Universität für Bodenkultur
Department für Wasser, Atmosphäre und Umwelt
Institut für Abfallwirtschaft
Auswirkungen von C/N-Verhältnis,
stoßhafter Belüftung und erhöhtem
Umsetzintervall auf die Lachgasbildung
in der Intensivrotte
Masterarbeit
Zur Erlangung des akademischen Grades
Diplomingenieur
eingereicht von
Mader Dominic
Stud.-Kennz.:/ Matr. Nr.: 427 066 / 0941017
Wien, Mai 2015
Danksagung
Ich möchte mich an dieser Stelle bedanken:





Bei meiner Betreuerin Frau Univ.-Prof. Dipl.-Ing. Dr. Huber-Humer, die mir mit
ihrer großen Expertise bei den alltäglichen Problemen und Fragen beim
Verfassen einer Abschlussarbeit immer eine große Hilfe war.
Bei Herrn Mag. Günther Kraus, der mir beim Versuchsaufbau, während der
Versuchsdurchführung und auch beim Auswerten der Ergebnisse stets mit Rat
und Tat zu Seite stand.
Beim Institut für Abfallwirtschaft, vor allem bei Herrn Dipl.-Ing. Erwin Binner,
Reinhold Ottner und Thomas Ebner die mir bei Problemen im Labor immer
hilfreiche Tipps geben konnten.
Bei Bernhard Jährig, der der als verlässlicher Kollege die Zeit des
Diplomarbeit-Schreibens mit mir durschritten hat und sich gemeinsam mit mir
Problemen gestellt und sie gelöst hat.
Bei meiner Freundin Irina, die es immer wieder geschafft hat mich in guten,
wie in schlechten Zeiten zu motivieren, aufzubauen und zu unterstützen.
Dominic Mader
Kurzfassung
Im Zuge der Kompostierung kann es bei ungünstigen Rahmenbedingungen potentiell
zu Emissionen des Treibhausgases N2O kommen. In dieser Arbeit wurden zwei
Kompostierversuche mit biogenem Abfallmaterial in einer geschlossenen,
prozessgesteuerten Anlage durchgeführt, um die Lachgasbildung während der
Intensivrotte zu untersuchen. Dazu wurde der Einfluss der Parameter C/N-Verhältnis,
stoßhafte Belüftung sowie erhöhtes Umsetzintervall auf die Lachgasbildung während
der Intensivrotte quantifiziert. Die Lachgasmessungen wurde nach dem Messprinzip
der Cavity Ring Down Spectroscopy durchgeführt. Um den Rottefortschritt zu
überprüfen, wurden die Rotteparameter Temperatur, GV, TOC, C/N-Verhältnis, pHWert, Atmungsaktivität (AT4) sowie die gasförmigen Emissionen CO2 und CH4 über
die Versuchsdauer gemessen.
Ein weites C/N Verhältnis von 32 bei Versuch 1 führte während der Intensivrotte zu
den geringsten Lachgasfrachten mit 0,23 mg/kg TM, gefolgt von einem C/NVerhältnis von 19 mit 0,43 mg/kg TM und C/N-Verhältnis von 15 mit 0,66 mg/kg TM.
Ein erhöhtes Umsetzintervall wies bei Versuch 2 die höchsten Lachgasemissionen
von 0,63 mg/kg TM auf, bedingt durch kurzfristige Lachgasbildung unmittelbar nach
dem Umsetzen. Stoßhafte Belüftung führte bei Versuch 2 zu den geringsten
Lachgasfrachten mit 0,20 mg/kg TM. Alle Varianten zeigten über einen kurzen
Zeitraum im Übergang zur thermophilen Phase geringe negative Lachgasfrachten.
Dieses Phänomen muss in weiteren Forschungsarbeiten noch eingehender
untersucht werden. Die negativen Lachgasfrachten waren bei der Variante mit der
geringsten Belüftungsrate am höchsten. Beim Übergang in die Nachrotte stiegen die
Lachgasemissionen bei allen Varianten mit einem engen C/N-Verhältnis und zugleich
höherem Wassergehalt >50 % FM rasch an.
Abstract
Gaseous emissions of the greenhouse gas N2O can occur during the composting
process as a consequence of improper rotting conditions. Two lab-scale and
process-controlled composting experiments aiming to quantify N2O emissions during
the intensive decomposition phase of the rotting process were in the focus of this
thesis. The effect of different C/N ratios, pulsed aeration, and increased turning
frequency on N2O emissions during the composting process were analyzed and
quantified. The N2O emissions were measured using Cavity Ring Down
Spectroscopy. To monitor the rotting process, parameters such as temperature, C/N
ratio, loss on ignition, TOC, pH-value, respiration activity and gaseous emissions of
CO2 and CH4 were measured over the entire course of both experiments.
During the first experiment at a C/N ratio of 32, the lowest N2O emissions were
measured with a sum of 0.23 mg/kg DM during the intensive decomposition phase,
followed by 0.43 mg/kg DM at a C/N ratio of 19, and 0.66 mg/kg DM at a C/N ratio of
15. A doubled turning frequency in the second experiment resulted in the highest
N2O emissions with a total amount of 0.63 mg/kg DM in the intensive decomposition
phase. The higher emissions were caused by an increased N 2O production directly
after the turning events. The pulsed aeration technique caused the lowest N2O
emissions with a total amount of 0.20 mg/kg DM during the intensive decomposition
phase. Negative N2O fluxes were measured in all experimental variants just at the
beginning of the thermophilic phase. The phenomenon of such negative fluxes
requires further investigation. In the two experiments, the composting process with
the lowest aeration rate expressed the highest negative N 2O flux during the
thermophilic phase. At the end of the intensive decomposition phase and the start of
the curing phase, N2O emissions rose quickly when a low C/N ratio and water
contents higher than 50 % FM were identified.
Inhaltsverzeichnis
1. Einleitung .......................................................................................... 1
1.1
1.2
Problemstellung und Zielsetzung der Arbeit ..................................................1
Aufbau der Arbeit ..........................................................................................1
2. Allgemeiner Teil ................................................................................ 2
2.1
2.2
2.3
Lachgas .........................................................................................................2
Lachgas in der Abfallwirtschaft ......................................................................3
Bildungsprozesse von Lachgas .....................................................................4
2.3.1 Nitrifikation ..........................................................................................................................6
2.3.2 Denitrifikation ......................................................................................................................7
2.3.3 Milieubedingungen ..............................................................................................................8
2.3.3.1
Nitrifikation..................................................................................................................8
2.3.3.2
Denitrifikation .............................................................................................................9
2.4
Grundlagen der Kompostierung .................................................................. 10
2.4.1 Intensivrotte ..................................................................................................................... 10
2.4.2 Kompost ........................................................................................................................... 12
2.4.3 Technik der Kompostierung ............................................................................................. 12
2.4.3.1
Geschlossene Kompostierung ................................................................................ 12
2.4.3.2
Offene Mietenkompostierung .................................................................................. 12
2.5
2.5.1
2.5.2
2.5.3
2.5.4
2.5.5
2.5.6
Einfluss von Rotteparametern auf die N2O-Bildung..................................... 13
Temperatur ...................................................................................................................... 13
Wassergehalt ................................................................................................................... 13
Belüftung .......................................................................................................................... 13
Umsetzen ......................................................................................................................... 14
C/N-Verhältnis .................................................................................................................. 15
pH-Wert............................................................................................................................ 15
3. Experimenteller Teil ........................................................................ 17
3.1
Erarbeitung und Darstellung der Methodik .................................................. 17
3.1.1 Versuchsschema ............................................................................................................. 17
3.1.2 Versuchsaufbau ............................................................................................................... 18
3.1.2.1
Versuchsaufbau: Versuch 1 .................................................................................... 18
3.1.2.2
Versuchsaufbau: Versuch 2 .................................................................................... 19
3.1.3 Versuchsbetreuung .......................................................................................................... 20
3.2
Material und Methoden ................................................................................ 22
3.2.1 Lachgas- und Kohlenmonoxidmessung .......................................................................... 22
3.2.2 CO2-Messung mittels Infrarotspektroskopie .................................................................... 23
3.2.3 Methan-Messung mit Flammenionisationsdetektor ......................................................... 24
3.2.4 Probenahmen für Analysezwecke ................................................................................... 25
3.2.5 Wassergehaltsbestimmung ............................................................................................. 27
3.2.6 Wasserkapazität .............................................................................................................. 27
3.2.7 Glühverlust ....................................................................................................................... 27
3.2.8 TOC (Total organic carbon) und TIC (Total inorganic carbon) ........................................ 28
3.2.9 Stickstoffverbindungen .................................................................................................... 28
3.2.9.1
NDUMAS und C/N-Verhältnis ...................................................................................... 28
3.2.9.2
NH4-N (Ammoniumstickstoff) .................................................................................. 29
3.2.9.3
Nitrat-Stickstoff (NO3 –N) ........................................................................................ 30
3.2.10
N-Bilanz ....................................................................................................................... 31
3.2.11
Atmungsaktivität AT4 ................................................................................................... 32
3.2.12
Temperaturmessung der Reaktoren ........................................................................... 32
3.2.13
pH-Wert-Messung ....................................................................................................... 32
3.2.14
Volumenstrom ............................................................................................................. 33
4. Ergebnisse und Diskussion ............................................................. 34
Rotteparameter ........................................................................................... 34
4.1
4.1.1
4.1.2
4.1.3
4.1.4
4.1.5
4.1.6
4.1.7
4.1.8
4.2
4.3
Temperatur ...................................................................................................................... 34
Wassergehalt ................................................................................................................... 37
pH–Wert ........................................................................................................................... 41
Glühverlust und TOC ....................................................................................................... 44
C/N-Verhältnis .................................................................................................................. 47
Atmungsaktivität............................................................................................................... 50
Ammonium- und Nitratstickstoff ....................................................................................... 51
N-Mineralisierungsrate ..................................................................................................... 56
CO2 und CO ................................................................................................ 59
N2O ............................................................................................................. 63
4.3.1
4.3.2
4.3.3
4.3.4
Versuch 1 ......................................................................................................................... 63
Versuch 2 ......................................................................................................................... 66
Methan und Lachgas ....................................................................................................... 69
Lachgassummenfrachten ................................................................................................ 73
5. Zusammenfassende Schlussfolgerungen ....................................... 80
6. Abbildungsverzeichnis .................................................................... 82
7. Tabellenverzeichnis ........................................................................ 84
8. Abkürzungsverzeichnis ................................................................... 85
9. Gleichungsverzeichnis .................................................................... 87
10.
Literaturverzeichnis ...................................................................... 88
11.
Anhang ........................................................................................ 94
11.1
Teil 1 ........................................................................................................... 94
11.1.1
11.1.2
11.2
Versuch 1 –Abbildungen der Einzelreaktoren ............................................................. 95
Versuch 2 – Abbildungen der Einzelreaktoren .......................................................... 102
Teil 2-CD-ROM.......................................................................................... 108
Einleitung
1. Einleitung
1.1
Problemstellung und Zielsetzung der Arbeit
Die Kompostierung von getrennt erfassten biogen Abfällen stellt ein stoffliches
Verwertungsverfahren und neben anderen Behandlungsverfahren eine wichtige
Maßnahme in der Abfallwirtschaft da. Ziel der Kompostierung als abfallwirtschaftliche
Maßnahme ist der schnelle und verlustarme Abbau von organischem
Anfangsmaterial und der Umbau in stabile, pflanzenverträgliche Humussubstanzen
(Linzner et al., 2005). Die Intensivrotte als wichtiger Bestandteil der Kompostierung
unterliegt zahlreichen mikrobiologischen Umsetzungsprozessen und Aktivitäten und
bedarf einer kontrollierten Prozesssteuerung, um die Emissionen möglichst gering zu
halten. Neben Wärme, CO2 und Wasserdampf entstehen bei der Behandlung von
biologischen Abfällen auch klimarelevante Gase wie N2O und CH4 und
umweltrelevante Emissionen wie NH3 oder Nitrat, die es zu vermeiden gilt. Der Fokus
dieser Arbeit liegt darin, den Einfluss von verschiedenen Ausgangs-C/NVerhältnissen, sowie den Einfluss der stoßhaften Belüftung und eines erhöhten
Umsetzintervalls auf die Lachgasbildung in der Intensivrotte zu quantifizieren. Dafür
wurde in 2 Versuchen die Intensivrotte in einer geschlossenen, prozessgesteuerten
Versuchsanlage untersucht.
1.2
Aufbau der Arbeit
Die Arbeit gliedert sich in einen allgemeinen Teil, in einen Material und Methoden
Part, in die Ergebnisse mit Diskussion und die Schlussfolgerungen. Zunächst werden
im allgemeinen Teil die Grundlagen der Lachgasbildung und die Bedeutung des
Lachgases in der Umwelt und in der Abfallwirtschaft beschrieben. Anschließend
werden die Grundlagen der Kompostierung erläutert. Im Abschnitt der Material und
Methoden wird die genaue Vorgehensweise und der Aufbau der durchgeführten
Versuche beschrieben.
Im Ergebnisteil werden die Ergebnisse der beiden durchgeführten Versuche erläutert.
Der Ergebnisteil gliedert sich in die Vorstellung der Ergebnisse bei den
Rotteparametern (Temperatur, Wassergehalt, pH-Wert, TOC und Glühverlust, C/NVerhältnis, Ammoniumstickstoff, Stickstoffbilanz und die Atmungsaktivität) und die
Vorstellung der Ergebnisse bezogen auf die Lachgas-, Methan-, CO2- und COFrachten. Anschließend werden die gemessenen Lachgassummenfrachten noch mit
den in der Literatur gefundenen Werten verglichen. Die Ergebnisse werden im
Ergebnisteil direkt interpretiert und diskutiert. Die Arbeit schließt mit einer
Schlussfolgerung
aus
den
Versuchen.
In
den
zusammenfassenden
Schlussfolgerungen sind die wichtigsten Erkenntnisse aus der Arbeit angeführt
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Allgemeiner Teil
2. Allgemeiner Teil
2.1
Lachgas
N2O, auch als Lachgas bezeichnet, ist ein farbloses, nicht toxisches Gas (Thomson
et al., 2012) und hat eine mittlere atmosphärische Verweilzeit von 121 Jahren in der
Atmosphäre und ein um 298-mal höheres GWP100 als CO2 (IPCC, 2013). In
Österreich trägt N2O mit einem Anteil von 6,5 % CO2-Äquivalenten an den
Treibhausgasemissionen bei (Umweltbundesamt, 2011). Neben seiner Bedeutung
als Treibhausgas wirkt Lachgas in der Stratosphäre auch zerstörend auf die
Ozonschicht (Davidson et al., 2000; Ravishankara et al., 2009).
In den letzten drei Jahrzehnten stieg die atmosphärische N2O-Konzentration um
durchschnittlich 0,73 ppb pro Jahr und zwischen 1750 und 2011 von 271 ppb auf
324 ppb (IPCC, 2013). Die N2O-Emissionen in Österreich sanken im Zeitraum von
1990 bis 2012 um 15,8 %. Dies ist vor allem auf die geringeren Emissionen aus
landwirtschaftlichen Böden und aus der chemischen Industrie zurückzuführen. Im
selben Zeitraum nahmen die CO2-Emissionen um 9,2 % zu und die CH4-Emissionen
um 36,3 % ab (Umweltbundesamt, 2011).
Nach dem aktuellen Stand des Wissens sind die Lachgasemissionen hauptsächlich
auf Nitrifikations- und Denitrifikationsvorgänge zurückzuführen, erzeugt durch
Bakterien und Pilze in Böden (mehr als 2/3 der erzeugten Lachgasemissionen) und
Ozeanen (Zumft, 1997). Diese Nitrifikations- und Denitrifikationsvorgänge sind Teil
des Stickstoffkreislaufes der Erde. Stickstoff ist das fünfthäufigste Element im
Sonnensystem (Cameron, 1973; Canfield et al., 2010) und liegt an 17. Stelle
bezogen auf die Elementhäufigkeit in der Erdkruste, den Ozeanen und der
Atmosphäre (Allègre et al., 2001). In der Atmosphäre befinden sich ca. 50 % des
Stickstoffreservoirs der Erde (Canfield et al., 2010). Stickstoff ist u.a. wichtig für die
Synthese von Proteinen und Nukleinsäuren, Teil vieler Enzyme und Bestandteil von
Chlorophyll und somit essentiell für das Leben aller Mikroorganismen (Ussiri und Lal,
2014).
Neben dem nicht reaktiven Stickstoff (N2), gibt es reaktiven Stickstoff, dieser
beinhaltet nach Galloway et al. (2003) u.a. folgende Verbindungen:

Oxidierte anorganische Stickstoffverbindungen: Nitrat (NO3-), Nitrit (NO2-) und
Lachgas (N2O)

Reduzierte anorganische Stickstoffverbindungen: Ammoniak (NH3) und
Ammonium (NH4+)

Organisch gebundener Stickstoff (Norg): vor allem in Eiweißen (Aminosäuren)
lebender und abgestorbener Organismen
Die Hauptquellen an reaktiven Stickstoff in der Biosphäre sind auf anthropogener
Seite das Haber-Bosch-Verfahren, die Verbrennung fossiler Energieträger und die
Stickstoffemissionen aus der Landwirtschaft (Galloway et al., 2003). Die größte
natürliche Stickstoffsenke ist die biologische Stickstofffixierung in natürlichen
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Allgemeiner Teil
Ökosystemen. 2010 war die geschätzte Menge an reaktivem Stickstoff, der
anthropogen neu in die Atmosphäre gekommen ist, doppelt so hoch wie der der
natürlichen Produktion, diese Schätzung unterlag jedoch erheblichen Bandbreiten
(IPCC, 2013).
2.2
Lachgas in der Abfallwirtschaft
Abbildung 2-1: Treibhausgasemissionen in der österreichischen Abfallwirtschaft 1990–2012
(Umweltbundesamt, 2014)
Die Abfallwirtschaft trug 2012 mit 1.657 Gg CO2-Äquivalenten zu 2,1 % der
österreichischen Treibhausgasemissionen bei, wobei seit 1990 ein Rückgang von
54 % zu verzeichnen ist (siehe Abbildung 2-1). Dies ist vor allem auf die neuen
Verordnungen zurückzuführen, welche die getrennte Sammlung, Re-Use und
Recycling-Aktivitäten und die obligatorische Vorbehandlung von Abfällen vor der
Deponierung forcieren. In der Abbildung 2-1 fällt die Kompostierung unter die
Kategorie „Other Waste―, wo sie den Hauptteil der Emissionen ausmacht.
2012 war N2O mit 22,7 % der österreichischen Treibhausgasemissionen in CO2Äquivalenten gemessen, das zweitwichtigste Treibhausgas in der Abfallwirtschaft
(siehe Abbildung 2-2), hinter CH4, das 77,2 % zu den österreichischen
Treibhausgasemissionen beiträgt (Umweltbundesamt, 2014). CO2 aus der
Abfallwirtschaft kann als klimaneutral angesehen werden, da es zuvor von Pflanzen
bei der Photosynthese aus der Atmosphäre gebunden wurde (Hellmann et al., 1997).
Im Zeitraum zwischen 1990 und 2012 stiegen die Lachgasemissionen aus der
Abfallwirtschaft auf 367 Gg CO2-Äquivalent. Dies entspricht einer Steigung von
182 % (Umweltbundesamt, 2014). Die N2O-Emissionen durch Kompostierung und
mechanisch biologische Abfallbehandlung weisen mit einer Zunahme von 0,08 Gg
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Allgemeiner Teil
auf 0,35 Gg eine Steigerung um 365 % zwischen 1990 und 2012 auf. Dies wird vor
allem durch die gestiegenen Mengen an kompostiertem Material begründet
(Umweltbundesamt, 2014). Der Sektor Abwasserbehandlung trägt mit 70,8 % zu den
N2O-Emissionen in der Abfallwirtschaft bei, während 29,2 % der weiteren
Abfallbehandlung (Kompostierung und MBA) zuzuordnen sind. Der nationale Anteil
der Kompostierung am Treibhauseffekt wird als gering eingeschätzt und wird nach
Amlinger et al. (2008) zwischen 0,03 % und 0,06 % des klimawirksamen nationalen
Gesamtausstoßes an CO2-Äquivalenten angegeben. Linzner et al. (2005) sprechen
von einer Gesamtemission von 49 kg CO2-Äquivalent pro Tonne biogener Abfälle bei
der offenen Kompostierung.
Abbildung 2-2: Lachgasemissionen in der Abfallwirtschaft in Österreich 2012-eigene Darstellung
adaptiert nach (Umweltbundesamt, 2014)
2.3
Bildungsprozesse von Lachgas
N2O wird durch unterschiedliche biologische Prozesse gebildet. Die wesentlichen
Stickstoff-Umsetzungsreaktionen in der Kompostierung sind die Ammonifikation, die
Immobilisierung von Stickstoff, die Nitrifikation und die Denitrifikation (Körner, 2009).
Die wesentlichen Entstehungsprozesse von Lachgas sind in Tabelle 2-1 definiert:
Tabelle 2-1: Entstehungsprozesse von Lachgas (Bleakley und Tiedje, 1982; Groffman et al., 1991;
Laughlin und Stevens, 2002; Mosier et al., 1983; Papen et al., 1989; Robertson et al., 1989;
Ussiri und Lal, 2014)
Entstehungsprozesse von N2O
Erläuterung
Autotrophe Nitrifikation
Siehe 2.3.1
Heterotrophe Denitrifikation
Siehe 2.3.2
heterotrophe Nitrifikation
durch Pilze
respiratorische Denitrifikation
Heterotrophe Nitrifizierer benötigen kein striktes
anaerobes Milieu, anfänglich aerobes Milieu stellt keine
Hemmnis dar
Nitrifizierer Denitrifikation
Denitrifikation durch autotrophe NH3-oxidierende
Bakterien. Ammoniumoxidierer können NO2- als
alternativen Elektronenakzeptor verwenden, wenn O2 nur
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limitierend vorhanden ist, und N2O produzieren
Denitrifikation durch Pilze
durch Pilze, die keine N2O Reduktase besitzen
Dissimilatorische Nitrat Reduktion zu Ammonium
Nur im maritimem Milieu
Co-Denitrifikation
Bakterien und Pilze setzen organ. N-Verbindungen mit
Nitrit zu N2O um
Chemodenitrifikation
Nicht mikrobiologische Art der Entstehung von Lachgas;
unter sauren Bedingungen kann N2O als Zwischenprodukt
bei der Reaktion von NH4- zu NO2 oder durch die
Umwandlung vom NO2- selbst entstehen
(Chemodenitrifikation).
Vor allem die biologischen Prozesse der Nitrifikation und Denitrifikation sind dabei
hervorzuheben (Bremner, 1997; Granli und Bøckman, 1994; Ussiri und Lal, 2014).
Weltweit entstehen 70 % des Lachgases durch Denitrifikation und Nitrifikation (Granli
und Bøckman, 1994; Gödde und Conrad, 2000; Mosier, 1998), während die übrigen
in der Tabelle 2-1 genannten Entstehungsarten quantitativ von geringer Bedeutung
sind.
Während der Kompostierung laufen Nitrifikation und Denitrifikation parallel im
Rottekörper ab. Während Cuhls und Clemens (2012) in ihrer Studie, der Nitrifikation
bei der Kompostierung höhere N2O-Raten zuzuordnen als der Denitrifikation, ordnen
Hwang und Hanaki (2000),bei einem Wassergehalt zwischen 40-60 % und O2-Gehalt
von 10 % der Denitrifikation eine wichtigere Rolle zu. Die großen Unterschiede sind
vor allem dadurch zu begründen, dass die Denitrifikationsprozesse stark zwischen
vollständigen und unvollständigen Abläufen variieren können und somit
unterschiedlich viel Lachgas entweichen kann sowie, dass die Rotteparameter, wie
der Wassergehalt stets variieren.
Abbildung 2-3: Leckage Modell der NO und N2O-Freisetzung bei der Nitrifizierung und Denitrifizierung
nach Firestone und Davidson (1989)
Abbildung 2-3 zeigt das Leakage-Modell, welches bei Firestone und Davidson (1989)
beschrieben wird. Demnach entweichen NO und N2O bei der Nitrifizierung von
Ammonium zu Nitrat und bei der darauffolgenden Denitrifizierung von Nitrat zu N2 als
Leckströme bei ungünstigen Bedingungen, die zu einem unvollständigen Ablauf der
Prozesse führen.
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2.3.1 Nitrifikation
Bei der Kompostierung sind autotrophe und heterotrophe Nitrifikanten beteiligt.
Autotrophe Nitrifikanten verwerten als Stickstoffquelle NH4+/NH3, heterotrophe
können auch organische Verbindungen verwerten (Körner, 2009).
Die bedeutendste Art der Nitrifikation ist autotrophe Nitrifikation (Beauchamp, 1997),
folglich wird diese genauer beschrieben. Ausgangssubstanz der Nitrifikation kann
entweder durch Ammonifikation entstandener Ammoniumstickstoff (Matsche, 1987)
(siehe Gleichung 2-1) sein oder Ammoniak. Das Ammonium-Ion bildet sich in
wässriger Phase, wenn Ammoniak vorliegt. Die beiden stehen in einem
Gleichgewicht, das vor allem vom pH-Wert und von der Temperatur abhängt, wobei
höhere pH-Werte und Temperaturen zu höheren Ammoniak-Werten führen (Kämpfer
und Scherer, 2002).
Gleichung 2-1: Ammonifikation
Bei der Nitrifikation wird Ammoniumstickstoff in einer zweistufigen biologischen
Oxidation über Nitrit in Nitrat überführt (Ussiri und Lal, 2014).

Autotrophe Nitrifikation
Gleichung 2-2: Nitratation von Ammoniumstickstoff zu Nitrit
Gleichung 2-3: Nitratation von Nitrit zu Nitrat
Im ersten Oxidationsschritt der autotrophen Nitrifikation wird Ammoniumstickstoff
(Oxidationsstufe-III) durch die chemoautotrophen Ammonium-Oxidierer, wie
Nitrosomonas, Nitrosospira, Nitrosolobus, Nitrosococcus, Nitrosovibrio (Bremner,
1997) unter Energiefreisetzung in Nitrit (Oxidationsstufe-III) umgewandelt (siehe
Gleichung 2-2).
Im zweiten Oxidationsschritt wird das entstandene Nitrit von Nitrit-Oxidierern wie
Nitrobacter unter Energiefreisetzung zu Nitrat (Oxidationsstufe-V) umgewandelt
(siehe Gleichung 2-3). Die entstehende Energie wird von den nitrifizierenden
Bakterien teilweise zum Aufbau ihrer Zellmasse genutzt (Matsche, 1987). Bei
Sauerstoffknappheit nutzen die Nitrifikanten das Nitrit als finalen Elektronenakzeptor
und somit kann N2O als Nebenprodukt gebildet werden.
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Nach (Groffman et al., 1991) gibt es hauptsächlich zwei Entstehungsgründe für
Lachgas in der Nitrifikation:

Ammoniumoxidierer können Nitrit als alternativen Elektronenakzeptor
verwenden, wenn O2 nur limitiert vorhanden ist, und N2O produzieren

Unter sauren Bedingungen kann N2O als Zwischenprodukt bei der
Reaktion von NH4 zu Nitrit oder durch die Umwandlung vom Nitrit selbst
entstehen
Hydroxylamin (NH2OH) ist ein Zwischenprodukt, welches während der ersten Stufe
der Nitrifikation entsteht (Kämpfer und Scherer, 2002; Körner, 2009). Bei der
weiteren Oxidation von Hydroxylamin zu Nitrit entsteht N2O unter aeroben
Bedingungen als Nebenprodukt (Bremner, 1997; Wrage et al., 2005). Es wird
angenommen, dass N2O als Nebenprodukt gebildet wird, um die Menge Nitrit zu
reduzieren, welches als Zellgift wirken kann. Zusätzlich ist zu erwähnen, dass einige
heterotrophe Mikroorganismen auch Nitrit und Nitrat aus reduzierten Formen von
Stickstoff produzieren können, wobei die Menge des in der Natur produzierten Nitrats
und Nitrits durch heterotrophe Bakterien nicht signifikant ist (Bremner, 1997).
Der Prozess der Nitrifikation bedarf eines hohen Sauerstoffverbrauches und ist
gekennzeichnet durch die Produktion von Säuren (Matsche, 1987):

