Breitenbach, Edda: Phytosanitäre Qualitätsbeurteilung von gewerblich hergestellten Komposten anhand ihres Pilzspektrums

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Kapitel 2. Literaturübersicht

2.1. Die aktuelle Situation der Abfallentsorgung in Deutschland

Laut Abfallwirtschaftsbilanz für das Jahr 1993 ist das gesamte Abfallaufkommen in Deutschland von 1990 bis 1993 um 10 % auf 337 Millionen (Mio.) Tonnen gesunken. In der gleichen Zeit hat sich die Verwertungsquote von 20 auf 25 %, das sind 86 Mio. Tonnen, erhöht (Faz, 1996).

1993 sind in Westdeutschland 270 und in den neuen Ländern 292 Hausmülldeponien betrieben worden. Gleichzeitig gab es in ganz Deutschland 52 Hausmüllverbrennungsanlagen.

31,3 Mio. Tonnen der gesamten Müllmenge in Deutschland entfielen 1987 auf Hausmüll und hausmüllähnliche Gewerbeabfälle (Anonym, 1991). Davon wurden 70,7 % deponiert, 25,4 % wurden in Müllverbrennungsanlagen verbrannt und 2,0 % kompostiert. Das bedeutet, daß jeder Einwohner im Durchschnitt rund 1 kg (oder 5 l) Abfall täglich „produziert" hat. Das sind 360 kg bzw. 2 m3 Abfall pro Einwohner und Jahr (Welt, 1990).

Nach einer bundesweiten Hausmüllanalyse von 1985 bestand der Hausmüll zum Erhebungszeitpunkt zu 32 Gewichtsprozent aus organischen, kompostierbaren Stoffen (Anonym, 1988/89). Als organische Fraktion oder sogenannter „Bioabfall“ werden Küchenabfälle pflanzlicher und tierischer Herkunft und Gartenabfälle (Rasenschnitt, Laub etc.) bezeichnet. Die prozentuale Verteilung der verschiedenen Hausmüllfraktionen stellt die Abbildung 1 dar.

Abb. 1: Hausmüllaufkommen 1985


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2.2. Der Stand der Bioabfallentsorgung in den Staaten der Europäischen Union (EU)

Europaweit betrachtet sind circa 20-45 % des Hausmülls kompostierbar. Davon können durch getrennte Sammlung schätzungsweise 35-100 kg Bioabfall pro Einwohner und Jahr real erfaßt werden (Schutte et al., 1991).

Nach einer aktuellen Erhebung der Bundesgütegemeinschaft Kompost (Bgk) beträgt das Potential an Bio-, Garten- und Parkabfällen bundesweit circa 12-14 Mio. Tonnen (Bgk, 1995). Tatsächlich erfaßbar sind davon schätzungsweise 8-10 Mio. Tonnen. 1995 wurden in Deutschland bereits 4,1 Mio. Tonnen Bio-, Garten- und Parkabfälle verwertet. Daraus sind etwa 2 Mio. Tonnen Kompost produziert worden.

Seit 1990 sind jährliche Steigerungsraten um etwa 30 % zu verzeichnen (vgl. Abbildung 2). Derzeit befinden sich 385 Kompostanlagen in Betrieb. Davon werden 125 in den neuen Ländern und 260 in den alten Ländern betrieben (Bgk, 1996). 58 %, also 223 dieser Anlagen, unterliegen der freiwilligen Gütesicherung durch die Bundesgütegemeinschaft Kompost. Bei den in Betrieb befindlichen Anlagen zeigt sich eine deutliche Häufung von Betrieben mit einem Jahresdurchsatz von 7.000 - 10.000 Tonnen Bioabfall pro Jahr (Feidner et al., 1994).

Abb. 2: Die Entwicklung der Kompostierung in Deutschland 1990-1995

Im Vergleich zu den übrigen EU-Mitgliedsstaaten liegt Deutschland mit einer Kompostproduktion von zur Zeit 2 Mio. Tonnen an erster Stelle. Das entspricht 45 % der tatsächlich produzierbaren Menge im Bundesgebiet. Nur die Niederlande (90 %) und Österreich (55 %) schöpften ihr Potential an getrennt erfaßbarem und kompostierbarem Material stärker aus. Insgesamt wurde 1997 in den EU-Staaten eine Gesamtmenge von 4,1 Mio. Tonnen Kompost aus getrennt


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gesammeltem Bioabfall produziert. Das entspricht 6,8 % des vorhandenen Potentials in den EU-Mitgliedsstaaten.

Einen Überblick über die erfaßbare und tatsächlich kompostierte Menge an getrennt gesammeltem Bioabfall in der EU gibt die Tabelle 1 (Dhv, 1997) bzw. die Abbildung 3 (S. 6).

Tab. 1: Überblick über die erfaßbare und bereits erfaßte und kompostierte Menge an getrennt gesammeltem Bioabfall in Mitgliedsstaaten der EU


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Abb. 3: Kompostproduktion aus separat erfaßtem Bioabfall in den EU-Mitgliedsstaaten (Gesamt: 4,1 Mio. Tonnen)

2.3. Allgemeines zur Kompostierung

Die Kompostierung organischer Abfälle ist eines der ältesten und natürlichsten Recyclingverfahren (Fricke et al., 1991).

