Untersuchung der Emission direkt und indirekt ... · Gesamtübersicht 3 1 Allgemeine Einleitung Die...

Untersuchung der Emission direkt und indirekt klimawirksamer Spurengase (NH3, N2O und CH4) während

der Lagerung und nach der Ausbringung von Kofermentationsrückständen sowie Entwicklung von

Verminderungsstrategien

(DBU-AZ 08912)

Abschlussbericht Projektbereiche und beteiligte Arbeitsgruppen: Vergärung: Optimierung der Prozessparameter der Kofermentation.

Institut für Technologie, Bundesforschungsanstalt für Landwirtschaft (FAL) Lagerung: Quantifizierung der Emission während der Lagerung und Bestimmung der

Emissionsreduktion durch Abdeckung Institut für Bodenkunde und Standortlehre, FG Bodenchemie, Universität Hohenheim

Ausbringung: Auswahl geeigneter Applikationstechniken

Institut für Landtechnik, Universität Bonn Untersuchung der Emissionen nach der Ausbringung von

Kofermentationsrückständen in der Landwirtschaft und Bestimmung der Effizienz von Reduktionsmaßnahmen Institut für Pflanzenernährung (IPE), Universität Bonn

Bilanzierung: Ökologischer und ökonomischer Vergleich verschiedener Maßnahmen bei

der Verwertung von Bioabfall durch Kofermentation Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft (KTBL)

Koordination: J. Clemens (IPE) Zusammenstellung des Abschlussberichtes: S. Wulf (IPE)

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Inhalt:

1 .Allgemeine Einleitung............................................................................. 3

1.1 Kofermentation ....................................................................................................3

1.2 Treibhauseffekt und klimarelevante Spurengase .................................................5

2 .Zusammenfassende Darstellung der Untersuchungen ........................ 8

2.1 Vergärung.............................................................................................................9

2.2 Lagerung ............................................................................................................14

2.3 Ausbringung.......................................................................................................18

2.4 Ökonomische und ökologische Bilanzierung ....................................................23

2.5 Schlussfolgerungen aus dem Gesamtprojekt .....................................................27

3 .Literatur ................................................................................................. 28 Teilberichte: A: Einfluss von Substratzusammensetzung, Gärtemperatur und

Verweilzeit auf Gasertrag und Eigenschaften des Gärrückstandes Vergärung .............................................................. 31

B: Quantifizierung der Emission während der Lagerung und Bestimmung der Emissionsreduktion durch Abdeckung ............ 115

C: Verfahrenstechnik der Ausbringung von Kofermentations-substraten.......................................................................................... 159

D: Einfluss von Substrateigenschaften und Applikationstechnik auf die Emissionen von NH3, N2O und CH4 nach Ausbringung von Kofermentationsrückständen .................................................. 179

E: Ökologischer und ökonomischer Vergleich verschiedener Maßnahmen bei der Verwertung von Bioabfall durch Kofermentation mit Gülle ............................................................... 257

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1 Allgemeine Einleitung

Die Kofermentation stellt eine Möglichkeit zur Behandlung und Wiederverwertung organischer Reststoffe dar, die zunehmend an Bedeutung gewinnt. Die Zugabe von organischen Reststoffen oder landwirtschaftlichen Rohstoffen als Kosubstrate in Biogasanlagen erhöht den Gasertrag im Vergleich zur alleinigen Vergärung von Gülle. Dies führt, neben dem möglichen Erlös für die Abnahme von Reststoffen, zu einer erhöhten Rentabilität von Biogasanlagen. Neben der Erzeugung von Energie kommt es während der Kofermentation jedoch auch zu Veränderungen der stofflichen Eigen-schaften des Substrates, die Einfluss auf Emissionen von Spurengasen haben können. Dies sind vor allem die Gehalte an leicht verfügbarem Kohlenstoff, Trockensubstanz (TS) und Ammonium (NH4

+), sowie der pH des Gärrückstandes. Die hierdurch beeinflussten Emissionen von Lachgas (N2O), Methan (CH4) und Ammoniak (NH3) (indirekt klimawirksam) treten vor allem während der Lagerung und der Ausbringung der Gärrückstände auf. Im Gegensatz zu Kompostierung und Güllewirtschaft liegen für Kofermentationsrückstände bisher keine Untersuchungen hierzu vor, die aber für eine Gesamtbeurteilung des Verfahrens unerlässlich sind. Daher ist es Ziel dieses Vorhabens, die Emission klimawirksamer Gase während der Kofermentation, sowie während der Lagerung und nach Ausbringung der Gärrückstände zu bestimmen und praxisrelevante Maßnahmen zur Emissionsreduktion zu entwickeln.

1.1 Kofermentation

Unter Kofermentation versteht man die gemeinsame Vergärung von flüssigen Sub-straten wie Klärschlamm und Gülle mit landwirtschaftlichen, gewerblichen, agro-industriellen oder kommunalen Reststoffen, aber auch nachwachsenden Rohstoffen, wie z.B. Maissilage.

1.1.1 Ökonomische Aspekte

In landwirtschaftlichen Biogasanlagen stellt die Kofermentation eine Möglichkeit zur kostengünstigen dezentralen Verwertung von biogenen Reststoffen und zur Steigerung des Biogasertrags bei der Vergärung von Gülle dar. Wird Gülle mit einem Trocken-substanzgehalt (TS) von 5-10 % alleine vergoren, so muss im Verhältnis zum TS-Gehalt eine große Menge Wasser auf die Gärtemperatur aufgeheizt werden und der Fermenter gemessen am Gasertrag groß sein. Durch die Zugabe von Reststoffen oder landwirt-schaftlichen Rohstoffen mit einem höheren TS-Gehalt steigt die Faulraumbelastung mit organischer Substanz (Edelmann et al. 1997). Je nach Menge und Art der Kosubstrate kann so die spezifische Gasproduktion von Biogasanlagen erheblich gesteigert werden, da deren Gaserträge deutlich höher als die von Gülle sind (Tab. 1-1). Bei Mitvergären

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energiereicher Substrate, z.B. Altfette kann der Biogasertrag das zwei- bis dreifache des Gasertrags von Gülle betragen (Weiland 2000).

Tab. 1-1: Biogasausbeute verschiedener Kosubstrate (nach Weiland 2000)

Gasertrag [m3 t-1]landwirtschaftliche Rindergülle 25Reststoffe Schweinegülle 36landwirtschaftliche Futterrüben 135Rohstoffe Silomais 190

Weidelgras 110ausserlandwirtschaftliche Bioabfall 120Rohstoffe Speiseabfälle 240

Fettabscheider 400Altfett 800

Im Herbst 2000 existierten in Deutschland rund 800 landwirtschaftliche Biogasanlagen. Bis Ende 2002 wird erwartet, dass sich dieser Bestand um weitere 600 – 800 Anlagen erhöht (Katalyse 2000). Diese Entwicklung ist vor allem auf Änderungen der recht-lichen Rahmenbedingungen und Fördermaßnahmen zurückzuführen. Hierzu gehören:

• das Stromeinspeisungsgesetz, das die Einspeisung von Strom aus Biogasanlagen in das öffentlich Netz sicherstellt (BMWi 1998),

• das Erneuerbare Energien Gesetz, das eine Vergütung von Strom zu einem Festpreis regelt, der nicht an die Entwicklung des durchschnittlichen Strompreises gebunden ist (BMWi 2000),

• das Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz, das der stofflichen und energetischen Verwertung von organischen Abfällen Vorrang vor deren Beseitigung einräumt (BMU 1994),

• das Marktanreizprogramm zur Förderung regenerativer Energien sowie verschie-dene Förderprogramme einzelner Bundesländer (BMWi 2001).