1g NH4-N bedarf 4,6 g 02

1 Mol NH4-N bildet 2 Mol H+
2.3.2 Denitrifikation
Die Denitrifikation läuft im Wesentlichen als biologischer Prozess ab, wobei auch
chemische Denitrifikation (Chemodenitrifikation) möglich ist. Die biologische
Denitrifikation ist die mikrobiologische, dissimilatorische Reduktion von Nitrat
(Oxidationsstufe-V) zu N2 (Oxidationsstufe-0) als Endprodukt über die
Zwischenstufen Nitrit (Oxidationsstufe-III), NO (Oxidationsstufe-II) und Lachgas
(Oxidationsstufe I) und wird in Gleichung 2-4] nach Zumft (1997) dargestellt:
Gleichung 2-4: Denitrifikation
Denitrifikanten können sehr heterogen sein und von einer Vielzahl verschiedener
Bakterien durchgeführt werden (Körner, 2009). Die biologische Denitrifikation in
Böden wird jedoch zum großen Teil von fakultativ anaeroben, heterotrophen
Organismen durchgeführt, wie die Denitrifizierer Pseudomonas spp. und Alcaligenes
spp. (Bremner, 1997; Körner, 2009). Bei der heterotrophen Denitrifikation, welche
hier beschrieben wird, wird eine C-Quelle für die Denitrifikanten benötigt (Körner,
2009). N2O gilt als obligatorisches Zwischenprodukt bei der Denitrifikation (Ussiri und
Lal, 2014). Man spricht von einer unvollständigen Denitrifikation, sofern die N2OReduktase, welche N2O in N2 umwandelt, gehemmt ist. So kann Lachgas in der
Gasphase entweichen (Kämpfer und Scherer, 2002). Bei Körner (2009) ist die
qualitative Menge an N2O im Vergleich zum gebildeten N2 in ihrem Versuch sehr
gering, was darauf schließen lässt, dass hauptsächlich vollständige
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Denitrifkationsprozesse stattgefunden haben und die N2O-Reduktase nur teilweise
gehemmt war. Das N2O/N2-Verhältnis kann aber abhängig von den
Milieubedingungen stark variieren.
2.3.3 Milieubedingungen
2.3.3.1
Nitrifikation
Die Geschwindigkeit des Nitrifikationsprozesses hängt u. a. von der Wachstumsrate
der Nitrifikanten ab. Da diese bei gleicher Temperatur für die Nitrosomonas geringer
ist, als für Nitrobacter, bestimmt die Wachstumsrate der Nitrosomonas indirekt die
Reaktionsgeschwindigkeit (Matsche, 1987). Nitrifikanten haben einen sehr weiten
Temperaturbereich, in dem sie überlebensfähig sind, ihr Optimum liegt aber
zwischen 15 °C und 40 °C (Beck, 1979). Nach Körner (2009) findet Nitrifikation vor
allem im mesophilen Temperaturbereich (30 °C bis 40 °C) statt und eine Steigerung
der Temperatur führt zu einem Rückgang der Diversität an Nitrifikanten.
Die Konzentration an gelöstem Sauerstoff stellt bei niederen Konzentrationen den
limitierenden Faktor für die Nitrifikation dar (Matsche, 1987). Nitrifikation kann ab 1 %
Sauerstoff stattfinden, ist dabei aber noch sehr gering. Ab 19 Vol. % Sauerstoff in der
Gasphase finden mehr Nitrifikationsprozesse als Denitrifikationsprozesse statt
(Körner, 2009). Nach Hwang und Hanaki (2000) laufen Nitrifikation und Denitrifikation
bei einem Sauerstoffgehalt zwischen 10% und 15% parallel ab. Während bei
geringeren Sauerstoffgehalt mehr Denitrifikation und bei höheren Sauerstoffgehalt
mehr Nitrifikation stattfand. Bei einem Wassergehalt zwischen 40-60 % FM und
Sauerstoffgehalt von 10 %, war der Denitrifikation aber die höhere Anteil des
produzierten Lachgas zuzuschreiben. Sowohl Nitrifikation, als auch Denitrifikation
stiegen mit dem Wassergehalt im Bereich zwischen 40 und 60 % FM. Bei Blackmer
et al. (1980), die einen Bodenversuch durchführten war die Nitrifikationsrate bei
einem zunehmenden Wassergehalt zwischen 50-60 % FM relativ hoch. Bei Yoshida
und Alexander (1970) stieg die Lachgasproduktion ebenfalls mit steigendem
Wassergehalt.
Nach Beck (1979) können Nitrifikanten in einem pH-Bereich zwischen 4 und 10
auftreten, haben ihr Optimum jedoch zwischen 6,5 und 8. Nach Matsche (1987) wirkt
sich eine Senkung des pH- Wertes deutlicher auf die Nitrifikationsleistung aus, als
eine Steigerung. Läuft vor allem Nitrifikation ab, so steigen N2O-Werte mit
steigendem pH-Wert (6-8), läuft hauptsächlich Denitrifikation ab, so sinken N2OWerte mit steigendem pH-Wert über (5-6) (Granli und Bøckman, 1994).
Die Nitrifikationsrate kann bei anfänglich viel organischem Stickstoff steigen,
während NH4+/NH3 keine Limitierung darstellt, da dieser immer im Substrat enthalten
ist. Am Beginn der Rotte in der ersten mesophilen Phase findet Nitrifikation statt, da
dann viel organischer Stickstoff zur Verfügung steht, optimaler Sauerstoffgehalt
gewährleistet ist und der benötigte Temperaturbereich gegeben ist. Diese Phase ist
aber zeitlich stark begrenzt und deshalb eher unwesentlich. In der darauffolgenden
thermophilen Phase kann Nitrifikation zwar am Ende beim Übergang in die zweite
mesophile Phase stattfinden, die Nitrifikationsleistung ist aber sehr gering. Bezogen
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auf die Nitrifikationsleistung besitzt die Nachrotte die größte Bedeutung, da die
Temperaturen dann im optimalen Bereich für die Nitrifikanten liegen und die Dauer
deutlich länger ist, als die erste mesophile Phase (Körner, 2009). Die
Hauptnitrifikationsleistung und damit die potentiellen Hauptemissionszeitpunkte von
Lachgas liegen demnach nicht in der Intensivrotte sondern in der Nachrotte.
2.3.3.2
Denitrifikation
Denitrifikanten haben ihr Optimum im mesophilen Temperaturbereich (Kümmel,
1990), es gibt jedoch auch thermophile Denitrifikanten, die ihr Optimum im
thermophilen Bereich haben und bei Temperaturen bis zu 75 °C aktiv sind (Knowles,
1982). Während der Rotte kann zu Beginn über einen kurzen Zeitraum
Denitrifizierung stattfinden, wenn im Ausgangsmaterial Nitrat zu finden ist. Die
größten Denitrifikationsraten und somit N2O-Raten entstehen in der Nachrotte
(Körner, 2009).
Denitrifikation setzt erst im sauerstoffarmen Milieu ein (Knowles, 1982). Die N2OReduktase ist äußerst O2 sensibel. Ein rascher Wechsel der O2-Konzentration kann
die Wirkung der N2O-Reduktase inhibieren und zu einer unvollständigen
Denitrifikation führen. Die Unterdrückung der Denitrifikation beginnt z. B. bei
Pseudomonas denitrificans ab 5 %vol O2. (Knowles, 1982; Körner, 2009).
Eine hohe NO3-Konzentration und geringer O2-Gehalt fördern den Ablauf der
Denitrifikation, zusätzlich sollten noch C-Quellen verfügbar sein. Grundsätzlich
inhibiert ein zu hoher O2-Wert den Denitrifikationsablauf, jedoch hängt die
Denitrifikation von aus der Nitrifikation gebildeten NO3--Mengen und von den NO3-Konzentrationen, die im Ausgangsmaterial enthalten sind ab. Zur Nitratbildung bei
der Nitrifikation bedarf es Sauerstoff, somit ist O2 indirekt auch für die Denitrifikation
von Bedeutung (Körner, 2009). Höhere Konzentrationen an Nitrat können zu höheren
Nitritkonzentrationen führen und somit inhibitorisch auf die N2O-Reduktase wirken
(Knowles, 1982). Bei geringen Nitrat-Konzentrationen im Substrat bestimmt die
Nitratkonzentration die Denitrifikationsrate. Bei Kohlenstoffüberschuss und strikt
anaerobem Milieu kann Nitrat auch zu Ammonium dissimilatorisch umgesetzt werden
(Knowles, 1982). Das pH-Wert-Optimum liegt zwischen 6-8.
Die N2O-Reduktase reduziert Lachgas bei der Denitrifikation am Ende zu
elementarem Stickstoff. Die Reduktase ist sehr sauerstoffempfindlich.
Mikroorganismen können relativ hohe Konzentrationen an Lachgas tolerieren, da es
nicht toxisch wirkt. Deshalb reagieren Denitrifizierer nicht auf hohe
Lachgaskonzentrationen mit der Bildung von mehr N2O-Reduktase und es kann
vorkommen, dass nicht alle Denitrifikationsvorgänge vollständig ablaufen (Thomson
et al., 2012). Chapuis‐Lardy et al. (2007) erklären, dass Böden auch als
Lachgassenken fungieren können, wenn unter bestimmten Bedingungen mehr N 2O
reduziert, als Produziert wird. Dabei verweisen die Autoren vor allem auf die N2OReduktase während der Denitrifikation. Auf diesen mögliche Lachgasreduktion wird
in Kapitel 4.3.4 eingegangen.
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2.4
Grundlagen der Kompostierung
Die Informationen des Kapitels 2.4 wurden vorwiegend der Quelle (Binner et al.,
2004) entnommen.
Die Kompostierung gehört neben der Deponierung und Verbrennung zu den
klassischen
Abfallbehandlungsverfahren,
wobei
der
Deponierung
mehr
Treibhausgasemissionen zuzuordnen sind als der Kompostierung (Lou und Nair,
2009). Die Kompostierung ist ein aerobes biologisches Abfallbehandlungsverfahren
(Binner et al., 2004). Der Abbau bei der Kompostierung ist durch (bio-) chemische
und mikrobiologische Vorgänge gekennzeichnet, wobei der überwiegende Anteil am
Abbau organischer Substanz durch mikrobiologische Stoffwechselaktivitäten
bestimmt wird. Die Milieubedingungen für die Mikroorganismen stellen also einen
wichtigen Faktor bei der Kompostierung dar. Der Prozess der Kompostierung beginnt
mit der Hydrolyse hochmolekularer Substanzen, die durch extrazelluläre Enzyme der
Mikroorganismen in kleine Bruchstücke gespalten werden. Der Abbau
hochmolekularer Substanzen bedarf Spezialisten und mutualistischer Symbiosen,
welche als das gleichzeitige oder aufeinanderfolgende Zusammenwirken
verschiedener Mikroorganismen definiert sind. Entgegen der hochmolekularen
Substanzen werden die meisten niedermolekularen Verbindungen bevorzugt von
allen Mikroorganismen abgebaut. Parallel finden zu Beginn des Abbaus autolytische
Prozesse in pflanzlichen und tierischen Geweben statt. Die Stoffwechselprodukte des
mikrobiologischen Abbaus dienen dem Aufbau von Biomasse. Teilweise entziehen
mineralische Komponenten den Mikroorganismen die benötigte organische Substanz
durch Komplexierung und verhindern dadurch die rasche Umsetzung des Materiales
(Binner et al., 2004). Als Endprodukt entsteht bei der Kompostierung neben
Biomasse auch CO2 und H2O (Kämpfer und Scherer, 2002).
Ziele der Kompostierung werden nach Kämpfer und Scherer (2002) folgendermaßen
aufgelistet:

Reduktion von Gewicht und Volumen biologischer Abfallstoffe

Reduktion des Gehaltes bzw. Abtötung/Inaktivierung von pathogenen
Parasiten, Mikroorganismen, Viren und Unkrautsamen

Reduktion des Geruchs bzw. des Geruchspotentials

Reduktion des Wassergehalts
2.4.1 Intensivrotte
Die Intensivrotte kann auch als Heißrotte oder Hauptrotte bezeichnet werden. Sie
steht am Beginn des Rotteprozesses. Während der Intensivrotte wird ein intensiver
Abbau der leicht mikrobiell verfügbaren, organischen Eingangssubstanzen und der
Zwischenabbauprodukte, wie organische Säuren, erzielt. Die Intensivrotte ist nach
dem Stand der Technik beendet, sobald die Temperatur den Bereich über 40 °C
nicht
mehr
dauerhaft
übersteigt.
Je
nach
Belüftungsintensität,
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Materialzusammensetzung und Bearbeitungstechnik
zwischen fünf und zehn Wochen (Binner et al., 2004).
dauert
die
Intensivrotte
In unserem Versuch wurde eine Intensivrotte nach dem Prinzip der einstufigen
Hauptrotteverfahren durchgeführt, das bedeutet, dass das Rottegut über die gesamte
Hauptrotte in einem Verfahren abgelaufen ist und das Rottesystem nicht zwischen
eingehauster Kompostierung und anschließender offener Mietenkompostierung
gewechselt wurde. Die Intensivrotte war aufgrund der Rotte in den Reaktoren und
optimaler Prozessteuerung bereits rascher abgeschlossen(siehe Kapitel 4.1.1).
Amlinger et al. (2005) beschreiben zudem jenen Teil der Hauptrotte als Intensivrotte,
der unabhängig von der Selbsterwärmung des Rottegutes, in technisch unterstützten
Anlagenteilen durchgeführt wird, wie es über die gesamte Versuchsdauer der Fall
war.
Der Hauptrotte werden folgende Funktionen zugeordnet (Amlinger et al., 2005):

Abbau/Umbau der leicht abbaubaren Substanzen

Die Herstellung eines geruchsarmen Rotteproduktes

Temperaturbedingte Hygienisierung bei Temperaturen über 55°C

Minimierung der Emissionen klimarelevanter Gase für die anschließende
Nachrotte
Abbildung 2-4: Abbau- und Umbauraten bei der Rotte über 20 Wochen (Linzner et al., 2005)
Der typische Rotteverlauf bei der Kompostierung ist in Abbildung 2-4 dargestellt. Am
Beginn der Rotte, in der Hauptrotte, steigen die Temperaturen auf über 70°C, da
viele leicht verfügbare organische Substanzen den Mikroorganismen zur Verfügung
stehen. Diese setzen beim Abbau Wärme frei. Folglich nehmen die
mikrobiologischen Umsetzprozesse langsam ab und die Temperatur des
Rottesubstrates sinkt, ehe es nach fünf bis zehn Wochen in die zweite mesophile
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Phase übergeht und sich somit in der Nachrotte befindet. Der Kohlenstoffabbau
findet vor allem in der Hauptrotte statt. Die höchsten Ammoniumkonzentrationen
werden ebenfalls in der Hauptrotte gemessen und nehmen mit zunehmender
Versuchsdauer ab, während der pH-Wert zunimmt.
2.4.2 Kompost
Kompost wird als mit Humus und Nährstoffen angereichertes organisches Produkt
bezeichnet, welches der Bodenverbesserung dient. Die Qualität des Kompostes wird
vor allem durch den Anteil und der Qualität an organischer Substanz und durch den
Huminstoffanteil
bestimmt.
In
der
Kompostverordnung
werden
die
Qualitätsanforderungen an die Komposte geregelt. Komposte, die nach den
Qualitätsanforderungen der 2001 in Österreich in Kraft getretenen „Verordnung über
die Qualitätsanforderungen aus Abfällen― (BGBl. II Nr. 292/2001) (BMLFUW, 2001)
erzeugt wurden, werden nicht mehr als Abfall gelistet und können als Produkt in
Verkehr gebracht werden. Ansonsten bleibt der Kompost Abfall, darf aber trotzdem
verwertet werden (Binner et al., 2004).
2.4.3 Technik der Kompostierung
Kompostierung kann allgemein in „offene― und „geschlossene― Kompostierung
unterteilt werden.
2.4.3.1
Geschlossene Kompostierung
Die geschlossene Kompostierung oder auch Reaktorkompostierung in der Hauptrotte
findet in Rottetunneln oder Bioreaktoren statt. Dabei sind die Prozesseigenschaften
sehr gut steuerbar. Die geschlossenen Systeme werden zwangsbelüftet. In einem
geschlossenen System können die wesentlichen Prozessparameter Wasser, Luft,
Porenvolumen, Sauerstoffgehalt und Temperatur beeinflusst werden. Generell findet
die Intensivrotte in einem geschlossenen System statt. Daraufhin laufen die Schritte
Nachrotte und Rottereife in einem offenem Mietensystem ab. Geschlossene
Mietensysteme sind entstanden, um eine bessere Steuerung des Rotteprozesses zu
gewährleisen (Binner et al., 2004).
2.4.3.2
Offene Mietenkompostierung
Bei der „offenen― Kompostierung handelt es sich um die traditionelle Art der
Kompostierung, bei der der Rottekörper bzw. die Mietenoberfläche im unmittelbaren
Kontakt mit der Außenluft steht und somit Emissionen direkt in die Umgebungsluft
gelangen. Witterungseinflusse bei der offenen Mietenkompostierung werden durch
Abdeckmaterialien wie z. B. Vlies, Grasschnitt oder Reifekomposten verringert. Die
Rottedauer wird durch regelmäßiges Umsetzen deutlich verkürzt, da dadurch die
Mietenstruktur wesentlich verbessert wird. Um einen guten Rottefortschritt zu
gewährleisten, sind Verdichtungen im Rottekörper und Vernässungen an der
Mietenbasis zu vermeiden, da diese den Gasaustausch reduzieren. Offene
Mietenkomposte werden entweder natürlich oder zwangsweise belüftet (Binner et al.,
2004).
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2.5
Einfluss von Rotteparametern auf die N2O-Bildung
2.5.1 Temperatur
Der Prozess der Selbsterhitzung, hervorgerufen durch hohe mikrobiologische
Aktivität aufgrund hoher verfügbarer, organischer Substanz, führt zu Beginn der
Rotte zu einem Temperaturanstieg. Nimmt die Verfügbarkeit von leicht abbaubarer
Substanz ab, so verringern sich die Abbaurate und parallel dazu auch die
Temperatur im Rottekörper. Die Emissionen an CO2 steigen mit Zunahme der
mikrobiellen Aktivität an und sind ein guter Indikator für die Mineralisierungsraten
(Binner et al., 2004).
Die Leistung der Nitrifikanten und Denitrifikanten nimmt mit Anstieg der Temperatur
und dem Übergang in die thermophile Phase rasch ab und die Lachgasproduktion
sinkt stark (Amlinger et al., 2008; Amlinger et al., 2005; Beck-Friis et al., 2003;
Chowdhury et al., 2014; Cuhls und Clemens, 2012; Hao et al., 2004; Hellmann et al.,
1997). Chowdhury et al. (2014) und Jiang et al. (2011) wiesen jedoch auch
Lachgasemissionen in der thermophilen Phase nach. Die Temperatur sollte so lange
wie möglich im thermophilen Bereich gehalten werden um eine Hygienisierung des
Materiales zu erreichen und die Lachgasbildung zu hemmen (Amlinger et al., 2008).
2.5.2 Wassergehalt
Der Wassergehalt ist für den Prozess der Kompostierung von großer Bedeutung und
kann einen limitierenden Faktor darstellen. Mikroorganismen können Nährstoffe und
Sauerstoff nur in gelöster Form aufnehmen und sind somit auf eine optimale
Einstellung des Wassergehaltes, der sich an der Wasserkapazität und am optimalen
Luftporenvolumen orientieren sollte, angewiesen. Ein zu hoher Wassergehalt
schränkt das Luftporenvolumen und somit den Gastransport ein, dadurch verringert
sich der verfügbare Sauerstoff für die Mikroorganismen (Amlinger et al., 2005; Binner
et al., 2004; Liang et al., 2003). Der für die Kompostierung optimale Wassergehalt
hängt von der Substratmischung ab und liegt nach dem Stand des Wissens zwischen
bei 50 % und 60 % FM (Amlinger et al., 2005; Binner et al., 2004; Kumar et al.,
2010).
2.5.3 Belüftung
Der aerobe Abbau bei der Kompostierung benötigt Sauerstoff. Sauerstoff diffundiert
aus der Gasphase in die Flüssigphase und gelangt somit in den Wasserfilm, der die
Kompostpartikel umgibt, sodass ihn die dort enthaltenen Mikroorganismen
verarbeiten können. Der in dem Wasserfilm gelöste Sauerstoff gibt Auskunft über die
Versorgung
der
physiologisch
aktiven
Biomasse.
Während
des
Kompostierungsprozesses wird durch die Mikroorganismen die Korngröße der
Kompostpartikel verringert. Das führt zu einer Verringerung des Luftporenvolumens
(Kämpfer und Scherer, 2002).
Der Sauerstoffverbrauch hängt nach Binner et al. (2004) von folgenden Faktoren ab:

Art des Substrates: Leicht abbaubare Substanzen erhöhen
mikrobiologische Aktivität und dadurch den Sauerstoffverbrauch.
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die
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
Prozesstemperatur: Eine Temperatur von 45 °C bis 60 °C führt zu erhöhter
mikrobiologischer Aktivität und somit zu erhöhtem Sauerstoffbedarf.

Prozessphase: Der Sauerstoffverbrauch erreicht sein Maximum in der
Intensivrottephase und sinkt danach mit der Rottedauer.
Eine erhöhte Belüftung steigerte die Lachgasemissionen und senkte die
Methanemissionen (Fukumoto et al., 2003; He et al., 2001; Jiang et al., 2011). Bei
Chowdhury et al. (2014) hingegen hatte die Belüftungsrate keinen signifikanten
Einfluss auf die Lachgasemissionen, da die gesamten Lachgasemissionen im
Versuch und somit auch die Unterschiede sehr gering waren.
De Guardia et al. (2008) untersuchten den Einfluss verschiedener
Belüftungsvarianten auf die Stickstoffkreisläufe. Die Varianten mit der höchsten
Belüftungsrate wiesen die höchsten Ammoniakemissionen in der Gasphase vor, bei
den Varianten mit der geringsten Belüftung blieb am meisten Ammonium im Substrat.
Hohe Belüftung führte folglich zu mehr gasförmigen Ammoniakausträgen, diese
machten 79–94 % der N Austräge aus. Die hohe Belüftungsrate erhöht die
Ammoniakausgasung und senkt aber den Ammoniumaustrag in Sickerwasser. Die
Nitrifikationsleistung wurde verringert, da große Mengen des Ammoniaks bereits
gasförmig durch die hohe Belüftungsrate ausgetragen wurden.
Hohe Belüftungsraten und effektives Strippen von NH3 in der frühen thermophilen
Phase reduziert die N2O-Bildung und weitet das C/N-Verhältnis in einer späteren
Phase aus (Amlinger et al., 2008).
2.5.4 Umsetzen
Durch regelmäßiges Umsetzen erreicht man eine gute Durchmischung und
gleichmäßige Strukturierung des Kompostmateriales und eine Verringerung des
Wassergehaltes durch Ausgasung von Wasserdampf, was eine positive Wirkung auf
die Sauerstoffversorgung von Mikroorganismen hat (Binner et al., 2004). Der durch
Umsetzen in das Material eingebrachte Sauerstoff ist jedoch innerhalb einer Stunde
verbraucht (Kämpfer und Scherer, 2002).
Beim Umsetzen wird durch eine stattfindende Auflockerung des Materiales
Sauerstoff in das Substrat eingebracht und somit die aerobe Aktivität gesteigert. Dies
kann zu einer Hemmung der CH4-Bildner und parallel zu erhöhten N2O-Bildungsraten
führen. Es wird davon ausgegangen, dass der in die Miete gebrachte Sauerstoff zu
einem Nitrifikationsschub führt und kurzfristig bei Temperaturen unter 45° C die N2OBildung im Zuge der Nitrifikation gefördert werden kann. Das vorhandene Nitrat aus
der Nitrifikation wird unter anoxischen Bedingungen bei der Denitrifikation nicht mehr
zu elementarem Stickstoff abgebaut, sondern nur bis zur Stufe des N2O, da bei noch
vorhandenen Nitrat, die Reduktion von Nitrat energetisch günstiger für die
Mikroorganismen ist, als die Reduktion von N2O zu N2. Die Verwertung von Nitrat
stellt für die Mikroorganismen den höchsten Energiegewinn dar (Blackmer und
Bremner, 1978; Cuhls und Clemens, 2012).
Tägliches Umsetzen fördert den Reifeprozess und die Stabilität des Rottesubstrates,
erhöht aber zugleich die Nitrat- und Ammoniumkonzentrationen und somit die
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Nitrifikationsleistung (Hellmann, 1995; Kalamdhad und Kazmi, 2009). Die
Lachgasemissionen steigen dabei meist unmittelbar nach dem Umsetzen (El Kader
et al., 2007; Hellebrand, 1998; Jiang et al., 2011). Die Prozessführung ist während
der Hauptrotte so zu führen, dass vor allem Methanemissionen vermieden werden,
da diese in der Hauptrotte deutlich höher sind als in der Nachrotte. In der Nachrotte
wird empfohlen, die Umsetzintervalle geringer zu halten, um N 2O-Emissionen zu
reduzieren, da diese allgemein in der Nachrotte deutlich höher sind als in der
Hauptrotte (Amlinger et al., 2005).
2.5.5 C/N-Verhältnis
Mikroorganismen benötigen eine ausreichende Menge an Stickstoff, um
Kohlenstoffverbindungen zu verwerten, somit spielt das C/N-Verhältnis eine tragende
Rolle im Rotteprozess. Das C/N-Verhältnis stellt das Verhältnis zwischen Kohlenstoff
(C) und Stickstoff (N) im Substrat dar. Das optimale C/N-Verhältnis für die Rotte liegt
zwischen 20 und 30 (35). Während der Intensivrotte kommt es zur Mineralisierung
organischer Substanz, was sich in der Einengung des C/N-Verhältnisses
widerspiegelt (Binner et al., 2004; Kämpfer und Scherer, 2002).
Nach Shin et al. (1996) findet der Hauptteil des Abbaus bei einem C/N zwischen 20
und 30 in der Intensivrotte statt, während bei einem engen C/N-Verhältnis von 14 der
Hauptabbauprozess in der Nachrotte stattfindet. Hohe C/N-Verhältnisse führen zu
einer Verlangsamung des Abbaus, da die Mikroorganismen zuerst den
überschüssigen Kohlenstoff veratmen müssen (Krogmann, 1994), während zu
niedrige C/N-Verhältnisse Stickstoffverluste in Form von Ammoniak und im aeroben
Milieu folglich Lachgasemissionen mit sich tragen (Amlinger et al., 2008; Amlinger et
al., 2005; Fricke und Vogtmann, 1994). Ein weites C/N-Verhältnis über 35
verlangsamt den mikrobiellen Abbau und die Humifizierung, ein zu enges C/NVerhältnis führt zu erhöhtem Stickstoff- und Lachgasemissionen (Amlinger et al.,
2008; De Guardia et al., 2008; He et al., 2000; Huang et al., 2004; Pagans et al.,
2006; Wang et al., 2014; Yamulki, 2006; Zhu, 2007). Nach Krogmann (1994) sind
95 % des in Bioabfällen enthaltenen Stickstoffes in Mikroorganismen, Ligno-ProteinKomplexen und Huminstoffen gebunden, anorganische N-Verbindungen wie Nitrat
sind nur begrenzt vorhanden. Bei Jiang et al. (2011) hatte das C/N-Verhältnis
Einfluss auf die Kompostreife, ein niedrigeres C/N-Verhältnis von 15 verzögerte
dabei die Kompostreife, während die Varianten mit einem C/N-Verhältnis von 18 und
21 nach 35 Tagen reif waren.
2.5.6 pH-Wert
Der pH-Wert zeigt einen für die Rotte typischen Verlauf. In der mesophilen Phase
sind vor allem säurebildende Mikroorganismen aktiv, deshalb kommt es kurzfristig zu
einer Anhäufung organischer Säuren und zur Absenkung des pH-Wertes, ehe es
daraufhin wieder zur Steigerung des pH-Wertes kommt. Das pH- Wert Optimum für
die Rotteflora liegt zwischen 5,5 und 8 (Binner et al., 2004).
Huang et al. (2004) vergleicht Kompost mit einem C/N-Verhältnis von 30 und einem
C/N-Verhältnis von 15 und stellt fest, dass C/N 15 höhere pH-Werte hat, die
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Temperatur langsamer ansteigt, die thermophile Phase kürzer ist und höhere
Ammonium-Konzentrationen vorherrschen. Es gibt keinen signifikanten Unterschied
beim Kohlenstoffabbau bei beiden Varianten. Beide Varianten zeigten am Anfang
eine Steigerung des Ammonium-Anteils aufgrund von Ammonifikation und
Mineralisation des organischen Stickstoffes, der dann mit fortschreitender Rottedauer
durch Verflüchtigung und mikrobiologische Immobilisation des Stickstoffes absank.
Nach 63 Tagen lagen die Ammoniumkonzentrationen bei 316 mg/kg TM bei einem
C/N-Verhältnis von 30 und 912 mg/kg TM bei einem C/N-Verhältnis von 15. Die
Kompostierung kann auch bei geringeren C/N ablaufen, nur der Prozess ist verzögert
(Huang et al., 2004).
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Experimenteller Teil
3. Experimenteller Teil
3.1
Erarbeitung und Darstellung der Methodik
3.1.1 Versuchsschema
Abbildung 3-1: Versuchsschema nach Zenzmaier, unveröffentlicht (2015)
Über einen Kompressor wurde, wie in (Abbildung 3-1) dargestellt, getrocknete
Außenluft angesaugt und über ein Druckminderungsventil in das System geleitet,
nachdem sie über ein Druckminderungsventil auf den atmosphärischen Druck von
1 bar reduziert wurde. Es wurden 12 Exsikkatoren (Abbildung 3-2), je 4 pro Variante
mit ca. 3,5 -4 kg FM des Ausgangsmateriales des Kompostwerkes Lobau gefüllt. Die
mit dem Substrat gefüllten und anschließend luftdicht verschlossenen Exsikkatoren
befanden sich in der Klimakammer und waren über PVC-Schläuche mit dem System
in Verbindung. Der eintretende Luftstrom wurde mit 12 Volumenstromreglern (einer
für jeden Exsikkator) täglich so eingestellt, dass ein Regelparameter von ca. 5 % CO2
im Abgasstrom der einzelnen Exsikkatoren vorherrschte und somit optimale
Rottebedingungen gegeben waren. Die Temperatur des Substrates wurde täglich mit
einer Einstechsonde im Inneren der Exsikkatoren gemessen, sodass die
Klimakammer entsprechend dem Rotteverlauf eingestellt und somit der klassische
Temperaturverlauf in der Intensivrotte simuliert werden konnte. Im Abgasstrom wurde
in einer Kondesatfalle Wasserdampf auskondensiert und regelmäßig auf Ammoniumund Nitratkonzentrationen analysiert. Die bei der Intensivrotte entstehenden Gase
N2O, CO, CO2 und CH4 entwichen über die Abluft des Reaktors und wurden in einem
für jeden Exsikkator eigenen, ca. 10 Liter großen Puffersack bis zur jeweiligen
Messung zwischengespeichert. Im N2O/CO-Analyzer (Nitrous Oxide und Carbon
Monoxide Analyzer) wurde sekündlich der Inhalt jedes Puffersackes sowohl auf N2O
als auch auf CO nach dem Funktionsprinzip des Cavity Ring Down Spectroscopy
(siehe Kapitel 3.2.1) analysiert. Aus jedem Puffersack wurde dabei stündlich fünf
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Experimenteller Teil
Minuten lang Gas entnommen und gemessen. Die Sekundenwerte wurden vom
N2O/CO-Analyzer direkt auf einer Festplatte gespeichert. Die CO2–Emissionen
wurden in den Gaspuffersäcken aufgefangen und gelangten über die
Messstellenumschalter in das CO2-Messgerät, wo sie mittels Infrarotspektroskopie zu
Beginn des Versuches alle zwei Stunden, im weiteren Verlauf alle vier Stunden
gemessen wurden. Die gemessenen CO2-Werte wurden auf einen
Gleichspannungsschreiber aufgezeichnet. Die CH4-Messung erfolgte täglich mit
einem Flammenionisationsdetektor, dabei wurde der FID an ein verschließbares
Ablassventil gesteckt, welches in der Abgasleitung nach dem Gaspuffersack
eingebaut war, sodass die Messung erfolgen konnte. Der Abgasstrom des offenen
Systems wurde zuletzt über einen sauren Wäscher geleitet, um eventuelle
Ammoniak-Emissionen abzufangen ehe er in die Außenluft abgegeben wurde. Die
Untersuchungsmethoden und Messprinzipien werden in dem Kapitel 3.2 genauer
erläutert.
Abbildung 3-2: Aufbau Exsikkator adaptiert nach Binner (2012)
3.1.2 Versuchsaufbau
3.1.2.1
Versuchsaufbau: Versuch 1
Der Versuch 1 beschäftigte sich mit der Lachgasemission während der Intensivrotte
bei verschiedener Ausgangsmaterialzusammensetzung in Bezug auf den Parameter
C/N-Verhältnis.
Das notwendige Ausgangsmaterial wurde am Morgen des 06.05.2014 aus dem
Kompostwerk Lobau der Stadt Wien geholt. Es handelte sich um frische Bioabfälle,
die am selben Tag angeliefert, mit Strukturmaterial gemischt, grob geschreddert und
in Mieten aufgesetzt wurden. Das Material wurde von mehreren Mieten an
verschiedenen Punkten entnommen und hatte bei Entnahme eine durchschnittliche
Temperatur von 41,8 °C. Am Institut wurde das Material sofort auf 20 mm
geschreddert und daraufhin homogenisiert, sodass die Substratmischungen erstellt
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Experimenteller Teil
werden konnten. Neben
Substratmischungen erstellt.
dem
Ausgangsmaterial
wurden
zwei
weitere
Bei Mischung der beiden Varianten mit engerem und weiterem C/N-Verhältnis war
das C/N des Ausgangsmateriales noch nicht bekannt. Da diese beiden Varianten
jedoch aus dem Ausgangsmaterial und Zusatzstoffen gemischt wurden, konnten bei
der Substratvermischung zwar die Richtungen der C/N-Verhältnisse (weit bzw. eng)
erreicht werden, nicht aber genau definierte C/N-Verhältnisse. Die erreichten C/NVerhältnisse wurden erst nach dem Einbau ermittelt und sind in Tabelle 3-1
angeführt.
Tabelle 3-1: Versuch 1, Substratmischungen der Varianten vor dem Einbau
Variante
Reaktoren
Ausgangsmaterial
Harnstoff
(CH4N2O)
Sägemehl
C/N 19
1 – 4 – 7 - 10
10.000 g TM
0g
0g
C/N 15
2 – 5 – 8 – 11
10.000 g TM
87 g
0g
C/N 32
3 – 6 – 9 – 12
7.500 g TM
0g
2.600 g
Die Ausgangsvariante hatte ein C/N-Verhältnis von 19. Die enge C/N-Variante
erreichte durch die Zugabe von Stickstoff in Form von Harnstoff ein C/N 15. Die weite
C/N-Variante erreichte durch Zugabe von Kohlenstoff in Form von getrocknetem
Sägemehl aus naturbelassenen Holzverschnitten ein C/N 32. Die drei verschiedenen
Varianten wurden auf jeweils vier Exsikkatoren aufgeteilt.
Ehe das Material eingebaut wurde, wurde mit Hilfe der Faustprobe die Konsistenz
des Substrates untersucht und bei Bedarf Wasser hinzugegeben. Parallel zum
Einbau wurde eine Bestimmung des Luftporenvolumens und der Wasserkapazität
des Ausgangsmateriales durchgeführt. Der Versuch wurde am 06.05.2014 um
18:00 Uhr gestartet.
3.1.2.2
Versuchsaufbau: Versuch 2
Untersuchungsgegenstand des Versuches 2 war der Einfluss verschiedener
Rottetechniken auf die N2O-Emissionen während der Intensivrotte. Anders als bei
Versuch 1 blieb die Materialzusammensetzung bei allen Varianten gleich, während
die Rotteparameter Belüftung und Umsetzintervall variiert wurden.
Der Versuchsaufbau erfolgte am 08.09.2014. Das notwendige Ausgangsmaterial
wurde am Morgen im Kompostwerk Lobau der Stadt Wien abgeholt. Es handelte sich
um vor Ort aufbereitete Bioabfälle, die am selben Tag angeliefert, mit
Strukturmaterial gemischt, grob geschreddert und in Mieten aufgesetzt wurden. Das
Material wurde von mehreren Mieten an verschieden Punkten entnommen und hatte
bei Entnahme eine durchschnittliche Temperatur von 47,1 °C. Am Institut wurde das
Material sofort auf 20 mm geschreddert und daraufhin homogenisiert. Schlussendlich
konnte das Material in die Exsikkatoren eingebaut werden.
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Experimenteller Teil
Die Reaktoren der „Variante stoßhafte Belüftung― wurden über die gesamte
Versuchsdauer jeweils für 30 Minuten belüftet, gefolgt von 30 Minuten ohne
Belüftung. Eine Ausnahme bildete Tag 1, an dem zunächst 15 Minuten belüftet
wurde, gefolgt von 45 Minuten ohne Belüftung. Das Belüftungsintervall wurde nach
Tag 1 verlängert, um den Regelparameter. Zudem wurden die Belüftungsratender
„Variante STO― erhöht, zum einen da die CO2-Werte im Abgasstrom auf über 20 %
gestiegen waren und somit während des weiteren Versuches außerhalb des
Messbereiches gewesen wären, und zum anderen, um für alle drei Varianten den
Regelparameter von von 5 %vol CO2 in der Abluft einzuhalten. Die Volumenströme
der „Variante STO― führten so in Summe zu höheren Volumenströmen je Stunde als
jene der „Variante NORM― und „Variante UM―. Die Reaktoren der Variante doppeltes
Umsetzintervall wurden zusätzlich zum wöchentlichen Umsetzen aller Reaktoren
einmal in der Wochenmitte umgesetzt. Die untersuchten Rotteparameter werden in
Tabelle 3-2 dargestellt. Die drei verschiedenen Varianten wurden auf jeweils vier
Exsikkatoren aufgeteilt. Ehe das Material eingebaut wurde, wurde mit Hilfe der
Faustprobe der Wassergehalt des Ausgangsmateriales geschätzt und bei Bedarf
Wasser hinzugegeben. Parallel zum Einbau wurde eine Bestimmung des
Luftporenvolumens des Ausgangsmateriales durchgeführt. Der Versuch wurde am
08. 09. 2014 um 17:00 Uhr gestartet.
Tabelle 3-2: Versuch 2, Rottetechnik der Varianten über die gesamte Versuchsdauer
Variante
Referenzrotte
(NORM)
Stoßhafte Belüftung
(STO)
Doppeltes Umsetzintervall
(UM)
Reaktor
Technik
1 - 3 – 5 - 11
7 – 8 – 9 - 10
2 - 4 – 6 - 12