2.3.1. Geschichtlicher Rückblick

Unterschiedliche Quellen belegen, daß bereits um die Jahrhundertwende Küchenabfälle getrennt gesammelt und kompostiert wurden (Hösel, 1990; Mergner, 1989).

Die ersten Kompostwerke wurden in Baden-Baden (1953), Blaubeuren (1953), Heidelberg (1954), Duisburg-Huckingen (1957) und Bad Kreuznach (1958) in Betrieb genommen (Mach, 1973).

1981 entstand in Würzburg als studentische Initiatividee die „Organische Müll-Abfuhr" (OMA), die erstmals eine Getrenntsammlung und Kompostierung von Bioabfällen durchführte (Feidner et al., 1994). 1982 begannen die Versuche im Pilotprojekt "Grüne Biotonne Witzenhausen", das als erstes Projekt in der Bundesrepublik den flächendeckenden Anschluß an die Biotonne wagte.

Der bundesweite Startschuß für die Bioabfallkompostierung fiel in den Jahren 1985/86. In dieser Zeit etablierten sich 37 Projekte. Hierbei handelte es sich vor allem um Versuchsprojekte, an die jeweils weniger als 5.000 Einwohner angeschlossen waren (Fricke et al., 1992-a).

Nach Angaben der Bundesgütegemeinschaft Kompost (1996) wurden zu Beginn des Jahres 1996 in 385 Kompostierungsanlagen in Deutschland rund 2 Mio. Tonnen Kompost her


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gestellt. Es ist zu erwarten, daß in den nächsten Jahren die Bioabfallsammlung im Bundesgebiet noch zunehmen und dadurch die produzierte Kompostmenge auf circa 4 Mio. Tonnen ansteigen wird.

2.3.2. Charakterisierung der Kompostierung

Die erfaßte Menge an Bioabfall hängt stark davon ab, wie man Bioabfall definiert. Variationen von „im wesentlichen Grünabfälle mit gewissen Beimengungen von Küchenabfällen und Knüllpapier" bis „Mischungen aus Papier - Pappe - Küchenabfällen und gewissen Mengen an Grünabfällen" sind denkbar (Feidner et al., 1994). Ernst (1988) definiert die Kompostierung folgendermaßen:

„Unter dem Sammelbegriff Kompostierung sind alle Abfallbeseitigungsverfahren zu verstehen, in denen organische Abfallstoffe durch vorwiegend im aeroben Bereich verlaufende mikrobielle Prozesse zersetzt und in ein Endprodukt überführt werden, das vor allem durch einen hohen Humusgehalt gekennzeichnet ist."

Weitere Definitionen sind u.a. zu finden bei Petrik (1993) und Fricke et al. (1991).

Bei der Kompostierung handelt es sich um einen natürlichen Prozeß. Der Mensch unterstützt diesen Prozeß nur mit bestimmten technologischen Verfahren.

2.3.3. Aufgabe der Kompostierung

Laut der Technischen Anleitung (TA) Siedlungsabfall soll die Kompostierung folgende Aufgabe erfüllen (Anonym, 1993):

„Die Kompostierung biologisch abbaubarer organischer Abfälle (Bioabfall, Klärschlamm, sonstige biologisch abbaubare, organische Abfälle) hat die Aufgabe, diese Abfälle in verwertbaren Kompost umzuwandeln."

Welche Anforderungen ein „verwertbarer Kompost" erfüllen muß, ist Inhalt des in Kürze rechtsverbindlichen Entwurfes zur Bioabfall-VO (Bioabfall-VO, Fassung 11/97). Unter Gliederungspunkt 2.4 wird darauf noch näher eingegangen werden.

2.3.4. Der Kompostierungsprozeß

Der Ablauf der Kompostierung läßt sich in zwei Phasen, die sogenannte Intensiv-, Vor- oder Heißrottephase (Dauer je nach Kompostierungsverfahren Tage bis einige Wochen) und die Nachrottephase (Dauer circa 4-12 Wochen) unterteilen.

Wird mit dem organischen Abfall eine Miete aufgesetzt, so tritt aufgrund des isolierenden Effekts im Material ein Wärmestau ein, welcher zu einem Temperaturanstieg im Mieteninneren führt.


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Das Temperaturmaximum und die Dauer der hohen Temperaturen hängen von verschiedenen Faktoren ab (Vogtmann et al., 1989):

Der wichtigste Faktor für eine erfolgreiche Kompostierung, ist die Zusammensetzung der Rohstoffe, d.h. der organischen Abfälle.