Nach Berechnungen des Katalyse-Instituts ist die landwirtschaftliche Biogaserzeugung nur mit der Kofermentation ökonomisch sinnvoll, da in diesem Fall nicht nur die Bio-gasausbeute stark erhöht wird, sondern auch meist Entsorgungserlöse aus der Abnahme organischer Reststoffe oder Stilllegungsprämien beim Anbau nachwachsender Roh-stoffe in die Bilanz eingehen (Katalyse 2000). Daher wurde im Jahr 2000 die Ko-fermentation bereits in mehr als 70 % aller landwirtschaftlichen Biogasanlagen durch-geführt. Allerdings ist zu bedenken, dass bei der landwirtschaftlichen Verwertung des Kofermentationsrückstandes ein Nährstoffimport auf den jeweiligen Betrieb stattfindet, der in der Düngeplanung berücksichtigt werden muss. Zudem muss nicht nur die

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Düngeverordnung, sondern auch die Bioabfallverordnung beachtet werden, die den Einsatz und die Qualitätsanforderungen von Gärresten aus der Kofermentation im Hinblick auf die landwirtschaftliche Verwertung regelt.

1.1.2 Ökologische Aspekte

Durch die anaerobe Vergärung werden Substrateigenschaften von Gülle verändert, mit z.T. ökologisch relevanten Auswirkungen. Hierzu gehört eine bessere Kalkulierbarkeit der Stickstoffwirkung durch die Umwandlung von organischem N in NH4

+-N sowie die Verringerung von Pflanzenschäden bei der Kopfdüngung durch den geringeren Gehalt an niederen Fettsäuren und das bessere Fließverhalten von vergorener Gülle (KTBL 1998). Bei der Verwendung von Kosubstraten muss jedoch dafür gesorgt werden, dass deren Gehalte an Schadstoffen gering sind.

Das stärkste Argument für die Kofermentation ist die Verwertung organischer Rest-stoffe und Gülle zur Gewinnung von regenerativer Energie und somit der Einsparung von CO2-Emissionen aus der Verbrennung fossiler Energieträger. Die Vergärung wirkt sich jedoch auch auf die Freisetzung von Spurengasen bei der Lagerung oder Aus-bringung des Gärrückstandes aus. Hierzu gehören N2O- und CH4-Emissionen, insbe-sondere aber auch NH3-Verluste. Bei der Berechnung einer Ökobilanz der Strom-gewinnung aus landwirtschaftlichem Biogas stellen Edelmann et al. 2001 fest, dass die Annahme verstärkter NH3-Verluste bei der Ausbringung von vergorenem Substrat die Zertifizierung mit einem Ökostrom-Siegel in Frage stellen kann.

1.2 Treibhauseffekt und klimarelevante Spurengase

Die wichtigsten klimarelevanten Spurengase in einer anthropogen beeinflussten Atmo-sphäre sind CO2, CH4, N2O, halogenierte Kohlenwasserstoffe (HKW), Wasserdampf und Ozon (O3) (Enquete-Kommission 1994). Diese Gase lassen kurzwellige Strahlung passieren, reflektieren jedoch von der Erdoberfläche abgestrahlte langwellige Infrarot-strahlung. Die Zunahme der Konzentration dieser Gase seit der Industrialisierung hat zum sogenannten anthropogenen Treibhauseffekt geführt, der seit 1860 zu einem Anstieg der globalen mittleren Jahrestemperatur um etwa 1°C geführt hat (IPCC 2001). Modellrechnungen für das kommende Jahrhundert lassen eine Beschleunigung der Erwärmung und einen Anstieg der Jahresmitteltemperatur um 1,4 - 5,8°C bis zum Jahr 2100 erwarten.

Kohlendioxid, CH4, N2O und halogenierte Kohlenwasserstoffe gehören zu den bedeutendsten Treibhausgasen, da sie langlebig und global verteilt sind. Von diesen trägt die Zunahme an CO2 in der Atmosphäre zu 60 % zum anthropogenen Treibhaus-effekt bei, CH4 zu 20 %, HKW zu 14 % und N2O zu 6 % (IPCC 2001). Die Zunahme der Konzentration dieser Spurengase sowie ihr relatives Treibhauspotential sind in Tab. 1-2 zusammengefasst.

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Die Landwirtschaft trägt zu 25 %, 65 % bzw. 90 % der gesamten anthropogenen Emissionen von CO2, CH4 und N2O bei und hat auch einen deutlichen Einfluss auf die Emissionen von NH3 und NO (Duxbury 1994). Im Gegensatz zu CO2, CH4 und N2O weist NH3 nur sehr kurze Verweilzeiten in der Atmosphäre auf, ist regional sehr unter-schiedlich verteilt und nur indirekt klimawirksam. Ihm wird aber im zunehmenden Maße Bedeutung für den anthropogenen Treibhauseffekt zuerkannt (Mosier 2001). Daher werden die speziellen Wirkmechanismen von NH3 im Folgenden beschrieben. Zu den steuernden Faktoren der N2O und CH4-Bildung existieren zahlreiche Übersichts-artikel (Bremner 1997, Granli & Bockman 1994, McInerney 1999).

Tab. 1-2: Langlebige Treibhausgase, deren Konzentration durch menschliche Aktivität beeinflusst wird (IPCC 2001). Als Beispiel für halogenierte Kohlenwasser-stoffe ist HFC-23 aufgeführt. Die Treibhauspotentiale beziehen sich auf einen Zeithorizont von 100 Jahren.

CO2 CH4 N2O HFC-23vorindustrielle Konzentration 280 ppmv 700 ppbv 270 ppbv 0Konzentration 1998 365 ppmv 1745 ppbv 314 ppbv 14 pptv

jährlicher Anstieg (1990-1999) 1,5 ppmv a-1 7,0 ppbv a

-1 0,8 ppbv a-1 0,55 pptv a

-1

atmosphärische Verweilzeit [a] 5-200 12 114 260Treibhauspotential [kg CO2 kg-1] 1 23 296 12000

1.2.1 NH3 als indirekt klimawirksames Spurengas

Ammoniak absorbiert stark Strahlung im infraroten Bereich. Da es jedoch nur eine sehr kurze Verweilzeit in der Atmosphäre hat, ist seine direkte Treibhauswirksamkeit vernachlässigbar (Ahlgrimm 1995). Eine größere Bedeutung besitzt NH3 als indirekt klimawirksames Spurengas (Ferm 1998; Mosier 2001). Wenn NH3 freigesetzt wird, kommt es entweder in unmittelbarer Nähe der Quelle zur trockenen Deposition, oder es löst sich in atmosphärischem Wasser und bildet mit Schwefeldioxid und Stickoxiden (NH4)2SO4 oder NH4NO3. Diese Salze werden schließlich durch nasse Deposition wieder in Ökosysteme eingetragen. Der größte Teil der Deposition erfolgt innerhalb von 20 km vom Ort der Emission (Mosier 2001). Ein Teil der Aerosole kann jedoch turbulente Schichten der Troposphäre erreichen und dann über weite Strecken trans-portiert werden, bevor sie mit dem Niederschlag ausgewaschen werden. Der so einge-tragene Stickstoff kann die N2O-Bildung am Ort des Eintrags fördern. Aufgrund von Untersuchungen von Bowden et al. (1991) und Brumme & Beese (1992) gehen Mosier et al. (1998) davon aus, dass der eingetragene NH4

+-N wie mineralische Düngung wirkt und empfehlen daher für die Berechnung von Treibhausgasinventaren auf der

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Grundlage der Vorgaben des Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC), 1 % der NH3-Verluste als N2O zu berücksichtigen.

Es gibt Hinweise darauf, dass NH3 auch abiotischen Oxidationsprozessen in der Atmo-sphäre unterliegt, während denen N2O entstehen können. Adema et al. (1990) beschrei-ben die N2O-Bildung durch Reaktionen von NO2, O3 und NH3. Clemens et al. (1997) berichten von N2O-Bildung an Aerosolen, die NH4NO3 und (NH4)2SO4 enthielten. Andere Autoren weisen hingegen darauf hin, dass Ammoniumaerosole die Albedo der Atmosphäre erhöhen und so einen eher kühlenden Effekt auf das Klima haben (FERM

1998). Diese Faktoren der atmosphärischen Klimawirksamkeit von NH3 sind jedoch mit großen Unsicherheiten behaftet, so dass sie für Abschätzungen der Treibhausgas-emissionen nicht berücksichtigt werden (Mosier et al. 1998).