Nach 7 Tagen umsetzen

Durchgehende Belüftung

Nach 7 Tagen umsetzen

30 min Belüftung/ 30 min keine
Belüftung ⃰

Nach 3 Tagen umsetzen

Durchgehende Belüftung
⃰ Ausnahme Tag 1: 15 min Belüftung/45 min keine Belüftung
3.1.3 Versuchsbetreuung
Die Versuchsbetreuung am laufenden Versuch bestand aus:

Täglich: CH4-Messungen, Temperaturmessungen des Rottesubstrates und
Temperaturregulierungen der Klimakammer, Kontrolle und Justierung des
Volumenstromes für die einzelnen Exsikkatoren, um das Regelparameter von
5 %vol CO2 in der Abluft einzuhalten, Austausch der Kühlelemente in den
Kondensatfallen, Justierung des Gleichspannungsschreibers am CO 2-IRMessgerät; Kontrolle der Funktionsfähigkeit des N2O/CO-Analyzers
hinsichtlich Druck, Temperatur in Messzelle und Absorptionsspektrum,
Aufzeichnung des Luftdrucks.
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Experimenteller Teil

Bei Bedarf: Probenahme aus sauren Wäschern und Austausch der
Wäscherlösung, Probenahme und Entleerung des Kondensatwassers.

Wöchentlich: Jeder Exsikkator wurde einzeln aus dem System entnommen,
gewogen und in einen 50 l Plastiktrog gegeben, wo Störstoffe händisch
abgetrennt und das Material umgesetzt und homogenisiert wurde. Daraufhin
wurden exakt abgewogene Mengen des Substrates zu weiteren
Analysezwecken entnommen. Nach Probeentnahme wurde mit Hilfe der
Faustprobe der Wassergehalt geschätzt und bei Bedarf wurde dem Material
eine abgemessene Menge an Wasser beigefügt. Beim wöchentlichen
Umsetzen war vor allem darauf zu achten, den Vorgang rasch durchzuführen,
sodass der Exsikkator schnell wieder an das System angeschlossen werden
konnte. Nach den ersten sieben Tagen wurden bei beiden Versuchen und
allen Varianten starke Massenverluste bis zu 26,2 % festgestellt, sodass aus
jeweils vier Exsikkatoren nur mehr drei je Variante weitergeführt wurden. Die
Exsikkatoren 10, 11 und 12 wurden dabei jeweils gleichmäßig auf die übrigen
Exsikkatoren ihrer Variante aufgeteilt.
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Experimenteller Teil
3.2
Material und Methoden
3.2.1 Lachgas- und Kohlenmonoxidmessung
Die N2O- und CO-Messung erfolgte mit dem N2O/CO-Analyzer (Nitrous Oxide und
Carbon Monoxide Analyzer) der Firma LOS GATOS RESEARCH (LGR), siehe
(Abbildung 3-3) und funktioniert nach dem Prinzip der Cavity Ring Down
Spectroscopy (CRDS). Das Messgerät misst im ppb-Bereich parallel N2O, CO und
Wasserdampf mit einer Messgenauigkeit von 0,1 ppb. Jeder Reaktor wurde einmal
stündlich für 4-5 Minuten auf die Lachgaskonzentration analysiert. Dabei wurde mit
einer Leistung von 50 ml pro Sekunde Gas aus den Puffersack angesaugt, bis in der
Messzelle der nötige Druck von 87 Torr erreicht war. Das Gerät misst zusätzlich H2O
und gibt auch die N2O-Trockenwerte (um den Wasserdampf korrigiert) an, somit
wurde in dieser Arbeit mit N2O-Trockenwerten gearbeitet. Der lineare Messbereich
liegt zwischen 1 und 4.000 ppb und der dynamische Messbereich zwischen 1 und
10.000 ppb (Research, 2012).
Abbildung 3-3: N2O/CO Analyzer und CRDS Messprinzip
CRDS funktioniert mit dem Prinzip der Messzellenmessung. Das zu messende Gas
wird, wie in (Abbildung 3-3) dargestellt, über eine nachgeschaltete Luftpumpe in eine
geschlossene Messzelle gesaugt und dort mit einem Laserstrahl im mittleren IRBereich durchleuchtet. Das Laserlicht wird schräg eingeleitet (off-axis) und somit wird
der Strahl mehrere tausend Mal durch Spiegel reflektiert. So wird die Messstrecke
deutlich verlängert (2,5 km) und das Gerät kann exakte Messkonzentrationen im ppbBereich mit einer Abweichung von 0,1 ppb angeben. An beiden Enden der Messzelle
sitzen Reflexionsspiegel, welche 99,99 % der IR-Strahlung reflektieren. Ein Detektor
hinter den zweiten Spiegel misst die Reduktion der Strahlungsintensität, über welche
die Gaskonzentration bestimmt wird. Das Gerät hat eine interne Druck- und
Temperaturkontrolle und somit eine hohe Systemstabilität (Research, 2012).
Die Sekundenwerte wurden mit Hilfe des Statistikprogramms R zu 10Sekundenmittelwerten zusammengefasst. Diese Werte wurden folglich noch weiter
zu Stundenmittelwerten gemittelt. Die Konzentrationen von N 2O im Abgasstrom
wurden in ppb aufgezeichnet und in mg/h umgerechnet. Dazu bedarf es der
Molmasse und des Molvolumens bei Normbedingungen von N2O.
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Experimenteller Teil
Mit folgenden Formeln wurden die N2O-Werte von ppm auf mg/h umgerechnet:
Gleichung 3-1: Umrechnung Lachgas von ppm auf mg/Nm
*
⁄
+
3
[ ⁄
(
]
⁄
*
+
[
)
]
3
Gleichung 3-2: Umrechnung Lachgas mg/Nm auf mg/h
*
⁄ +
(
*
+
⁄
⁄
)
3
Nm = Normkubikmeter
Molmasse N2O = 44,01
Molvolumen bei Normbedingungen = 22,413968
V ln/h = Volumenstrom in Normliter je Stunde
Mit folgender Formel wurden die CO-Werte von ppm auf mg/h umgerechnet:
Gleichung 3-3: Umrechnung CO von ppm auf mg/Nm
*
⁄
+
3
[ ⁄
(
]
⁄
*
+
)
[
]
3
Gleichung 3-4: Umrechnung CO mg/Nm auf mg/h
*
⁄ +
(
*
⁄
⁄
+
)
3
Nm = Normkubikmeter
Molmasse CO = 28,01
Molvolumen bei Normbedingungen = 22,413968
V ln/h = Volumenstrom in Normliter je Stunde
Sowohl die N2O Fracht, als auch die CO-Fracht wurde in mg/kg TM umgerechnet
(siehe Gleichung 9). Dazu wurde die jeweilige Fracht über die gesamte Woche, auf
die TM, die am Anfang jeder Woche ermittelt wurde bezogen.
Gleichung 3-5: Umrechnung Fracht auf mg/kg TM
*
⁄
+
Fracht t= Fracht in mg/h
TMt = Trockenmasse, die jeweils am Beginn jeder Woche ermittelt wurde
3.2.2 CO2-Messung mittels Infrarotspektroskopie
Die Bestimmung der CO2-Konzentrationen in den Abgasströmen erfolgte bei beiden
Versuchen in der Anfangsphase der Versuche in zwei Stunden Intervallen und später
in vier Stunden Intervallen, da die mikrobielle Aktivität zu beim Frischkompost sich
schnell ändern kann. Das CO2-Messgerät GAS MESSUNG GMA 052 war mit einem
Messstellenumschalter verbunden, sodass jeder Puffersack, der jeweilig mit einem
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Experimenteller Teil
Exsikkator verbunden war, einzeln für zwei Minuten gemessen wurde und die Werte
mit einem Gleichspannungsschreiber aufgezeichnet wurden. Gemessen wurde nach
dem Prinzip der IR-Spektroskopie. Das Messgerät wurde zudem einmal mit
Prüfgasen der CO2 Konzentrationen 1 %, 5 % und 10 % überprüft.
Das zu messende Gasgemisch wurde im Infrarotbereich direkt aus den Gassäcken
der Versuchsanlage gemessen, wobei eine angesaugte Menge von 1-2 Litern Gas
pro Messung angenommen wird und in % vol. angegeben
Mit folgenden Formeln wurden die CO2 % vol. in g/h umgerechnet:
Gleichung 3-6: Umrechnung CO2[%vol.] auf g/Nm
* ⁄
+
3
[ ⁄
(
]
⁄
*
+
[
)
]
3
Gleichung 3-7 :Umrechnung CO2 g/Nm auf g/h
* ⁄ +
(
* ⁄
⁄
+
)
3
Nm = Normkubikmeter
Molmasse CO2 = 44,01
Molvolumen bei Normbedingungen = 22,413968
V ln/h = Volumenstrom in Normliter je Stunde
Schlussendlich wurden die Mengen jeweils auf die wöchentlichen Trockenmassen
bezogen. Dies erfolgte nach demselben Prinzip wie es in Gleichung 3-5 dargestellt
wurde, mit dem Unterschied, dass die Mengen auf g/kg TM bezogen wurden.
3.2.3 Methan-Messung mit Flammenionisationsdetektor
CH4 wurde täglich mit dem FID (FlammenIonisationsdetektor) THERMO TVA 1000
direkt aus den Gassäcken in ppm (parts per million) gemessen. Die Messdauer an
jedem Messpunkt war mindestens 60 Sekunden. Der FID ist selektiv für
Kohlenwasserstoffe und wurde vor jedem Messeinsatz auf das zu untersuchende
CH4-Gas mit einem Prüfgas (500 ppm CH4) kalibriert.
Im FID wird die Leitfähigkeit einer Knallgasflamme (Brenngas = Wasserstoff)
zwischen zwei Elektronen gemessen. Wie in Abbildung 3-4 grafisch dargestellt, wird
das zu untersuchende Gas in einem Trägergasstrom in die Knallgasflamme
transportiert und dort thermisch ionisiert. Die Elektronen, welche bei der Ionisierung
freigesetzt werden, werden mittels Detektors aufgefangen. In einem
angeschlossenen Detektor wird der Elektronenstrom auf die Konzentration umgelegt.
Der Ionisationsstrom wird verstärkt aufgezeichnet.
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Abbildung 3-4: Funktionsprinzip FID (Schomburg, 1986) entnommen aus (M. Huber-Humer et al.,
2014)
Mit folgenden Formeln wurden die CH4-Werte von ppm auf mg/h umgerechnet:
Gleichung 3-8:Umrechnung CH4 von ppm auf mg/Nm
*
⁄
+
3
[ ⁄
(
]
*
⁄
+
)
[
]
3
Gleichung 3-9:Umrechnung Methan mg/Nm auf mg/h
*
⁄ +
(
* ⁄
⁄
+
)
3
Nm = Normkubikmeter
Molmasse CH4 = 16,04
Molvolumen bei Normbedingungen = 22,413968
V ln/h = Volumenstrom in Normliter je Stunde
3.2.4 Probenahmen für Analysezwecke
Tabelle 3-3 führt an, zu welchem Zeitpunkt welche Proben über die Versuchsdauer
genommen wurden. Die genauere Durchführung der jeweiligen Analysen wird in dem
folgenden Kapitel genauer beschrieben. Für den Wassergehalt in %FM wurden je
Reaktor zweimal ca.60 g (bei Versuch 1) bzw. 100 g FM (bei Versuch 2) entnommen,
um eine Doppelbestimmung durchzuführen. Die getrockneten Proben wurden nach
der Wassergehaltsbestimmung noch für die Glühverlustbestimmung, die TOC- und
TIC-Bestimmung und die Bestimmung des C/N-Verhältnis und des
Gesamtstickstoffes herangezogen. Für die Eluatproben wurden je Reaktor 50 g FM
entnommen. Aus den Eluaten wurde pH-Wert sowie Ammonium-und
Nitratkonzentrationen gemessen. Die Analysen beim Versuchsbeginn wurden jeweils
für einen Reaktor der jeweiligen Variante durchgeführt, da zu erwarten war, dass das
Material innerhalb einer Variante beim Einbau homogen war. Zu Beginn und am
Ende der jeweiligen Versuche wurden ca. 1-2 kg FM zur Bestimmung der
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Experimenteller Teil
Wasserkapazität und des Luftporenvolumens und ca. 500 g FM zur Bestimmung des
AT4 entnommen.
Tabelle 3-3: Versuch 1 und Versuch 2, Zeitpunkt und Art der Probenahme der über die gesamte
Versuchsdauer
Versuch 1
Variante
C/N 19
C/N 15
C/N 32
06.05.2014
WG,EL,WK,AT4
WG,EL, AT4
WG,EL, AT4
Reaktor
R1
R4
R7
R10
R2
R5
R8
R11
R3
R6
R9
R12
13.05.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG, EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
20.05.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
27.05.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
03.06.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
10.06.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
Versuch 2
Variante
NORM
UM
STO
08.09.2014
WG,EL,WK, AT4
WG,EL, AT4
WG,EL, AT4
Reaktor
R1
R3
R5
R11
R2
R4
R6
R12
R7
R8
R9
R10
15.09.2015
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL, KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL, KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL.
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
22.09.2015
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL, KW
WG,
EL, KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
29.09.2014
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL, KW
WG,
EL, KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG,
EL,
KW
WG = Wassergehalt Feuchtmasse; EL= Eluat; WK = Wasserkapazität; AT4 = Atmungsaktivität über 4 Tage; KW =
Kondensatwasser
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3.2.5 Wassergehaltsbestimmung
Für die Wassergehaltsbestimmung wurden wöchentlich Proben entnommen. Die
Probemengen beliefen sich dabei auf ca. 60–100 g. Die geringen Probemengen sind
damit zu begründen, dass das Material in den Reaktoren sehr begrenzt war und der
Rotteverlauf durch zu viel Entnahme beeinträchtigt worden wäre. Es wurde eine
Doppelbestimmung durchgeführt. Die eingewogenen Proben wurden in
ausgewogene Aluminiumtassen gefüllt und für 24 Stunden bei 105 °C in einem
Trockenschrank bis zur Gewichtskonstanz getrocknet, um die Mikroorganismen zu
inaktivieren und weitere chemische Vorgänge zu verhindern.
Aus der Gewichtsdifferenz zwischen Feuchtprobe und Trockenprobe wurde der
Wassergehalt bestimmt:
Gleichung 3-10:Berechnung des Wassergehaltes
[ ]
3.2.6 Wasserkapazität
Bei der Analyse der Wasserkapazität wurde das Substrat in einen PVC-Zylinder, der
mit einem Gitter am Boden versehen ist, gegeben und bis zum Rand aufgefüllt.
Anschließen wurde das Material durch aufschlagen des Zylinders am Tisch,
verdichtet und in ein Wasserbad gegeben, das bis zur Zylinderoberkante reichte.
Nach 24 Stunden wurde das Material gewogen und anschließend bei 105 ° bis zu
Gewichtskonstanz getrocknet. Aus der Differenz zwischen dem feuchtem, mit
Wasser gesättigten und dem trockenen Material wurde die Wasserkapazität in %
berechnet.
3.2.7 Glühverlust
Für die Analyse des Glühverlustes wurden die getrockneten Proben die zur
Wassergehaltsbestimmung für jeden Reaktor wöchentlich gezogen wurden, in einer
Scheibenschwingmühle zerkleinert und über ein Sieb mit einer Korngröße von
≤0,63 mm gesiebt. Durch das sieben wurde das Material homogenisiert. Grobe
Holzfraktionen, die nicht weiter durch die Scheibenschwingmühle aufgespalten
werden konnten, wurden entfernt. Für die GV-Analyse wurde jede Probe von jedem
Reaktor einer Doppelbestimmung unterzogen.
Von der getrockneten Probe wurden jeweils 10 g auf 0,01 g genau in einen zuvor
gewogenen Porzellantiegel gegeben. Jede Probe wurde doppelt bestimmt. Um
eventuelle Restfeuchte in den Proben zu eliminieren, wurden die gefüllten
Porzellantiegel bei 105 °C für drei Stunden im Trockenschrank getrocknet. Zum
Abkühlen wurden die Proben in einen geschlossenen Exsikkator mit Kieselgel als
Trockenmittel gestellt und nochmals gewogen. Die Porzellantiegel mit den
eingewogenen, getrockneten Proben wurden in einem Muffelofen der Firma
NABERTHERM bei einer Temperatur von 545 °C für etwa fünf Stunden verglüht. Das
Verglühen erfolgte dabei über einen Zeitraum von sieben Stunden, da der Muffelofen
durch langsames Aufheizen sicherstellt, dass die Probe ausreichend vorverbrannt
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wurde. Nach Ende des Glühvorganges, siehe (Abbildung 3-5), wurden die Proben in
einem Exsikkator abgekühlt und abermals gewogen.
Der Glühverlust wurde folgendermaßen berechnet:
Gleichung 3-11: Berechnung des Glühverlustes
[
(
]
)
Abbildung 3-5 Glührückstände aus der Glühverlustanalyse
3.2.8 TOC (Total organic carbon) und TIC (Total inorganic carbon)
Der Total organic carbon (TOC) gibt den gesamten Gehalt an organischem
Kohlenstoff in einer Probe an. Er berechnet sich aus der Differenz des
Gesamtkohlenstoffes, dem TC (Total carbon), und dem Gehalt an anorganischem
Kohlenstoff TIC (Total anorganic carbon). Sowohl der TC, als auch der TIC wurden
im VARIO-MAX der Firma ELEMENTAR bestimmt.
Als Probe für die TC-Bestimmung wurde die bei 105 °C getrocknete Festprobe
herangezogen,
der
TIC-Wert
wurde
aus
den
Glührückständen
der
Glühverlustanalyse bestimmt.
Der TOC wird mit folgender Formel berechnet:
Gleichung 3-12:Berechnung des TOC [%TM]
[
]
[
]
[ ]
[ ]
3.2.9 Stickstoffverbindungen
3.2.9.1
NDUMAS und C/N-Verhältnis
Der NDUMAS wurde parallel zum TC aus der getrockneten Festprobe im VARIO-MAX
bestimmt. Durch Division des TOC und des NDUMAS ergibt sich das
Carbon(C)/Nitrogen(N)-Verhältnis:
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Gleichung 3-13: Berechnung C/N-Verhältnis
[
⁄
3.2.9.2
]
[
]
NH4-N (Ammoniumstickstoff)
Es wurden sowohl Eluatproben als auch Flüssigproben aus den Kondensatfallen und
den sauren Wäschern untersucht. Um die Lösung der sauren Wäscher herzustellen,
wurden 5 l deionisisertes Wasser mit 2 ml Schwefelsäure und mit ca. 2 ml eines
Farbindikators vermischt. Jeder Wäscher wurde mit 1 l der Lösung gefüllt. Sobald die
ursprünglich pinke Färbung der Lösung nicht mehr vorhanden war, wurde eine Probe
der Wäscherlösung zur Analyse gezogen und der Wäscher mit einer neuen Lösung
aufgefüllt.
Die Flüssigproben wurden sofort nach Probenahme eingefroren und kurz vor der
Analyse schonend im Wasserbad aufgetaut. Die Eluatproben wurden wöchentlich
hergestellt, indem 50 g der Frischprobe auf 0,01 g genau in Kunststoffgefäße
eingewogen und mit 500 ml deionisiertem Wasser vermischt wurden. Um eine
optimale Durchmischung zu erlangen, wurden die Gefäße für zwei Stunden am
Überkopfschüttler homogenisiert. Nach zwei Stunden wird das Eluat durch einen
Faltenfilter (⌀ 185 mm) filtriert und der vom Feststoff getrennte Extrakt zunächst
eingefroren.
Die
Ammoniumstickstoffbestimmung
wurde
als
photometrische
Ammoniumbestimmung mit einem Photometer DR5000 der Firma HACK-LANGE
durchgeführt.
Es wurden drei verschiedene Lösungen hergestellt:

Salicylat-Citrat-Lösung:
13 g Na-Salicylat (C7H5O3Na) + 13 g Trinatriumcitrat (C6H5O7Na3 • 2H2O) + 0,097 g
Natrium-Nitroprussid (Na2Fe(CN)5NO • 2H2O) auf 100 ml Deionat

Reagenzlösung:
3,2 g NaOH + 0,2 g Na-Dichlorisocyanurat (C3N3Cl2O3Na) auf 100 ml Deionat

Ammoniumstammlösung (100 mg NH4-N/l):
0,4717 g Ammoniumsulfat (NH4)2SO4 (bei 104 °C getrocknet) auf 1000 ml Deionat
Zu Beginn wurde eine Kalibrationsgerade mit 12 verschiedenen Konzentrationen
erstellt, indem die Extinktion verschiedener Konzentrationen der NH4-NStandardlösung gemessen wurde, deren Konzentrationen in Abbildung 3-6
dargestellt sind. Durch Vergleich der Extinktionswerte aus der Kalibrationsgerade, bei
denen die Konzentrationen bekannt waren, mit den Extinktionen der Probelösungen
konnten die Konzentrationen der Proben bestimmt werden.
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Abbildung 3-6: NH4-N Kalibrationsgerade für die Ammoniumanalyse
Bei der NH4-N-Bestimmung wurden jeder Probe 2 ml der Salicylat-Citrat-Lösung und
2 ml der Reagenzlösung beigemengt. Je nachdem wie viel NH4-N schätzungsweise
in den Proben zu finden war, wurde die Mischung mit Deionat verdünnt, um bei der
photometrischen Messung im Bereich der Kalibrationsgeraden zu bleiben. Die
Mischungen wurden daraufhin drei Stunden stehen gelassen, sodass die Reaktion
stattfinden konnte. Bei der Reaktion von Ammonium, Natriumsalicylat, NatriumNitroprussid und Natriumdichlorisocyanurat im alkalischen Bereich entsteht ein
smaragdgrüner Farbstoff. Die Extinktion dieses Ammonium-Salicylatkomplexes
wurde schlussendlich photometrisch im visuellen Lichtbereich bei 655 nm bestimmt
und über dessen Extinktion die Konzentration in mg/L ermittelt. In der
untenstehenden Abbildung 3-7 sind die 12 verschiedenen Extinktionen der
Kalibrationsgeraden in Doppelbestimmung zu sehen.
Abbildung 3-7 Extinktionen der verschiedenen NH4-N Konzentrationen
3.2.9.3
Nitrat-Stickstoff (NO3 –N)
Die NO3-N-Bestimmung wurde als photometrische Bestimmung mit einem
Photometer DR5000 der Firma HACK-LANGE durchgeführt.
Es wurden drei verschieden Lösungen hergestellt:
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
Säuremischung:
1 Volumenteil H2SO4 (Schwefelsäure) + 1 Volumenteil H3PO4 gemischt

Dimethylphenollösung:
1,2 g 2,6-Dimethylphenol + 1 l Eisessig (CH3COOH)