In erster Linie sind hierbei zu berücksichtigen: das Kohlenstoff/Stickstoff-Verhältnis (C/N-Verhältnis), die Feuchtigkeit und, mit dieser zusammenhängend, die Durchlüftung. Das optimale C/N-Verhältnis für Mischungen aus gärtnerischen und landwirtschaftlichen Abfällen für die Kompostierung liegt in den meisten Fällen zwischen 35 zu 1 und 25 zu 1. Ist es anfänglich größer, müssen die Mikroorganismen durch viele Lebenszyklen gehen, um den überschüssigen Kohlenstoff zu oxidieren. Die erforderliche Zeitspanne bis zum Abschluß der Rotte wird dadurch länger. Liegt das C/N-Verhältnis anfänglich unterhalb des Optimums, also kleiner als 25 zu 1, so treten erhebliche Stickstoffverluste auf.

Alle übrigen Elemente wie Phosphor, Kalium, Schwefel, Kalzium und Magnesium, sowie Spurenelemente, sind in organischer und anorganischer Bindung ausreichend vorhanden, um den mikrobiellen Stoffumsatz zu unterhalten (Grabbe, 1996).

Die Stoffumsatzleistungen während der Kompostierung laufen stets in gleicher Weise ab. Zu Beginn werden leicht verwertbare Kohlenstoff- und Stickstoffquellen durch eine thermophile, bakterielle Mischflora unter rascher Selbsterhitzung umgesetzt. Der mikrobielle Um- und Abbau der organischen Substanz, wird dabei von chemisch induzierten Reaktionen (Karamellisierung, Maillard-Reaktion) begleitet, die zu dunkelbraunen bis schwarzen Verfärbungen des Rottegemenges führen. Die starke Wärmebildung klingt ab, sobald die Mobilisation des Kohlenstoffes aus hochmolekularen Polymeren Zeit beansprucht. Diese Abbauleistung wird zum Großteil von mesothermophilen Pilze erbracht (Grabbe, 1996). Durch die jeweiligen Umstände begünstigte Artenkollektive entwickeln unter dem Einfluß von Antagonismen und Synergismen eine aktive Biomasse, die häufig durch Leitpopulationen geprägt ist (Hayes, 1968).

Unter aeroben Bedingungen führt der rasche, als Intensivrotte bezeichnete Abbau der leicht verwertbaren Substanzklassen, zu Kerntemperaturen zwischen 70-80 °C in den praxisüblichen Haufwerken. Diese Wärmeakkumulation tötet die vegetativen Stadien vieler Arten der Mikroflora ab, darunter auch solche, die sich nicht aus thermoresistenten Ruhestadien, z.B. Sporen, regenerieren können. In offenen Mieten sorgt der Temperaturgradient zum Außenklima dafür, daß jeder Durchmischungsprozeß zu einer Wiederherstellung der ursprünglichen Biozönose führt. In geschlossenen Anlagen mit Temperaturen größer 60 °C kann das Arten


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spektrum der Mikroflora so stark geschädigt werden, daß wichtige Stoffumsatzleistungen darunter leiden (Joop, 1996).

Der Ligninabbau ist auf Temperaturen unter 50 °C beschränkt. Auch für andere spezielle Stoffwechselleistungen, wie die Methanbildung, die Nitrifikation und den Celluloseabbau, existieren Temperaturobergrenzen. Um eine ausreichende Hygienisierung, d.h. eine Abtötung von pathogenen Mikroorganismen, zu erreichen und trotzdem die Mikroflora zu schützen, die den Ligninabbau und die Huminstoffbildung bewirkt, muß vor allem in geschlossenen Rottesystemen die Hygienisierung im Bereich 55-60 °C und die Kompostreifung bei Temperaturen unter 50 °C erfolgen (Länderarbeitsgemeinschaft Abfall, 1995).

Die Vernetzung der Stoffumsatzleistungen im Verlauf der Kompostierung soll in Form der Abbildun


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g 4 zusammengefaßt werden (nach Grabbe, 1996).

Abb. 4: Vernetzung der Stoffumsatzleistungen im Verlauf der Kompostierung

2.3.5. Kompostierungsverfahren

Allgemeiner Verfahrensablauf

Der allgemeine Verfahrensablauf der Kompostierung läßt sich in die drei folgenden, wesentlichen Bereiche unterteilen (Feidner et al., 1994):

Bioabfälle weisen unterschiedliche Verunreinigungsgrade auf. Nach der Anlieferung wird zumeist eine manuelle Störstoffauslese durchgeführt.

Danach werden die Bio- und Pflanzenabfälle zerkleinert, mit Strukturmaterial wie z.B. Holzhäcksel gemischt und der Rotte zugeführt.

Der eigentliche Unterschied der einzelnen Kompostierungsverfahren liegt in der Konzeption des jeweiligen Intensivrottesystems. Die Intensivrotte („Heißrotte“) der Kompostierung verläuft im thermophilen Temperaturbereich bei Temperaturen über 50 °C. Emissionen wie Sickerwasser und Geruch treten zum überwiegenden Teil in dieser Phase der Kompostierung auf. Dies begründet bei größeren Anlagen den Einsatz aufwendiger Intensivrotteverfahren zur Emissionskontrolle und Rottesteuerung mit dem Ziel der Qualitätssicherung und der Verkürzung der Rottezeit.