Ammoniak ist nicht nur ein indirektes Treibhausgas. Die bisherigen Anstrengungen zur Reduktion der NH3-Emissionen begründen sich durch den schädlichem Einfluss der NH4

+-Deposition auf Böden und Vegetation. Zum Einen wirkt NH4+ versauernd auf

Böden, zum Anderen führt die N-Düngung von N-limitierten Standorten zu einer Verschiebung des Artenspektrums. Da 50 % der in Europa heimischen Pflanzenarten und 70 % der bedrohten Arten in Deutschland an N-limitierte Standorte angepasst sind, kann die Eutrophierung mit N zu einer starken Einschränkung der Biodiversität führen (Ellenberg 1985). Die Wirkung von NH3 und NH4

+ auf die Vegetation selbst ist viel-fältig. Hierzu gehören direkte toxische Effekte, Verletzungen der Wachsschicht auf Nadeloberflächen von Koniferen, Erhöhung der Transpiration, die Auswaschung basisch wirkender Kationen aus den Blättern und Störung des Nährstoff-Gleich-gewichtes in der Pflanze (Fangmeier et al. 1994; van der Eerden et al. 1990). Eine erhöhte Sensitivität gegenüber Trocken- und Kältestress und somit ein Beitrag zum Waldsterben wird als Folge dieser Prozesse genannt.

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2 Zusammenfassende Darstellung der Untersuchungen

Die im Rahmen diese Projektes durchgeführten Untersuchungen betrachten die Prozesse der Vergärung von Gülle und Kosubstrat sowie die Lagerung und Ausbringung der Gärrückstände. In diesen Prozessgliedern werden die Emissionen von NH3, N2O und CH4 quantifiziert, sowie Maßnahmen zur Optimierung der Prozessglieder bzw. zur Verminderung der Emissionen betrachtet und bewertet. Andere Prozessglieder der Kofermentation, wie z.B. die Reststofferfassung, Aufarbeitung und Hygienisierung, die ebenfalls Auswirkungen auf Emissionen haben können. sind nicht Gegenstand dieses Projektes.

Abb. 2-1: Darstellung des Gesamtsystems der Kofermentation. Die in diesem Projekt betrachteten Prozessglieder sind grau hinterlegt.

In diesem Kapitel werden die wichtigsten Ergebnisse der Teilprojekte zusammen-gefasst. Eine detaillierte Darstellung der Ergebnisse, sowie ausführliche Begründungen für die Schlussfolgerungen aus den Untersuchungen befinden sich in den Berichten der Teilprojekte in den anschließenden Abschnitten.

Vergärung

Lagerungoffen Stroh Nachgärer

AusbringungPrallteller Schlauch eingearb. Injektion

Düngewirkung

BHKW

Energie

Prozesskettefür Gülle

Stall

Vorgrube

Sammlung

Anlieferung

Sortierung

Zerkleinerung undHygienisierung

Vergärung

Lagerungoffen Stroh Nachgärer

AusbringungPrallteller Schlauch eingearb. Injektion

DüngewirkungDüngewirkung

BHKW

Energie

BHKW

Energie

Prozesskettefür Gülle

Stall

Vorgrube

Stall

Vorgrube

Stall

Vorgrube

Sammlung

Anlieferung

Sortierung


Sammlung

Anlieferung

Sortierung


Gülle org. Reststoff

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2.1 Vergärung

2.1.1 Einleitung

Ziel der Vergärungsversuche war es, durch Optimierung der Prozessführung während der Kofermentation und Nachbehandlung der Gärrückstände einen maximalen Abbau des CSB und BSB5 zu erreichen. Hierdurch sollte eine Verminderung des Potentials zur Bildung von CH4 und N2O während der Lagerung und der Ausbringung der Gärrück-stände erreicht werden, da sowohl die Methanbildung als auch die Denitrifikation von der Verfügbarkeit des organischen Kohlenstoffs abhängig sind.

2.1.2 Material und Methoden

Es wurden diskontinuierliche und quasi-kontinuierliche ein- oder mehrstufige Gärtests mit Gülle und Kosubstraten durchgeführt. Dabei handelte es sich um Rindergülle (RG) mit Bioabfall (BA) als Kosubstrat (Substratkombination A) und um Schweinegülle (SG) mit Fettabscheiderrückstand (FA) als Kosubstrat (Substratkombination B) (Tab. 2-1). Als Varianten wurden verschiedene Mischungsverhältnisse aus Gülle und Kosubstrat gewählt, mit einem Anteil von 0 (RG), 30 (70/30), 50 (50/50) und 70 % (30/70) an Bioabfall bzw. 0 (SG), 10 (90/10), 30 (70/30) und 50 % (50/50) an Fettabscheider-rückstand. Während die diskontinuierlichen Gärtests lediglich bei mesophiler Betriebs-temperatur durchgeführt wurden, lagen die Betriebstemperaturen der quasi-konti-nuierlichen Gärversuche bei 35°C (mesophil) und 55°C (thermophil). Eine thermophile Vergärung war bei den Mischungen aus Schweinegülle und Fettabscheiderrückständen nicht möglich.

Tab. 2-1: Eigenschaften der Substrate und Gärrückstände Biogasanlagen mit denen die Versuche durchgeführt wurden (TR: Trockenrückstand, oTR: organischer TR, CSB: chemischer Sauerstoffbedarf, BSB5: biologischer Sauerstoffbedarf nach 5 Tagen)

pH CSB

BSB 5

TR oTR

Nkj-N

NH

4-N

[g/kg] [g/kg] [%FM] [%FM] [g/kg] [g/kg]

Substrat ARindergülle (RG) 7,5 103 12 8,3 6 4,1 1,7Bioabfall (BA) 6,4 140 31 11 7 4,7 2Gärrückstand 1) 7,7 54 1,7 5,2 3,2 3,7 2,3

Substrat BSchweinegülle (SG) 7,2 76 21 5,6 4,2 5,2 2,6Fettabscheider (FA) 4 590* 160 22,3 21,6 2,2 0,3Gärrückstand 1) 8,1 41 6,4 3,5 2,1 4,3 2,91) Betriebsbedingte Verweilzeit von 50 d

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Es wurden Raumbelastungen zwischen 1 und 4 g oTR (l⋅d)-1 gewählt. Dies entspricht Reaktorverweilzeiten zwischen 130 und 15 Tage. Bei zweistufiger Prozessführung wurde der mesophilen Stufe eine thermophile nachgeschaltet. Diese Prozessführung wurde mit einer dreistufigen Behandlung verglichen, bei der zwischen die mesophile und thermophile Prozessstufe eine thermische Behandlung (Pasteurisierung) geschaltet wurde. Die zwei- bzw. dreistufige Prozessführung wurde nur mit den Gemischen aus Schweingülle und Fettabscheidern (Substratkombination B) mit den Mischungs-verhältnissen 90/10 und 70/30 durchgeführt.

Es wurde eine aerobe und anaerobe Nachbehandlung der Gärrückstände simuliert. Für die anaeroben Lagerungsversuche wurden jeweils 25 kg Gärrückstand der Biogas-anlagen verwendet, aus denen die Grundsubstrate für die Gärversuche stammten. Die Vergärung wurde ohne Zugabe von Animpfmaterial über 200 Tage bei Raumtemperatur und bei 35° C durchgeführt. Zur Untersuchung der aeroben Nachbehandlung wurde das Substrat mit einer adaptierten Kultur angeimpft und für Zeiträume zwischen 3 und 15 Tage unter konstanter Belüftung inkubiert.

2.1.3 Ergebnisse und Diskussion

einstufige Vergärung In beiden Substratkombinationen konnte durch die Kofermentation eine deutliche Steigerung der CH4-Erträge während der anaeroben Vergärung erreicht werden. Diese betrugen für die Substratkombination B (Schweinegülle/Fettabscheider) das 8-fache, für die Substratkombination A (Rindergülle/Bioabfall) das doppelte der Erträge, die durch die alleinige Vergärung der jeweiligen Gülle erhalten wurden. Gegenüber den Gaserträgen, die durch die jeweils getrennte Vergärung von Gülle und Kosubstrat erreicht werden konnten, lag die CH4-Ausbeute durch die Kofermentation um bis zu 1,3 m3 t-1 (Bioabfall) bzw. 17 m3 t-1 (Fettabscheider) höher.