Standardlösung (50 mg NO3-N/l):
0,3609 g KNO3 (Kaliumnitrat, getrocknet bei 105 °C) +1000 ml Deionat
Zunächst wurde eine Kalibrationsgerade mit fünf Konzentrationsbereichen erstellt.
Dazu wurde die Extinktion von verschiedenen Konzentrationen der NO3-NStandardlösung gemessen. Durch Vergleich der Extinktionswerte mit denen der
Kalibrationsgeraden, konnten die Konzentrationen der Proben bestimmt werden.
Für die NO3-N-Bestimmung wurden die zu untersuchenden Flüssigproben zunächst
schonend im Wasserbad aufgetaut. Zuerst wurde 1 ml der Flüssigprobe in einem
Erlenmeyerkolben mit einer geringen Menge an Amidosulfonsäure versetzt, um das
vorhandene Nitrit zu zerstören. Im nächsten Schritt wurden der Mischung 8 ml der
Säuremischung und 1 ml der Dimethylphenollösung zugegeben und gut vermischt.
Bei der Reaktion von Nitrat und 2,6-Dimethylphenol in einer stark sauren Umgebung
entsteht eine Rotfärbung. Nach zehn Minuten Ruhezeit wurde die Mischung im
Photometer im ultravioletten Lichtbereich bei 324 nm gemessen. Aus der
gemessenen Extinktion wurde die Konzentration über die Kalibrationsgerade
berechnet und in mg/L angegeben.
3.2.10 N-Bilanz
Die Stickstoffbilanz wurde mit Hilfe der analysierten Ammonium- und
Nitratkonzentrationen im Eluat, der gasförmigen Ammoniakausgasungen im Wäscher
und in der Kondensatfalle, der Lachgasemissionen und des N DUMAS im Substrat
erstellt. Zur Berechnung wurden die Konzentrationen in absoluten Konzentrationen in
mg und bezogen auf die TM herangezogen und schlussendlich in % der anfänglichen
NDUMAS-Konzentration umgerechnet.
Gleichung 3-14: Berechnung gesamte Menge an emittierten Stickstoff
Gleichung 3-15:Berechnung Gesamtstickstoff im Anfangssubstrat
( ⁄
ABF-BOKU
)
[
(
Dominic Mader
]
[ ]
⁄
)
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Experimenteller Teil
Gleichung 3-16:Berechnung Mineralisierungsrate
(
)
NA = gesamter detektierter, anorganisch-gebundener N
N2O-N = N in Form von Lachgas ausgetragen
NH4-N WÄ = N in Form von Ammonium in Wäscher gefunden
NH4-NKW = N in Form von Ammonium in Kondensat gefunden
NH4-NE = N in Form von Ammonium im Eluat
NO3-NE = N in Form von Nitrat im Eluat
NDUMAS = Gesamtstickstoff
Bei der Stickstoffbilanz (Gleichung 3-14 bis Gleichung 3-16) ging es darum, die
Mengen an anorganisch gebundenen Stickstoff, der über die Versuchsdauer
detektiert wurde, dem Gesamtstickstoff der zu Beginn der Versuches ermittelt wurde,
gegenüberzustellen. Die detektierten Fraktionen waren gasförmigen N-Emissionen,
bestehend aus Lachgasemissionen und Ammoniakemissionen im Kondensat und
Wäscher, Ammoniumkonzentrationen und Nitratkonzentrationen im Eluat.
Schlussendlich wurde eine Mineralisierungsrate in % der anfänglichen
Gesamtsickstoffes ermittelt, bei der Mineralisierungsrate wurden die N 2Konzentrationen nicht miteinbezogen, da sie nicht ermittelt wurden.
3.2.11 Atmungsaktivität AT4
Die Bestimmung der Atmungsaktivität erfolgte mit einem Sapromat E der Firma
VOITH. Im Sapromat werden die zu untersuchenden Proben in ein Wasserbad bei
20 °C gestellt und der Sauerstoffverbrauch der Probe über vier Tage bestimmt.
Durch mikrobielle Aktivität wird Kohlendioxid gebildet. Das CO2 wird an Natron-KalkPlätzchen absorbiert und somit entsteht in der nach außen geschlossenen
Messeinheit ein Unterdruck, auf den ein Druckindikator anspricht. Über einen
Schaltverstärker wird die elektrolytische Sauerstofffreisetzung aus CuSO 4 aktiviert,
bis es zum Druckausgleich kommt. Aus Probenmenge, Stromdauer und Stromstärke
errechnet das Steuergerät den biologischen Sauerstoffbedarf (BSB) der
untersuchten Probe.
3.2.12 Temperaturmessung der Reaktoren
Die Temperaturmessung der Komposte in den einzelnen Exsikkatoren erfolgte über
die gesamte Versuchsdauer ein- bis zweimal täglich nach dem Prinzip der
Einstechmessung mit einem Gerät der Firma TESTO. Die Einstechsonde wurde
dabei für jeweils 30 Sekunden im Substrat belassen. Zusätzlich wurden auch die
Raumtemperatur in der Klimakammer und die Temperatur der Laborluft gemessen.
3.2.13 pH-Wert-Messung
Der pH-Wert wurde mit dem pH-Meter WTW 531 von den Eluatproben siehe Kapitel
3.2.9 gemessen. Das pH-Meter wurde vor den Messungen jeweils mit einem pH 7.00
ABF-BOKU
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Seite | 32
Experimenteller Teil
Standard und einem pH 10.00 Standard kalibriert. Die Messung der Eluate erfolgte
bei Raumtemperatur.
3.2.14 Volumenstrom
Der Volumenstrom je Stunde wurde täglich kontrolliert und bei Bedarf so geändert,
dass die CO2-Konzentration im Abgasstrom 5 %vol betrug. Die Konzentration von
5 %vol im Abgasstrom wurde nach Absprache mit Herrn Dipl. Ing. Erwin Binner bei
beiden Versuchen als Regelparamter festgesetzt. Nach Diaz et al.
(2011).entsprechen 3-6 %vol CO2 etwa 14-17 %vol O2 Sauerstoffgehalt im Substrat,
was einer optimalen Rotteführung entspricht. Die Ablesungen und Regelungen der
Volumenströme erfolgten dabei mit Volumenstromreglern der Firma BROOKS. Der
Volumenstrom in Normliter je Stunde wurde wie folgt berechnet:
Gleichung 3-17: Berechnung Volumenstrom
[
⁄
(
[
]
]
⁄
[
]
)
(
[
[
]
]
)
TN= Normtemperatur 0°C
TG = Temperatur gemessen
pN = Normdruck 1013,25 hPa
pG = Luftdruck gemessen
V ln/h = Volumenstrom in Normliter je Stunde
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Seite | 33
Ergebnisse und Diskussion
4. Ergebnisse und Diskussion
4.1
Rotteparameter
4.1.1 Temperatur
Der Temperaturverlauf ist ein bedeutender Parameter, um den Rottefortschritt und
die mikrobiologische Aktivität im Rotteprozess abschätzen zu können. Bei
Versuchsbeginn wurde das Material aus dem Kompostwerk Lobau abgeholt. Es
handelte sich dabei um bereits geschreddertes Bioabfallmaterial mit sehr geringem
Störstoffanteil.
Die Exsikkatoren befanden sich in einer temperierten Klimakammer, um die
Rottetemperaturen einer Kompostmiete nachzustellen und einen Temperaturverlust
aufgrund geringer Füllmengen der Reaktoren zu vermeiden. Die Temperatur der
Klimakammer wurde täglich an die der Exsikkatoren angepasst und jeweils abhängig
vom Temperaturverlauf (Trend steigend oder sinkend) um 1 °C erhöht oder gesenkt,
um ein künstliches Auskühlen oder Erhitzen der Exsikkatoren durch die
Klimakammer zu vermeiden. Die Werte der einzelnen Reaktoren sind im Anhang Teil
1 in Abbildung-Anhang 1, Abbildung-Anhang 2 und Abbildung-Anhang 3 dargestellt
und deren Standardabweichung vom Mittelwert sind im Anhang Teil 2 angeführt.
Abbildung 4-1: Versuch 1, Mittelwerte-Temperaturverlauf in °C über die Rottedauer von 35 Tagen
Abbildung 4-1 zeigt den gemittelten Temperaturverlauf der drei Rottevarianten
„C/N 19, C/N 15 und C/N 32― über den gesamten Versuchsverlauf von 35 Tagen, die
Werte entsprechen den Mittelwerten der jeweiligen Variante. Die Exsikkatoren der
Klimakammer wurden nach jeder Woche ausgebaut und das Material umgesetzt. Der
Temperaturabfall an den Tagen 7, 14, 21 und 28 ist bedingt durch das Umsetzen. An
diesen Tagen sank die Temperatur jeweils unmittelbar nach dem Umsetzvorgang,
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Seite | 34
Ergebnisse und Diskussion
stieg aber nach dem Einbau jeweils rasch wieder an. Die Temperaturschwankungen
nach dem Umsetzen nahmen mit fortschreitender Rottedauer ab, da sich die
Substrattemperatur stetig der Laborluft annäherte.
Das Material war bereits beim Einbau über der Außenlufttemperatur und ging rasch
in den thermophilen Bereich über. Die Exsikkatoren wiesen von Tag 2 bis zum ersten
Umsetzen am Tag 7 stets Temperaturen über 60 °C auf und befanden sich somit im
Bereich der Hygienisierung. Die Höchsttemperatur wurde bei „Variante C/N 19― am
Tag 3 mit 65 °C gemessen, dies entsprach auch der maximal möglichen Temperatur
der Klimakammer. Die rasche Selbsterhitzung ist ein Indiz für hohe mikrobiologische
Aktivität und für eine große Menge an leicht umsetzbaren organischen Bestandteilen
(Cuhls und Clemens, 2012). Der fortschreitende Materialverlust, bedingt durch den
organischen Abbau in den Exsikkatoren, wurde durch das Zusammenlegen jeder
Variante von 4 auf 3 Exsikkatoren nach 7 Tagen ausgeglichen. Nach Erreichen des
Temperaturmaximums sank die Temperatur des Materials stetig mit Zunahme der
Versuchsdauer und glich sich an die Außentemperatur an, was von einer
nachlassenden mikrobiellen Aktivität zeugt. Am Tag 20 wurde bei allen drei Varianten
die Temperatur von 40 °C unterschritten und somit bereits sehr früh die
Hauptrottephase abgeschlossen (Amlinger et al., 2005). Eine exakte Markierung des
Endes der Intensivrotte ist aufgrund der biologischen Natur der Rotte nur schwer
möglich. Dies kann unter anderem dadurch begründet werden, dass das Material im
Mai abgeholt wurde und man davon ausgehen kann, dass die Hauptrotte bereits
beim Prozess der Sammlung in den Biotonnen eingeleitet wurde, somit war der
Rottevorgang weiter fortgeschritten.
Abbildung 4-2: Versuch 2, Mittelwerte-Temperaturverlauf in °C über die Rottedauer von 21 Tagen
Abbildung 4-2 zeigt den Temperaturverlauf des Rottemateriales der Varianten NORM
(Ausgangsmaterial), UM (erhöhtes Umsetzintervall) und STO (stoßhafte Belüftung)―
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Seite | 35
Ergebnisse und Diskussion
über die Rottedauer von 21 Tagen, die Werte entsprechen den Mittelwerten der
jeweiligen Variante. Die Werte der einzelnen Reaktoren werden im Anhang Teil 1 in
Abbildung-Anhang 15, Abbildung-Anhang 16 und Abbildung-Anhang 17 dargestellt.
Die Standardabweichung in % wird in Anhang Teil 2 angeführt.
Das Material wurde am 08. September vom Kompostwerk Lobau geholt. Im Vergleich
mit dem Einbaumaterial von Versuch 1, hatte das Material bei Versuch 2 bereits beim
der Abholung in der Lobau mit 47,1 °C eine höhere Temperatur. Bei Versuch 2
wurde der Prozess der Selbsterhitzung früher eingeleitet, obwohl jeweils
Frischmaterial vom selben Tag für die Versuche verwendet wurde. Der
Probenahmezeitpunkt begründet die Unterschiede bei den Temperaturen des
Einbaumateriales der beiden Versuche, da die Lufttemperaturen am 08. August
höher waren als am 06. Mai und somit das Material möglicherweise so schon
während des Sammlungsprozesses und der Versuchsvorbereitung einer erhöhten
mikrobiellen Aktivität unterlag. Es ist davon auszugehen, dass die Rotte bereits
früher eingeleitet wurde. Die Hygiensierungsphase war bei Versuch 2 kürzer und der
Übergang in die Nachrotte erfolgte bei Versuch 2 bereits nach 2,5 Wochen. Da in der
Nachrotte die Lachgasemissionen rasch anstiegen und durchgehend den
Messbereich des Lachgasmessgerätes überschritten, wurde der Versuch 2 nach 3
Wochen frühzeitig beendet.
Bei Versuchen mit kleinen Untersuchungsgefäßen kommt es häufig zu kurzen
thermophilen Phasen und zu höheren Temperaturen, da das Kompostmaterial in
Reaktoren mit geringen Volumen häufig homogener ist als in Versuchen mit großer
Mietenkompostierung (Amlinger et al., 2008; Chowdhury et al., 2014). Die
Substrattemperaturen in den Exsikkatoren stiegen sehr rasch, innerhalb Tag 1, auf
über 60 °C an. Die Heißrottephase, welche nach Amlinger et al. (2005) zwischen
55 °C und 70 °C liegt, wurde bereits am Tag 1 erreicht und dauerte bis Tag 5. Die
einzelnen Temperaturabfälle an den Tagen 7 und 14 sind durch das wöchentliche
Umsetzen
bedingt.
Die
„Variante STO―
zeigt
nach
Erreichen
des
Temperaturmaximums die geringste Durchschnittstemperatur im Rotteverlauf, was
auf ein vertikales Temperaturgefälle in der Klimakammer schließen lässt, da diese
Exsikkatoren am niedrigsten positioniert wurden.
Bei den Versuchen von Amlinger et al. (2008) der eine offenen Mietenkompostierung
durchführte und Sommer und Møller (2000) die eine Kompostierung von
Schweinemist durchführten, wurde, ähnlich wie bei den selbst durchgeführten
Versuchen, die erste mesophile Phase rasch von der thermophilen abgelöst, ehe es
wieder zu einem Temperaturabstieg und somit zu einer zweiten mesophilen Phase
kam. Chowdhury et al. (2014), der in eine geschlossene Kompostierung im Labor
durchgeführt hat, geht davon aus, dass Versuche mit kleinen Reaktorvolumen zu
kurzen thermophilen Phasen und zu höheren Temperaturen führen, da das Material
homogener ist. Der Temperaturverlauf der beiden Versuche entsprach einem
typischen Temperaturverlauf bei der Rotte.
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Ergebnisse und Diskussion
4.1.2 Wassergehalt
Tabelle 4-1 stellt alle gemessenen Wassergehälter in % FM von Versuch 1 und
deren Standardabweichungen in % dar. Die Schwankungsbreiten, könnten auf die
unterschiedliche Position der Reaktoren in der Klimakammer zurückzuführen sein,
dadurch wurde verschieden viel Kondensat ausgetragen wurde, je nachdem ob der
Reaktor im oberen (wärmeren) oder unteren (kühleren) Bereich der Klimakammer
positioniert war. Um dies auszugleichen, jeweils 1 Reaktor pro Variante auf einer der
4 Ebenen positioniert.
Tabelle 4-1: Versuch 1, Wassergehalt in % FM mit Standardabweichung in % der einzelnen Reaktoren
C/N 19
Versuchsdauer
[d]
C/N 15
C/N 32
R1
R4
R7
R10
σ
R2
R5
R8
R11
σ
R3
R6
R9
R12
σ
0
49,8
49,8
49,8
49,8
0,0
49,2
49,2
49,2
49,2
0,0
48,1
48,1
48,1
48,1
0,0
7
49,1
54,7
44,0
41,2
7,6
38,7
42,3
45,2
38,3
6,8
44,3
44,5
44,6
41,0
3,5
7
50,2
55,7
45,9
-
6,6
38,7
43,7
45,2
-
6,5
46,6
48,4
54,0
-
6,3
14
41,3
46,1
46,9
-
5,6
39,8
42,4
39,6
-
3,2
fehlt
48,5
43,8
-
4,7
14
44,9
48,0
48,1
-
3,2
43,4
45,8
43,2
-
2,6
55,7
60,4
58,6
-
3,2
21
46,0
47,6
48,9
-
2,5
41,8
43,6
43,0
-
1,8
55,2
56,0
58,8
-
2,7
21
51,0
52,7
53,5
-
2,0
43,2
45,0
44,5
-
1,7
61,0
60,5
64,0
-
2,5
28
48,7
53,3
51,7
-
3,7
44,0
50,5
44,6
-
6,3
61,9
61,7
62,9
-
0,9
28
48,7
53,3
51,7
-
3,7
45,5
51,1
46,0
-
5,3
63,0
61,7
62,9
-
1,0
35
51,4
53,4
51,6
-
1,7
44,1
45,0
46,6
-
2,2
61,8
61,5
63,1
-
1,1
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Seite | 37
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-3: Versuch 1, Mittelwerte vom Wassergehalt in % FM über die Rottedauer von 35 Tagen
Abbildung 4-3 stellt den Verlauf des Wassergehaltes in% FM über die Rottedauer
von 35 Tagen des Versuches 1 dar, die Werte entsprechen den Mittelwerten der
jeweiligen Variante. Die Einbauwassergehalte der drei Varianten beliefen sich
zwischen 48,1 °C und 49,8 °C. Wöchentlich wurde beim Umsetzen aufgrund einer
Faustprobe die Konsistenz des Substrates untersucht und daraufhin versucht, den
WG optimal einzustellen. In Abbildung 4-3 werden sowohl die Wassergehalte vor, als
auch nach der Wasserzugabe dargestellt. In der ersten Woche nahmen die
Wassergehalte deutlich ab, was mit der Selbsterhitzung des Substrates korreliert.
Durch die hohen Temperaturen wurde viel Wasser als Wasserdampf ausgetragen,
dies bestätigt sich durch die Mengen an Kondenswasser, welche in der ersten
Woche deutlich über jenen in den darauffolgenden Wochen lagen. Der optimale
Wassergehalt ist abhängig vom Zerkleinerungsgrad und der Struktur des Rottegutes
bzw. der Mietenhöhe (Amlinger und Boltzmann, 1993) und liegt nach Amlinger et al.
(2005), Bilitewski et al. (2000) und Cuhls und Clemens (2012) für die Rotte zwischen
45 % und 65 % FM. Die Einbaumaterialien befanden sich in diesem Bereich.
Jedes Material hat abhängig vom Luftporenvolumen und der Wasserkapazität einen
individuellen idealen Wassergehalt. Dieser wurde für die „Variante C/N 19― beim
Versuchsbeginn und für alle Varianten beim Versuchsende ermittelt. Das optimale
Luftporenvolumen für die Rotte liegt zwischen 30 und 50 %, dabei werden die
biologischen Aktivitäten durch die optimale die Sauerstoffversorgung der
Mikroorganismen aufrechterhalten (Fischer, 2010). In der Tabelle 4-2 sind die
Wasserkapazität, das Luftporenvolumen und der ideale Wassergehalt der drei
Varianten von Versuch 1 angeführt. Bei Versuchsbeginn wurde nur das Material der
„Variante C/N 19― untersucht, aufgrund dessen gibt es Lücken bei den Werten der
„Variante C/N 15― und „Variante C/N 32―. Am Versuchsende wurde jeweils 1 Probe
von jeder Variante genommen, die stellvertretend für diese Variante war.
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Ergebnisse und Diskussion
Tabelle 4-2: Versuch 1, Wasserkapazität, Luftporenvolumen und idealer Wassergehalt
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Wasserkapazität in % TM Versuchsbeginn
66,4
Probe fehlt
Probe fehlt
Wasserkapazität in % TM Versuchsende
60,3
59,3
72,3
Luftporenvolumen % Versuchsbeginn
32,7
Probe fehlt
Probe fehlt
Luftporenvolumen % Versuchsende
33,3
32,3
40
Idealer Wassergehalt % FM Versuchsbeginn
53,1
Probe fehlt
Probe fehlt
Idealer Wassergehalt % FM Versuchsende
49,6
48,2
57,8
„Variante C/N 19― befand sich über die gesamte Rottedauer stets im optimalen
Bereich des Wassergehaltes. Das Substrat der „Variante C/N 15― lag zu Beginn des
Versuches mit 49,2 % FM im optimalen Bereich, der Wassergehalt sank aber sehr
rasch ab, sodass der Wassergehalt bis zum Tag 28 unter dem für die Rotte
optimalen Wassergehalt gelangte und stets unter 50 % FM lag. Der niedrige
Wassergehalt über die gesamte Versuchsdauer ist auf einen Durchführungsfehler
zurückzuführen, da das Material nach Faustprobe für feucht genüg eingeschätzt und
weniger Wasser zugegeben wurde, als bei den anderen Varianten. Mikroorganismen
stellen ihre Tätigkeit jedoch erst bei einem minimalen Wassergehalt von 20 bis
30 % FM ein (Amlinger und Boltzmann, 1993), so kann davon ausgegangen werden,
dass die Rotte nicht unterbrochen wurde. Am Tag 28 befand sich der Wassergehalt
bei C/N 15 im Bereich zwischen 44 % und 50 % FM und somit seit Beginn des
Versuches am nächsten am optimalen Wassergehalt. In diesem Zeitraum wurde am
meisten Nitrat im Substrat gefunden (siehe Kapitel 4.1.7)
Die Wassergehalte der „Variante C/N 32― lagen über die gesamte Versuchsdauer im
optimalen Bereich. Der Wassergehalt lag ab Tag 14 nach Zugabe von Wasser bis
zum Versuchsende im Bereich zwischen 55,2 % FM und 64 % FM und somit deutlich
über jenen der beiden anderen Varianten. Dieser Variante wurde über den Versuch
am meisten Wasser zugegeben, da von den Sägespänen vermehrt Wasser
aufgenommen wurde und das Material bei der Faustprobe den trockensten Eindruck
vermittelte. Das Ausbaumaterial am Ende des Versuches befand sich in der Nähe
des idealen Wassergehaltes. Ein guter Rottefortschritt war demnach gewährleistet.
Während der Wassergehalt der „Variante C/N 19― und „ Variante C/N 32― über die
Versuchsdauer annähernd im optimalen und berechneten-idealen Bereich waren,
war der WG der „Variante C/N 15― stets etwas darunter.
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Ergebnisse und Diskussion
Tabelle 4-3 stellt den Wassergehalt in % FM der einzelnen Reaktoren von Versuch 2
und deren Standardabweichung in % dar.
Tabelle 4-3: Versuch 2, Wassergehalt in% FM mit Standardabweichung der einzelnen Reaktoren
NORM
UM
STO
Versuchsdauer
[d]
R1
R3
R5
R11
σ
R2
R4
R6
R12
σ
R7
R8
R9
R10
σ
0
60,5
60,5
60,5
60,5
0,0
59,8
59,8
59,8
59,8
0,0
59,8
59,8
59,8
59,8
0,0
7
50,8
53,6
53,1
55,4
3,1
52,0
52,5
52,5
50,5
1,5
53,4
52,6
56,4
56,1
3,0
7
50,8
53,6
53,1
-
2,3
52,0
52,5
52,5
-
0,4
53,4
52,6
56,4
-
3,0
14
52,5
56,2
52,0
-
3,5
49,0
52,2
52,4
-
3,0
58,7
57,4
56,9
-
1,3
14
57,4
58,3
54,3
-
3,0
52,3
55,4
55,6
-
2,7
58,7
57,4
56,9
-
1,3
21
58,1
57,8
54,6
-
2,8
51,1
55,9
54,1
-
3,7
58,3
56,5
56,4
-
1,5
21
58,1
57,8
54,6
-
2,8
52,8
57,5
55,7
-
3,5
58,3
56,5
56,4
-
1,5
Abbildung 4-4: Versuch 2, Mittelwerte vom Wassergehalt in % FM über die Rottedauer von 21 Tagen
Abbildung 4-4 stellt die Mittelwerte des Wassergehaltes in % FM über die Rottedauer
von 21 Tagen dar. Beim Versuch 2 wurden neben dem Wassergehalt auch die
Wasserkapazität und der ideale Wassergehalt der Einbau- und Ausbaumaterialen
bestimmt, diese werden in Tabelle 4-4 dargestellt. Da der Wassergehalt zwischen
den Wochen nicht steigen kann, ist davon auszugehen, dass bei den Probenahmen
für den Wassergehalt am Tag 7 oder 14 Fehler entstanden sind, diese konnten bei
der Überprüfung der Rohdaten leider nicht genau identifiziert werden. Nichtdestotrotz
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befanden sich alle Varianten mit hoher Wahrscheinlichkeit im optimalen Rottebereich
und sanken nie unter einen Wassergehalt von 50 % FM. Da das Ausgangsmaterial
bei allen Varianten dasselbe war und die Varianten ähnlich befeuchtet wurden sind
ähnliche Verläufe beim WG festzustellen. Die „Variante UM― verlor jedoch etwas
mehr Wasser, als die übrigen Varianten, dies war bedingt durch das zusätzliche
Umsetzintervall, bei dem Wasserdampf in der Atmosphäre entwich. „Variante STO―
verlor am wenigsten Wasser, dies war durch die stoßhafte Belüftung bedingt.
Tabelle 4-4:Versuch 2, Mittelwerte aus Wasserkapazität, Luftporenvolumen und idealer Wassergehalt
NORM
UM
Wasserkapazität in % TM Versuchsbeginn
STO
71,8
Wasserkapazität in % TM Versuchsende
71,8
65,8
Idealer Wassergehalt % FM Versuchsbeginn
71,6
57,4
Idealer Wassergehalt % FM Versuchsende
57,4
52,6
57,3
Da das Ausgangsmaterial für alle drei Varianten gleich war, wurde das Material für
die Wasserkapazitätsanalyse bei Versuchsbeginn nur ein Bestimmung durchgeführt,
die repräsentativ für alle Varianten galt. Die Wasserkapazität beim Ausbaumaterial ist
bei der „Variante UM― am niedrigsten. Eine niedrige Wasserkapazität ist gekoppelt
mit einem niedrigeren Gehalt an organischer Substanz (Amlinger und Boltzmann,
1993). Es kann also sein, dass durch das erhöhte Umsetzintervall, mehr Organik im
Substrat abgebaut wurde, als bei den beiden anderen Varianten.
4.1.3 pH–Wert
Tabelle 4-5 stellt die einzelnen pH-Werte der Reaktoren von Versuch 1 und
Versuch 2 mit deren Standardabweichung in % dar. Die Standardabweichung liegt
stets unter 5 % und somit weisen die Reaktoren bei diesem Parameter eine gute
Vergleichbarkeit auf.
Tabelle 4-5: Versuch 1 und Versuch 2, pH-Werte der einzelnen Reaktoren mit Standardabweichung %
Versuch 1
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0
7,1
7,1
7,1
7,1
0,0
7,8
7,8
7,8
7,8
0,0
7,2
7,2
7,2
7,2
0,0
7
8,6
8,6
8,7
8,5
1,0
8,8
8,8
8,9
8,8
0,7
8,4
8,0
8,1
8,1
1,9
14
8,7
8,7
8,6
0,7
9,0
9,0
9,1
0,3
8,1
8,5
8,1
2,1
21
8,3
8,8
8,4
2,3
8,9
8,9
8,9
0,5
8,1
8,2
8,1
0,4
28
8,4
8,4
8,6
1,0
8,7
8,7
8,7
0,2
8,1
7,9
7,8
1,8
35
8,4
8,6
8,3
1,4
8,6
8,6
8,7
0,5
7,8
7,7
7,9
0,8
ABF-BOKU
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Ergebnisse und Diskussion
Versuch 2
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0
7,3
7,3
7,3
7,3
0,0
7,1
7,1
7,1
7,1
0,0
7,2
7,2
7,2
7,2
0,0
7
8,4
8,5
8,5
8,5
0,7
8,6
8,6
8,7
8,6
0,4
8,4
8,4
8,6
8,6
1,0
14
8,6
8,5
8,5
0,2
8,5
8,6
8,5
0,4
8,5
8,3
8,3
1,1
21
7,7
8,3
8,5
4,1
8,4
8,3
8,4
0,8
8,4
8,4
8,1
2,2
Abbildung 4-5: Versuch 1, Mittelwerte der pH-Werte über die Rottedauer von 35 Tagen
Abbildung 4-5 zeigt die Mittelwerte der pH-Werte über die gesamte Rottedauer von
35 Tagen. Bei der Kompostierung sollte der pH-Wert zunächst aufgrund der Bildung
von organischen Fettsäuren, CO2 Bildung und Nitrifikation absinken, ehe er nach
einer Bakterienumstrukturierung wieder ansteigt (Bilitewski et al., 2000). Bei
Versuch 1 steigt der pH-Wert jedoch direkt an und pendelt sich am Ende zwischen 7,
8 und 8,6 ein. Wie in Kapitel 4.1.1 kann man davon ausgehen, dass das Material
aufgrund der Abholintervalle des Biomülls schon einem Mineralisierungsprozess
unterlag. Nach Fischer (2010) kann es bei der Anlieferung von Biomüll aus der
Bioabfallsammlung aufgrund der langen Abholintervalle dazu kommen, dass das
Abfallen
des
pH-Wertes
entfällt,
da
das
Material
schon
länger
Mineralisierungsprozessen unterliegen kann und der pH-Wert sich in den folgenden
Wochen zwischen 8 und 8,5 einpendelt. Beim Ansteigen des pH-Wertes wird eine
erhebliche Menge an Ammoniak (siehe Kapitel 4.1.7) gebildet und der pH-Wert kann
bis deutlich über 8 ansteigen. (Fischer, 2010). Beck-Friis et al. (2001) untersuchten in
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 42
Ergebnisse und Diskussion
ihrem Versuch Bioabfälle während der Kompostierung die teilweise belüftet wurden
und stellten fest, dass der pH-Wert mit Beginn der thermophilen Phase und dem
Abbau der organischen Fettsäuren innerhalb von zwei Tagen von 5,8 auf 9 anstieg.
Durch einen raschen Abbau an organischer Substanz werden Fettsäuren gebildet,
welche zu einer Versäuerung führen. Diese hat schon vor Versuchsbeginn
stattgefunden, bei Versuchsbeginn befand sich das Material bereits in der Phase, in
der die Fettsäuren wieder abgebaut werden. Durch den Abbau dieser Säuren und die
Freisetzung von Alkali-Ionen und eine Anhäufung von Ammonium steigt der pH-Wert
(Hellmann et al., 1997). Ein rascher Anstieg des pH-Wertes im Übergang von der
mesophilen in die thermophile Phase konnte auch beiden Kompostierversuchen von
Beck-Friis et al. (2001) und (2003), Hellmann et al (1997) und Zhu (2007) festgestellt
werden.
Die „Variante C/N 15― weist über die gesamte Versuchsdauer die höchsten pH-Werte
(7,8 – 9) auf, gefolgt von der „Variante C/N 19― (7,1–8,7) und der „Variante C/N 32―
(7,2 –8,2). Die hohen pH-Werte der „Variante C/N 15― waren für den Verlauf der
Rotte nicht ideal, bei (Binner et al., 2004) liegt der optimale pH-Wert für die Rotte
zwischen 5,5 und 8. Nach (Amlinger et al., 2005) befindet sich die Rotte bei einem
pH-Wert über 7 schon im Bereich der Höchsttemperaturphase (45 °C–65 °C).
Abbildung 4-6: Versuch 2, Mittelwerte der pH-Werte über die Rottedauer von 21 Tagen
Bei Versuch 2 kommt es am Beginn der Rotte ebenfalls zu einer Steigerung des pHWertes (siehe Abbildung 4-6), was auch hier darauf schließen lässt, dass dieses
Material bereits bei der Sammlung Mineralisierungsprozessen unterlegen ist. Die drei
Varianten, denen allen dasselbe Inputmaterial zugrunde lag, wiesen keine großen
Unterschiede auf und bewegen sich ab Tag 7 alle im Bereich zwischen 8,1 und 8,7.
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 43
Ergebnisse und Diskussion
4.1.4 Glühverlust und TOC
Tabelle 4-6 stellt die einzelnen Werte und deren Standardabweichung in % für die
GV in %TM und TOC in % TM von Versuch 1 dar.
Tabelle 4-6: Versuch 1, GV- und TOC der einzelnen Reaktoren mit Standardabweichung in %
Versuch 1
GV [% TM]
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer [d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0
46,8
46,8
46,8
46,8
0,0
47,8
47,8
47,8
47,8
0,0
63,8
63,8
63,8
63,8
0,0
7
43,0
44,9
40,5
41,0
4,1
/
44,5
46,7
38,6
7,9
59,0
63,8
61,1
60,7
2,8
14
44,0
43,6
43,9
0,3
42,0
43,5
42,4
1,5
60,9
60,3
63,6
2,3
21
41,6
40,4
43,6
3,2
39,7
41,0
41,4
1,8
63,3
61,8
62,1
1,0
28
39,8
44,3
39,2
5,6
43,4
44,9
40,1
4,7
62,5
62,3
59,7
2,1
35
42,9
38,7
40,6
4,2
40,2
37,8
40,1
2,8
55,5
53,5
58,9
4,0
TOC [% TM]
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer [d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0
24,4
24,4
24,4
24,4
0,0
24,9
24,9
24,9
24,9
0,0
31,6
31,6
31,6
31,6
0,0
7
19,2
19,4
18,3
18,7
2,2
17,6
18,1
19,1
17,5
3,0
30,5
32,5
32,6
32,0
2,9
14
17,9
18,5
18,9
2,2
18,1
17,7
18,0
0,7
31,6
31,5
31,6
0,2
21
18,4
18,7