Nach Beendigung der Intensivrotte kann der Kompost bereits als sogenannter „Frischkompost“ vermarktet werden. Bei allen Bemühungen, den Rotteverlauf zu beschleunigen und damit zu verkürzen, sollte berücksichtigt werden, daß auch Intensivrotteverfahren die notwendige Rottedauer nicht beliebig verkürzen können. Bei Einhaltung der für den Rotteprozeß günstigen Bedingungen, muß zur Erzeugung von Fertigkompost eine Dauer von acht bis zwölf Wochen veranschlagt werden.

Die Reifephase des Kompostes (Nachrotte) findet in den meisten Fällen in einfachen Tafel- oder Dreiecksmieten statt. Der entstandene „Fertigkompost“ wird auf eine Partikelgröße von 10-20 mm gesiebt. Der Siebrückstand wird entweder erneut als Strukturmaterial Bio- und Pflanzenabfällen zugeführt, oder - ebenso wie die ausgelesenen Störstoffe - deponiert.

Durch die Umsetzung des organischen Abfalls entstehen aus 100 Gewichtsprozent (Gew.-%) Ausgangsmaterial etwa 46 Gew.-% Kompost. Die restlichen 54 Gew.-% verteilen sich zu 6 Gew.-% auf Siebreste und zu 48 Gew.-% auf Rotteverlust. Eine Skizze des allgemeinen Verfahrensablaufes bei der Kompostierung von Bio- und Grünabfällen wird in der Abbildung 5 (S. 11) dargestellt (nach Fricke et al., 1991).


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Abb. 5: Allgemeiner Verfahrensablauf der Kompostierung von Bio- und Grünabfällen

Darstellung der häufigsten Intensivrottesysteme

Die am häufigsten auf dem Markt angebotenen Kompostierungsverfahren können in die folgenden sieben Grundsysteme gegliedert werden (Feidner et al., 1994):

I Offene Mietenkompostierung (vgl. auch 3.2.1)

Ablauf: Das Ausgangsmaterial wird in Dreiecksmieten aufgeschüttet. Die Größe der Miete richtet sich nach der Art der Kompostrohstoffe und schwankt zwischen 1,5 und 4 m Basisbreite. Der Sauerstoffeintrag findet durch Diffusion und Umsetzen der Mieten statt (Petrik, 1993).

Gesamtrottedauer: 3-6 Monate (Intensivrotte: ca. 4-6 Wochen)

II Gekapselte Mietenkompostierung

Ablauf: Der Bioabfall wird in einer Rottehalle eingehaust. Das Material wird zu großen Tafelmieten aufgesetzt, die mittels Druck- und Saugbelüftung belüftet werden. Das Umsetzen der Mieten erfolgt mit speziellen Umsetzaggregaten.

Gesamtrottedauer: ca. 6-8 Wochen (Intensivrotte: ca. 2 Wochen)


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III Trommelkompostierung

Ablauf: Das zu kompostierende Material wird in eine sich drehende Trommel eingebracht. Durch die Bewegung der Trommel kommt es zur Durchmischung, Zerkleinerung und Belüftung des Materials.

Gesamtrottedauer: ca. 6-8 Wochen (Verweilzeit in der Trommel: 1-7 Tage)

IV Boxen-/Container-/Zellenkompostierung (vgl. auch 3.2.2)

Ablauf: Bei allen drei Systemen erfolgt die Intensivrotte in einem abgeschlossenen, zwangsbelüfteten Raum mit vollständiger Ablufterfaßung. Anschließend erfolgt meist eine mehrwöchige Nachrotte als offene Miete (Petrik, 1993).

Gesamtrottedauer: ca. 8-12 Wochen (Verweilzeit in der Box: 7-12 Tage)

V Zeilen-/Tunnelkompostierung

Ablauf: Das Ausgangsmaterial wird in seperaten Zeilen aufgesetzt, die nach oben offen (Zeilenkompostierung) oder geschlossen sind (Tunnelkompostierung). Jede Zeile wird separat belüftet und umgesetzt. Anschließend erfolgt eine mehrwöchige Mietenkompostierung.

Gesamtrottedauer: ca. 12 Wochen (Verweilzeit in Zeile bzw. Tunnel: 4-8 Wochen)

VI Brikollare-Verfahren (Preßling)

Ablauf: Der Bioabfall wird zu Formlingen gepreßt und auf Paletten in einer Rottehalle aufgesetzt. Der Wassergehalt der Preßlinge beträgt 50-60 Gew.-%. Nach einer mehrwöchigen Intensivrottephase trocknet das Material bis auf eine Restfeuchte von 20 Gew.-% aus. Der Preßling wird somit stabilisiert und als Frischkompost abgegeben. Zur Nachreifung des Materials, d.h. zur Herstellung von Fertigkompost, müssen die Preßlinge vermahlen und befeuchtet werden.

Gesamtrottedauer: 3-6 Wochen als Preßling bis zum Frischkompost (Nachrotte möglich)

VII Turmkompostierung

Ablauf: Intensivrotte in Türmen ähnlich der Klärschlammkompostierung.