Die anaerobe Vergärung führte zu einem deutlichen Abbau der Gehalte an CSB und BSB5 in den Gärrückständen, der in den beiden Substratkombinationen unterschiedlich stark verlief. Bei mesophiler Betriebsweise in der Substratkombination A lag der CSB-Abbau je nach Mischungsverhältnis und Verweilzeit der Substrate zwischen 14 und 47 % , der BSB5-Abbau zwischen 62 und 88 % (Abb. 2-2). In der Substratkombination B war der Abbau des CSB und BSB5 mit 47-97 % bzw. 81-95 % deutlich stärker als in der Kombination A. Bei thermophilem Betrieb war der CSB-Abbau mit 23-53 % in der Substratkombination A stärker als bei mesophiler Vergärung, der BSB5-Abbau jedoch mit 49-81 % etwas geringer. Generell erhöhte sich der BSB5-Abbau und somit auch die CH4-Erträge mit zunehmender Verweilzeit und steigendem Kosubstratanteil.

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Abb. 2-2: Vergleich des BSB5-Abbaus bei mesophiler und thermophiler Betriebsweise für unterschiedliche Raumbelastungen und Substratmischungen des Substrats A. (RG: Rindergülle, BA: Bioabfall)

Trotz der Zugabe von Kosubstraten mit hohen Kohlenstoffgehalten, waren die BSB5- und CSB-Gehalte der Gärrückstände in allen Varianten geringer als die entsprechenden Gehalte in der jeweiligen zur Vergärung verwendeten Rohgülle. Die anaerobe Vergärung führt somit zu einer deutlichen Verminderung der Frachten an leicht verfüg-barem Kohlenstoff. Daher sind geringere Emissionen an N2O durch Denitrifikation und CH4 in nachgelagerten Prozessen zu erwarten. Die mesophile Vergärung ist in diesem Zusammenhang günstiger als die thermophile, da letztere zu höheren BSB5-Gehalten durch das Aufspalten schwerer verfügbarer C-Verbindungen führt. Ebenso sind längere Verweilzeiten unter diesem Gesichtspunkt kürzeren Verweilzeiten vorzuziehen.

Durch den Abbau des Gehaltes an Trockenrückstand (TR) während der Vergärung reduziert sich die Viskosität des Substrates. Die relative Abnahme an TR war jedoch bei der Substratkombination A mit 11-22 % deutlich geringer als bei der Substrat-kombination B mit 38-75 %. Ursache dürfte der leichtere Abbau von Fetten im gegenüber den schwerer abbaubaren C-Fraktionen im Bioabfall gewesen sein.

Mit zunehmendem Abbau des CSB in den verschiedenen getesteten Substrat-kombinationen nahm der NH4

+-Gehalt zu, da organisch gebundener Stickstoff in NH4+-

N überführt wurde.

RG 70/30 50/50 30/700

20

40

60

80

100

BSB 5-A

bbau

[%]

Substratzusammensetzung [%RG/%BA]

Raumbelastung [g oTR/(ld)]: BR4 BR3,5 BR3 BR2,5 BR2 BR1 thermophil

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mehrstufige Vergärung Mit zwei Varianten der Substratkombination B wurde der Einfluss einer mehrstufigen Prozesskette untersucht. Bei gleicher Verweilzeit konnte keine Steigerung der CH4-Erträge und des CSB-Abbaus erreicht werden, da die CH4-Erträge in der nach-geschalteten thermophilen Stufe gering waren. Die CH4-Gehalte des Biogases waren mit durchschnittlich 55-60 % deutlich niedriger als in der mesophilen Stufe mit durch-schnittlich 70 % CH4. Dies kann möglicherweise durch die höhere Empfindlichkeit der methanogenen Bakterien auf freies NH3 bei höheren Temperaturen bedingt sein, die auch zu einer stärkeren Anreicherung von flüchtigen organischen Säuren in der thermophilen Prozessstufe führen.

Günstiger wäre folglich eine umgekehrte Reihenfolge der Prozessstufen, mit vorgeschalteter thermophiler und nachgeschalteter mesophiler Vergärung, da so in der thermophilen Stufe langkettige Verbindungen aufgespaltet und in der mesophilen abgebaut werden könnten. Diese Prozesskette wäre auch aus energetischer Sicht sinn-voller, da bei der Kofermentation organischer Reststoffe in der Regel eine thermische Hygienisierung der Vergärung vorgeschaltet ist.

Nachbehandlung der Gärrückstände Die aerobe Nachbehandlung war nur bei langen Verweilzeiten effektiv. Innerhalb von 15 Tagen konnte ein Abbau von 40 % des Rest-CSB erreicht werden. Bei kurzen Verweilzeiten nahm der Abbau stark ab und erreichte bei 3 Tagen nur noch Werte von 2-3 % des CSB. Die aerobe Behandlung war nur bei vorheriger Feststoffabtrennung und unter Zugabe von Entschäumer möglich. Da zudem die Belüftung hohe laufende Kosten verursacht, die lange Verweilzeiten ausschließt, ist die aerobe Nachbehandlung aus verfahrenstechnischen und ökonomischen Gründen nicht sinnvoll.

Die anaerobe Nachbehandlung führte, abhängig von Substrat und Lagertemperatur, zu unterschiedlichen Abbauraten des BSB5 und entsprechenden CH4-Erträgen. Im Gär-rückstand aus der Vergärung von Rindergülle und Bioabfall (Gärrückstand A) wurden 35 % des BSB5 bei 35 °C und 29 % bei Raumtemperatur abgebaut. Entsprechend lagen die CH4-Erträge zwischen 0,7 und 2 m3 t-1 (Abb. 2-3). Im Gärrückstand aus der Vergärung von Schweinegülle und Fetten (Gärrückstand B) lag der BSB5-Abbau hingegen unabhängig von der Lagerungstemperatur bei 50 % und die CH4-Erträge zwischen 2,5 und 2,7 m3 t-1. Ursache für diese Unterschiede ist der etwas höhere BSB5-Gehalt im Gärrückstand B und die höhere Raumtemperatur während der Lagerungs-versuche im Vergleich zum Versuch mit dem Gärrückstand A. Deutlich wurde, dass Lagertemperaturen über 20° C für eine optimale anaerobe Nachbehandlung notwendig sind.

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Abb. 2-3: Verlauf der CH4-Ausbeute bei anaerober Nachbehandlung der Gärrück-stände A und B bei Raumtemperatur und 35° C

2.1.4 Schlussfolgerungen

Die Kofermentation führt nicht nur zu einer deutlichen Steigerung der absoluten Gas-erträge, sondern durch günstige Nährstoffbedingungen und Mikroorganismen-populationen auch zu höheren Erträgen, als sich rechnerisch aus den Gaserträgen der Einzelkomponenten ergibt.

Hinsichtlich des BSB5-Abbaus, der CH4-Erträge und der Stabilität des Gärprozesses ist die einstufige, mesophile Vergärung zu empfehlen. Weder die einstufige thermophile Vergärung, noch eine zweistufige Vergärung aus mesophiler und thermophiler Stufe führte zu einer Erhöhung des BSB5-Abbaus.

Zur Nachbehandlung der Gärrückstände empfiehlt sich eine anaerobe Nachgärung. Vorraussetzung für einen optimalen Abbau des Rest-BSB5 und möglichst hohe CH4-Erträge ist eine Isolierung der Nachgärbehälter, um Lagertemperaturen über 20° C zu erreichen.