19,0
1,4
17,7
18,2
18,3
1,2
25,7
25,2
31,6
11,4
28
18,4
19,0
17,2
3,9
19,3
19,2
17,5
3,9
24,9
31,5
23,4
12,4
35,0
18,7
17,9
17,6
2,6
18,4
17,2
16,7
3,6
22,7
28,3
23,4
9,7
Abbildung 4-7 zeigt die Mittelwerte von GV- und TOC über den gesamten
Rotteversuch von 35 Tagen in % TM. Steigende Werte im Bereich des TOC und des
GV sind theoretisch nicht möglich, da der Kohlenstoffgehalt und somit auch der GVund TOC normalerweise während der Rotte nicht zunehmen können. Bei
Steigerungen im Verlauf wird ein Fehler bei der Probenaufbereitung vermutet. Das
Phänomen steigender GV konnte auch Guggenberger (2008) beobachten, er erklärt
es damit, dass bei der Probenaufbereitung Holzfragmente in Substrat nicht fein
genug aufgemahlen werden können und im Siebüberwurf entfernt wurden. Dies führt
zu den Unregelmäßigkeiten im GV- und TOC- Verlauf
ABF-BOKU
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Seite | 44
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-7: Versuch 1, Mittelwerte von GV in % TM und TOC in % TM über die Rottedauer von 35
Tagen
Beim Versuchsbeginn wurden jeweils die höchsten GV- und TOC Werte ermittelt, da
der Kohlenstoff im Substrat noch nicht umgesetzt war. Mit fortschreitender
Rottedauer wurde der Gehalt an leicht umsetzbarer organischer Substanz umgesetzt
und somit sanken die GV- und TOC-Werte über die Versuchsdauer. Die „Variante
C/N 32― wies von Beginn an, wie zu erwarten war, die höchsten GV- und TOC vor,
bedingt durch das beigemengte Sägemehl. Der Rückgang bei den TOC und GV bei
„Variante C/N 19― und „Variante C/N 15― erfolgte vor allem in der ersten Woche.
Dieser Verlauf korreliert mit den CO2-Frachten in Kapitel 4.2, die in der ersten Woche
am höchsten sind. „Variante C/N 15― wies von allen Varianten mit 18 % Rückgang
des anfänglichen GV den stärksten Kohlenstoffabbau vor, gefolgt von „Variante
C/N 19― mit 13 % und „Variante C/N 32― mit 12 %. Der Rottefortschritt aller Varianten
war gegeben.
Tabelle 4-7 stellt die GV-und TOC-Werte in % TM und Standardabweichung in % der
einzelnen Reaktoren von Versuch 2 dar. Die Standardabweichungen sind bei diesem
Versuch geringer, auch gibt es keine Steigungen bei den GV- und TOC-Werten
zwischen den Wochen. Dies lässt darauf schließen, dass die Probendurchführung
besser gelungen ist als bei Versuch 1, was auf ein homogeneres Substrat
zurückzuführen ist.
Tabelle 4-7: Versuch 2, GV in % TM und TOC in % TM der einzelnen Reaktoren mit
Standardabweichung in %
Versuch 2
GV [% TM]
NORM
Versuchsdauer[d]
ABF-BOKU
R1
R3
R5
UM
R11
σ%
R2
R4
R6
Dominic Mader
STO
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
Seite | 45
Ergebnisse und Diskussion
0
63,5
63,5
63,5
63,5
0,0
63,2
63,2
63,2
63,2
0,0
62,7
62,7
62,7
62,7
0,0
7
57,1
58,8
55,6
57,5
2,0
57,0
55,9
59,0
56,5
2,0
59,7
58,7
60,0
57,9
1,4
14
53,4
54,5
53,8
0,8
53,3
52,7
55,1
1,9
51,7
51,1
56,6
4,7
21
53,7
51,9
51,6
1,8
49,6
50,4
52,4
2,3
50,3
50,2
52,2
1,8
28
49,2
48,3
48,4
0,8
47,9
49,9
51,2
2,8
48,7
50,8
50,6
1,9
TOC [% TM]
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0
33,1
33,1
33,1
33,1
0,0
32,5
32,5
32,5
32,5
0,0
32,5
32,5
32,5
32,5
0,0
7
29,7
30,3
28,6
30,2
2,3
29,0
29,4
30,8
29,0
2,5
30,6
30,5
31,3
30,2
1,3
14
29,1
28,5
28,1
1,4
27,5
27,6
28,2
1,1
27,0
26,8
29,3
4,0
21
28,1
26,8
26,6
2,4
26,1
26,3
26,8
1,1
26,5
26,1
27,2
1,7
28
26,0
25,5
25,2
1,3
25,2
26,5
27,0
2,8
25,8
26,9
26,5
1,8
Abbildung 4-8 :Versuch 2, Mittelwerte vom GV in % TM und TOC in % TM über die Rottedauer von 21
Tagen
Abbildung 4-7 zeigt den Verlauf der GV- und der TOC in % TM über den Zeitraum
von 21 Tagen beim Versuch 2. Die 3 Varianten hatten aufgrund desselben
Ausgangsmateriales fast identische Ausgangswerte und verhielten sich über die
Versuchsdauer ähnlich, wobei die „Variante UM― geringfügig mehr Organik abbaute
als die übrigen Varianten. Bei der „Variante NORM― wurde der GV nach 21 Tagen
um 18 %, bei der Variante mit erhöhten Umsetzintervall um 20 % und bei der
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Seite | 46
Ergebnisse und Diskussion
„Variante STO― um 19 % reduziert. Der Abbau an Organik erfolgt also bei Versuch 2
rascher als bei Versuch 1.
4.1.5 C/N-Verhältnis
Tabelle 4-8 stellt das C/N-Verhältnis der einzelnen Reaktoren von Versuch 1 und
Versuch 2 mit deren Standardabweichung in % dar.
Tabelle 4-8: Versuch 1
Standardabweichung in %
und Versuch 2, C/N Verhältnis der einzelnen Reaktoren und
C/N-Verhältnis
Versuch 1
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0
18,5
18,5
18,5
18,5
0,0
14,6
14,6
14,6
14,6
0,0
32,1
32,1
32,1
32,1
0,0
7
15,0
14,7
14,6
15,1
1,5
14,0
13,3
15,1
13,4
5,2
28,1
33,2
34,2
33,2
7,4
14
13,3
13,3
14,1
2,8
14,6
13,7
14,5
2,8
29,8
29,6
30,5
1,2
21
13,0
13,5
13,3
1,5
12,3
14,0
14,5
7,0
28,3
29,7
35,3
9,7
28
13,5
13,3
13,0
1,6
13,5
13,9
13,2
2,2
25,2
30,8
22,9
12,6
35
13,6
12,5
12,9
3,5
12,4
12,4
12,6
0,8
24,4
25,4
23,3
3,6
Versuch 2
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0
20,0
20,0
20,0
20,0
0,0
19,6
19,6
19,6
19,6
0,0
20,6
20,6
20,6
20,6
0,0
7
15,9
16,7
15,6
15,4
3,2
14,7
15,0
15,8
15,4
2,6
17,1
16,1
16,9
15,6
3,8
14
14,4
13,6
14,0
2,1
13,9
13,8
14,5
2,3
13,3
12,7
15,0
7,1
21
13,1
12,5
12,9
2,1
12,5
12,6
12,3
1,0
12,3
13,1
12,5
2,8
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 47
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-9: Versuch 1, Mittelwerte C/N Verlauf über die Rottedauer von 35 Tagen
Abbildung 4-9 stellt die Mittelwerte der C/N-Verhältnisse über die Rottedauer von
35 Tagen dar. Das C/N der „Variante C/N 19― und „Variante C/N 15― war bereits bei
Versuchsbeginn enger als der zwischen 20 und 30 (35) für die Rotte optimale
Bereich (Binner et al., 2004; Kämpfer und Scherer, 2002; Shin et al., 1996). Das C/NVerhältnis der „Variante C/N 32― befand sich anfänglich an der oberen Grenze des
optimalen Bereiches und gelangte mit weiterem Verlauf ins Optimum, es sank nach
35 Tagen um 24 %. Der geringe Rückgang des C/N-Verhältnis von „Variante C/N 15―
von 14 % über die Versuchsdauer; ist durch die hohen Stickstoffemissionen in Form
von Ammoniak in den ersten Tagen zu erklären. Das zu Beginn künstlich
herabgesetzte C/N-Verhältnis emittierte sofort hohe Mengen an Ammoniak, was die
N-Mengen im Substrat deutlich verringerte und somit eine weitere Absenkung des
C/N-Verhältnis, wie bei den anderen Varianten verhinderte. Somit glichen sich die
„Variante C/N 15― und „ die Variante C/N 19― schon nach ca. zehn Tagen an. Das
C/N-Verhältniss der „Variante C/N 19― sank insgesamt um 30 %.
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Seite | 48
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-10: Versuch 2, Mittelwerte- C/N Verlauf über die Rottedauer von 21 Tagen
Abbildung 4-10 zeigt die Mittelwerte der C/N-Verhältnisse über die Rottedauer von 21
Tagen. Die drei Varianten des Versuches 2 befanden sich zu Beginn alle in einem
ähnlichen Bereich zwischen 19,5 und 20,6, wie es zu erwarten war, da das
Ausgangsmaterial für alle Varianten dasselbe war. Die geringen Unterschiede sind
auf die Probenahme aus verschiedenen Bereichen des Ausgangsmateriales
zurückzuführen. Das Start-C/N-Verhältnis aller Varianten kann als eng eingestuft
werden. Über die Versuchsdauer von 21 Tagen wiesen sie alle drei einen ähnlichen
Rückgang des C/N-Verhältnis (NORM 36 %, UM 37 %, STO 39 %) vor. Bei Hellmann
et al. (1997) sank das C/N-Verhältnis in einer offenen Mietenkompostierung nach 66
Tagen von 26 auf 15, und somit um 41 %.
Wie bei den GV kann man auch hier feststellen, dass die C/N-Verhältnisse im
Versuch 2 deutlich stärker gesunken sind als bei Versuch 1. Hohe C/N-Verhältnisse
(C/N 32) führen zu einer Verlangsamung des Abbaus, da die Mikroorganismen zuerst
den überschüssigen Kohlenstoff veratmen müssen (Krogmann, 1994), während zu
niedrige C/N-Verhältnisse (C/N 15) Stickstoffverluste in Form von Ammoniak mit sich
tragen (Fricke und Vogtmann, 1994).
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Seite | 49
Ergebnisse und Diskussion
4.1.6 Atmungsaktivität
Die Atmungsaktivität ist ein bedeutender biologischer Parameter für den
Rotteprozess. Mithilfe des Sauerstoffverbrauchs innerhalb von vier Tagen können
Rückschlüsse auf den Abbauzustand und damit auf Mineralisierungsgrad und
Reifegrad des Kompostes gezogen werden (Linzner et al., 2005). In beiden
Versuchen wurden die AT4-Messungen nur mit dem Anfangs- und Endsubstrat
durchgeführt und nicht wöchentlich, da dafür zu viel Material aus den Reaktoren
hätte entnommen werden müssen.
Abbildung 4-11: Versuch 1, Atmungsaktivität (AT4) in mg O2/g TM Einbau- und Ausbaumaterial
In Abbildung 4-11 und Abbildung 4-12 sind die Atmungsaktivitäten über vier Tage
und somit der Sauerstoffverbrauch in mg/g TM der Versuche 1 und 2 dargestellt.
Am Beginn wurde bei allen Varianten ein hoher Sauerstoffverbrauch gemessen und
somit kann auf eine hohe mikrobiologische Aktivität geschlossen werden. Der AT 4Wert der „Variante C/N 32― wies mit 35mg O2/g TM die höchste Reaktivität vor,
gefolgt von der „Variante C/N 19― mit 33,1 mg O2/g TM und der „Variante C/N 15― mit
22 mg O2/g TM. Die Reaktivität und somit mikrobiologische Aktivität der „Variante
C/N 15― könnte u.a. durch den zugegebenen Harnstoff gehemmt worden sein.
Die hohen Werte lassen auf eine hohe Anzahl an für Mikroorganismen leicht
verfügbaren organischen Verbindungen schließen, welche in Folge umgesetzt
werden. Dabei wird Wärme freigesetzt, was sich auch im raschen Anstieg des
Materials widerspiegelt. Nach 35 Tagen haben die AT4-Werte deutlich abgenommen
und waren im Bereich zwischen 3,2 und 4,3 mg O2/g TM. Die Rotte war
dementsprechend fortgeschritten.
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Seite | 50
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-12: Versuch 2, Atmungsaktivität (AT4) in mg O2/g TM Einbau-und Ausbaumaterial
Die Varianten des Versuches 2 liegen zu Beginn in einem engen Bereich zwischen
57,6 mg O2/g TM und 60,9 mg O2/g TM, was auf das einheitliche Ausgangsmaterial
zurückzuführen ist. Im Vergleich mit den Varianten von Versuch 1 ist die
Atmungsaktivität deutlich höher. Daraus kann interpretiert werden, dass der Anteil an
leicht verfügbaren organischen Verbindungen im Ausgangssubstrat deutlich höher
war als bei Versuch 1.Nach 21 Tagen ist die Atmungsaktivität bei allen drei Varianten
stark gesunken und war im Bereich zwischen 4,9 mg O2/g TM und 5,3 mg O2/g TM.
Verglichen mit Versuch 1, wurde ein stärkerer Rückgang der Aktivität in einem
kürzeren Zeitraum erreicht.
4.1.7 Ammonium- und Nitratstickstoff
Die Ammonium-und Nitratkonzentrationen der einzelnen Reaktoren von beiden
Versuchen werden im Anhang Teil 1 in Abbildung-Anhang 4, Abbildung-Anhang 5,
Abbildung-Anhang 6, Abbildung-Anhang 18, Abbildung-Anhang 19 und AbbildungAnhang 20 dargestellt. Die Standardabweichungen sind in Anhang Teil 2 aufgelistet.
Abbildung 4-13 stellt die Stickstoffverluste anhand von Ammonium über die gesamte
Rottedauer von 35 Tagen in mg/kg TM, die Werte entsprechen den Mittelwerten
innerhalb der Variante. Das gasförmig ausgetragene Ammonium wurde aus den
Kondensatfallen und sauren Wäschern analysiert. Körner (2009) verweist in die in
Ihrer Arbeit darauf, dass, Ammonium (NH4-N) und Ammoniak (NH3) in wässriger
Lösung in einem Dissoziationsgleichgewicht vorliegen. Aufgrund dessen können die
Ammoniumwerte, die in den wässrigen Lösungen analysiert wurden, als
Summenwerte für Ammonium und Ammoniak angesehen werden.
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Seite | 51
Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-13: Versuch 1, NH4-N Konzentrationen in mg/kg TM im Wäscher und Kondensat über die
Rottedauer von 35 Tagen, gemittelte Werte innerhalb der Varianten
Bei allen drei Varianten waren die Ammoniumemissionen in der ersten Woche am
höchsten und gingen mit fortschreitender Versuchsdauer stark zurück. „Variante
C/N 15― wies über die gesamte Versuchsdauer mit einer Summe von 1780 mg/kg TM
die höchsten Emissionen vor, gefolgt von „ Variante C/N 19― mit 371 mg/kg TM und
„Variante C/N 32― mit 11 mg/kg TM.
Bei engen C/N-Verhältnissen kann Stickstoff vermehrt über die gasförmige Phase
ausgetragen werden (Fricke und Vogtmann, 1994). Sánchez-Monedero et al. (2001)
untersuchten in ihrem Versuch den Kompostierprozess verschiedener Bioabfälle,
nach Zugabe von Harnstoff wurden erhöhte Ammoniumkonzentrationen festgestellt,
dies begründen die Autoren durch die rasche Hydrolyse des Harnstoffes. Die hohen
Ammoniumemissionen der „Variante C/N 15― können also auf das enge C/NVerhältnis, den im Substrat höheren Stickstoffkonzentrationen und den hydrolisierten
Harnstoff zurückgeführt werden. Die hohen Stickstoffverluste der „Variante C/N 15―
führten infolge zu einer Angleichung des C/N-Verhältnisses mit dem der „Variante
C/N 19― (siehe 4.1.5). Die gasförmigen Stickstoffemissionen nehmen zwischen den
Varianten, mit einem weiter werdenden C/N-Verhältnis ab.
Alle drei Varianten wiesen in der ersten Woche die höchsten Ammoniumemissionen
auf, gleichzeitig stieg in diesem Zeitraum der pH-Wert bei allen Varianten deutlich.
Nach Fischer (2010) kann ein hoher pH-Wert ein Grund für hohe
Stickstoffemissionen in Form von Ammonium bzw. Ammoniak sein. Vergleicht man
die drei Varianten, so hatte die „Variante C/N 15― die höchsten
Ammoniumemissionen und gleichzeitig den höchsten pH-Wert, gefolgt von der
„Variante C/N 19― und der „Variante C/N 32―.
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Abbildung 4-14: Versuch 2, NH4-N Konzentrationen in mg/kg TM im Wäscher und Kondensat über die
Rottedauer von 21 Tagen, gemittelte Werte innerhalb der Varianten
Abbildung 4-14 stellt die Stickstoffverluste anhand von Ammonium über die gesamte
Rottedauer von 21 Tagen in mg/kg TM dar, die Konzentrationen entsprechen dabei
den Mittelwerten innerhalb der Varianten. Das gasförmig ausgetragene Ammonium
wurde aus den Kondensatfallen und sauren Wäschern analysiert. Die Mengen stellen
die Summenmengen aus Ammonium und Ammoniak dar.
Die drei Varianten hatten bei Versuchsbeginn ein C/N-Verhältnis zwischen 19,6 und
20,6 und lagen somit ca. im selben Bereich wie die „Variante C/N 19― bei Versuch 1.
Folglich befanden sich die Varianten des Versuches 2 auch bei den
Ammoniumemissionen ca. im Bereich der „Variante C/N 19―. Bei allen Varianten
wurde der Hauptteil der gasförmigen Stickstoffemissionen in der ersten Woche
ausgetragen und nahm mit fortschreitender Versuchsdauer deutlich ab.
„Variante NORM― hatte über die gesamte Versuchsdauer Emissionen von 256 mg/kg
TM, „Variante STO― 262 mg/kg TM und „Variante UM― 304 mg/kg TM.
Aufgrund des für alle Varianten unveränderten Ausgangsmateriales, waren die
Unterschiede bei den Ammoniumemissionen gering. Die „Variante C/N 19― aus dem
Versuch 1 hatte bei ähnlichem C/N-Verhältnis (siehe 4.1.5) ähnliche
Ammonium/Ammoniakemissionen, während die „Variante C/N 32― bei deutlich
weiteren C/N-Verhältnis, deutlich geringere Emissionen aufwies, als die Varianten
des Versuches 2.
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Ergebnisse und Diskussion
Abbildung 4-15: Versuch 1, Mittelwerte der Ammonium- und Nitratkonzentrationen im Substrat
Abbildung 4-15 stellt die Mittelwerte der Ammonium- und Nitrat-Konzentrationen im
Substrat über die Rottedauer von 35 Tagen der drei Versuchsvarianten „C/N 19―,
„C/N 15― und „C/N 32― dar. Die Werte werden in mg/kg TM angegeben und wurden
wöchentlich aus den Eluatproben analysiert.
„Variante C/N 19― hatte eine Anfangskonzentration von 638 mg NH4-N /kg TM. Der
Konzentrationsverlauf nahm mit Zunahme der Rottedauer stetig ab und betrug nach
35 Tagen 13 mg/kg TM. Die Nitratkonzentration verläuft gegenläufig zu der NH4-NKonzentration, am Beginn des Versuches wurde kein Nitrat gefunden, die
Konzentration nahm aber stetig zu, sodass am Ende der Rottedauer die
Nitratkonzentration 33 mg/kg TM betrug.
„Variante C/N 15― hatte eine Anfangskonzentration von 565 mg NH4-N /kg TM.
Anders als bei „Variante C/N 19― stieg die Ammoniumkonzentration in der ersten
Woche auf 1.186 mg/kg TM und begann erst nach 21 Tagen zu sinken. Die
Endkonzentration betrug 815 mg/kg TM. Hohe pH-Werte können die Ammonifikation
von organisch gebundenem Stickstoff fördern (Fischer, 2010), deshalb ist davon
auszugehen, dass der beigemengte Harnstoff teilweise in der ersten Woche
ammonifiziert wurde und es somit zu einer Steigerung der NH4-N-Konzentration im
Substrat kam. Guo et al. (2012) hatte bei seinem Kompostierversuch in der ersten
Woche auch steigende Ammoniumkonzentrationen und erklärt diese dadurch, dass
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Ergebnisse und Diskussion
Teile des organisch gebundenen Stickstoffes durch Ammonifikation in Ammonium
umgewandelt wurden. Die NH4-N-Konzentrationen am Ende des Versuches waren
höher als jene der „Variante C/N 19― und „ Variante C/N 32―. Ein geringer
Ammoniumabbau und hohe Ammoniumkonzentrationen sind ein Indiz für einen
verzögerten Rottefortschritt und eine geringe Reife des Materiales (Riffaldi et al.,
1986). Die Nitratkonzentrationen steigen in der 4 Woche auf 21 mg/kg TM an ehe sie
nach 5 Wochen wieder auf 6 mg/kg TM absinken.
Die „Variante C/N 32― hatte zu Beginn des Versuches NH4-N-Konzentrationen von
386 mg/kg TM die mit fortschreitender Rottedauer sanken. Am Ende des Versuches
betrug die NH4-N-Konzentration im Substrat 6 mg/kg TM. „Variante C/N 32― wies
über
die
gesamte
Versuchsdauer
die
geringsten
Nitratund
Ammoniumkonzentrationen auf.
Abbildung 4-16: Versuch 2, Mittelwerte der Ammonium- und Nitratkonzentrationen im Substrat
Abbildung 4-16 stellt die Mittelwerte der Ammonium- und Nitrat-Konzentrationen im
Substrat über die Rottedauer von 21 Tagen der drei „Versuchsvarianten NORM, UM
und STO― dar. Die Werte werden in mg/kg TM angegeben und wurden wöchentlich
aus den Eluatproben analysiert.
Bei allen Varianten des Versuches 2 gingen die Ammoniumkonzentrationen über die
Versuchsdauer konstant zurück, sodass sich alle Substrate nach 21 Tagen im
Bereich zwischen 46 und 92 mg/kg TM befanden. Gegenläufig zu den
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Ergebnisse und Diskussion
Ammoniumkonzentrationen nahmen die Nitratkonzentrationen bei allen Varianten zu
und erreichten nach 21 Tagen Konzentrationen zwischen 45 und 57 mg/kg TM.
Mit Ausnahme der „Variante C/N 15― lagen alle Varianten, beider Versuche, bereits
nach der Intensivrotte unter der maximalen Konzentration an Ammonium für einen
reifen Kompost, die Zucconi und De Bertoldi (1987) mit 400 mg/kg TM definieren. Die
Ammoniumkonzentration von C/N 15 war bedingt durch die anfängliche hohe
Ammonifikationsrate
des
Harnstoffes
noch
bei
815 mg/kg
TM.
Die
Ammoniumkonzentrationen des Ausgangsmateriales waren bei Versuch 2 niedriger
als bei Versuch 1, die Nitratkonzentrationen bei Versuchsende jedoch höher. Das
Material des Versuches 2 war in der Rotte bereits weiter fortgeschritten.
4.1.8 N-Mineralisierungsrate
Abbildung 4-17: Mittelwerte der Mineralisierungsrate in % von Versuch 1 und Versuch 2 in die
Fraktionen Rest-N, Ammonium-N im Eluat, im Kondensat, im sauren Wäscher, Nitrat-N im
Eluat und Lachgas-N unterteilt
Indem der anfängliche Gesamtstickstoff mit den mineralisierten Stickstofffraktionen
bilanziert wurde, wurde eine Mineralisierungsrate erstellt, die in Abbildung 4-17
dargestellt wird. Bei der Mineralisierungsrate wurde jedoch der N2 und der Nitrit-N
nicht miteinbezogen, da dieser im Zuge der Analysen nicht erfasst wurde. Die Werte
wurden innerhalb der Varianten gemittelt und sind in % des anfänglichen Gesamt-N
angegeben, in der Tabelle 4-9 sind die absoluten Werte für die einzelnen Reaktoren
angeführt. Die Formeln zur Erstellung der Stickstoffbilanz sind in Kapitel 3.2.10
angegeben. Nach Amlinger et al. (2003) liegt bei Frischkomposten der Großteil des N
in organisch-gebundener Form vor, davon wurde auch bei der Erstellung der
Mineralisierungsrate ausgegangen, da es sich um Frischkomposte handelte.
Nach Amlinger et al. (2003) hängt die Mineralisierungsrate von N u.a. vom C/NVerhältnis ab, so kann ein weites C/N-Verhältnis, wie es eher bei frischen Komposten
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als bei reifen Komposten vorkommt die C-Mineralisierung und gleichzeitig die
mikrobielle Stickstoffimmobilisierung fördern. Nach Recous et al. (1988) werden bei
Vorhandensein von leicht umsetzbaren Kohlenstoffverbindungen höhere NImmobilisierungsraten erreicht. Die N-Immobilisierung wird bei C/N-Verhältnissen
über 18 gefördert. „Variante C/N 15― wies von allen Versuchen mit 37 % die höchste
Mineralisierungsrate auf. Dies kann zum einen auf das enge C/N-Verhältnis
zurückgeführt werden und lässt darauf schließen das große Teile des beigemengten
Harnstoffes-N mineralisiert wurden. Folglich weist die „Variante C/N 19―, nach der
„Variante C/N 15― die höchsten Mineralisierungsrate auf, da die N-Immobilisierung
aufgrund des engeren C/N-Verhältnis geringer war, als bei „Variante C/N 32―. Die
Hauptmengen an mineralisierten N wurden im Eluat und im Kondensat in Form von
Ammonium gefunden. Der Anteil der Lachgasemissionen war bei allen Varianten
sehr gering. Die Varianten des Versuches 2 befinden sich mit einer
Mineralisierungsrate zwischen 4,1- und 5,4 % ebenfalls im, nach Amlinger et al.
(2003) bei Inkubationsversuchen mit Temperatur-und Feuchtigkeitssteuerung,
üblichen Bereich zwischen 4,6 und 19,5 %.
Die Analytik der Proben erfasste den NDUMAS und somit den organisch-gebundenen
und den mineralisierten N gemeinsam. Die weiteren Analysen und Messungen
bezüglich der N-Konzentrationen und N-Emissionen beschäftigten sich mit den
anorganischen N-Verbindungen wie Ammonium, Nitrat und Lachgas. Es wurden
keine Nitrit und N2-Analysen durchgeführt, somit konnten diese Fraktionen nicht in
die Bilanzierung miteinbezogen werden. Es wurde bewusst auf eine klassische
Sickstoffbilanzierung verzichtet, da diese ohne Kenntnis aller einzelnen N-Fraktionen
und der exakten Menge an organische bzw. anorganische gebundenen Stickstoff im
Anfangssubstrat, nicht möglich war und stattdessen eine Mineralisierungsrate erstellt.
Körner (2009) verweist bei Problemen bei der Erstellung ihrer Stickstoffbilanz auf die
Inhomogenität der Proben bei Frischkomposten und Bilanzlücken, durch
messtechnisch nicht erfasste N-Fraktionen in der Bilanzierung.
Berge (2006) führte eine N-Bilanz bei ihren Versuch durch, der sich mit der
Ammonium Entfernung in Sickerwässern aus Reaktordeponien beschäftigte. Auch
bei
ihrer
Bilanzierung
kam
es
zu
Bilanzlücken,
da
abnehmende
Ammoniumkonzentrationen keiner anderen N-Fraktion neu zugeordnet werden
konnten. Berge gibt als Gründe mögliche Leckagen im Versuchsaufbau an, sodass
gasförmige Emissionen nicht komplett gemessen werden konnten oder die NImmobilisierung durch Mikroorganismen.
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Tabelle 4-9: Versuch 1 und Versuch 2, Mineralisierungsrate des anfänglichen Gesamt-N
Versuch 1
Variante
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Reaktor
R1
R4
R7
R2
R5
R8
R3
R6
R9
Frischmasse (kg)
4,4
4,4
4,0
4,0
4,2
4,3
3,6
3,6
3,5
Wassergehalt (%)
49,8
49,8
49,8
49,2
49,2
49,2
48,1
48,1
48,1
Trockenmasse (kg)
2,2
2,2
2,0
2,0
2,1
2,2
1,8
1,9
1,8
N Dumas %
1,3
1,3
1,3
1,7
1,7
1,7
1,0
1,0
1,0
Gesamstickstoff (g)
29,2
28,7
26,5
34,6
36,4
37,1
18,1
18,3
17,7
Eluat NH4-N (g)
2,08
2,42
2,19
8,48
10,56
10,20
0,80
0,79
0,77
Eluat NO3 (g)
0,07
0,05
0,18
0,06
0,09
0,12
0,03
0,03
0,04
Kondensat NH4-N (g)
0,58
0,47
0,43
2,81
0,67
2,24
0,04
0,03
0,01
Wäscher NH4-N (g)
0,29
0,05
0,11
2,84
0,00
1,88
0,00
0,00
0,00
N2O-N (g)
0,0016
0,0013
0,0033
0,0011
0,0011
0,0011
0,0002
0,0003
0,0004
Mineralisierungsrate (%)
10,3
10,4
11,0
41,0
31,1
38,9
4,8
4,6
4,6
Mittelwert Mineralisierungsrate (%)
10,6
37,0
4,7
UM
STO
Versuch 2
Variante
NORM
Reaktor
R1
R3
R5
R2
R4
R6
R7
R8
R9
Frischmasse (kg)
3,7
3,5
3,6
3,6
3,6
3,5
3,3
3,4
3,4
Wassergehalt (%)
60,5
60,5
60,5
59,8
59,8
59,8
59,8
59,8
59,8
Trockenmasse (kg)
1,5
1,4
1,4
1,4
1,4
1,4
1,3
1,4
1,4
N Dumas %
1,7
1,7
1,7
1,6
1,6
1,6
1,7
1,7
1,7
Gesamstickstoff (g)
24,2
23,1
23,6
22,7
22,6
22,4
22,2
22,7
22,4
Eluat NH4-N (g)
0,7
0,6
0,7
0,9
0,8
0,9
0,7
0,7
0,8
Eluat NO3 (g)
0,1
0,1
0,0
0,0
0,1
0,0
0,0
0,0
0,0
Kondensat NH4-N (g)
0,4
0,3
0,0
0,4
0,3
0,3
0,2
0,2
0,2
Wäscher NH4-N (g)
-
-
-
-
-
-
-
-
-
N2O-N (g)
0,0022
0,0016
0,0012
0,0017
0,0032
0,0016
0,0014
0,0014
0,0029
Mineralisierungsrate (%)
4,8
4,3
3,1
5,6
5,2
5,4
4,3
4,3
4,8
Mittelwert Mineralisierungsrate (%)
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4,1
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5,4
4,5
Seite | 58
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4.2
CO2 und CO
Die CO2-Konzentrationen der Kompostierung sind für die Treibhausgasbilanzierung
nicht relevant, können aber einen guten Überblick über die im Prozess der
Kompostierung stattfindende mikrobiologische Aktivität geben (Hellmann et al.,
1997). Um die Varianten bezüglich des CO2-Gehaltes in der Abluft vergleichbar zu
machen, wurde versucht, die CO2-Konzentration im Abgasstrom stets bei ca.
5 % Vol. zu halten. Dies gelang durch manuelle Erhöhung bzw. Senkung der
Belüftungsrate. Die starken Schwankungen bei den CO2-Frachten zu Beginn der
Versuche sind insofern zu erklären, dass das Substrat hohen mikrobiologischen
Aktivitätswechseln unterlag und die Belüftungsrate erst optimal eingestellt werden
musste. Sobald die Reaktivität des Materials abnahm, wurden auch die
Schwankungen geringer. Der Hauptteil des produzierten CO 2 wurde am Beginn des
Versuches emittiert, mit zunehmender Rottedauer sanken die CO2-Emissionen stetig,
sodass die Belüftungsrate immer geringer eingestellt werden musste, um nach wie
vor 5 % Vol. zu erreichen. Die CO-Frachten wurden simultan mit den
Lachgasfrachten im N2O/CO-Analyzer ermittelt. Die gestrichelten Linien zu Beginn
der Versuche in Abbildung 4-18 und Abbildung 4-19 stellen die Messwerte dar, die
außerhalb des Messbereiches des N2O/CO-Analyzer lagen und somit nur qualitativ,
jedoch nicht quantitativ diskutiert werden können. Die Frachten wurden auf die
wöchentlich erhobenen Trockenmassen der einzelnen Reaktoren bezogen.
Organische Substanz wird bei der Kompostierung unter Abgabe von Wärme
hauptsächlich zu Kohlendioxid und Wasser abgebaut (Körner, 2009). Die Abbauraten
beim den organischen Substanzen sind am Anfang der Rotte verhältnismäßig hoch,
da den Mikroorganismen dort große Mengen an leicht abbaubarer Substanz zur
Verfügung stehen. Durch die hohe Abbaurate kommt es zu einer Selbsterhitzung des
Materials. Mit fortschreitender Rottedauer sind nur noch die schwer abbaubaren
Substanzen vorhanden und die Stoffwechselprodukte werden geringer,
Sauerstoffverbrauch und Wärmeentwicklung sinken (Linzner et al., 2005).
Die Versuche waren anfänglich gekennzeichnet von hohen CO 2-Emissionen,
begleitet mit einer Temperatursteigerung und hohen Kondensatmengen, ehe diese