Gesamtrottedauer: ca. 12 Wochen


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2.4. Kompostqualität

2.4.1. Richtlinien und Anwendungsempfehlungen für Komposte

Gütegesichertem Bio- und Grünkompost mit hoher Qualität steht ein breites Spektrum pflanzenbaulicher Anwendungsbereiche offen. Der Pflanzenbau stellt über 95 % des potentiellen Marktes für die gewerblich hergestellten Komposte dar (Bruns et al., 1994).

Eine entscheidende Vorraussetzung für die Erzeugung qualitativ hochwertiger Komposte ist die Erfassung sortenreiner Kompostrohstoffe. Der Absatz des fertigen Kompostes ist nur dann möglich, wenn bestimmte Qualitätsanforderungen erfüllt werden.

Die TA-Siedlungsabfall schreibt in Verbindung mit der in Kürze rechtskräftigen Bioabfall-VO die Fremdüberwachung von Kompostierungsanlagen durch Gütegemeinschaften verbindlich vor. Zu nennen sind hier die Richtlinien für das Gütezeichen Blauer Engel RAL-ZU-45 (Anonym, 1989) und das Gütezeichen der Bundesgütegemeinschaft Kompost RAL-GZ-251 (Anonym, 1992). Diese Richtlinien sind bis zur Verabschiedung der Bioabfall-VO noch nicht gesetzlich verbindlich.

In den alten Bundesländern unterliegen 75 %, in den neuen Bundesländern 22 % aller Kompostierungsanlagen der Gütesicherung durch die Bundesgütegemeinschaft Kompost (Bgk, 1996). Die Qualitätskriterien für Fertigkompost nach der RAL-GZ-251 lassen sich wie folgt zusammenfassen (nach Dlg, 1995):

Tab. 2: Einteilung der Rottegrade entsprechend den Maximaltemperaturen im Selbsterhitzungsversuch

Rottegrad

Temperatur max. ( in °C)

Produktbezeichnung

I

> 60

Frischkompost

II

50-60

Frischkompost

III

40-50

Frischkompost

IV

30-40

Fertigkompost

V

< 30

Fertigkompost

Die Anwendungsempfehlungen für Kompost fallen je nach Art der Flächennutzung und teilweise nach Bodenart recht verschieden aus. Die Tabelle 3 (S. 14) gibt einen Überblick über die Empfehlungen der Bundesgütegemeinschaft Kompost (nach Reinhold, 1996).


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Tab. 3: Empfehlungen der Bundesgütegemeinschaft Kompost zur Kompostanwendung

Anwendungsbereich

Bodenart

Empfohlene Gaben

Landwirtschaftlicher Pflanzenbau

alle

20-60 cbm/ha

Feldgemüsebau

alle

30-100 cbm/ha

Obstbau (Neuanpflanzungen)

Sandige Böden

50-120 cbm/ha

 

Lehm- und Tonböden

80-150 cbm/ha

Rasensaat

alle

100-300 cbm/ha

Rekultivierung

alle

200-400 cbm/ha

Bodenschutz durch Mulchen

alle

200-700 cbm/ha

Substratanteil für Rasentragschichten

alle

15-25 Vol.%

Substratanteil für Oberboden

alle

20-30 Vol.%

Substratanteil für Blumenerde

 

20-50 Vol.%

2.4.2. Nährstoffwirkung von Komposten

Komposte enthalten alle für die Pflanzenernährung notwendigen Hauptnährstoffe wie Stickstoff, Phosphor, Kalium, Magnesium, Kalzium, sowie Spurennährstoffe wie Eisen, Mangan, Zink, Kupfer, Bor und Molybdän. Die Pflanzennährstoffe sind unterschiedlich pflanzenverfügbar. Für die Düngung wird unterschieden in (Laga, 1995):

Auf der Basis der durchschnittlichen, mittleren Nährstoffgehalte für Grün- und Bioabfallkomposte und unter Berücksichtigung der unterschiedlichen Pflanzenverfügbarkeit der Nährstoffe, läßt sich anhand der Tabelle 4 die mittlere Nährstoffwirkung ablesen (nach Reinhold, 1996).

Tab. 4: Berechnung der mittleren Nährstoffwirkung von Grün- und Bioabfallkomposten

Nährstoff

Mittlerer Gehalt im Kompost

(in % TS)

Verfügbarkeit d. Nährstoffes

(in % vom Gesamtgehalt)

Nährstoff-bedarf

(kg/ha/Jahr

Nutzfläche)

Mögliche

Vorrats-

düngung

(in Jahren)

Kompostgabe mit Nährstoff- höchstmenge(in t TS/ha)
Stickstoff 1,31 15 110 1 56,0

 

Phosphor 0,36 100 12 2 6,7

 

Kalium 1,13 100 120 1 10,6

 

Magnesium 0,44 100 40 2 18,2

 

Kalzium 1,97 100 300 3 45,7

 


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2.4.3. Schadstoffbelastung von Komposten

Die organischen Reststoffe und Abfälle entstammen der garten-, land- und forstbaulichen Nutzung unserer im wachsenden Maße belasteten Umwelt. Bedingt durch den Schadstoffgehalt in den zu verwertenden organischen Abfällen treten in Bioabfallkomposten anorganische und organische Schadstoffe auf. Bei den anorganischen Schadstoffen sind neben den Salzen vor allem die Schwermetalle von Bedeutung (Jager, 1989).