0 40 80 120 160 2000

5

10

15

20

25

30

35 Kiefer Lichtner

Tem

pera

tur [

°C]

Dauer der Inkubation [d]

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0Raumtemperaturen

bei 35°C

bei Raumtemp.

bei 35°C

bei Raumtemperatur

CH 4-A

usbe

ute

[m³/t

]

Rückstand A Rückstand B

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2.2 Lagerung

2.2.1 Einleitung

Gärrückstände, wie sie bei der Kofermentation entstehen, zeichnen sich in der Regel durch einen großen Anteil an mineralischem Stickstoff und einen hohen pH aus. Darüber hinaus führt der Abbau von Kohlenstoff durch die Vergärung zu geringen Trockensubstanzgehalten und somit zu einer fehlenden, oder nur sehr schwachen Ausbildung von Schwimmdecken während der Lagerung. Dies macht hohe NH3-Emissionen wahrscheinlich. Ungeklärt ist, ob die Vergärung zu einer Verringerung der CH4- und N2O-Emissionen während der Lagerung führt.

Insgesamt gibt es nur sehr wenige Untersuchungen in denen unter praxisnahen Bedingungen NH3-Emissionen aus Lagerbehältern bestimmt wurden. Informationen über den Einfluss der Vergärung, sowie über die Auswirkungen von Maßnahmen zur Verminderung von NH3-Verlusten auf die Emissionen von N2O und CH4 fehlen völlig.


In einem Vorversuch wurde die Windabhängigkeit der Emissionen untersucht. In Plastikeimer (Volumen: 12 Liter) wurden jeweils 5 Liter Gärrückstand gefüllt. In den geschlossenen Eimern wurde mittels eines Propellers Wind unterschiedlicher Stärke erzeugt. Die Luftfeuchte im Gasraum wurde reduziert, indem an einem mit unterkühlter Kochsalzlösung gefüllten Reagenzglas eine Kondensation von Wasser ermöglicht wurde. Es wurden Gasproben entnommen. Für die Quantifizierung der NH3-Emissionen wurden diese mit 0,05 m H2SO4 ausgeschüttelt und der NH4

+-Gehalt der Lösung bestimmt.

Da die Versuche zur Windabhängigkeit keine schlüssigen Ergebnisse lieferten, wurde zur Erfassung der NH3-Emissionen in den Freilandversuchen eine offene Methode verwendet, welche die Bestimmung der Emissionen unter den aktuell herrschenden Windbedingung ermöglichte. Hierfür wurde die standard comparison Methode (Vandré

& Kaupenjohann 1998) modifiziert und angepasst. Bei dieser Methode werden Emissionssignale in Passivsammlern erfasst, die mit 0,05 M H2SO4 gefüllt sind. Die NH3-Emissionen werden durch den Vergleich dieser Signale mit Signalen von bekannten NH3-Quellen berechnet. Die Versuche wurden in 45 Fässern (Volumen: 120 Liter) durchgeführt, die in den Boden eingegraben wurden um Temperatur-schwankungen in den Behältern gering zu halten. Dies ermöglichte einen mehr-faktoriellen Ansatz, der eine Korrektur der Emissionen um den Einfluss des Windes erübrigte.

Die Versuche wurden mit unvergorener Gülle und Gärrückständen von 5 verschiedenen Kofermentationsanlagen durchgeführt, am intensivsten jedoch mit den auch für die

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Untersuchung der Vergärung verwendeten Substraten A (Rindergülle / Bioabfall) und B (Schweinegülle / Fettabscheider).


Im ersten Versuchsjahr wurden die Emissionen aus jeweils zwei unvergorenen Rinder- und Schweinegüllen, sowie die hieraus gewonnen Kofermentationsrückstände miteinander verglichen. Generell war festzustellen, dass die NH3-Emissionen aus Schweinegülle höher waren als aus Rindergülle und durch Vergärung die Emissionen aus dem Lager erhöht wurden (Abb. 2-4). Die relative Höhe der NH3-Emissionen lässt sich durch die physikalischen und chemischen Eigenschaften der Substrate erklären. In der Anlage C wurde mit Wasser verflüssigter Rindermist zur Vergärung verwendet. Folglich hatten sowohl das unvergorene Substrat, als auch der Gärrückstand einen sehr geringen NH4

+-Gehalt und bildeten eine deutliche Schwimmdecke aus. Hieraus resultierten sehr geringen NH3-Emissionen. Diese nahmen mit zunehmendem NH4

+-Gehalt und pH der Substrate bei zugleich abnehmender Ausbildung von Schwimm-decken deutlich zu. Daher wiesen die aus Schweinegülle gewonnenen Gärrückstände (SGv B, SGv E) die höchsten NH3-Verluste auf. Die CH4-Emissionen waren jedoch bei allen Gärrückständen deutlich geringer als aus den unvergorenen Substraten.

Abb. 2-4: NH3-Emissionen bei Lagerung von Rohgülle und Gärrückständen. Dargestellt sind die einzelnen Messtermine für Substrate verschiedener Anlagen (L,G,W,E) . (SG: Schweinegülle, RG: Rindergülle, Index v: vergoren)

In den Versuchen des zweiten Jahres wurden dieselben Substrate verwendet, wie in den Versuchen zur Vergärung. Die Rindergülle (RG), und der entsprechende Gärrückstand (RGv) stammten aus der Kofermentationsanlage A (Rindergülle / Bioabfall), die

SGv L SGv G SG L SG G RG W RGv W RGv E RG E

mg

NH

3-N

m-2

h-1

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

8.9.99 13.9.99 13/14.9.99 14.9.99 14.9.99

Gesamtübersicht 16

Substrate aus Schweinegülle (SG und SGv) aus der Kofermentationsanlage B (Schweinegülle / Bioabfall). Es wurde untersucht, welchen Einfluss eine Abdeckung mit Stroh auf die Emissionen hat.

Die Ergebnisse für die Lagerung ohne Abdeckung bestätigten die Ergebnisse des Vorjahres. Die NH3-Verluste waren bei der Lagerung von Rindergülle aufgrund der natürlichen Schwimmdecke geringer als bei Schweinegülle und nahmen durch die Vergärung für beide Grundsubstrate geringfügig zu (Abb. 2-5). Die CH4-Emissionen nahmen hingegen durch die Vergärung ab, da leicht verfügbare C-Verbindungen bereits während der Vergärung abgebaut werden und während der Lagerung nicht mehr für methanogene Bakterien zur Verfügung stehen. Dieser Effekt war für den Gärrückstand aus Rindergülle deutlicher als für den aus Schweinegülle.

Abb. 2-5: NH3 und CH4-Emissionen bei Lagerung von Rinder- und Schweinegülle (RG, SG) sowie von Kofermentationsrückständen, die aus dieser Gülle gewonnen wurden (RGv, SGv), jeweils mit und ohne Strohabdeckung. Mittelwerte aus 6 Messterminen, dargestellt als CO2-Äquivalente (1 g NH3 = 3,1 g CO2 ; 1 g CH4 = 24 g CO2)

Die Zugabe einer Strohschicht als Abdeckung hatte einen deutlichen Einfluss auf die Gasemissionen. Die NH3-Verluste gingen stark zurück. Mit Ausnahme der unver-gorenen Rindergülle nahmen die CH4-Emissionen durch die Strohabdeckung jedoch deutlich zu. Grund hierfür könnte eine Zufuhr von leicht verfügbarem Kohlenstoff mit dem Stroh sein oder die Erhöhung der Temperatur im Gärbehälter durch die isolierende Wirkung der Strohauflage. Beide Effekte könnten zu einer Steigerung der CH4-Bildung in der Schweinegülle bzw. den Gärrückständen geführt haben.

RGRG

/ St

roh

RGv

RGv /

Stro

h

SGSG

/ St

roh

SGv

SGv /

Stro

h

CO

2-Äqu

ival

ente

[mg

(m2 h

)-1]

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500NH3 CH4

Gesamtübersicht 17

N2O-Emissionen waren während der Lagerung nur an wenigen Terminen bei einzelnen Substraten nachweisbar. Dies war nur während des Austrocknens der Strohdecke der Fall. Insgesamt waren diese Emissionen jedoch gering. Wahrscheinlich ist dies darauf zurückzuführen, dass die gelagerte Gülle praktisch frei von NO3

- und gelöstem O2 ist. Nur in einer nicht vollständig durchfeuchteten oder nicht vollständig trockenen Schwimmschicht kann Nitrifikation stattfinden, die eine Vorraussetzung zur Bildung von N2O ist.