mit fortschreitender Rottedauer abnahmen.
Die CO2-Frachten für die einzelnen Reaktoren beider Versuche sind im Anhang Teil
1 in Abbildung-Anhang 7, Abbildung-Anhang 8, Abbildung-Anhang 9, AbbildungAnhang 21, Abbildung-Anhang 22 und Abbildung-Anhang 23 angeführt. Die der
einzelnen Werte sind im Anhang Teil 2 aufgelistet.
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Seite | 59
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Abbildung 4-18: Versuch 1, Mittelwerte der CO2-Frachten in g/kg TM h und CO-Frachten mg/kg TM h
Abbildung 4-18 stellt die Mittelwerte der CO2- und CO- Frachten des Versuches 1
dar. Die CO2-Frachten waren bei allen drei Varianten in den ersten drei Tagen am
höchsten, was auf eine hohe mikrobiologische Aktivität hinweist (Guo et al., 2012).
„Variante C/N 19― emittierte mit einer Summenfracht von 161 g/kg TM am meisten
CO2, gefolgt von der „Variante C/N 15― (145 g/kg TM) und „Variante C/N 32―
(137 g/kg TM). Daran lässt sich erkennen, dass bei der „Variante C/N 19― die höchste
mikrobiologische Aktivität festzustellen war bzw. der größte Anteil an organisch leicht
verfügbarem Kohlenstoff umgesetzt wurde. Die „Variante C/N 32― erreichte durch
Zugabe von Sägemehl keine deutliche Steigerung der CO2-Emissionen. Diese
können jedoch noch in der Nachrotte durch Kohlenstoffabbau durch Actinomyceten
und Pilzen entstehen (Guo et al., 2012).
Nach Haarstad et al. (2006) entsteht CO während der Kompostierung, als
Übergangsprodukt beim mikrobiellen Abbau organischer Substanzen bei geringer
Sauerstoffversorgung und kann durch genügend Belüftung verringert werden. Die
Summenfrachten an CO der drei Varianten befinden sich im Bereich zwischen
12 mg/kg TM und 30 mg/kg TM und sind im Vergleich zu den emittierten CO 2ABF-BOKU
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Seite | 60
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Mengen sehr gering. Die Summenfracht kann mit keiner absoluten Sicherheit
angegeben werden, da der Großteil der CO-Frachten zu Beginn emittiert wurde und
sich in diesem Zeitraum häufig außerhalb des Messbereiches des N2O/CO-Analyzers
befanden. Die CO-Frachten lassen aber grundsätzlich an ihrem Verlauf eine ähnliche
Tendenz erkennen wie die CO2-Frachten, indem sie vor allem zu Beginn des
Versuches, bei hoher mikrobiologischer Aktivität, auftreten und mit zunehmender
Versuchsdauer deutlich abnehmen, ähnlich wie bei (Guo et al., 2012; Hellebrand,
1998).
Abbildung 4-19: Versuch 2, Mittelwerte der CO2-Frachten in g/kg TM h und CO-Frachten mg/kg TM h
Abbildung 4-19 stellt die gemittelten Frachten der CO2- und CO-Emissionen über die
gesamte Dauer von 21 Tagen dar. Die CO2-Frachten waren bei allen drei Varianten
in den ersten vier Tagen am höchsten, ähnlich wie bei Versuch 1. „Variante STO―
wies mit einer Summenfracht von 310 g/kg TM die höchste CO2-Summenfracht auf,
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Seite | 61
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gefolgt von „Variante NORM― mit 282 g/kg TM und „Variante UM― mit 266 g/kg TM.
Die Frachten der drei Varianten sind deutlich höher als jene des Versuches 1, was
darauf schließen lässt, dass das Ausgansmaterial einen höheren Anteil an leicht
abbaubarer organischer Substanz aufwies als jenes des Versuches 1. Diese
Tendenz lässt sich auch bei den Ergebnissen der AT 4-Untersuchung erkennen, in
denen die Reaktivität der Proben des Versuches 2 deutlich höher war als jene des
Versuches 1 (siehe Kapitel 4.1.6) und im rascheren Temperaturanstieg des
Materials. Zudem erfolgte bei den Varianten von Versuch 2 ein deutlicherer
Rückgang des TOC-Werte über die Versuchsdauer, als bei Versuch 1 (siehe Kapitel
4.1.4).
Die CO-Summenfrachten befanden sich im Bereich zwischen 48 mg/kg TM und 54
mg/kg TM und waren wiederum deutlich geringer als die CO 2-Frachten. Die COFrachten weisen jedoch eine ähnliche Tendenz wie die CO2-Frachten auf, der
Hauptteil der Emissionen findet zu Beginn der Rotte statt, in dem die
mikrobiologische Aktivität am höchsten ist. Gleich wie bei Versuch 1 sind auch hier
die CO-Frachten zu Beginn des Versuches außerhalb des Messbereiches des
Messgerätes gelegen.
ABF-BOKU
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Seite | 62
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4.3
N2O
Die Messkonzentrationen in ppbv wurden über den stündlichen Volumenstrom in die
Frachten mg/h umgerechnet und schlussendlich auf die wöchentlich ermittelte TM
bezogen (siehe 3.2.1). Mit fortschreitender Versuchsdauer wurde der Volumenstrom
und somit der Verdünnungseffekt reduziert. Die ppbv-Konzentrationen gegen Ende
des Versuches entsprachen geringeren Frachten als am Beginn, der Anteil am
Volumenstrom war jedoch deutlich höher und der Messbereich von 10.000 ppbv
wurde bei C/N 19 und allen Varianten von Versuch 2 überschritten. Alle Werte der
Lachgaskonzentrationen wurden jeweils um die Hintergrundkonzentration in der
Zuluft bereinigt. Die Lachgasfrachten aller einzelnen Reaktoren von Versuch 1 und
Versuch 2 sind im Anhang Teil 1 in Abbildung-Anhang 11, Abbildung-Anhang 12,
Abbildung-Anhang 13, Abbildung-Anhang 14, Abbildung-Anhang 25, AbbildungAnhang 26 und Abbildung-Anhang 27 dargestellt, deren Standardabweichungen sind
in Anhang Teil 2 aufgelistet..
4.3.1 Versuch 1
Abbildung 4-20: Versuch 1, Mittelwerte der Lachgasfrachten in mg/kg TM h über die Rottedauer von
35 Tagen
Abbildung 4-20 stellt die Mittelwerte der N2O-Frachten aller drei Varianten des
Versuches 1 in mg/kg TM h dar. Am Tag 1 erreichen die verschiedenen Varianten
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Frachten bis zu 0,027 mg/kg TM h (C/N 19), 0,021 mg/kg TM h (C/N 15) und
0,018 mg/kg TM h (C/N 32). In diesem Zeitraum befand sich das Material noch im
mesophilen Temperaturbereich. Ab Ende des ersten Tages gingen die Temperaturen
aller drei Varianten in den thermophilen Bereich über und die N2O-Frachten nahmen
rasch ab. Bei den Kompostierversuchen von Amlinger et al. (2008), Beck-Friis et al.
(2003), Hao et al. (2004) und Hellmann et al. (1997) wurde ebenfalls ein Rückgang
der Lachgasemissionen festgestellt, sobald die Substrattemperatur in den
thermophilen Temperaturbereich übergegangen war. Nach Amlinger et al. (2008) und
Firestone und Davidson (1989) findet im thermophilen Temperaturbereich keine
Lachgasbildung in Folge von Nitrifikation statt, da Nitrifikanten erst im Bereich unter
45(40) °C aktiv sind. Jiang et al. (2011) und Chowdhury et al. (2014) hingegen
fanden bei ihren Kompostversuchen Lachgasemissionen auch im thermophilen
Temperaturbereich.
Bei allen Varianten wurden beim Übergang in die thermophile Phase negative
Lachgasfrachten aufgezeichnet, nachdem die Hintergrundkonzentration abgezogen
wurde, auf diese wird in Kapitel 4.3.4 eingegangen.
Die N2O-Frachten aller drei Varianten blieben bis zum Tag 7, an dem umgesetzt
wurde, niedrig. Der kurze Anstieg am Tag 7 kann durch das Umsetzen erklärt
werden. Beim Umsetzen wird Sauerstoff in das Rottesubstrat eingebracht, so kann
es zu einem kurzfristigen Nitrifikationsschub bedingt durch den eingebrachten
Sauerstoff kommen (Cuhls und Clemens, 2012). Auch bei den Kompostierversuchen
von El Kader et al. (2007), Fukumoto et al. (2003) und Jiang et al. (2011) wurde ein
Anstieg bei der Lachgasemission direkt nach dem Umsetzen gemessen.
„Variante C/N 19― hatte nach der ersten Woche bis am Tag 23 keine hohen
Lachgasfrachten. Der kurze Rückgang am Tag 25, ist folglich zu erklären: Am Tag 24
überschritt Reaktor 7 den Messbereich und fiel aus der Mittelwertbildung heraus, die
Reaktoren 1 und 4 stiegen etwas später bei den Lachgaskonzentrationen. Ein
möglicher Grund für das schnellere Ansteigen der Lachgaskonzentrationen von
Reaktor 7 könnte das vertikale Temperaturgefälle in der Klimakammer gewesen sein.
Durch dieses, hatte der Reaktor 7, der ganz unten positioniert war, im Schnitt eine
um ca. 1 °C geringere Temperatur als die beiden anderen Reaktoren seiner Variante,
die höher positioniert waren. Die thermophile Temperaturphase bei der „Variante
C/N 19― endete am Tag 20 mit Erreichen einer Temperatur von < 40 °C. In Folge
steigen die Lachgasfrachten in der Nachrotte und überschritten den Messbereich des
Lachgasmessgerätes. Der Anstieg der Lachgasfrachten wurde begleitet von einem
Anstieg bei den Nitratkonzentrationen im Substrat.
Durch Wasserzugabe am Tag 21 wurde der Wassergehalt von 47,5 % FM auf
52,5 % FM erhöht. Im selben Zeitraum gelangte das Substrat in die zweite mesophile
Phase. Anders als die „Variante C/N 15― und „Variante C/N 32― stieg die
Lachgasproduktion bei „ Variante C/N 19― fortan rasch an. Der ausbleibende Anstieg
bei der „Variante C/N 32― kann auf das weite C/N-Verhältnis und somit den fehlenden
Stickstoffüberschuss und auf den geringen pH-Wert zurückgeführt werden. Vergleicht
man alle Rotteparameter der „Variante C/N 19― und „ Variante C/N 15― so ist vor
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allem ein Unterschied beim Wassergehalt (siehe Kap. 4.1.2) festzustellen. Simultan
mit der deutlichen Erhöhung des WG am Tag 21 der „Variante C/N 19―, stiegen auch
die Lachgasfrachten. Die Nitrifikationsrate war bei Blackmer et al. (1980) mit
zunehmendem Wassergehalt bei 50-60 % FM in einem Bodenversuch relativ hoch
und bei Yoshida und Alexander (1970) stieg die Lachgasproduktion mit steigendem
Wassergehalt. Vermutlich stellte der Wassergehalt von „Variante C/N 19― zu diesem
Zeitpunkt von über 50 % für die Nitrifikanten und Denitrifikanten in der zweiten
mesophilen Phase ein besseres Milieu dar, als jener unter 50 % FM der „Variante
C/N 15― und dadurch könnten die Lachgasfrachten bei „ Variante C/N 19― rasch
ansteigen, während der Anstieg bei „Variante C/N 15― ausblieb. Nach Hwang und
Hanaki (2000) laufen Nitrifikation und Denitrifikation bei einem Wassergehalt
zwischen 40-60% FM parallel ab, Denitrifikanten sind ab einem Wassergehalt von
20 % FM geringfügig aktiv, nehmen aber mit steigendem Wassergehalt zu.
„Variante C/N 15― wies, ähnlich wie die „Variante C/N 19― und „ Variante C/N 32―, am
ersten Tag des Versuches eine erhöhte N2O-Fracht auf. Dies kann wiederum
dadurch begründet werden, dass die thermophile Phase noch nicht erreicht und eine
Nitrifikation möglich war. Zudem war am Beginn des Versuches der Wassergehalt
noch nahe an 50 % FM. Nach Erreichen der thermophilen Phase am Ende des
ersten Tages nahm die Nitrifikationsleistung und somit die N2O-Bildung rasch ab. Die
Lachgasfrachten waren bis zum Tag 7, an dem das erste Mal umgesetzt wurde, sehr
niedrig, lagen jedoch noch über jenen der „Variante C/N 19― und „ Variante C/N 32―.
Im Vergleich zu den beiden anderen Varianten konnte aber in der Intensivrotte
festgestellt werden, dass die Variante mit dem engsten Start-C/N-Verhältnis die
höchsten N2O-Emissionen vorweisen konnte.
„Variante C/N 32― wies über den gesamten Rotteverlauf die geringsten N 2O-Frachten
auf. Nach Amlinger et al. (2008) werden die Stickstoff- und Lachgasemissionen durch
Zugabe von liginhaltigen Substraten und somit durch Ausweitung des C/NVerhältnisses gesenkt. In ihren Versuchen erreichte die Variante, bei der Biomüll mit
holzreicher Fraktion vermischt wurde, die geringsten Lachgas- und
Methanemissionen. Im weiteren Rotteverlauf waren die N2O-Emissionen stets sehr
gering und auch die Nitratkonzentrationen waren im Vergleich zu den anderen
Varianten sehr gering. Das weite C/N Verhältnis führte auch zu den geringsten
gasförmigen Stickstoffemissionen in Form von Ammoniak und den geringsten pHAnstieg im Zuge der Ammonifikation. Niedrige N2O-Raten sind ein Indiz dafür, dass
nur wenig Nitrifikation und wenig unvollständige Denitrifikation stattgefunden hat
(Beck-Friis et al., 2001).
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4.3.2 Versuch 2
Abbildung 4-21: Versuch 2, Lachgasfrachten in mg/kg TM h über die Rottedauer von 20 Tagen
Abbildung 4-21 stellt den Verlauf der N2O-Frachten aller drei Varianten des
Versuches 2 in mg/kg TM h dar. In der Darstellung werden die Reaktoren einzeln
dargestellt, da es innerhalb der Varianten am Versuchsende zu größeren
Abweichungen kam, und ein Mittelwert über die gesamte Versuchsdauer somit nicht
repräsentativ
wäre.
Nachdem
der
dynamische
Messbereich
des
Lachgasmessgerätes von 10 ppm im Zeitraum zwischen Tag 17 und Tag 20 mit
Erreichen der Nachrotte bei allen Varianten dauerhaft überschritten wurde, wurde der
Versuch beendet.
Ähnlich wie bei Versuch 1 wiesen die „Variante NORM― und „Variante UM― zu Beginn
des Versuches eine erhöhte Lachgasfracht von maximal 0,025 mg/kg TM h (R 1) und
0,030 mg/kg TM h (R 2) auf. Diese Anstiege bei den Frachten sind auf die
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Seite | 66
Ergebnisse und Diskussion
Nitrifikation in der mesophilen Phase zurückzuführen, wie bei Versuch 1 beschrieben.
„Variante STO― wies zu Beginn die geringsten Lachgasfrachten mit maximal
0,006 mg/kg TM h (R 8) auf. Dabei kann die stoßhafte Belüftung einen Einfluss auf
die Lachgasbildung gehabt haben. Durch diese war die Sauerstoffkonzentration im
Substrat am Beginn des Versuches bei der „Variante STO― geringer, verglichen mit
den „Variante NORM― und „Variante UM―. Die Nitrifikationsleistung in der mesophilen
Phase könnte dadurch gehemmt worden sein.
Sobald das Material den thermophilen Temperaturbereich erreichte, sanken die
Werte bei allen Reaktoren aller Varianten ab und es wurde auch bei diesem Versuch
für alle Reaktoren eine negative Lachgasfracht gemessen. Im Mittel wies die
„Variante STO― mit einem Maximalwert von -0,012 mg/kg TM h die größten negativen
Fracht auf, gefolgt von der „Variante UM― mit -0,008 mg/kg TM h und der
„Variante NORM― mit - 0,007 mg/kg TM h.
Zu Beginn des Versuches wurden die Reaktoren der „Variante STO― stündlich für 15
Minuten belüftet, nach dem ersten Tag wurde das Intervall auf 30 Minuten Belüftung
je Stunde erhöht, um näher am Regelparameter von 5 %vol CO2 zu bleiben (siehe
Tabelle 3-2). Der Zeitraum in denen der Volumenstrom bei der „Variante STO―
deutlich geringer war, als jener der beiden anderen Varianten (siehe Abbildung 4-22),
brachte auch die geringsten Lachgasfrachten in der mesophilen Phase und größten
negativen Frachten in der thermophilen Phase hervor. Durch die geringere
Belüftungsrate in der ersten mesophilen Phase könnte die Nitrifikationsleistung
stärker gehemmt worden sein, als bei den anderen Varianten. Bei
Sauerstoffknappheit kann es zur Reduktion von Lachgas durch die N2O-Reduktase
im Zuge der Denitrifikation kommen (Blackmer und Bremner, 1978). Insofern dieser
Effekt für die negativen Lachgasfrachten zuständig war, so ist es schlüssig, dass die
Variante mit der geringsten Belüftungsrate die größten negativen Lachgasfrachten
vorwies, da die N2O-Reduktase sehr sauerstoffempfindlich ist. Ab Tag 3 war der
Volumenstrom pro Stunde bei allen Varianten etwa im selben Bereich (siehe
Abbildung 4-22) und somit näherten sich auch die verschiedenen Lachgasfrachten
der Varianten aneinander an.
In der Abbildung 4-21 erkennt man, dass vor allem bei Reaktor 5 und Reaktor 2 der
Anstieg der Lachgasfrachten ab Tag 14 etwas verzögert, verglichen mit den anderen
Reaktoren der jeweiligen Varianten, ablief. Betrachtet man die Rotteparameter, so
sind zwischen den einzelnen Reaktoren keine großen Abweichungen zu finden, mit
Ausnahme der Wassergehalte. Die Reaktoren innerhalb der Varianten mit dem
geringsten WG ab Tag 14 (Tabelle 4-10), wiesen einen verzögerten Anstieg der
Lachgasemissionen nach 14 Tagen auf. Bei „Variante NORM― hatte der Reaktor 5
den geringsten Wassergehalt, bei „Variante UM― hatte der Reaktor 2 den geringsten
WG, gefolgt vom Reaktor 4. Die Unterschiede zwischen den Reaktoren zeigen, dass
bereits geringe Unterschiede beim Wassergehalt die Lachgasproduktion im
Übergang zur Nachrotte beeinflusst haben.
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Tabelle 4-10: Versuch 2, Wassergehalt in % FM der Reaktoren ab Tag 14
Wassergehalt in [% FM]
NORM
UM
Tag
R1
R3
R5
R2
R4
R6
14
57,4
58,3
54,3
52,3
55,4
55,6
Die steigenden Lachgasemissionen am Ende des Versuches bei allen drei Varianten
deuten auf eine erhöhte Nitrifikationsleistung hin, was sich in den steigenden
Nitratkonzentrationen am Ende des Versuches widerspiegelt. Parallel könnte auch
Denitrifikation
stattgefunden
haben,
da
sowohl
Nitrifikations-als
auch
Denitrifikationsleistungen zwischen 40-und 60 % FM Wassergehalt und einem O2Gehalt von 10 % mit steigendem Wassergehalt zunehmen (Hwang und Hanaki,
2000).
Die „Variante UM― wurde, wie in Tabelle 4-10 beschrieben, zusätzlich zum
wöchentlichen Umsetzvorgang aller drei Varianten, auch am Tag 3 und am Tag 10
umgesetzt. Der Umsetzvorgang am Tag 3 führte bei „Variante UM― zu keinem
Nitrifikationsschub und somit Erhöhung der Lachgasfrachten, da der
Temperaturbereich zu diesem Zeitpunkt im thermophilen Bereich lag und
Nitrifikanten nur geringfügig aktiv sind. Der Umsetzvorgang am Tag 10 wies
hingegen einen kleinen Anstieg bei den Lachgasfrachten auf, dies lässt auf einen
Nitrifikationsschub schließen, da die Temperatur bereits im Übergang zur mesophilen
Phase war und das Material durch das Umsetzen, kurzfristig auf eine für Nitrifikanten
günstige Temperatur herabgesetzt wurde. Der Peak nach dem Umsetzen am Tag 7
bei allen Varianten wird infolge eines Nitrifikationsschubes durch die Sauerstoffzufuhr
begründet. Dieser Nitrifikationsschub dürfte bei der „Variante STO― deshalb am
deutlichsten ausgefallen sein, da das Material durch die stoßhafte Belüftung immer
wieder einem anaeroben Milieu ausgesetzt war.
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Abbildung 4-22: Versuch 2, Volumenstrom in ln/h über die Versuchsdauer von 20 Tagen
Die Methode der stoßhaften Belüftung führt nur zu geringfügigen Unterschieden
verglichen mit der „Variante NORM―, da die Belüftungsdauer mit 30 Minuten je
Stunde zu kurz angesetzt war, um den Rotteprozess deutlich zu beeinflussen. Die
erhöhte Belüftungsrate, die dauerhaft eingestellt wurde, um eine CO2-Konzentration
von 5 %vol zu erhalten, glich den Effekt der stoßhaften Belüftung ab Tag 3
größtenteils aus (siehe Abbildung 4-22). Dies bedeutet, dass die Variante zwar
stündlich nur 30 Minuten belüftet wurde, der hohe Volumenstrom jedoch zu einer
stündlichen Belüftungsmenge, die ähnlich der „Variante NORM― und „ Variante UM―
war, führte.
Während der rasche Anstieg der Lachgasfrachten am Beginn der Nachrotte bei
„Variante C/N 32― aufgrund des weiten C/N-Verhältnis ausblieb, erfolgte dieser bei
„Variante C/N 19―, „Variante NORM―, „Variante UM― und „Variante STO―, bei
„Variante C/N 15― hingegen nicht. Vergleicht man die Rotteparameter aller Varianten
so ist festzustellen, dass alle Varianten mit einem engen C/N-Verhältnis, sobald der
Anstieg der Lachgasfrachten erfolgt einen Wassergehalt von deutlich über 50 % FM
vorwiesen. „Variante C/N 15― hingegen, war die einzige Variante, die über die
gesamte Versuchsdauer nie einen Wassergehalt von 50 % FM oder mehr erreichte.
Vermutlich hatte ein WG von deutlich unter 50% FM in der zweiten mesophilen
Phase eine inhibitorische Wirkung auf die Lachgasbildung.
4.3.3 Methan und Lachgas
Abbildung 4-23 und Abbildung 4-24 stellen die Mittelwerte der Lachgas- und
Methanfrachten der Versuche 1 und 2 über die Versuchsdauer von 34 bzw.
20 Tagen dar. Die Frachten sind in mg/kg TM h angegeben. Bei Versuch 2 werden in
dieser Grafik die Reaktoren nicht wie in Abbildung 4-21 einzeln dargestellt, da mit der
der Abbildung vor allem grundlegende Tendenzen zwischen Methan und
Lachgasbildung verdeutlicht werden sollen und dies auch mit den gemittelten Werten
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erfolgen kann. Die einzelnen Werte aller Reaktoren von Versuch 1 und Versuch 2
sind im Anhang Teil 1 in Abbildung-Anhang 10 und Abbildung-Anhang 24 dargestellt.
Die Standardabweichungen aller Werte in % wird in Anhang Teil 2 aufgelistet.
Bei allen Varianten waren die Methanemissionen zum Einbauzeitpunkt noch sehr
gering, stiegen aber parallel zum Prozess der Selbsterhitzung der Substrate
innerhalb der ersten zwei bis drei Tage rasch an, während die Lachgasfrachten dazu
konträr von anfänglich höheren Werten zu niedrigen Werten absanken. Es wird
davon ausgegangen, dass ein Mietenmilieu mit verstärkter Methanbildung nur sehr
geringe Lachgasbildung aufweist und ein Mietenmilieu mit verstärkter
Lachgasbildung nur sehr geringe Methanbildung aufweist (Beck-Friis et al., 2003;
Cuhls und Clemens, 2012; Hellmann et al., 1997). He et al. (2001) stellte bei seinem
Kompostierversuch fest, dass sowohl aerobe als auch anaerobe Zonen im Rottegut
parallel entstehen können. Bei der „Variante STO― stellen die erhöhten Lachgaswerte
am Tag 7 und zugleich hohen Methanwerte einen Ausreißer dar. Es wird
angenommen, dass die hohen Lachgaswerte durch einen Nitrifikationsschub beim
Umsetzen bedingt wurden. Leichtes Verdichten unmittelbar nach dem Umsetzen
kann der Lachgasbildung entgegenwirken (El Kader et al., 2007). Die
Hauptemissionen von Methan fanden in den ersten zehn Tagen statt und nahmen
mit fortschreitender Rottedauer ab, dieser Effekt wurde in der Literatur häufig
beschrieben (Cuhls und Clemens, 2012; Fukumoto et al., 2003; Hao et al., 2004;
Jiang et al., 2011; Jiang et al., 2013; Szanto et al., 2007). Shen et al. (2011) stellten
fest, dass die Methanemissionen mit steigender Belüftungsintensität sinken. So wies
„Variante STO― bei geringster Belüftungsintensität die höchsten Methanfrachten auf.
Die Methan-Emissionen stiegen nach wenigen Tagen parallel zur Temperatur und zu
den CO2-Emissionen. In der Selbsterhitzungsphase der Kompostierung führen der
hohe Sauerstoffverbrauch und die hohe CO2-Produktion zu einem Sauerstoffmangel
und es kann zur Bildung von anaeroben Stellen kommen, wie bei Chowdhury et al.
(2014).
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Abbildung 4-23: Versuch 1, Mittelwerte der Lachgas- und Methanfrachten in mg/kg TM h über die
Rottedauer von 34 Tagen
Bei Versuch 1 wurde nach 34 Tagen bei der „Variante C/N 19― mit 460 mg/kg TM am
meisten Methan emittiert, gefolgt von der „Variante C/N 32― mit 395 mg/kg TM und
„Variante C/N 152 mit 108 mg/kg TM. Beim Versuch 2 wurde nach 21 Tagen bei der
„Variante STO― in Summe mit 324 mg/kg TM am meisten Methan emittiert, gefolgt
von der „Variante NORM― mit 194 mg/kg TM und „Variante UM― mit 142 mg/kg TM.
Die höchsten Methanemissionen bei „Variante STO― sind durch die stoßhafte
Belüftung, mit der die Variante belüftet wurde, begründet. Durch die 30-minütige
Belüftungsunterbrechung in jeder Stunde kam es im Substrat vermehrt zu anaeroben
Zonen und somit zu höherer Methanbildung, auch bei Chowdhury et al. (2014) führte
die am niedrigsten belüftete Variante zu den höchsten Methanemissionen. Die
„Variante UM― wies die geringsten Methanfrachten auf, da durch das erhöhte
Umsetzintervall das Substrat gelockert wurde und mehr Sauerstoff in das Substrat
gelangen konnte. Hellmann (1995) führte einen Versuch durch, bei dem er
Dreiecksmieten mit unterschiedlichem Grünschnittanteil und Umsetzintervall
untersuchte, dabei war der Trend erkennbar, dass die Methanemissionen mit
steigendem Umsetzintervall sanken. Die N2O-Emissionen wiesen dabei keinen
einheitlichen Trend auf, einzig bei der Variante, bei der 80 % Strukturmaterial
beigemengt wurde, konnten die Lachgasmengen verringert werden.
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Abbildung 4-24: Versuch 2, Mittelwerte Lachgas und Methanfrachten in mg/kg TM h über die
Rottedauer von 20 Tagen
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4.3.4 Lachgassummenfrachten
In der Literatur gibt es bislang keine Berichte von negativen Lachgasfrachten bei der
Kompostierung. Dies kann zum einen dadurch begründet werden, dass bei den
Versuchen nur lückenhaft angegeben wird, ob die Hintergrundkonzentration
abgezogen wurden, da die negativen Lachgasfrachten der Versuche 1 und 2 bei
nicht-Abzug der Hintergrundkonzentration zu keinen negativen Werten geführt
hätten. In der Bodenforschung wurden jedoch bereits negative Lachgasfrachten
gemessen. Chapuis‐Lardy et al. (2007) spricht dabei von Lachgassenken, die nicht
auf einen Messfehler reduziert werden können, da sie dafür zu häufig in der Literatur
vorkommen. Der negative Lachgasflux wird nach Thomson et al. (2012) auf die N2OReduktase zurückgeführt, die in diesem Fall mehr N2O zu N2 reduziert, als im Zuge
der Denitrifikation entstanden ist. Das erhöhte Angebot an leicht umsetzbaren
Kohlenstoffverbindungen zu Beginn der Rotte, fördert die mikrobielle Aktivität und es
kann kurzfristig zu anaeroben Zonen im Substrat kommen, welche eine mögliche
Denitrifikation begünstigen können (Chapuis-Lardy et al., 2007). Da
Denitrifikationsprozesse vor allem durch die Sauerstoffverfügbarkeit beeinflusst
werden, wird bei Sauerstoffknappheit der Sauerstoff vom Nitrat zur Atmung
verwendet. Insofern aber kein Nitrat im Substrat vorhanden ist, kann auch der
Sauerstoff aus dem Lachgasmolekül zur Atmung herangezogen werden und somit
N2O reduziert werden (Blackmer und Bremner, 1978; Knowles, 1982). Die
Bodenforschung und die biologische Abfallbehandlung sind nicht unmittelbar
vergleichbar, trotzdem unterliegen die Bildungsprozesse von Lachgas den gleichen
Grundbedingungen. Im Bereich der negativen Lachgasemissionen bei der
Kompostierung gibt es noch Forschungsbedarf. Die negativen Frachten waren in
dieser Arbeit bei der Variante mit der geringsten Belüftungsrate am höchsten, somit
ist ein Zusammenhang zwischen geringer Sauerstoffverfügbarkeit und negativen
Lachgasfrachten zu erkennen. Dies bestätigt die Hypothese, dass N2O durch die
N2O-Reduktase im Zuge der Denitrifikation reduziert wurde. Die steigenden
Lachgasemissionen am Ende des Versuches bei allen drei Varianten deuten auf eine
erhöhte Nitrifikationsleistung hin, was sich in den steigenden Nitratkonzentrationen
am Ende des Versuches widerspiegelt.
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Abbildung 4-25: Versuch 1, Summenverlauf der Mittelwerte von den N2O-Frachten in mg/kg TM
Abbildung 4-25 stellt den Summenverlauf der Lachgasemissionen in mg/kg TM der
Varianten „C/N 19―, „C/N 15― und „C/N 32― des Versuches 1 dar. „Variante C/N 19―
wies am Ende der Intensivrotte nach 3 Wochen einen Lachgassummenwert von
0,43 mg/kg TM auf. „Variante C/N 15― wies nach der Intensivrotte einen
Lachgassummenwert von 0,66 mg/kg TM auf und „Variante C/N 32― einen Wert von
0,23 mg/kg TM. Erwartungsgemäß produzierte die Variante mit dem engsten C/NVerhältnis, die höchsten Lachgasmengen in der Intensivrotte. Die rasche Anstieg der
Lachgasfrachten der „Variante C/N 19― in der Nachrotte wurde bereits in Kapitel 4.3.1
erläutert. „Variante C/N 32― stellte über die gesamte Versuchsdauer die geringsten
Lachgasemissionen und gasförmigen Stickstoffemissionen in Form von Ammoniak.