Aus diesem Grunde haben verschiedene Prüfungsinstanzen die folgenden Richtwerte (vgl. Tabelle 5) erlassen. Alle Werte sind normiert auf 30 % organische Substanz (Glühverlust) und werden in mg pro kg Kompost-Trockensubstanz (TS) angegeben. Im Vergleich dazu, wird der Bereich häufig gefundener Werte an Schwermetallen in Grün- und Bioabfällen aufgeführt (Krauss et al., 1996; DLG, 1995).

Tab. 5: Aktuelle Grenz- und Orientierungswerte verschiedener Prüfungsinstanzen für Schwermetalle in Grün- und Bioabfällen und häufig gefundene Werte im Vergleich

Schwermetalle

(in mg/kg TS)

RAL-GZ-251

RAL-ZU-45

Bioabfall-VO

(Entwurf 11/97)

Häufige gefundene Werte in Bioabfall

von (min.) bis (max.)

Pb

150

100

150

50

100

Cu

100

75

100

30

60

Zn

400

300

400

150

350

Cr

100

100

100

25

60

Ni

50

50

50

10

30

Cd

1,5

1,0

1,5

0,1

1,0

Hg

1,0

1,0

1,0

0,1

0,5

In bezug auf die Richtwerte der Bioabfall-VO und des RAL-GZ-251 Kompost ergibt sich eine maximale Annäherung der mittleren Cadmiumgehalte bis zu 67 % des Grenzwertes. Die übrigen Schwermetalle liegen im Durchschnitt bei etwa 30-50 % des vorgeschlagenen Richtwertes. Mögliche Einschleppungsquellen für Schwermetalle in Bioabfällen sind (Krauss et al., 1996):

Im Bereich der organischen Schadstoffe sind vor allem die polychlorierten Biphenyle (PCB), die polycyclischen, aromatischen Kohlenwasserstoffe (PAK) und die polychlorierten Dibenzo-p-dioxine (PCDD) bzw. die polychlorierten Dibenzofurane (PCDF) von Bedeutung.

PCB finden in Hydraulikflüssigkeiten, Klimaanlagen, Imprägniermitteln, Dielektrika, Dichtungs-, Lösungs- und Flammschutzmitteln oder als Weichmacher in Lacken Anwendung (Fiedler, 1993). Darüber hinaus wird PCB in industriellen Verbrennungsanlagen frei.

PAK entstehen vor allem bei der unvollständigen Verbrennung von fossilen organischen Energieträgern (Kraftwerke, Hausbrand, Autoverkehr) und können über den Luftpfad weiträumig verbreitet werden (Spiteller, 1996).

PCDD/PCDF treten als unerwünschte Kontaminanten in einer Vielzahl von industriellen und thermischen Prozessen auf. Im weitesten Sinne sind alle Verbrennungsprozesse Hauptbildungswege für PCDD und PCDF. Unter geeigneten Vorraussetzungen, insbesondere in einem Temperaturbereich von ca. 300 °C, können hohe Mengen dieser toxischen Substanzen gebildet werden. Der Hauptkontaminationspfad für oberirdische Pflanzenteile besteht in der atmosphärischen Deposition, beispielsweise auf der Blattoberfläche (Fiedler, 1993).

Die mittleren Gehalte an PCB in Grün- und Bioabfallkomposten liegen nach Poletschny (1994) um circa 0,1 mg/kg Trockensubstanz (TS) und an PAK um ca. 3,6 mg/kg Trockensubstanz. Fricke et al. (1992-b) stellt die Durchschnittswerte von PCB, PAK und PCDD/PCDF-Gehalten in Komposten unterschiedlicher Herkunft folgendermaßen dar (vgl. Tabelle 6):

Tab. 6: Durchschnittliche PCB, PAK und PCDD/PCDF-Gehalte in Komposten unterschiedlicher Herkunft

Schadstoff

Biokompost

Grünland-kompost

Naßmüllkompost

Gesamtmüll-kompost

PCB

(in mg/kg TS)

0,259

0,177

0,938

1,435

PAK

(in mg/kg TS)

1,707

1,560

3,370

4,412

PCDD/PCDF

(in ng TEF/kg TS)

12,07

10,58

80

103

TEF: Toxizitätsäquivalentfaktor (Marquardt & Schäfer, 1994)


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Für Komposte existieren keine verbindlichen Grenzwerte für organische Schadstoffe. In Anlehnung an die Klärschlammverordnung (1992) werden 0,2 mg/kg TS PCB und 17 ng TEF/kg TS PCDD/PCDF als Richtwerte für organische Schadstoffe in Bioabfallkompost vorgeschlagen (Spiteller, 1996).

