liegen als Bewertungsgrundlagen folgende Unterlagen zugrunde: 

• Die vom TÜV Süd Industrie Service gemessenen Immissionskonzentrationen von anor- 

ganischen und organischen Schadstoffen sowie von Metallen im Beurteilungsgebiet des 

Kraftwerks Staudinger (siehe Gutachten: Immissionsvorbelastungsmessungen Kraftwerk 

Staudinger, 2008). Wenn für einzelne Substanzen keine Vorbelastungsmessungen 

durchgeführt wurden, wurden die Immissionsmessungen des zuständigen Landesamtes 

zur Bewertung herangezogen. 

• Die auf der Basis der Emissionsdaten errechneten zusätzlichen Immissionskonzentratio- 

nen der verschiedenen Schadstoffe (siehe Gutachten von Argumet, 2008). 

Die Datenbasis aller aufgeführten Substanzen, die aus Sicht des Gutachters als voll ausrei- 

chend für die vorliegende Gefährdungsabschätzung anzusehen ist, erlaubt eine ausreichend 

genaue Beurteilung der Vor- und Zusatzbelastung (und damit auch der zu erwartenden Ge- 

samtbelastung) der anwohnenden Bevölkerung durch diese Schadstoffe im Beurteilungsge- 

biet des Kraftwerks. 

Die berechneten Zusatzbelastungen von einigen Metallen (Arsen, Cadmium, Quecksilber 

und Nickel) und auch von Benzo(a)pyren weisen zum Teil sowohl in der PM10-Fraktion als 

auch im Staubniederschlag bei den verschiedenen Alternativen eine rechnerische Über- 

schreitung der Irrelevanzgrenzwerte nach TA Luft auf. Das gleiche gilt für die SO2- Immissi- 

onszusatzbelastung hinsichtlich der Nullvariante. Die Gesamtbelastungen (die Summe der 

berechneten Zusatzbelastungen und die Vorbelastungen) liegen jedoch auch bei diesen 

Substanzen deutlich unterhalb der jeweiligen Beurteilungswerte. Eine nachteilige Wirkung 

auf die Gesundheit der Bevölkerung durch sie kann damit ausgeschlossen werden. 

In der folgenden Tabelle werden die errechneten zusätzlichen Immissionskonzentrationen 

der nach TA Luft nicht irrelevanten Schadstoffe für die verschiedenen Alternativen zusam- 

mengestellt. 






Tabelle 6-1: Nach TA Luft nicht irrelevante Zusatzbelastungen (+) im Vergleich der drei Al- 

ternativen 

Vorhaben 

Alternative 

GuD-Anlage 

Nullvariante 


SO2 Arsen 

+ 

(MP 

max) 

PM10 StN 

Cadmium 

PM10 StN 


Quecksilber 

PM10 StN 

+ 

(MP 

max) 

+ + + + 

(MP1 

MP2 

MPmax) 

Nickel 

PM10 StN 

+ + 

+ + + 

Benzo(a) 

pyren 

PM10 StN 

Die Nullvariante zeigt die höchste Anzahl an nicht irrelevanten Zusatzbelastungen. Das ge- 

plante Vorhaben weist drei „Nicht-Irrelevanzen“ auf (Quecksilber und Nickel im Staubnieder- 

schlag sowie BaP in der PM10 –Fraktion). Die Alternative GuD-Anlage weist für keinen der 

betrachteten Luftschadstoffe eine Überschreitung des Irrelevanzkriteriums auf. 

Auch wenn die berechneten Zusatzbelastungen z.T. eine rechnerische Überschreitung der 

Irrelevanzgrenzwerte nach TA Luft aufweisen, so kann jedoch die Aussage getroffen werden, 

dass die Gesamtbelastungen der hier betrachteten Substanzen im Beurteilungsgebiet als 

üblicherweise vorkommend bzw. als niedrig einzustufen sind; sie liegen ausnahmslos deut- 

lich unterhalb der jeweiligen Beurteilungswerte. Eine nachteilige Wirkung auf die Gesundheit 

der Bevölkerung durch sie kann damit ausgeschlossen werden. 

Da die krebserzeugenden Substanzen (wegen ihrer fehlenden Wirkungsschwelle) gesund- 

heitlich als besonders bedeutsam anzusehen sind, werden in Tabelle 6-2 noch einmal zu- 

sammenhängend die Krebsrisiken für die Bevölkerung dargestellt, die aufgrund der Zusatz- 

belastung durch das Vorhaben emittierten cancerogenen Stoffe (theoretisch) entstehen kön- 

nen. Hier wird lediglich die Vorhaben-Alternative betrachtet, die Krebsrisiken unterscheiden 

sich bei den beiden anderen Alternativen (Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante) nicht 

wesentlich. 