Die Lachgasfrachten entsprachen in den ersten 2-3 Wochen (siehe Tabelle 4-11)
dem erwarteten Trend, dass die Variante mit dem geringsten C/N-Verhältnis die
höchsten und die Variante mit dem weitesten C/N-Verhältnis die geringsten N2OFrachten emittiert. Bedingt durch das engere C/N-Verhältnis wurde bei der „Variante
C/N 15― in den ersten Wochen, mehr Lachgas produziert, ehe Variante bei „Variante
C/N 19― im Übergang zur Nachrotte der Wassergehalt erhöht wurde und die
Nitrifikationsleistung damit stark zunahm.
Tabelle 4-11: Versuch 1, Lachgasproduktion in mg/kg TM
Lachgasproduktion über die Versuchsdauer [mg/kg TM]
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Tag
R1
R4
R7
R10
R2
R5
R8
R11
R3
R6
R9
R12
Woche 1
0,31
0,27
0,31
0,29
0,47
0,47
0,37
0,35
0,23
0,23
0,20
0,22
Woche 2
0,02
0,01
0,00
0,05
0,10
0,19
-0,03
0,01
0,01
Woche 3
0,04
0,03
0,31
0,12
0,12
0,09
0,00
0,01
0,03
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Woche 4
1,30*
1,04*
1,26*
Woche 5
0,08
0,07
0,08
0,01
0,02
0,08
0,09
0,04
0,03
0,00
0,02
0,06
0,65
0,19
0,25
0,25
Summenwerte
Intensivrotte
0,37
Mittelwert
Nach 5
Wochen
Nachrotte
0,30
0,62
0,64
0,69
0,43
1,67*
1,35*
1,88*
1,63
0,66
0,80
0,79
0,23
0,77
0,79
0,20
0,30
0,38
0,29
*nach 26 Tagen
Abbildung 4-26: Versuch 2, Summenverlauf N2O-Frachten in mg/kg h
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Abbildung 4-26 stellt den Summenverlauf der N2O-Frachten des Versuches 2 über
die Versuchsdauer von 20 Tagen dar und wird in mg/kg TM dargestellt. Alle drei
Varianten stiegen nach Beginn der Nachrotte über den Messbereich von 10.000 ppb
des Lachgasmessgerätes, folglich musste der Versuch abgebrochen werden. Die
Reaktoren werden in Abbildung 4-25 einzeln dargestellt, da der Anstieg der
Lachgasfrachten zu unterschiedlichen Zeitpunkten in der dritten Woche erfolgt.
Vergleicht man die gemittelten Lachgassummenwerte in der Intensivrotte, so wurde
bei der „Variante UM― mit 0,63 mg/kg TM am meisten Lachgas produziert, gefolgt von
der „Variante NORM― mit 0,34 mg kg/TM und der „Variante STO― mit 0,20 mg/kg TM.
Im Übergang zur Nachrotte stiegen die Lachgasfrachten aller Varianten rasch an,
und waren schwer zu vergleichen, sind aber trotzdem in der Tabelle 4-12 angeführt.
Die höchsten Lachgassummen bei der „Variante UM― sind auf Nitrifikationsschübe
nach dem zusätzlichen Umsetzen und auf den höheren Lachgasemissionen in der
ersten mesophilen Phase zurückzuführen. Zudem ist davon auszugehen, dass der
Rottefortschritt der „Variante UM― etwas weiter fortgeschritten war, als bei den
„Variante NORM― und „Variante STO―. Indizien dafür sind etwas geringere
Temperaturverlauf (siehe Kapitel 4.1.1), der stärkere Rückgang des GV- und des
TOC und somit der organischen Substanz (siehe Kapitel 4.1.4) und der deutlichere
Rückgang des C/N-Verhältnisses (siehe Kapitel 4.1.5). „Variante STO― wies zu
Beginn die geringsten Lachgasemissionen und die höchsten negativen
Lachgasfrachten auf, bedingt durch die Sauerstoffknappheit, welche die stoßhafte
Belüftung förderte. Sobald der Effekt der stoßhaften Belüftung egalisiert war, wie in
4.3.2 beschrieben, näherte sich die Lachgasbildung den übrigen Varianten an.
Tabelle 4-12: Versuch 2, Lachgasproduktion in mg/kg TM
Lachgasproduktion über die Versuchsdauer [mg/kg TM]
NORM
UM
STO
Tag
R1
R3
R5
R11
R2
R4
R6
R12
R7
R8
R9
R10
7
0,25
0,09
0,04
0,04
0,32
0,21
0,11
0,23
-0,23
-0,34
-0,35
-0,39
14
0,22
0,11
0,32
0,30
0,51
0,43
0,44
0,52
0,55
17-20
3,17
2,05
1,82
2,44
3,47
2,26
3,03
3,07
2,99
0,21
0,18
0,2
Summenwerte
Intensivrotte
0,47
0,2
Mittelwert
Nachrotte
Mittelwert
0,36
0,62
0,72
0,34
3,65
2,25
0,23
0,63
2,17
2,69
0,54
0,04
3,06
4,19
0,20
2,80
3,35
0,23
3,25
3,25
3,19
-0,39
3,23
Vergleicht man die drei Varianten, so ist festzustellen, dass ein erhöhtes
Umsetzintervall zu erhöhten Lachgasemissionen führt, und zwar aufgrund der
zusätzlichen Nitrifikationsschübe, bedingt durch das Umsetzen. Stoßhafte Belüftung
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Ergebnisse und Diskussion
führt, insofern sie nicht durch eine höhere Belüftungsrate kompensiert wird, zu
geringeren Lachgasemissionen.
Tabelle 4-13 führt die gefundenen Lachgasfrachten bei verschiedenen
Kompostierversuchen an und die Lachgassummenwerte der Intensivrotte von den in
dieser Arbeit durchgeführten Versuch 1 und 2.
Tabelle 4-13: Lachgasemissionen bei der Kompostierung, Literaturvergleich
Quelle
Mader,
Versuch 1
Mader,
Versuch 2
Methodik,
Material
Versuchsdauer
C/N 19
21 Tage
C/N 15
21 Tage
C/N 32
21 Tage
0,23 mg/kg TM*bzw. 0,0007 % TN*
NORM
14 Tage
0,34 mg/kg TM bzw. 0,0014% TN
UM
14 Tage
STO
14 Tage
Messverfahren
N2O-Emissionen
0,43 mg/kg TM bzw. 0,0015% TN
CRDS
CRDS
0,66 mg/kg TM* bzw. 0,0022 % TN*
0,62 mg/kg TM bzw. 0,0027% TN
0,21 mg/kg TM bzw. 0,0009% TN
Biomüll, offene
Miete
27 mg/kg FM
Statische & dynamische
Messkammern /
FT-IR Spektrometrie
Grünabfälle,
offene Miete
4 Wochen
Klärschlamm,
offene Miete
4 Wochen
Tunnelreaktor
3 Wochen
-
21 mg/kg FM
Andersen et
al. (2010)
Grünabfall
1 Jahr
Abluftfahnenmessung mit
Tracergas /
FT-IR Spekrtometrie
50 mg/kg TM
Beck-Friis et
al. (2001)
Biomüll +
Stroh;
belüftete Miete
31 Tage
photoakustischer Multigas Infrarot
Monitor
60 mg/kg FM bzw. 0,7% TN
Brown et al.
(2008)
Metastudie
-
-
0,05-0,1 % T N
Chowdhury et
al. (2014)
Rinderjauche
photoakustischer Multigas Infrarot
Monitor
26 mg/kg TM
Fukumoto et
al. (2003)
Stalldünger;
Miete
unbelüftet
3 Monate
geschlossene Messkammer /
FT-IR Spektrometrie
300 mg/kg FM
99 Tage
dynamische Messkammer /
Gaschromatograph
0,38 % T N
Amlinger et al.
(2008)
Hao et al.
(2004)
ABF-BOKU
Viehfutter +
Dünger +
Stroh;
erhöhtes
Umsetzinterval
l
25 mg/kg FM
266 mg/kg FM
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Hellebrand
(1998)
Offene Mietenkompostierung
7 Monate
Messrohre in Miete / FT-IR
Spektrometrie
0,5 % T N
Hellmann et
al. (1997)
Gartenabfall
66 Tage
statische Messkammer /
Gaschromatograph
17 mg/kg TM
Biomüll +
13 mg/kg FM
20%-Grünschnitt
Hellmann
(1995)
Biomüll + 40%
Grünschnitt
12,5 Wochen
statische Messkammer /
Gaschromatograph
15 mg/kg FM
Biomüll + 60%
Grünschnitt
40 mg/kg FM
Biomüll + 80%
Grünschnitt
5 mg/kg FM
Jiang et al.
(2011)
Rottereaktor
37 Tage
Gaschromatograph
1,5 -7,3 % T N
Linzner et al.
(2005)
Metastudie
-
-
60 mg/kg FM
Sommer und
Møller (2000)
Schweinemist
*Stroh
geschlossene Haube,
Gaschromatograph
0,8% % T N
Die gefundenen Werte in der Literatur, sind alle deutlich höher als jene der
Versuche 1 und 2, variieren aber zwischen den Versuchen stark. Die meisten
Kompostierversuche beschäftigen sich nicht nur mit der Intensivrotte, sondern auch
mit der Nachrotte. In den beiden eigenen Versuchen, wurde der Fokus auf die
Lachgasemissionen in der Intensivrotte gelegt, welche deutlich geringer sind als jene
in der Nachrotte. Am Beginn der Nachrotte konnte jedoch ein rascher Anstieg der
Lachgaskonzentrationen festgestellt werden ehe die Lachgasmessungen
abgebrochen werden mussten. Es ist davon auszugehen, dass bei längerer
Versuchsdauer und einer höheren Messbereich auch höhere Lachgasfrachten
gemessen werden hätten können. Allgemein ist zu erwähnen, dass der Vergleich
einzelner Kompostierversuche untereinander sehr schwierig ist, da die Versuche
viele Parameter beinhalten, die von Versuch zu Versuch verschieden sind, sich aber
gegenseitig beeinflussen können. So spielen der Wassergehalt, der Stickstoffgehalt,
der Kohlenstoffgehalt, die im Substrat enthaltenen Mikroorganismen, die
Substratzusammensetzung, das Luftporenvolumen und zuletzt die Messmethoden
einen bedeutende Rolle bei der Ermittlung der Lachgasfrachten bei den
Kompostierversuchen. Diese variieren von Versuch zu Versuch stark, so kann z. B.
bei gleichen C/N-Verhältnissen in zwei Versuchen der Wassergehalt verschieden
sein und die Rotte dementsprechend unterschiedlich rasch voranschreiten. Zudem ist
nicht in allen Literaturquellen ersichtlich, ob die Hintergrundkonzentration an Lachgas
in der Luft auch abgezogen wurde, was bei geringen Lachgasfrachten, wie sie in den
beiden Versuchen dieser Arbeit der Fall waren, einen erheblichen Teil der Frachten
ausmachen kann. Die Literaturwerte, die in Tabelle 4-13 angeführt werden, sollen
vielmehr einen groben Überblick geben, mit welchen Lachgasemissionen bei der
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Ergebnisse und Diskussion
Rotte zu rechnen sind, können aber nur schwer direkt mit den selbst durchgeführten
Versuchen verglichen werden.
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Zusammenfassende Schlussfolgerungen
5. Zusammenfassende Schlussfolgerungen
Der Übergang zwischen Intensiv- und Nachrotte ist nur schwer exakt abzugrenzen.
Das Unterschreiten einer Temperatur von 40 °C wird nach dem Stand der Technik
häufig als ein wesentliches Kriterium dafür herangezogen. Demnach begann die
Nachrotte bei Versuch 1 nach 3 Wochen und bei Versuch 2 bereits nach 2,5
Wochen. Dies korrelierte mit unterschiedlichen Ausgangstemperaturen der beiden
Versuche. Da die Temperatur des Einbaumaterials von Versuch 2 höher als jene von
Versuch 1 war, wird davon ausgegangen, dass das Material bereits beim Einbau
etwas weiter in der Rotte fortgeschritten war, die Heißrottephase daher kürzer war
und der Übergang in die Nachrotte früher erfolgte.
Der Temperaturverlauf, die CO2-Frachten, der GV- und TOC-Rückgang aller
Varianten beider Versuche entsprachen einem herkömmlichen Rotteverlauf.
Während das C/N-Verhältnis der „Variante C/N 32― durch Zugabe von Sägemehl
längerfristig erhöht werden konnte, wurden Teile des Harnstoffes, welcher der
„Variante C/N 15― beigemengt wurde, bereits zu Beginn der Rotte großteils
freigesetzt. Dies zeigten die hohen Ammoniakemissionen, der starke Anstieg des pHWertes und der geringe Rückgang des C/N-Verhältnisses im weiteren Verlauf der
Versuchsdauer bei „Variante C/N 15―. Bei „Variante C/N 32― konnte zwar ein
kontinuierlicher Rottefortschritt festgestellt werden, jedoch war dieser etwas
gehemmt im Vergleich zu den übrigen Varianten, was sich im geringeren Rückgang
der TOC- und GV-Werte widerspiegelte. Das weite C/N-Verhältnis von „Variante C/N
32― verhinderte eine erhöhte Ammonifikationsrate, wodurch die geringsten
gasförmigen Ammoniakemissionen sowie die geringsten Ammonium- und
Nitratkonzentrationen im Substrat auftraten. Im Unterschied dazu begünstigte ein
enges C/N-Verhältnis bei der „Variante C/N 15―, „Variante C/N 19― (Referenzrotte
Versuch 1), Variante NORM (Referenzrotte Versuch 2), Variante UM (doppeltes
Umsetzintervall) und Variante STO (stoßhafte Belüftung) den Anstieg des pH-Wertes
und führte zu erhöhten gasförmigen Ammoniakemissionen am Beginn der Rotte und
in weiterer Folge zu erhöhten Nitratkonzentrationen im Substrat. Die „Variante
C/N 32― zeigte auch die geringsten Lachgasemissionen, gefolgt von der
„Variante C/N 19― und „C/N 15―.
Das homogene Ausgangsmaterial der drei Varianten bei Versuch 2 wies über die
gesamte Rottedauer einen ähnlichen Verlauf der Rotteparameter auf, sodass kein
großer Einfluss der verschiedenen Rottetechniken (erhöhtes Umsetzintervall sowie
stoßhafte Belüftung) auf den Rottefortschritt, verglichen mit der Referenzrotte,
festgestellt wurde.
Alle Varianten beider Versuche wiesen beim Übergang in die thermophile Phase
negative Lachgasfrachten auf. Aus bodenkundlicher Fachliteratur ist bekannt, dass
Denitrifikanten bei fehlender Nitratkonzentration den Sauerstoff des Lachgasmoleküls
zur Atmung verwenden und damit N2O reduzieren können. Bei der Variante STO war
der Sauerstoffgehalt im Substrat am geringsten, die sensible N2O-Reduktase am
aktivsten und die Lachgasreduktion am stärksten ausgeprägt. Die Lachgasfrachten
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Zusammenfassende Schlussfolgerungen
am Ende der Intensivrotte waren bei der „Variante UM― am höchsten, gefolgt von der
Variante NORM und STO. Die geringen Lachgas-Gesamtfrachten der „Variante STO―
sind vor allem auf die deutlich negativen Lachgasfrachten am Beginn der Rotte
zurückzuführen. Das verstärkte Umsetzintervall führte bei der Variante UM in Folge
erhöhter Nitrifikation nach dem Umsetzen, begünstigt durch die Auflockerung und
Abkühlung des Substrates, zu den höchsten Gesamt-Lachgasfrachten.
Die Variante „NORM―, „UM―, „STO―, „C/N 19― und „C/N 15― wiesen beim Übergang in
die Nachrotte ein ähnlich enges C/N-Verhältnis von ≈14 auf. Mit Ausnahme der
Variante C/N 15 stiegen bei Temperaturen unter 40°C die Lachgasfrachten rasch an,
sodass das oberen Limit des Messbereiches (10.000 ppbv) vom Lachgasmessgerät
überschritten wurde. Die „Variante C/N 15― wies im Vergleich zu den erwähnten
Varianten einen geringeren Wassergehalt von 44 % FM auf, was ein Grund für die
geringere Lachgasbildung sein könnte. Eine Literaturrecherche zeigte, dass bei
steigendem Wassergehalt, v.a. im Bereich zwischen 40 und 60 % FM, die
Lachgasbildung zunehmen kann und bei höherem Wassergehalt bereits eine
geringfügige Denitrifikation stattfindet.
Aus den vorliegenden Ergebnissen lässt sich ableiten, dass über eine optimale
Materialmischung und Einstellung des C/N-Verhältnisses, welches nicht zu eng sein
sollte, die Lachgasemissionen in der Intensivrotte reduziert werden können. Sofern
das Material ein enges C/N-Verhältnis aufweist, wird in der Nachrotte ein
Wassergehalt unter 50 % FM empfohlen, um die Lachgasbildung zu minimieren. Ein
erhöhtes Umsetzintervall in der Intensivrotte erscheint nicht ratsam, da es kurz nach
dem Umsetzen zu erhöhter Lachgasbildung kommen könnte und der Rottefortschritt
nur minimal beschleunigt wird. Eine stoßhafte Belüftung führte in der Intensivrotte
des Versuchsablaufes zwar zu einer Reduktion der Lachgasbildung, erhöhte aber die
Methanemissionen im Vergleich zu den anderen Varianten deutlich.
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Abbildungsverzeichnis
6. Abbildungsverzeichnis
Abbildung 2-1: Treibhausgasemissionen in der österreichischen Abfallwirtschaft 1990–2012
(Umweltbundesamt, 2014) .......................................................................................................... 3
Abbildung 2-2: Lachgasemissionen in der Abfallwirtschaft in Österreich 2012-eigene Darstellung
adaptiert nach (Umweltbundesamt, 2014) .................................................................................. 4
Abbildung 2-3: Leckage Modell der NO und N2O-Freisetzung bei der Nitrifizierung und Denitrifizierung
nach Firestone und Davidson (1989) .......................................................................................... 5
Abbildung 2-4: Abbau- und Umbauraten bei der Rotte über 20 Wochen (Linzner et al., 2005) ............11
Abbildung 3-1: Versuchsschema nach Zenzmaier, unveröffentlicht (2015) ..........................................17
Abbildung 3-2: Aufbau Exsikkator adaptiert nach Binner (2012) ...........................................................18
Abbildung 3-3: N2O/CO Analyzer und CRDS Messprinzip ....................................................................22
Abbildung 3-4: Funktionsprinzip FID (Schomburg, 1986) entnommen aus (M. Huber-Humer et al.,
2014) ..........................................................................................................................................25
Abbildung 3-5 Glührückstände aus der Glühverlustanalyse ..................................................................28
Abbildung 3-6: NH4-N Kalibrationsgerade für die Ammoniumanalyse ...................................................30
Abbildung 3-7 Extinktionen der verschiedenen NH4-N Konzentrationen ...............................................30
Abbildung 4-1: Versuch 1, Mittelwerte-Temperaturverlauf in °C über die Rottedauer von 35 Tagen ....34
Abbildung 4-2: Versuch 2, Mittelwerte-Temperaturverlauf in °C über die Rottedauer von 21 Tagen ....35
Abbildung 4-3: Versuch 1, Mittelwerte vom Wassergehalt in % FM über die Rottedauer von 35 Tagen
...................................................................................................................................................38
Abbildung 4-4: Versuch 2, Mittelwerte vom Wassergehalt in % FM über die Rottedauer von 21 Tagen
...................................................................................................................................................40
Abbildung 4-5: Versuch 1, Mittelwerte der pH-Werte über die Rottedauer von 35 Tagen.....................42
Abbildung 4-6: Versuch 2, Mittelwerte der pH-Werte über die Rottedauer von 21 Tagen.....................43
Abbildung 4-7: Versuch 1, Mittelwerte von GV in % TM und TOC in % TM über die Rottedauer von 35
Tagen.........................................................................................................................................45
Abbildung 4-8 :Versuch 2, Mittelwerte vom GV in % TM und TOC in % TM über die Rottedauer von 21
Tagen.........................................................................................................................................46
Abbildung 4-9: Versuch 1, Mittelwerte C/N Verlauf über die Rottedauer von 35 Tagen ........................48
Abbildung 4-10: Versuch 2, Mittelwerte- C/N Verlauf über die Rottedauer von 21 Tagen ....................49
Abbildung 4-11: Versuch 1, Atmungsaktivität (AT4) in mg O2/g TM Einbau- und Ausbaumaterial ........50
Abbildung 4-12: Versuch 2, Atmungsaktivität (AT4) in mg O2/g TM Einbau-und Ausbaumaterial .........51
Abbildung 4-13: Versuch 1, NH4-N Konzentrationen in mg/kg TM im Wäscher und Kondensat über die
Rottedauer von 35 Tagen, gemittelte Werte innerhalb der Varianten .......................................52
Abbildung 4-14: Versuch 2, NH4-N Konzentrationen in mg/kg TM im Wäscher und Kondensat über die
Rottedauer von 21 Tagen, gemittelte Werte innerhalb der Varianten .......................................53
Abbildung 4-15: Versuch 1, Mittelwerte der Ammonium- und Nitratkonzentrationen im Substrat .........54
Abbildung 4-16: Versuch 2, Mittelwerte der Ammonium- und Nitratkonzentrationen im Substrat .........55
Abbildung 4-17: Mittelwerte der Mineralisierungsrate in % von Versuch 1 und Versuch 2 in die
Fraktionen Rest-N, Ammonium-N im Eluat, im Kondensat, im sauren Wäscher, Nitrat-N im
Eluat und Lachgas-N unterteilt ..................................................................................................56
Abbildung 4-18: Versuch 1, Mittelwerte der CO2-Frachten in g/kg TM h und CO-Frachten mg/kg TM h
...................................................................................................................................................60
Abbildung 4-19: Versuch 2, Mittelwerte der CO2-Frachten in g/kg TM h und CO-Frachten mg/kg TM h
...................................................................................................................................................61
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Abbildungsverzeichnis
Abbildung 4-20: Versuch 1, Mittelwerte der Lachgasfrachten in mg/kg TM h über die Rottedauer von
35 Tagen....................................................................................................................................63
Abbildung 4-21: Versuch 2, Lachgasfrachten in mg/kg TM h über die Rottedauer von 20 Tagen ........66
Abbildung 4-22: Versuch 2, Volumenstrom in ln/h über die Versuchsdauer von 20 Tagen ..................69
Abbildung 4-23: Versuch 1, Mittelwerte der Lachgas- und Methanfrachten in mg/kg TM h über die
Rottedauer von 34 Tagen ..........................................................................................................71
Abbildung 4-24: Versuch 2, Mittelwerte Lachgas und Methanfrachten in mg/kg TM h über die
Rottedauer von 20 Tagen ..........................................................................................................72
Abbildung 4-25: Versuch 1, Summenverlauf der Mittelwerte von den N2O-Frachten in mg/kg TM .......74
Abbildung 4-26: Versuch 2, Summenverlauf N2O-Frachten in mg/kg h.................................................75
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Tabellenverzeichnis
7. Tabellenverzeichnis
Tabelle 2-1: Entstehungsprozesse von Lachgas (Bleakley und Tiedje, 1982; Groffman et al., 1991;
Laughlin und Stevens, 2002; Mosier et al., 1983; Papen et al., 1989; Robertson et al., 1989;
Ussiri und Lal, 2014) .................................................................................................................... 4
Tabelle 3-1: Versuch 1, Substratmischungen der Varianten vor dem Einbau .......................................19
Tabelle 3-2: Versuch 2, Rottetechnik der Varianten über die gesamte Versuchsdauer ........................20
Tabelle 3-3: Versuch 1 und Versuch 2, Zeitpunkt und Art der Probenahme der über die gesamte
Versuchsdauer ..........................................................................................................................26
Tabelle 4-1: Versuch 1, Wassergehalt in % FM mit Standardabweichung in % der einzelnen Reaktoren
...................................................................................................................................................37
Tabelle 4-2: Versuch 1, Wasserkapazität, Luftporenvolumen und idealer Wassergehalt .....................39
Tabelle 4-3: Versuch 2, Wassergehalt in% FM mit Standardabweichung der einzelnen Reaktoren ....40
Tabelle 4-4:Versuch 2, Mittelwerte aus Wasserkapazität, Luftporenvolumen und idealer Wassergehalt
...................................................................................................................................................41
Tabelle 4-5: Versuch 1 und Versuch 2, pH-Werte der einzelnen Reaktoren mit Standardabweichung %
...................................................................................................................................................41
Tabelle 4-6: Versuch 1, GV- und TOC der einzelnen Reaktoren mit Standardabweichung in % ..........44
Tabelle 4-7: Versuch 2, GV in % TM und TOC in % TM der einzelnen Reaktoren mit
Standardabweichung in % .........................................................................................................45
Tabelle 4-8: Versuch 1 und Versuch 2, C/N Verhältnis der einzelnen Reaktoren und
Standardabweichung in % .........................................................................................................47
Tabelle 4-9: Versuch 1 und Versuch 2, Mineralisierungsrate des anfänglichen Gesamt-N ..................58
Tabelle 4-10: Versuch 2, Wassergehalt in % FM der Reaktoren ab Tag 14 .........................................68
Tabelle 4-11: Versuch 1, Lachgasproduktion in mg/kg TM ....................................................................74
Tabelle 4-12: Versuch 2, Lachgasproduktion in mg/kg TM ....................................................................76
Tabelle 4-13: Lachgasemissionen bei der Kompostierung, Literaturvergleich ......................................77
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Abkürzungsverzeichnis
8. Abkürzungsverzeichnis
%NDUMAS
N am Versuchsende in % des anfänglichen NDUMAS-Gehaltes im
Substrat
AT4
Atmungsativität über 4 Tage
BSB
biologischer Sauerstoffbedarf
C/N
Kohlenstoff zu Stickstoff Verhältnis
CH4
Methan
CO2
Kohlenstoffdioxid
CRDS
Cavity Ring Down Spectroscopy
FID
Flammenionisationsdetektor
FM
Feuchtmasse
Gg
Gigagramm
GV
Glühverlust
GWP100
Global Warming Potential über 100 Jahre
HS
Huminsäuren
IR
Infrarotspektroskopie
Kj
Kilojoule
N2
elementarer Stickstoff
N2O
Lachgas
N2O-N
N in Form von Lachgas ausgetragen
NA
N gasförmig ausgetragen
NH2-OH
Hydroxylamin
NH3
Ammoniak
NH4
Ammonium
NH4-N
Ammoniumstickstoff
NH4-NKW
N in Form von Ammonium in Kondensat gefunden
NH4-NS
N in Form von Ammonium im Substrat umgesetzt
NH4-NWÄ
N in Form von Ammonium in Wäscher gefunden
Nm3
Normkubikmeter
NO
Stickstoffmonoxid
NO2
Nitrit
NO3
Nitrat
NO3-N
Nitratstickstoff
NO3-NS
N in Form von Nitrat im Substrat umgesetzt
NORM
Referenzrotte Versuch 2
O2
Sauerstoff
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Abkürzungsverzeichnis
Ppb
parts per billion
Ppbv
parts per billion volume
Ppm
parts per million
STO
Rottevarianten mit stoßhafter Belüftung Versuch 2
TC
Total carbon
TIC
Total inorganic carbon
TM
Trockenmasse
TOC
Total organic carbon
TS
Trockensubstanz
UM
Rottevarianten mit doppelten Umsetzintervall Versuch 2
V ln/h
Volumenstrom je Stunde
WG
Wassergehalt
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Gleichungsverzeichnis
9. Gleichungsverzeichnis
Gleichung 2-1: Ammonifikation.................................................................................... 6
Gleichung 2-2: Nitratation von Ammoniumstickstoff zu Nitrit ....................................... 6
Gleichung 2-3: Nitratation von Nitrit zu Nitrat .............................................................. 6
Gleichung 2-4: Denitrifikation ...................................................................................... 7
Gleichung 3-1: Umrechnung Lachgas von ppm auf mg/Nm3..................................... 23
Gleichung 3-2: Umrechnung Lachgas mg/Nm3 auf mg/h .......................................... 23
Gleichung 3-3: Umrechnung CO von ppm auf mg/Nm3 ............................................. 23
Gleichung 3-4: Umrechnung CO mg/Nm3 auf mg/h .................................................. 23
Gleichung 3-5: Umrechnung Fracht auf mg/kg TM.................................................... 23
Gleichung 3-6: Umrechnung CO2[%vol.] auf g/Nm3 .................................................. 24
Gleichung 3-7 :Umrechnung CO2 g/Nm3 auf g/h ....................................................... 24
Gleichung 3-8:Umrechnung CH4 von ppm auf mg/Nm3............................................. 25
Gleichung 3-9:Umrechnung Methan mg/Nm3 auf mg/h ............................................. 25
Gleichung 3-10:Berechnung des Wassergehaltes .................................................... 27
Gleichung 3-11: Berechnung des Glühverlustes ....................................................... 28
Gleichung 3-12:Berechnung des TOC [%TM] ........................................................... 28
Gleichung 3-13: Berechnung C/N-Verhältnis............................................................. 29
Gleichung 3-14: Berechnung gesamte Menge an emittierten Stickstoff .................... 31
Gleichung 3-15:Berechnung Gesamtstickstoff im Anfangssubstrat ........................... 31
Gleichung 3-16:Berechnung Mineralisierungsrate..................................................... 32
Gleichung 3-17: Berechnung Volumenstrom ............................................................. 33
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Literaturverzeichnis
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Anhang
11. Anhang