Die Konzentration organischer Schadstoffe in Komposten kann durch die Biosynthese einzelner Substanzen während des Rotteprozeßes erhöht werden. Das betrifft insbesondere die PAK und die Phenole, da während der Kompostierung eine mikrobiologische Bildung von Benzo(a)pyren (Verschueren, 1983), Fluoranthen (Sittig, 1980) und Phenol (Jordan et al., 1979) nicht ausgeschlossen werden kann.

Während die ausschließlich aus anthropogenen Belastungen stammenden PCB die genannten Richtwerte für Bioabfallkomposte selten überschreiten, sind bei den auch biosynthetisierbaren PAK Überschreitungen möglich (Reinhold, 1996).

2.4.4. Seuchen- und phytohygienische Unbedenklichkeit von Komposten

Die seuchen- und phytohygienische Unbedenklichkeit der Produkte, stellt nach übereinstimmender Ansicht der Experten eine unmittelbare Vorraussetzung für die Verwertung von Komposten, gleich welchen Ausgangsmaterials, dar (Bruns et al., 1994). Bei der Mischmüll- und Klärschlammkompostierung, bezogen sich die hygienischen Anforderungen weitgehend auf human- und veterinärhygienisch bedenkliche Keime (Staib, 1992; Farrell, 1993; Strauch, 1994). Mit der Einführung einer flächendeckenden Sammlung von Bio- und Grünabfällen hat sich die Ausgangssituation jedoch grundsätzlich verändert. Die bei der sortenreinen Erfassung organischer Reststoffe eingesammelten Pflanzenrückstände, sind Wirtspflanzen für ein breites Spektrum phytopathogener Erreger. Im Gegensatz zur früheren Verwendung von Komposten aus gemischten Siedlungsabfällen, z.B. zur Deponieabdeckung, besteht somit viel eher die Gefahr der Verschleppung von Phytopathogenen, wenn ein Erregerkreislauf nicht durch Maßnahmen in der Kompostierungsanlage unterbrochen wird.

Die Suppression phytopathogener Pilze im Rotteverlauf

Die Überlebensfähigkeit von Pathogenen während des Kompostierungsprozesses wurde bereits sehr intensiv untersucht.

Der Hygienisierungseffekt des Kompostierungsprozesses ist größtenteils abhängig von der Rottedauer und der Rottetemperatur, diese wiederum vom Wassergehalt, von der Durchlüftung und dem pH-Wert (Strauch, 1994). Die Temperatur, in Verbindung mit einem ausreichenden Wassergehalt während des Kompostierungsprozesses, gilt als der entscheidende Faktor für die Inaktivierung von pilzlichen Pathogenen (Budzier, 1955; Hoitink et al., 1976; Ylimäki et al., 1983; Yuen & Raabe, 1984; Bollen, 1985-a, 1985-b und 1989; Lopez-Real & Foster, 1985; Herrmann et al., 1994). Dem Feuchtegehalt kommt bei der Abtötung phytopathogener Organismen eine entscheidende Bedeutung zu, da die Letaltemperaturen bei trockener Hitze erheblich höher liegen können (Ylimäki et al., 1983).


27

Zudem wird der Einfluß von toxischen Substanzen wie beispielsweise organischen Säuren bzw. Antibiotika aus dem mikrobiellen Stoffwechsel (Bollen et al., 1989 bzw. KTBL, 1997) und antagonistische Effekte innerhalb der Mikroflora diskutiert (Hoitink et al., 1986). Zur Eliminierung von Schadorganismen werden Mindestwerte von 55-65 °C bei 12-21 Tagen Einwirkdauer als erforderlich angesehen (Bollen, 1993; Herrmann et al., 1994). Strauch (1994) fordert wegen der relativ höheren Resistenz von phytopathogenen Mikroorganismen und Pflanzensamen eine Temperatur von 55- 60 °C für mindestens 4-6 Wochen.

Ein hoher Anteil an organischer Substanz, wie er auch in Biomüllkomposten die Regel ist, kann sich ebenfalls bereits suppressiv auf die Entwicklung phytopathogener Schaderreger auswirken (Bochow et al., 1970).

Bollen (1985-b) untersuchte die Überlebensfähigkeit von 25 pflanzenpathogenen Pilz-, Bakterien-, Nematoden- und Virusarten. Die Mehrzahl der Pathogene überlebte den Kompostierungsprozeß nicht. Selbst Dauersporen von Plasmodiophora brassicae wurden während der Heißrottephase abgetötet, konnten aber die Nachrottephase mit Temperaturen unter 50 °C überdauern.

Alle getesteten Pathogene zeigten eine höhere Temperaturtoleranz unter Laborbedingungen, als unter den Temperatur-, Feuchte- und mikrobiellen Diversitätsbedingungen einer Kompostmiete. Pseudomonas phaseolicola und Botrytis cinerea wurden bei Durchschnittstemperaturen von 54 °C innerhalb von 72-96 Stunden inaktiviert. Plasmodiophora brassicae und das Tabak-Nekrose-Virus (TNV) konnten bei Temperaturen um 75 °C nach 24 Stunden nicht mehr aus einer Kompostmiete isoliert werden (Lopez-Real et al., 1985).