Vergorenen Substrate weisen in der Regel geringere Gehalte an leicht abbaubarem C auf als unvergorene Gülle, wodurch die CH4-Emissionen während der Lagerung reduziert sind. Der höhere pH und die höheren Gehalte an NH4

+ in den Kofer-mentationsrückständen führen jedoch zu potentiell höheren NH3-Verlusten im Vergleich zu unvergorener Gülle. Zudem bilden Kofermentationsrückstände nur in sehr geringem Maße natürliche Schwimmdecken aus, welche die NH3-Emissionen reduzieren könnten. Die Zugabe von Stroh als künstliche Schwimmdecke reduziert zwar die NH3-Verluste deutlich, führt aber gerade bei Kofermentationsrückstände zu einem deutlichen Anstieg der CH4-Emissionen. Daher ist hinsichtlich der Reduzierung der Emission klimawirksamer Spurengase die Abdeckung von Gärrückstandslagern mit Stroh nicht zu empfehlen. Abdeckungen aus anorganischen Materialien oder die Lagerung in vollständig geschlossenen Behältern könnten sinnvolle Alternativen sein.

N2O-Emissionen aus den Lagerbehältern waren nur selten feststellbar und für die Gesamtbilanz der klimawirksamen Gase unbedeutend.

Gesamtübersicht 18

2.3 Ausbringung

2.3.1 Einleitung

Durch die Kofermentation verändern sich die chemischen und physikalischen Eigen-schaften des Substrates im Vergleich zu Rohgülle. Die Verfügbarkeit an Kohlenstoff kann die Bildung und Freisetzung von N2O und CH4 beeinflussen, während der NH4

+-Gehalt und pH die NH3-Emissionen bestimmen kann. In den hier durchgeführten Versuchen wurde untersucht, wie sich die Vergärung auf die Freisetzung der einzelnen Gase auswirkt und welche Ausbringtechniken geeignet sind, die durch die Ausbringung von Kofermentationsprodukten hervorgerufenen Emissionen zu minimieren.


Es wurden mehrere Feldversuche auf Acker und Grünland durchgeführt. Für einen exemplarischen Kofermentationsrückstand wurden auf beiden Standorten Versuche zur Applikationstechnik durchgeführt. Hierbei wurden in einem vollständig randomisierten Versuchsdesign auf Kleinparzellen (Fläche: 9 m²) jeweils 4 verschiedene Applikations-techniken in 4-facher Wiederholung miteinander verglichen. Im darauf folgenden Versuchsjahr wurden in dem selben Versuchsdesign verschiedene vergorene und unvergorene Substrate sowie eine mineralische Düngung hinsichtlich der resultierenden Emissionen miteinander verglichen. Um den Einfluss der verschiedenen Maßnahmen auf die Treibhausgasemissionen insgesamt zu bewerten, wurden diese in CO2-Äqui-valente umgerechnet.

Die NH3-Verluste nach der Ausbringung wurden mit der standard comparison-Methode erfasst. Die Bestimmung von N2O und CH4-Emissionen erfolgte mit Hilfe von geschlossenen Hauben. Lachgas und Methan wurden am Gaschromatographen mit Elektronen-Einfang-Detektor und Flammenionisations-Detektor analysiert.

In einem Gefäßversuch wurde untersucht welchen Einfluss verschiedene Bodenarten und Wassergehalte auf die N2O-Emissionen haben. Hierfür wurde 3 Böden, die sich in ihren Texturen sehr unterschieden, mit drei verschiedenen Wassergehalten (30, 60 und 80 % der Wasserhaltekapazität) in 500 ml Gefäßen inkubiert. Nach Ausbringen der bereits in den Feldversuchen verwendeten Kofermentatiosrückständen wurden die N2O-Emissionen in den Gefäßen erfasst.

Gesamtübersicht 19


Applikationstechnik

Ein Einfluss der Applikationstechnik bei der Ausbringung von Kofermentations-rückständen auf die Emissionen konnte für alle untersuchten Spurengase sowohl auf Grünland als auch auf Acker festgestellt werden. Je stärker das Substrat in den Boden eingearbeitet oder auf Grünland bodennah ausgebracht wurde, desto geringer waren die NH3-Emissionen. Sie reichten auf beiden Standorten von über 30 % des ausgebrachten NH4

+-N bei der Ausbringung mit dem Prallteller bis zu 10 % bei Injektion des Substrates. Die flachgründige Einarbeitung unmittelbar nach der Ausbringung auf Brache reduzierte die NH3-Verluste ebenfalls deutlich, während die Ausbringung mit dem Schleppschlauch zu keinen geringeren Verlusten führte als die Ausbringung mit dem Prallteller. Auf Grünland konnten durch die Ausbringung mit dem Schleppschuh die NH3-Verluste ebenso gut vermindert werden wie durch die Injektion. Allerdings führte die Injektion in dem Versuch auf Acker zu doppelt, auf Grünland zu dreifach höheren N2O-Emissionen im Vergleich zu oberflächlicher Ausbringung. Die CH4-Emissionen aus dem Kofermentationsrückstand waren gering.

Abb. 2-6: Düngerinduzierte Emission von CO2-Äquivalente nach der Ausbringung von Kofermentationsrückstand auf Acker und Grünland mit verschiedenen Techniken. Unterschiedliche Buchstaben zeigen signifikante Unterschiede (p < 0,05) innerhalb der einzelnen Versuche an.

Prallte

ller

Schlau

ch

einge

arbeit

et

Injek

tion

Prallte

ller.

Schlau

ch.

Schuh

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Injek

tion.

CO

2-Äqu

ival

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0

50

100

150

200

250

300

NH3 N2O CH4

Acker Grünland

aaaa

a

abab

b

b

Gesamtübersicht 20

Die Berechnung von CO2-Äquivalenten für die verschiedenen Spurengase ermöglichte eine vergleichende Bewertung der Versuchsglieder hinsichtlich ihrer Klima-wirksamkeit. Es zeigte sich, dass die NH3-Verluste durch ihre Berücksichtigung als Quelle für indirekte N2O-Emissionen einen großen Anteil an den Treibhausgas-emissionen nach der Düngung mit flüssigen organischen Düngern ausmachen können. Die Verminderung der NH3-Emissionen bei der Injektion des Kofermentations-rückstandes wurde durch die höheren N2O-Emissionen kompensiert. Auf dem Grünland wurden am meisten CO2-Äquivalente nach Injektion freigesetzt, die wenigsten nach Ausbringung mit dem Schleppschuh.

Vergärung

In einem weiteren Versuch wurde der Einfluss der Vergärung auf die Emissionen unter-sucht. Hierzu wurde Winterweizen im Frühjahr mit 6 verschiedenen vergorenen und nicht vergorenen Substraten gedüngt und die Emissionen während eines Jahres untersucht. Die NH3-Verluste innerhalb von 4 Tagen nach Ausbringung waren sehr variabel und unterschieden sich für die vergorenen und nicht vergorenen Substrate nicht signifikant. Deutlich war jedoch die unterschiedliche Dynamik in der NH3-Ausgasung mit einer raschen Freisetzung von NH3 innerhalb der ersten 12 Stunden nach Ausbringung der Kofermentationsrückstände, während die Freisetzung aus der Rohgülle und vergorenen Gülle langsamer und stetig erfolgte. Durch die geringeren Gehalte an leicht abbaubarem C in den Kofermentationsrückständen waren die unmittelbar nach der Düngung auftretenden N2O-Emissionsraten mit maximal 42 µg N2O-N m-2 h-1 deutlich geringer als nach Düngung mit Rohgülle, welche 111 µg N2O-N m-2 h-1 erreichten. Im weiteren Verlauf waren die N2O-Emissionen zeitlich und räumlich sehr variabel und unterschieden sich für die einzelnen Varianten nicht mehr signifikant. Ein Effekt der Vergärung auf die über ein Jahr kumulierten Gesamtemissionen war somit nicht nachzuweisen. Im Gegensatz dazu war die Wirkung auf die CH4-Emissionen deutlich. Innerhalb von 14 Tagen wurden 710 g CH4-C ha-1 nach Ausbringung von Rohgülle freigesetzt, 210 g CH4-C ha-1 bei vergorener Gülle und weniger als 160 g CH4-C ha-1 nach Düngung mit den Kofermentationsrückständen. Vom zweiten Monat nach Ausbringung an wurde auch auf einigen Parzellen eine CH4-Aufnahme in den Boden festgestellt.