11.1 Teil 1
Abbildungsverzeichnis-Anhang
Abbildung-Anhang 1: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 19― ......................................95
Abbildung-Anhang 2: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 15― .......................................95
Abbildung-Anhang 3: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 32― .......................................96
Abbildung-Anhang 4: Versuch 1, Ammoniumkonzentration in mg/kg TM im Eluat ...............................96
Abbildung-Anhang 5: Versuch 1, Ammoniumkonzentration in mg/kg TM im Kondensat ......................97
Abbildung-Anhang 6: Versuch 1, Nitratkonzentration in mg/kg TM im Eluat .........................................97
Abbildung-Anhang 7: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 19― ................................98
Abbildung-Anhang 8: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 15― ................................98
Abbildung-Anhang 9: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 32― ................................99
Abbildung-Anhang 10: Versuch 1, CH4 - Frachten in mg/kg TM h ........................................................99
Abbildung-Anhang 11: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM h „Variante C/N 19― ..........................100
Abbildung-Anhang 12: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM h „Variante C/N 15― ..........................100
Abbildung-Anhang 13: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM „Variante C/N 32― .............................101
Abbildung-Anhang 14: Versuch 1, N2O- Produktion je Woche in mg/kg TM und Summe nach 3 bzw. 5
Wochen....................................................................................................................................101
Abbildung-Anhang 15: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante NORM― ...................................102
Abbildung-Anhang 16: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante UM― ........................................102
Abbildung-Anhang 17: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante STO―.......................................103
Abbildung-Anhang 18: Versuch 2, Ammoniumkonzentration im Eluat ................................................103
Abbildung-Anhang 19: Versuch 2, Ammoniumkonzentration im Kondensat .......................................104
Abbildung-Anhang 20: Versuch 2, Nitratkonzentration im Eluat ..........................................................104
Abbildung-Anhang 21: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante NORM― ...........................105
Abbildung-Anhang 22: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante UM― .................................105
Abbildung-Anhang 23: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante STO― ...............................106
Abbildung-Anhang 24: Versuch 2, CH4 – Frachten in mg/kg TM .........................................................106
Abbildung-Anhang 25: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante NORM― .........................107
Abbildung-Anhang 26: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante UM― ...............................107
Abbildung-Anhang 27: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante STO― .............................108
Abbildung-Anhang 28: Versuch 2, N2O– Produktion in mg/kg TM je Woche und Summe nach 2
Wochen....................................................................................................................................108
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Anhang
11.1.1 Versuch 1 –Abbildungen der Einzelreaktoren
Abbildung-Anhang 1: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 19―
Abbildung-Anhang 2: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 15―
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Anhang
Abbildung-Anhang 3: Versuch 1, Temperaturverlauf in °C „Variante C/N 32―
Abbildung-Anhang 4: Versuch 1, Ammoniumkonzentration in mg/kg TM im Eluat
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Anhang
Abbildung-Anhang 5: Versuch 1, Ammoniumkonzentration in mg/kg TM im Kondensat
Abbildung-Anhang 6: Versuch 1, Nitratkonzentration in mg/kg TM im Eluat
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Anhang
Abbildung-Anhang 7: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 19―
Abbildung-Anhang 8: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 15―
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Anhang
Abbildung-Anhang 9: Versuch 1, CO2 - Frachten in g/kg TM h „Variante C/N 32―
Abbildung-Anhang 10: Versuch 1, CH4 - Frachten in mg/kg TM h
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Anhang
Abbildung-Anhang 11: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM h „Variante C/N 19―
Abbildung-Anhang 12: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM h „Variante C/N 15―
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Anhang
Abbildung-Anhang 13: Versuch 1, N2O- Frachten in mg/kg TM „Variante C/N 32―
Abbildung-Anhang 14: Versuch 1, N2O- Produktion je Woche in mg/kg TM und Summe nach 3 bzw. 5
Wochen
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Anhang
11.1.2 Versuch 2 – Abbildungen der Einzelreaktoren
Abbildung-Anhang 15: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante NORM―
Abbildung-Anhang 16: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante UM―
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Anhang
Abbildung-Anhang 17: Versuch 2, Temperaturverlauf in °C „Variante STO―
Abbildung-Anhang 18: Versuch 2, Ammoniumkonzentration im Eluat
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Anhang
Abbildung-Anhang 19: Versuch 2, Ammoniumkonzentration im Kondensat
Abbildung-Anhang 20: Versuch 2, Nitratkonzentration im Eluat
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Anhang
Abbildung-Anhang 21: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante NORM―
Abbildung-Anhang 22: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante UM―
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Anhang
Abbildung-Anhang 23: Versuch 2, CO2 – Frachten in g/kg TM h „Variante STO―
Abbildung-Anhang 24: Versuch 2, CH4 – Frachten in mg/kg TM
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Anhang
Abbildung-Anhang 25: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante NORM―
Abbildung-Anhang 26: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante UM―
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Anhang
Abbildung-Anhang 27: Versuch 2, N2O– Frachten in mg/kg TM h „Variante STO―
Abbildung-Anhang 28: Versuch 2, N2O– Produktion in mg/kg TM je Woche und Summe nach 2
Wochen
11.2 Teil 2-CD-ROM
Vom Anhang Teil 2 ist Form einer CD-Rom der Arbeit beigelegt und enthält die
Standardabweichungen der Temperaturwerte und der CO 2-, N2O-; CH4,- Nitrat- und
Ammoniumkonzentrationen bzw. Frachten.
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Anhang
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Anhang
11. Anhang
11.2 Teil 2
Tabellenverzeichnis
Tabelle-Anhang 1 Versuch 1 Temperatur und Standardabweichung in % .............................................. 2
Tabelle-Anhang 3 Versuch 2 Temperatur und Standardabweichung in % .............................................. 3
Tabelle-Anhang 4 Versuch 1 Ammoniumkonzentration im Eluat, Kondensat und Wäscher und
Standardabweichung in % ........................................................................................................... 4
Tabelle-Anhang 5 Versuch 2 Ammoniumkonzentration im Eluat, Kondensat und Wäscher und
Standardabweichung in % ........................................................................................................... 5
Tabelle-Anhang 6 Versuch 1 und Versuch 2 Nitratkonzentration im Eluat und Standardabweichung in
% .................................................................................................................................................. 6
Tabelle-Anhang 7 Versuch 1 CO2-Frachten und Standardabweichung in % .......................................... 6
Tabelle-Anhang 8 Versuch 2 CO2-Frachten und Standardabweichung in % ........................................30
Tabelle-Anhang 9 Versuch 1 und Versuch 2 Methanfrachten und Standardabweichung in % .............45
Tabelle-Anhang 10 Versuch 1 Lachgasfrachten und Standardabweichung ..........................................47
Tabelle-Anhang 11 Versuch 2 Lachgasfrachten und Standardabweichung ..........................................70
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Anhang
Tabelle-Anhang 1 Versuch 1 Temperatur und Standardabweichung in %
Versuch 1
Temperatur °C
σ%
Versuchsdauer
[d]
R1
R2
R3
R4
R5
R6
R7
R8
R9
R10
R11
R12
C/N 19
C/N
15
C/N
32
0,0
32,5
31,9
30,5
33,2
32,8
32,3
32,3
33,2
32,2
33,2
33,8
32,7
1,2
2,1
2,6
0,6
41,5
38,2
37,3
41,9
39,3
38,0
40,8
40,0
35,8
40,1
38,9
38,5
1,7
1,7
2,7
0,9
52,9
47,9
48,5
51,8
47,1
47,8
50,1
46,5
45,2
50,9
48,9
48,0
2,0
1,9
2,7
1,7
57,4
59,6
56,9
56,6
59,7
56,0
55,4
59,3
54,4
56,8
59,0
55,6
1,3
0,5
1,6
1,9
63,2
64,8
62,7
61,1
64,5
61,2
59,8
62,4
59,8
61,8
63,0
60,7
2,0
1,6
1,7
2,7
64,5
63,3
66,1
64,1
62,7
63,4
62,5
61,8
61,8
64,3
62,7
63,5
1,2
0,8
2,4
2,9
65,4
64,8
67,2
65,4
63,8
64,5
63,6
62,9
63,2
65,4
64,4
64,5
1,2
1,1
2,2
3,6
65,0
65,2
65,6
64,5
64,0
63,8
62,2
62,6
62,5
64,7
63,6
63,9
1,7
1,5
1,7
4,0
64,7
64,5
66,3
64,8
64,8
64,2
62,9
63,4
62,9
65,4
65,0
64,7
1,4
1,0
1,9
4,7
65,8
65,4
65,1
64,7
64,5
64,0
62,7
60,7
61,5
64,5
63,4
64,5
1,7
2,8
2,1
5,0
64,8
65,1
66,3
65,1
64,5
63,6
62,0
61,8
61,8
64,0
64,3
64,2
1,9
2,0
2,5
5,7
64,8
64,7
65,2
63,4
62,2
63,2
61,0
61,3
60,9
63,6
63,0
63,2
2,2
2,0
2,4
5,9
64,1
64,6
65,0
63,8
62,7
62,9
61,0
61,0
61,2
63,8
63,5
63,1
2,0
2,1
2,1
6,6
61,2
61,2
61,3
60,3
59,6
58,8
58,2
57,8
57,8
60,3
60,1
59,6
1,8
2,1
2,2
6,9
58,1
55,7
56,3
54,5
51,8
54,1
51,6
48,6
51,7
4,9
5,4
3,5
8,0
58,4
58,8
58,3
57,6
57,5
56,8
55,4
55,0
54,8
2,2
2,8
2,5
8,6
55,1
55,8
54,7
54,9
54,4
54,2
53,1
52,8
52,3
1,7
2,3
1,9
9,9
52,8
52,9
52,9
52,6
52,3
52,1
50,9
50,8
50,7
1,6
1,7
1,8
10,8
50,7
50,9
50,8
50,6
50,4
50,1
49,0
48,9
49,0
1,6
1,7
1,5
11,8
49,2
48,9
48,9
48,6
48,3
48,3
47,4
47,1
47,4
1,5
1,6
1,3
12,8
46,7
46,8
46,8
46,8
46,4
46,1
45,6
45,4
45,4
1,2
1,3
1,2
13,9
45,6
44,2
43,7
43,9
43,1
42,8
43,2
41,8
41,5
2,3
2,3
2,1
14,8
45,5
45,5
45,5
45,7
45,1
44,9
44,8
44,5
44,4
0,9
0,9
1,0
15,9
45,1
44,3
44,8
45,2
44,1
44,2
44,3
43,4
43,3
0,9
0,9
1,4
16,7
44,2
43,2
43,9
44,2
42,9
43,2
43,1
42,5
42,7
1,2
0,7
1,1
17,9
42,9
42,4
42,9
43,0
42,2
42,4
42,2
41,9
42,2
0,8
0,5
0,7
18,9
41,9
41,5
41,8
41,9
41,2
41,5
41,1
40,9
41,1
0,9
0,6
0,7
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 2
Anhang
19,9
40,8
40,5
40,8
40,8
40,1
40,4
40,1
39,7
40,1
0,8
0,8
0,7
20,9
38,9
37,6
37,8
38,2
37,4
37,6
37,5
37,0
37,0
1,5
0,7
0,9
21,8
39,8
39,7
39,4
39,7
39,2
38,9
38,6
38,5
38,9
1,4
1,3
0,6
23,0
38,5
38,5
37,8
38,4
37,8
37,7
37,7
37,4
37,8
0,9
1,2
0,1
23,8
37,4
37,4
37,0
37,4
36,6
36,6
36,6
36,1
36,7
1,0
1,5
0,5
24,7
36,2
36,2
36,1
36,5
35,8
35,8
35,8
35,3
35,6
0,8
1,0
0,6
25,7
35,7
34,5
34,0
34,1
33,6
33,5
33,7
33,2
33,2
2,5
1,6
1,0
26,8
34,6
33,9
33,6
33,7
33,4
33,3
33,3
33,0
32,9
1,6
1,1
0,9
27,8
32,4
31,1
31,0
30,9
30,5
30,5
30,5
30,0
30,0
2,6
1,5
1,3
28,8
30,1
30,9
30,9
30,9
30,9
30,9
30,8
30,9
30,5
1,2
0,0
0,6
29,8
28,6
29,0
28,7
29,0
28,9
28,9
28,9
29,0
28,6
0,6
0,2
0,4
30,8
27,5
27,7
27,5
27,6
27,6
27,5
27,6
27,6
27,5
0,2
0,2
0,0
31,6
27,8
27,9
27,8
28,0
27,9
27,8
28,0
28,0
27,5
0,3
0,2
0,5
33,8
29,1
29,4
29,1
29,1
29,1
29,3
29,0
29,2
29,0
0,2
0,4
0,4
34,6
30,0
30,3
29,9
30,1
30,1
30,1
30,0
30,4
30,0
0,2
0,4
0,3
Tabelle-Anhang 2 Versuch 2 Temperatur und Standardabweichung in %
Versuch 2
Temperatur °C
σ%
Versuchsdaue
r
[d]
R1
R2
R3
R4
R5
R6
R7
R8
R9
R10
R11
R12
C/N 19
C/N 15
C/N 32
0,0
47,1
49,9
47,1
49,6
48,9
49,5
44,3
46,9
47,1
47,1
46,5
46,2
1,9
3,1
2,6
0,7
47,4
45,8
47,1
47,4
48,3
47,7
44,9
46,2
46,4
45,1
47,7
46,8
0,9
1,5
1,4
0,9
62,7
60,6
60,8
60,3
60,6
60,4
57,5
58,1
58,7
58,8
61,0
60,9
1,4
0,4
0,9
1,7
64,3
63,9
64,1
63,4
63,4
64,0
64,3
64,9
64,3
65,4
63,6
64,0
0,6
0,4
0,7
1,9
66,3
65,2
64,5
64,1
62,9
63,4
64,8
65,0
65,0
65,9
64,5
64,8
1,9
1,1
0,7
2,7
64,9
64,4
63,8
63,0
61,1
62,7
62,7
62,8
62,4
64,5
62,5
62,3
2,3
1,3
1,3
2,9
62,7
61,5
62,5
58,6
58,6
57,3
58,9
58,6
58,1
60,8
61,4
59,0
2,7
2,6
1,7
3,8
58,9
59,6
59,1
58,6
55,5
57,7
56,3
56,1
56,0
57,8
58,1
57,2
2,5
1,6
1,3
4,0
56,3
57,6
56,5
56,3
53,1
56,0
54,2
54,1
54,3
55,8
56,1
55,5
2,5
1,4
1,3
4,7
54,0
55,8
54,7
54,5
53,0
54,7
52,9
52,8
52,6
54,2
54,4
54,3
1,2
1,1
1,2
5,0
53,7
54,3
53,6
53,4
52,3
53,3
51,7
51,9
51,8
53,0
53,4
53,4
1,0
0,8
1,0
5,9
51,6
52,9
52,0
51,9
51,2
51,5
50,3
50,2
50,3
51,0
51,7
51,9
0,6
1,0
0,6
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 3
Anhang
7,0
51,2
50,8
50,1
48,6
49,0
48,3
47,7
48,1
47,7
1,8
2,3
0,4
7,8
49,8
49,8
50,1
49,4
49,5
48,7
48,4
49,2
49,3
0,5
0,9
0,8
8,8
49,7
50,1
50,2
49,2
49,8
49,5
49,0
49,9
49,3
0,4
0,8
0,8
9,7
49,8
49,8
49,8
49,1
49,1
49,2
48,3
49,0
49,4
0,7
0,6
0,9
10,9
48,6
49,3
49,0
48,0
48,1
48,4
47,6
48,0
48,2
0,8
1,1
0,5
12,0
46,9
47,5
47,2
46,5
46,8
47,0
46,1
46,7
46,5
0,4
0,9
0,5
13,0
46,9
47,1
46,9
46,1
46,3
46,4
45,5
45,5
45,8
0,6
0,9
0,3
13,9
43,2
44,2
43,8
41,1
41,9
41,2
40,1
40,5
39,7
1,8
3,4
0,8
14,8
45,4
46,2
45,6
45,2
45,4
45,5
44,2
43,6
44,7
0,2
0,9
1,0
15,9
43,9
44,8
44,5
43,8
44,1
44,1
43,0
42,9
43,2
0,6
0,9
0,3
16,8
43,6
43,9
43,6
43,1
43,3
43,6
42,3
42,4
42,7
0,3
0,8
0,4
17,7
42,8
43,3
42,8
42,5
42,6
42,5
41,2
41,2
41,8
0,2
0,9
0,7
18,9
41,9
42,6
42,2
41,6
41,9
42,1
40,8
41,0
41,5
0,3
1,0
0,7
19,8
40,8
41,2
40,8
40,4
40,6
40,8
39,7
39,8
39,7
0,2
0,8
0,1
20,8
38,2
38,2
38,6
36,2
37,4
35,4
36,2
36,6
35,4
1,3
3,2
1,4
21,8
38,9
39,5
39,1
39,0
38,7
38,9
38,2
37,9
38,6
0,4
0,7
0,7
Tabelle-Anhang 3 Versuch 1 Ammoniumkonzentration im Eluat, Kondensat und Wäscher und
Standardabweichung in %
Versuch 1 NH4-N
Eluat mg/kg TM
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0
638
638
638
638
0
565
565
565
565
0
386
638
386
386
0
7
188
338
243
201
24
1204
1426
1426
826
20
27
21
27
24
20
14
109
162
193
22
1029
1326
1326
11
16
11
10
11
21
13
14
14
2
1047
1313
1313
10
9
11
13
10
28
12
24
17
28
734
1022
1022
15
7
7
7
15
35
10
12
13
11
654
891
891
14
5
7
4
14
Kondensat mg/kg TM
C/N 19
C/N 15
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
7
248
216
190
181
12
1259
242
948
ABF-BOKU
Dominic Mader
C/N 32
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
52
19
14
5
3
63
Seite | 4
Anhang
14
11
0
20
78
79
39
59
28
0
0
0
25
21
1
1
1
15
22
16
16
14
0
0
0
23
28
0
0
0
17
8
8
7
6
0
0
0
63
Wäscher mg/kg TM
C/N 19
Versuchsdauer[d]
R1
7
88
R4
R7
C/N 15
R10
σ%
14
21
41
28
35
R2
R5
R8
1303
781
72
65
20
0
0
C/N 32
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
12
54
0
0
12
0
6
6
Tabelle-Anhang 4 Versuch 2 Ammoniumkonzentration im Eluat, Kondensat und Wäscher und
Standardabweichung in %
Versuch 2 NH4-N
Eluat mg/kg TM
NORM
UM
STO
Versuchsdauer
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0
289
289
289
289
0
393
393
393
393
0
302
302
302
302
0
7
97
83
76
106
13
77
115
102
80
17
108
108
177
182
25
14
40
57
44
15
36
46
35
13
78
76
80
2
21
69
51
83
20
112
52
112
31
54
44
41
12
Kondensat mg/kg TM
KW mg/kg TM
NORM
UM
STO
Versuchsdauer
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
7
252
187
/
220
14
247
171
198
183
14
146
163
155
252
24
14
4
4
4
8
7
4
7
23
3
3
5
28
21
3
3
2
19
2
3
3
15
3
2
2
18
σ%
R7
R8
R9
Wäscher mg/kg TM
Wä mg/kg TM
7
ABF-BOKU
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
132
Dominic Mader
R6
R12
68
R10
σ%
71
Seite | 5
Anhang
Tabelle-Anhang 5 Versuch 1 und Versuch 2 Nitratkonzentration im Eluat und Standardabweichung in
%
Nitrat im Substrat mg/kg TM
Versuch 1
C/N 19
Versuchsdauer[d]
R1
R4
C/N 15
σ%
R2
R5
R8
0,0
1,4
1,4
1,4
5,4
8,6
8,1
R7
R10
0
7
4,5
16,7
C/N 32
R11
10,2
σ%
R3
R6
R9
0,0
1,4
1,4
1,4
31,6
0,0
4,3
8,0
14
5,6
5,5
0,6
12,3
6,2
1,1
70,5
0,7
21
11,8
0,6
90,5
1,9
1,6
5,8
61,5
0,0
28
4,7
0,1
15,0
94,7
2,6
31,6
29,5
62,3
5,6
35
12,3
21,9
63,9
68,5
4,7
7,1
20,6
0,0
R12
σ%
0,0
0,7
98,6
1,8
45,1
1,5
2,2
74,8
1,7
2,2
54,3
0,0
Versuch 2
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
7
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
14
42,2
56,2
39,0
16,3
18,3
50,7
4,5
79,1
10,3
6,9
10,3
17,5
21
58,5
77,0
35,4
29,8
9,2
77,1
49,6
61,5
46,4
34,0
60,0
22,8
Tabelle-Anhang 6 Versuch 1 CO2-Frachten und Standardabweichung in %
Versuch 1
CO2 g/kg TM h
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
1,8
1,5
1,4
1,4
9,8
1,6
2,3
1,1
28,9
1,0
1,1
1,0
1,0
3,7
0,1
1,8
1,5
1,4
1,4
9,8
1,6
2,3
1,1
28,9
1,0
1,1
1,0
1,0
3,7
0,1
1,9
1,4
1,3
1,1
18,7
1,1
1,5
1,0
20,4
1,0
1,1
0,8
1,0
10,1
0,2
1,9
1,4
1,3
1,1
18,7
1,1
1,5
1,0
20,4
1,0
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ABF-BOKU
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Anhang
33,9
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Tabelle-Anhang 7 Versuch 2 CO2-Frachten und Standardabweichung in %
Versuch 2
CO2 g/kg TM h
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
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σ%
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1,3
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17,5
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13,9
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Anhang
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2,0
1,7
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2,5
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1,7
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3,1
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1,6
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1,8
11,9
1,6
1,2
1,2
1,7
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1,6
1,4
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1,8
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1,6
1,2
1,2
1,7
16,1
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1,2
1,6
1,4
13,9
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2,3
2,2
1,7
12,4
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1,2
1,7
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1,2
1,2
1,6
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1,7
12,4
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1,6
1,6
2,1
12,1
1,6
1,5
1,8
1,5
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2,3
2,2
2,2
1,8
8,8
1,7
1,6
1,6
2,1
12,1
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1,8
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1,8
1,9
1,8
2,1
5,8
1,9
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1,8
1,7
3,7
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2,2
2,1
1,7
11,2
1,8
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1,8
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19,0
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19,7
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0,2
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17,2
0,3
0,3
0,3
3,1
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 43
Anhang
19,4
0,4
0,3
0,2
19,7
0,2
0,2
0,3
17,2
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19,8
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0,2
0,3
22,2
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0,2
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0,2
6,9
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0,2
0,2
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0,2
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9,8
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0,2
6,9
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0,2
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9,9
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4,5
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0,2
0,2
2,9
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0,2
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0,2
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0,2
0,2
2,9
20,1
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0,2
0,2
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0,2
0,2
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0,2
0,2
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0,2
0,2
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0,2
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11,3
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13,3
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ABF-BOKU
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0,1
0,1
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0,1
0,1
0,1
16,9
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4,4
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0,1
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0,1
0,1
0,1
16,9
0,1
0,1
0,1
4,4
0,1
0,1
0,1
9,5
Tabelle-Anhang 8 Versuch 1 und Versuch 2 Methanfrachten und Standardabweichung in %
Versuch1
Methan mg/kg TM h
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ%
R2
R5
R8
R11
σ%
R3
R6
R9
R12
σ%
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,6
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,9
6,9
8,5
5,6
4,8
21,5
2,6
2,1
1,7
1,6
19,1
4,7
3,7
3,6
3,9
10,9
1,7
77,3
92,5
82,6
53,8
18,6
9,6
8,9
6,1
5,7
21,9
69,0
59,2
50,3
46,5
15,5
1,9
10,9
14,0
15,0
10,4
15,5
1,3
1,3
1,1
0,9
15,8
10,5
10,4
14,2
10,5
14,2
2,6
44,6
89,8
58,7
45,9
30,5
6,8
7,3
7,7
6,7
5,8
55,5
44,0
30,2
43,9
20,6
2,9
22,4
50,4
57,7
40,0
31,1
3,1
3,2
2,6
3,3
8,3
33,9
31,4
29,8
29,8
5,4
3,5
36,1
52,6
32,8
28,3
24,5
4,7
6,0
4,3
11,0
40,8
14,3
36,2
38,8
33,0
31,4
3,9
14,0
24,8
30,9
22,6
26,4
1,8
1,7
1,5
17,4
121,8
23,0
21,9
25,6
22,8
6,0
4,6
11,5
14,1
16,5
15,1
12,9
1,6
1,7
1,0
8,4
96,1
5,5
12,9
7,9
12,0
31,6
4,9
4,9
9,5
8,2
1,0
55,7
0,5
0,4
1,1
6,3
116,6
7,0
5,2
9,4
3,2
37,1
5,6
4,0
3,5
3,9
8,6
42,1
1,3
0,6
4,8
8,1
81,3
4,1
5,1
3,7
3,6
14,2
5,8
1,7
1,6
1,8
4,1
45,3
0,5
0,4
1,9
3,1
76,3
1,4
1,7
1,6
1,4
8,5
6,9
7,1
5,7
6,4
8,9
1,8
2,3
3,1
22,4
3,2
2,0
1,9
25,6
7,9
2,9
5,5
7,3
34,8
9,3
10,3
10,0
4,5
6,3
2,1
3,1
47,2
8,5
1,2
1,0
0,8
18,2
1,7
1,1
0,7
35,6
0,4
0,4
0,2
29,3
9,8
1,9
2,0
2,2
6,9
2,6
2,9
2,0
15,6
1,9
0,7
1,2
40,9
10,7
0,6
0,9
1,1
21,7
0,9
0,8
1,0
8,4
0,4
0,3
0,5
20,7
11,7
0,3
0,3
0,4
18,5
0,2
0,3
0,2
14,3
0,2
0,1
0,2
11,5
12,7
0,3
0,8
0,6
37,8
0,5
0,3
0,4
25,3
0,4
0,1
0,2
43,7
13,6
0,3
0,1
0,2
34,6
0,1
0,1
0,1
18,9
0,2
0,1
0,1
31,3
16,6
0,5
1,3
1,1
33,9
0,4
0,3
0,2
34,8
0,2
0,1
0,2
41,3
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0,8
0,9
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0,7
0,0
0,0
141,4
0,0
0,0
0,2
141,4
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 45
Anhang
23,7
0,3
0,3
0,5
20,0
0,2
0,1
0,1
44,4
0,2
0,1
0,3
34,3
25,6
0,1
0,1
0,0
71,3
0,0
0,0
0,0
0,0
0,3
0,0
0,0
141,4
28,8
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,1
0,1
71,8
30,7
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
33,7
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
Versuch 2
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
R1
R3
R5
R11
σ%
R2
R4
R6
R12
σ%
R7
R8
R9
R10
σ%
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,6
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,0
0,8
4,3
2,7
2,0
1,3
44,0
3,1
2,2
3,8
2,4
21,3
0,5
0,7
0,6
0,9
18,4
1,6
48,7
32,0
33,5
30,2
20,4
39,4
37,0
45,1
31,7
12,6
19,2
19,8
23,5
22,8
8,7
1,8
11,8
12,3
6,9
13,9
23,4
15,8
14,8
15,1
5,5
33,2
6,0
5,1
6,8
6,1
9,7
2,7
56,0
51,8
24,0
51,4
27,7
86,2
61,6
47,0
43,0
28,4
39,9
13,8
39,1
35,6
33,4
2,9
18,2
11,3
6,5
18,0
36,4
14,6
15,0
11,0
5,3
33,8
8,0
7,3
10,3
8,0
13,5
3,6
16,7
16,9
6,6
9,9
35,3
21,0
20,5
11,1
4,1
49,7
11,5
11,2
11,7
14,2
10,0
3,9
4,1
1,5
1,9
3,3
39,0
2,4
1,8
4,1
1,5
40,6
3,4
3,2
3,5
4,0
8,7
4,8
13,0
3,3
5,9
8,5
47,0
6,2
4,8
5,0
2,4
29,4
6,8
7,1
8,0
7,4
5,9
5,9
3,3
1,6
1,7
3,5
33,9
2,0
1,4
2,4
1,6
20,0
3,4
3,4
4,0
96,2
150,0
6,8
7,8
8,1
3,2
35,1
5,8
4,0
1,8
41,6
9,1
0,0
7,5
71,7
7,8
2,5
7,4
1,7
65,5
0,9
2,0
0,6
51,4
8,8
6,9
9,1
12,0
8,6
7,7
3,1
4,1
40,1
1,8
1,6
1,7
3,3
5,6
3,1
4,7
23,0
9,8
4,4
2,9
2,3
26,9
3,0
1,4
1,6
34,7
7,6
4,9
5,6
18,9
10,9
2,2
1,9
1,4
18,2
1,1
0,9
0,8
13,5
5,0
3,2
3,6
19,0
11,9
2,2
1,4
1,2
25,1
0,6
0,8
0,8
16,2
3,2
2,2
2,3
17,6
12,8
1,6
0,9
0,6
40,0
0,3
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1,3
1,6
22,7
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1,2
0,6
0,5
42,9
0,3
0,3
0,2
26,7
1,4
1,0
1,1
17,5
14,8
2,9
1,3
0,9
51,1
0,7
0,7
0,6
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2,6
1,4
2,2
24,3
15,7
0,8
0,6
0,5
18,6
0,2
0,4
0,4
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1,5
0,9
1,2
21,9
16,6
1,0
0,6
0,5
30,9
0,5
0,7
0,5
15,0
1,5
1,0
1,0
19,8
17,8
1,5
0,9
0,6
40,8
0,6
0,6
0,7
6,1
1,6
0,9
1,3
24,5
21,8
2,9
1,7
2,1
20,8
1,5
1,8
2,0
11,3
4,8
1,6
3,1
41,1
25,9
0,8
0,5
0,4
28,3
0,5
0,5
0,6
7,7
1,1
0,8
0,8
17,1
ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 46
Anhang
Tabelle-Anhang 9 Versuch 1 Lachgasfrachten und Standardabweichung
Versuch1
Lachgas mg/kg TM h
C/N 19
C/N 15
C/N 32
Versuchsdauer[d]
R1
R4
R7
R10
σ
R2
R5
R8
R11
σ
R3
R6
R9
R12
σ
0,0
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,00
0,0
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0,01
0,01
0,01
0,00
0,01
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0,01
0,02
0,00
0,1
0,01
0,01
0,01
0,01
0,00
0,02
0,03
0,01
0,01
0,01
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0,00
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0,00
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0,01
0,02
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0,2
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0,02
0,02
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0,00
0,02
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0,02
0,00
0,02
0,02
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0,02
0,00
0,3
0,03
0,03
0,03
0,03
0,00
0,02
0,03
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0,02
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0,03
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0,02
0,02
0,02
0,00
0,02
0,02
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0,00
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0,03
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0,02
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0,03
0,03
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0,01
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0,01
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0,03
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0,01
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ABF-BOKU
Dominic Mader
Seite | 47
Anhang
1,3
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Tabelle-Anhang 10 Versuch 2 Lachgasfrachten und Standardabweichung
Versuch 2
Lachgas mg/kg TM h
NORM
UM
STO
Versuchsdauer[d]
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