Tabelle 6-2: Geschätzte zusätzliche Krebsrisiken durch die von dem geplanten Kraftwerkblock 

6 emittierten cancerogenen Stoffe bei lebenslanger Exposition [Vorhaben 1.100 MW 

Steinkohleblock] 

Substanz Maximale Zusatzbelastung 


ng/m³ 


unit risk 

pro 1 µg/m³ 

geschätztes zusätzliches 

Risiko 

Arsen As 0,11 4 x 10 -3 4,4 x 10 -7 

Cadmium Cd 0,059 1,2 x 10 -2 7,1 x 10 -7 

Chrom VI CrVI* 0,01 1,2 x 10 -2 1,2 x 10 -7 

Cobalt Co 0,014 3,9 bis 6,2 x 10 -3 5,5 bis 8,7 x 10 -8 

Nickel Ni 0,5 2,4 bis 7 x 10 -4 1,2 bis 3,5 x 10 -7 

2,3,7,8-TCDD 

(= Dioxine&Furane) 

0,72 fg/m³ 1,4 1,0 x 10 -9 

Benzo(a)pyren 0,036 8,7 x 10 -2 3,1 x 10 -6 

* bei Annahme von 10% Chrom VI an Gesamtchrom 

Die hier dargestellten Daten dokumentieren, dass die geschätzten zusätzlichen Krebsrisiken 

(verursacht durch die Emissionen/Immissionen aus dem Vorhaben) bei allen Einzelsubstan- 

zen ausnahmslos im Bereich bzw. deutlich unter der sogenannten VSD (virtually safe dose) 

liegen. Wie oben dargestellt (siehe Punkt 3.2 dieses Gutachtens) stellt die VSD gemäß ihrer 

toxikologischen Definition die täglich lebenslang zugeführte Dosis (für cancerogene Subs- 

tanzen) dar, die über das Hintergrundrisiko hinaus zu einem theoretischen Extra-Risiko in 

akzeptierbarer Höhe führt. Es errechnet sich für alle hier betrachteten krebserzeugenden 

Substanzen ein theoretisches zusätzliches lebenslanges Krebsrisiko von 4,4 bis 4,5 pro 1 

Million Einwohner, wobei Benzo(a)pyren für einen wesentlichen Anteil des zusätzlichen 

Krebsrisikos verantwortlich ist. 

Auf der Gesamtbasis der dargestellten Bewertungsgrundlagen ergibt sich - unter Berücksich- 

tigung aller vorgenommenen Einzelbeurteilungen -, dass die prognostizierte Zusatzbelastung 

im Beurteilungsgebiet des Kraftwerks für die Gesundheit der dort wohnenden bzw. sich im 

Beurteilungsgebiet aufhaltende Bevölkerung (einschließlich der Risikogruppen, wie Kinder, 

Schwangere sowie alte und kranke Menschen) als vernachlässigbar gering einzustufen ist, 

wobei die drei Alternativen sich nicht wesentlich unterscheiden. Bei der Nullvariante ist die 

vergleichsweise höchste Zusatzbelastung zu verzeichnen. 




Zusammenfassend können somit auf der Basis aller vorgenommenen Einzelbeurtei- 

lungen der verschiedenen aufgeführten Substanzen und der anderen vorgenommenen 

Bewertungen folgende Aussagen getroffen werden: 

• Die Schadstoff-Vorbelastungen liegen für die im Beurteilungsgebiet des Kraftwer- 

kes Staudinger wohnende Bevölkerung in einem Bereich, wie sie üblicherweise in 

städtischen Gebieten in Deutschland anzutreffen sind. 

• Die Zusatzbelastungen durch das Vorhaben und die beiden Alternativen liegen alle 

(bis auf wenige Ausnahmen) unterhalb der Irrelevanzschwelle nach TA Luft, sie 

sind damit praktisch nicht nachweisbar und daher als vernachlässigbar einzustu- 

fen. 

• Die Gesamtbelastungen an allen Messpunkten liegen für alle bewerteten Substan- 

zen ausnahmslos deutlich unterhalb der jeweiligen Beurteilungswerte. Eine nach- 

teilige Wirkung auf die Gesundheit der Bevölkerung durch sie kann ausgeschlos- 

sen werden. 

• Die jetzt schon vorhandenen Gesamtbelastungen werden praktisch gleichbleiben. 

Auch die Gesamtbelastungen durch den Lkw-Verkehr während der Betriebsphasen 

und auch der Bauphase werden sich praktisch nicht ändern. 

• Eine Änderung bzw. Erhöhung des vorhandenen Krebsrisikos der Bevölkerung 

durch das geplante Vorhaben sowie der beiden Alternativen GuD-Anlage und Null- 

variante ist nicht zu erwarten. 

• Es sind keine gesundheitlichen Beeinträchtigungen für die im Beurteilungsgebiet 

des Kraftwerks Staudinger wohnende Bevölkerung durch das geplante Vorhaben 

sowie der beiden Alternativen GuD-Anlage und Nullvariante anzunehmen. 

Univ.-Prof. Dr. med. Thomas Eikmann 

Facharzt für Hygiene und Umweltmedizin 






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Umweltmedizinisch -humantoxikologische Bewertung

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