Es gibt auch Beispiele dafür, daß Pathogene unter subletalen Temperaturen während des Kompostierungsprozesses abgetötet wurden (Lopez-Real et al., 1985; Bollen et al., 1989). Solche Effekte werden auf die Anwesenheit toxischer Substanzen zurückgeführt, die vor allem in den ersten Phasen der Kompostierung und unter anaeroben Bedingungen gebildet werden können (Reisinger et al., 1992).

Antagonistische Effekte der Mikroflora während der Reifung des Kompostes, können ebenfalls eine nicht zu unterschätzende Rolle bei der Unterdrückung phytopathogener Mikroorganismen spielen (Hardy et al., 1995).

Prüfmethoden

Bei den bisher im Bereich der Bio- und Grünabfallkompostierung durchgeführten Untersuchungen zur Phytohygiene wurde deutlich, daß insbesondere unter ungünstigen Rottebedingungen, bei mangelhafter Prozeßsteuerung und bei sehr widerstandsfähigen Phytopathogenen, in einzelnen Fällen Erreger den Rotteprozeß überdauern konnten und infektionsfähig blieben (Bollen et al., 1989; Herrmann et al., 1994; Lopez-Real, et al., 1985). Es ist daher notwendig, Methoden zu entwickeln, die zumindest die wichtigsten Gruppen phytopathogener Erreger, deren mögliche Erfassung über die getrennte Sammlung, die Überlebensfähigkeit unter Praxisbedingungen der Kompostierung und das von diesen Erregern ausgehende Gefährdungspotential


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bei der Kompostanwendung, untersuchen. Solche phytohygienischen Prüfmethoden fehlten bisher weitgehend. Die von Knoll et al. (1980) für die Mischmüllkompostierung auch bezüglich der Abtötung von Pflanzenkrankheitserregern entwickelten Untersuchungsmethoden sind nur eingeschränkt auf die Bioabfallkompostierung übertragbar.

Nach Vorgabe der letzten Fassung der Bioabfall-VO (1997) wird die seuchen- und phytohygienische Unbedenklichkeit von Komposten folgendermaßen verbindlich geregelt:

Unterschieden wird dabei zwischen einer direkten Prozeßprüfung anhand ausgewählter Indikatororganismen, einer indirekten Prozeßprüfung in Form von fortlaufenden Temperaturkontrollen und einer regelmäßigen Produktprüfung des Endproduktes Kompost.

Direkte Prozeßprüfungen sind erforderlich bei der Prüfung neuer Verfahren, wesentlichen Veränderungen in der Prozeßführung, Anlagen ohne Hygieneprüfung während der letzten 5 Jahre (Prototyp/Baumusterprüfung) und bei der Inbetriebnahme von Kompostierungs- und Vergärungsanlagen (Inbetriebnahmeprüfung). Während der direkten Prozeßprüfung werden die folgenden Leit- oder Indikatororganismen in die Anlagen eingebracht und die Überlebensrate nach der Heißrottephase des Kompostierungsprozesses untersucht.

Als Prüforganismen wurden Arten ausgewählt, die als besonders widerstandsfähig gelten (Altman et al., 1973). Für die Überprüfung der seuchenhygienischen Unbedenklichkeit wurde der folgende Prüforganismus ausgewählt:

Prüforganismus:

Richtwert im Biotest:

Salmonella senftenberg W. 775 H2S-neg.

kein positiver Befund, völlige thermische Inaktivierung

Für die Überprüfung der phytohygienischen Unbedenklichkeit wurden folgende drei Prüforganismen ausgewählt:

Prüforganismen:

Richtwert im Biotest:

Tabak-Mosaik-Virus

le 8 Läsionen/Pflanze

Plasmodiophora brassicae (Kohlhernie)

Befallsindex le 0,5

Tomatensamen

le 2 % keimfähige Samen/Probe

Wird die direkte Prozeßprüfung bestanden, müssen im Anschluß daran, außer einer fortlaufenden Temperaturkontrolle (= indirekte Prozeßprüfung), mehrmals im Jahr Endproduktkontrollen durchgeführt werden. Die Anzahl der geforderten Proben variiert in Abhängigkeit vom Anlageninput.

Ein Kompost gilt nach dieser Richtlinie dann als seuchen- und phytohygienisch unbedenklich, wenn er frei ist von Salmonellen, keimfähigen Samen und austriebsfähigen Pflanzenteilen.

In Tabelle 7 (S. 20), wird der Prüfungsumfang zum Nachweis der seuchen- und phytohygienischen Unbedenklichkeit bei Kompostierungs- und Anaerobanlagen nochmals zusammengefaßt.


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Tab. 7: Prüfungsumfang des Nachweises der seuchen- und phytohygienischen Unbedenklichkeit bei Kompostierungs- und Anaerobanlagen (nach Bioabfall-VO, Fassung 11/97, Anlage 2, Tabelle 1)


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