In CO2-Äquivalenten ausgedrückt ergaben sich tendenziell (nicht signifikant) geringere Emissionen nach Düngung mit vergorenen Substraten im Vergleich zu Rohgülle (Abb. 2-7).

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Abb. 2-7: Düngerinduzierte Emission von CO2-Äquivalenten während eines Jahres nach Frühjahrsdüngung von Winterweizen mit verschiedenen Substraten Unterschiedliche Buchstaben zeigen signifikante Unterschiede (p < 0,05) an.

Gefäßversuch

Sowohl die Textur des Bodens, als auch der Wassergehalt hatten großen Einfluss auf die N2O Emissionen. In der Regel waren die Emissionen für alle ausgebrachten Substrate bei niedrigen Wassergehalten (30 und 60 % der Wasserhaltekapazität) sehr gering und unterschieden sich nicht voneinander. Nur bei hohen Wassergehalten waren die Unterschiede zwischen den einzelnen Substraten und Bodenarten deutlich.

Die höchsten Emissionen wurden nach Ausbringen des Koferment B festgestellt, welches den höchsten NH4

+- und geringsten BSB5- und TS-Gehalt aufwies. Wahrscheinlich konnte dieses wegen seiner geringeren Viskosität am leichtesten in die Böden infiltrieren, während die im Vergleich zu Freiland geringe Menge Wasser, welche zum Ausgleich der Verdunstung zugegeben wurde, nicht ausreichte, um die viskoseren Substrate in den Boden einzuwaschen. Der Boden mit hohem Schluff-Anteil wies die geringsten Emissionen auf. Dies lag wahrscheinlich an der Verschlämmung der Bodenoberfläche, die während dem Einstellen des Wassergehaltes vor der Düngung entstand. Diese verminderte die Infiltration aller Substrate in diesen Boden und hemmte wahrscheinlich auch den Gasaustausch insgesamt.

Rohgü

lle

verg.

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Koferm

ent B

Koferm

ent A AHL

CO

2-Äqu

ival

ente

[kg

ha-1

]

0

100

200

300

400

500

600

NH3

N2O CH4

b

b b

b

a

Gesamtübersicht 22


Aus den durchgeführten Versuchen kann abgeleitet werden, dass vor allem für Kofermentationsrückstände ein unmittelbares flaches Einarbeiten nach der Ausbringung auf Acker und eine Ausbringung mit dem Schleppschuh auf Grünland zu den geringsten Emissionen führen. Die Vergärung von Gülle führt zu keinen höheren Emissionen sondern kann tendenziell zu einer Verminderung des Treibhauspotentials der dünger-induzierten Klimagasemissionen führen.

Gesamtübersicht 23

2.4 Ökonomische und ökologische Bilanzierung

2.4.1 Einleitung

Die Kofermentation stellt eine Möglichkeit zur Behandlung und Wiederverwertung organischer Reststoffe dar, die zunehmend an Bedeutung gewinnt. Organische Reststoffen oder landwirtschaftliche Rohstoffe als Kosubstrate in Biogasanlagen erhöhen den Gasertrag im Vergleich zur alleinigen Vergärung von Gülle. Dies führt, neben dem möglichen Erlös für die Abnahme von Reststoffen, zu einer besseren Nutzung und Leistung von Biogasanlagen. Neben der Erzeugung von Energie kommt es während der Kofermentation jedoch auch zu Veränderungen der stofflichen Eigenschaften des Substrates, die Einfluss auf Spurengasemissionen haben können. Die hierdurch beeinflussten Emissionen von NH3, N2O und CH4 treten vor allem während der Lagerung und der Ausbringung der Gärrückstände auf. Die in den anderen Teilprojekten untersuchten Maßnahmen zur Verminderung dieser substratbedingten Emissionen werden hier anhand der energie- und substratbedingten Emissionen, sowie der betriebswirtschaftlichen Kosten miteinander verglichen, um ökologisch und ökonomisch sinnvolle Verfahrensketten zu identifizieren.


Die Kosten und ökologischen Auswirkungen hinsichtlich des Treibhauseffekts wurden in Anlehnung an Methoden der Ökobilanzierung miteinander verglichen. Die Berechnungen wurden für eine zentrale Anlage mit einem jährlichen Durchsatz von 6000 t Bioabfall, 4000 t Rindergülle und 2000 t Schweinegülle durchgeführt. Systemgrenzen sind die Anlieferung des Bioabfalls, sowie die landwirtschaftliche Verwertung des Gärrückstandes und die Einspeisung des Stroms in das öffentliche Netz. Zum Vergleich wurden Kosten und Emissionen der Äquivalenzprozesse für die Bereitstellung von Strom, sowie der Herstellung von Mineraldüngern herangezogen. Die betrachteten Verfahrensketten umfassten die Zerkleinerung und Hygienisierung des Bioabfalls, die Kovergärung mit Gülle, Lagerung der Gärrückstände, sowie deren Ausbringung. Für die Lagerung wurden als Varianten die offene Lagerung, die Abdeckung mit Stroh, sowie eine Abdeckung mit Erfassung des während der Nachgärung entstehenden Biogas betrachtet. Die Kosten und Emissionen der Ausbringung wurden für den Prallteller, Schleppschlauch, die Einarbeitung und Injektion berechnet.

Der Gasertrag während der Vergärung, sowie die Emissionen der wichtigsten direkt und indirekt wirkenden Spurengase (N2O, CH4 und NH3) während der Lagerung und Aus-bringung, wurden anhand von empirischen Funktionen abgeschätzt, die auf den experimentellen Daten der Projektpartner, sowie auf verfügbaren Daten der Fachliteratur beruhen. Emissionen mit der Abluft des BHKW, sowie durch die

Gesamtübersicht 24

Verbrennung von Kraftstoff während der Ausbringung wurden nach Literaturdaten sowie durch eigenen Messungen abgeschätzt.

Die ökonomischen Berechnungen wurden auf einer niedrigen Aggregierungsebene durchgeführt. Die zu Grunde gelegten Investitionskosten entstammen Angaben von Herstellern und Bauherren. Je nach Anlagenteil wurden Abschreibungszeiträume zwischen 6 und 12 Jahren und Instandhaltungskosten zwischen 1 und 17 % der Investitionskosten angenommen.


Kosten Die Kosten für die Verwertung nach Abzug der Erlöse für den produzierten Strom und die Kostenvorteile durch die Düngewirkung der Gärrückstände liegen für die verschiedenen Varianten zwischen 34 und 38 € je Tonne Bioabfall. Für zwei beispielhafte Prozessketten ist die Zusammensetzung dieser Kosten in Abb. 2-8 dargestellt. Die Bruttokosten werden vor allem durch die Energie- und Investitionskosten der Bioabfall-Aufbereitung sowie die Investitionskosten für das BHKW bestimmt. Die höheren Kosten, die durch eine Lagerung im Nachgärbehälter und eine Ausbringung durch Injektion entstehen, werden zum Teil durch höhere Gutschriften der Stromerzeugung und der Düngewirkung, aufgrund geringerer N-Verluste bei der Ausbringung, kompensiert.

Abb. 2-8: jährliche Gesamtkosten je Tonne Bioabfall für offene Lagerung mit Schlepp-schlauchausbringung sowie vollständig abgedeckte Lagerung im Nachgär-behälter und Injektion des Gärrückstandes

Kos

ten

(+)

[€ t-1

]

-40

-20

0

20

40

60

80

offenSchleppschlauch

NachgärerInjektion

Erlö

se (-

)[€

t-1]

Ausbringung BHKW Lagerung Vergärung Aufbereitung Stromerzeugung Düngewirkung Nettokosten

Gesamtübersicht 25

Treibhausgasemissionen Für die Bilanz der Treibhausgasemissionen sind außer der Vergärung alle Prozessglieder von Bedeutung. Übertroffen werden die Emissionen jedoch in allen Varianten durch Gutschriften für den erzeugten Strom und die Substitution von Mineraldünger, so dass Netto-Gutschriften zwischen 32 und 152 kg CO2 t-1 Bioabfall resultieren (Abb. 2-9).

Die zunehmende Einarbeitung bzw. bodennahe Ausbringung führt sowohl zu einer Verminderung der Emissionen, als auch zu erhöhten Gutschriften aus der Substitution von Mineraldüngern. Der Einfluss der Lagerung ist etwas geringer. Die Abdeckung mit Stroh führt zu erhöhten Emissionen. Hierdurch fällt die Bilanz im Vergleich zur offenen Lagerung schlechter aus. Der Einsatz eines Nachgärbehälters reduziert die Emissionen aus dem Lager jedoch stark und erhöht durch die Nutzung des zusätzlich erfassten CH4 zugleich die Gutschriften für die produzierte Energie.

Abb. 2-9: Auf CO2-Äquivalente normierte Emissionen je Tonne Bioabfall für die gesamte Prozesskette mit verschiedenen Kombinationen aus Lagerung und Ausbringung

Vermeidungskosten für Emissionen Wie oben beschrieben lassen sich Emissionen vor allem durch Maßnahmen während der Lagerung und Ausbringung beeinflussen. Die verschiedenen Möglichkeiten unterscheiden sich jedoch in den Kosten, die je Tonne verhinderter CO2-Emissionen aufgewendet werden müssen. Für die Injektion betragen diese 37 € t-1 CO2, für eine

Prallte

ller

Schlau

ch

einge

arb.

Injek

tion

Prallte

ller

Schlau

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Injek

tion

Prallte

ller

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Injek

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CO

2-Äqu

ival

ente

[kg

CO

2 t-1

]

-200

-150

-100

-50

0

50

100

150Ausbringung BHKW Lagerung Vergärung Aufbereitung Stromerzeugung Düngewirkung Nettokosten

offenes Lager Strohabdeckung Nachgärer

Gesamtübersicht 26

unmittelbare Einarbeitung 52 € (Abb. 2-10a). Diese Vermeidungskosten sind jedoch stark von den Modellannahmen abhängig. Erfolgt die Ausbringung und Einarbeitung in einem Arbeitsgang, bzw. ersetzt sie eine ohnehin notwendige Bodenbearbeitung, so dürften sich die Vermeidungskosten von Injektion und Einarbeitung annähern. Eine Erhöhung des Emissionsfaktors für N2O, bzw. Verringerung für NH3 erhöhen diese Kosten deutlich.

Die Vermeidungskosten während der Lagerung sind geringer (Abb. 2-10b). Auch unter ungünstigen Annahmen bezüglich der Gasausbeute während der Nachgärung, sind die Vermeidungskosten mit 31 € t-1 CO2 selbst bei einer vollständigen gasdichten Abdeckung aller Lagerkapazitäten volkswirtschaftlich sinnvoll. Unter günstigeren Annahmen sind die Kosten weitaus geringer. Die Abdeckung eines Teils der Lagerkapazitäten kann durch zusätzliche Gaserträge weitgehend kostenneutral erfolgen oder sogar die Verwertungskosten reduzieren.

Abb. 2-10: Vermeidungskosten für Treibhausgasemissionen im Vergleich zur Ausbringung mit dem Schleppschlauch (a) und der Lagerung der Gärrückstände im offenen Behälter (b) mit variierenden Modellannahmen.


Die Behandlung von Bioabfall durch Kofermentation ist eine kostengünstige Alternative zur Kompostierung. Darüber hinaus werden durch die Erzeugung von regenerativer Energie CO2-Emissionen aus fossilen Quellen eingespart, was die Vergärung hinsichtlich des Reduktionsziels für Treibhausgase der Bundesregierung attraktiv macht.

Hinsichtlich einer kostengünstigen Verminderung der Treibhausgasemissionen sind auf Biogasanlagen vor allem die Lagerung der Gärrückstände in gasdicht geschlossenen Behältern mit einer Erfassung und Nutzung des während der Nachgärung entstehenden CH4 empfehlenswert.

Einarbeitung Injektion

Verm

eidu

ngsk

oste

n[€

/ t C

O2]

0

20

40

60

80

100

120norm N2O 1% NH3 0,5%

Teilabdeckung Gesamtabdeckung

Verm

eidu

ngsk

oste

n[€

/ t C

O2]

-20

-10

0

10

20

30

40

505 % des Gasertrags10 % des Gasertrags

a.) b.)

Gesamtübersicht 27

2.5 Schlussfolgerungen aus dem Gesamtprojekt

Durch die Verwertung von organischen Reststoffen als Kosubstrate kann der Energie-ertrag in Biogasanlagen und somit deren Rentabilität deutlich gesteigert werden. Hinsichtlich des Abbaus an leicht verfügbaren C-Verbindungen, der Gasausbeute und der Stabilität der Gärprozesses ist eine einstufige, mesophile Vergärung ausreichend und empfehlenswert.

Aufgrund des Abbaus organischer Verbindungen während der Vergärung haben Gärrückstände in der Regel einen geringeren Kohlenstoff- und TS-Gehalt, höheren pH und höheren NH4

+-Gehalt als unvergorene Gülle. Dies verringert zwar die potentielle CH4-Bildung während der Lagerung, erhöht jedoch, vor allem wegen der stark reduzierten Schwimmdeckenbildung, die NH3-Verluste während einer Lagerung in offenen Behältern. Daher ist eine Abdeckung der Behälter dringend erforderlich. Die Zugabe von Stroh zur Bildung einer künstlichen Schwimmdecke ist hierzu nicht empfehlenswert, da diese insbesondere bei Gärrückständen zu einer starken Erhöhung der CH4-Emissionen führen kann. Vorteilhafter ist die gasdichte Abdeckung der Lager-behälter mit einer Erfassung des während der Nachgärung entstehenden CH4. Somit können Emissionen während der Lagerung vollständig vermieden werden. Die Erlöse aus der energetische Verwertung des zusätzlich gewonnen CH4 im BHKW macht diese Maßnahme zu einer sehr kostengünstigen Vermeidungsstrategie.

Auch während der Ausbringung führen die physikalischen und chemischen Eigen-schaften der Gärrückstände zu potentiell höheren NH3-Verlusten als bei Ausbringung von Gülle. Die NH3-Emissionen nach der Ausbringung verlaufen rascher als nach Düngung mit Gülle. Allerdings halten die Emissionen nicht so lange an, da der Gär-rückstand aufgrund seiner geringeren Viskosität besser in den Boden infiltrieren kann. Eine rasche Einarbeitung ist daher bei Gärrückständen noch wichtiger als bei Gülle. Auf dem Grünland ist der Schleppschuh die effektivste Ausbringtechnik für Kofermenta-tionsrückstände, da durch sie die NH3-Verluste ebenso gering gehalten werden konnten wie durch Injektion. Im Vergleich zu unvergorener Gülle kam es nach Ausbringung von Gärrückständen zu deutlich geringeren CH4-Emissionen. Auf die N2O-Emissionen hat die Vergärung allerdings nur einen sehr kurzfristigen Effekt. Nur unmittelbar nach Ausbringen führt der geringere Gehalt an verfügbarem C zu verminderten N2O-Emissionen, die sich auf die Gesamtbilanz der Emissionen kaum auswirken. Zu stark erhöhten N2O-Emissionen führt allerdings die Ausbringung des Gärrückstandes durch Injektion. Berücksichtigt man jedoch auch die Treibhausgasemissionen während der Produktion von mineralischem Dünger, der durch die Düngung mit Gärrückständen ersetzt werden kann, so ist auch die Injektion, trotz höherer N2O-Emissionen, eine sinnvolle Ausbringtechnik, da durch sie die geringsten NH3-Verluste entstehen und die Nährstoffwirkung für den Landwirt kalkulierbar wird. Vorraussetzung für diese Betrachtungen ist allerdings eine Düngung des Gärrückstandes, die sich am Nährstoffbedarf der jeweiligen Kultur orientiert.

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