Untersuchungen zu In- und Outputströmen bei der ...

Untersuchungen
zu
In- und Outputströmen
bei der
Restabfallvergärung
und
Vergleich mit der Kompostierung
D I P L O M A R B E I T
Universität - Gesamthochschule Paderborn
Abteilung Höxter
Fachbereich 8
- Technischer Umweltschutz -
Hani Andreas Ibrahim
Höxter, Juni 1998

Untersuchungen
zu
In- und Outputströmen
bei der
Restabfallvergärung
und
Vergleich mit der Kompostierung
Universität - Gesamthochschule Paderborn
Abteilung Höxter
Fachbereich 8
Technischer Umweltschutz
D I P L O M A R B E I T
Hani Andreas Ibrahim
Matr.-Nr. 3166746
Höxter, Juni 1998
Referent: Prof. Dr. Ing. K.-H. Henne
Coreferentin: Prof. Dr. rer. nat. G. Brand

Inhaltsverzeichnis
1 Einführung .......................................................................................................................... 2
2 Aufgabenstellung ................................................................................................................ 4
3 Biologische Grundmechanismen ........................................................................................ 5
3.1 Kompostierung............................................................................................................. 5
3.2 Vergärung..................................................................................................................... 8
3.3 Vergleich Kompostierung/Vergärung........................................................................ 13
4 Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung ...................................... 15
4.1 Marktübersicht und Stand der Restabfallvergärung................................................... 15
4.1.1 Vergärungsverfahren........................................................................................... 16
4.1.2 Qualität und Quantität von Outputströmen aus der Restabfallvergärung
(Hersteller- /Betreiberbefragung, Literaturrecherche)......................................... 18
4.3 Marktübersicht und Stand der Restabfallkompostierung........................................... 20
5 Prozesswasserproblematik ................................................................................................ 27
5.1 Allgemeines ............................................................................................................... 27
5.2 Rechtliche Rahmenbedingungen................................................................................ 28
5.2.1 Direkte Einleitung............................................................................................... 28
5.2.2 Indirekte Einleitung............................................................................................. 29
5.3 Zusammensetzung von Abwässern anaerober Restabfallbehandlungsanlagen
(Literaturrecherche) .................................................................................................... 30
5.4 Behandlung von Abwässern aus Abfallvergärungsanlagen....................................... 31
6 Labortechnische Untersuchungen ..................................................................................... 33
6.1 Allgemeines ............................................................................................................... 33
6.2 Versuchsaufbau.......................................................................................................... 35
6.2.1 Versuchsreaktoren............................................................................................... 35
6.2.2 Biogaserfassung .................................................................................................. 37
6.3 Durchführung der Gärtests......................................................................................... 37
6.3.1 Vorbehandlung des Orginalsubstrats .................................................................. 37
6.3.2 Befüllung der Reaktoren und Probenahme ......................................................... 37
I

Verzeichnisse
6.3.3 Versuchsprogramm ............................................................................................. 37
6.4 Prozeßwasseruntersuchung........................................................................................ 38
6.4.1 Untersuchungsmethoden..................................................................................... 38
6.4.2 Probenaufbereitung............................................................................................. 38
6.4.3 Ergebnisse........................................................................................................... 40
6.4.4 Vergleich der ermittelten Prozeßwasserzusammensetzung ................................ 47
6.5 Biogasproduktion und Untersuchung des Gärrestes .................................................. 50
6.5.1 Probenaufbereitung und Untersuchungsmethoden ............................................. 50
6.5.2 Ergebnisse und Diskussion ................................................................................. 51
6.5.3 Vergleich der Ergebnisse .................................................................................... 54
7 Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung ................................... 56
7.1 Allgemeines ............................................................................................................... 56
7.2 Anlagenkonzept der APT-Anlage in Münster (Restabfallvergärung)........................ 56
7.2.1 Restabfallbehandlungskonzept ........................................................................... 56
7.2.2 Pilotanlage für die Restabfallbehandlung ........................................................... 57
7.3 Anlagenkonzept der MBV Lüneburg (Restabfallkompostierung)............................. 63
7.3.1 Restabfallbehandlungskonzept ........................................................................... 64
7.3.2 Mechanisch-biologische Restabfallvorbehandlung ............................................ 64
7.4Anlagenkonzept der Restabfallbehandlungsanlage (RABA) Bassum/
LK Diepholz (Restabfallvergärung und -kompostierung).......................................... 68
7.4.1 Restabfallbehandlungskonzept ........................................................................... 68
7.4.2 Mechanische Vorbehandlung.............................................................................. 68
7.4.3 Biologische Behandlung ..................................................................................... 69
7.4.4 Rotteproduktabsiebung und Verladung .............................................................. 70
7.5 Gegenüberstellung von Restabfallvergärung und Restabfallkompostierung............. 70
7.5.1 Massenbilanzen................................................................................................... 72
7.5.2 Energiebilanz ...................................................................................................... 79
7.5.3 Exkurs: Biogasreinigung und Biogasspeicherung .............................................. 83
7.5.4 Abluftemissionen ................................................................................................ 85
II

Verzeichnisse
7.5.5 Abwasseremissionen........................................................................................... 91
7.5.6 Kosten ................................................................................................................. 93
7.5.7 Nachbehandlungsverfahren................................................................................. 96
7.6 Diskussion..................................................................................................................97
7.6.1 Massenbilanz ...................................................................................................... 97
7.6.2 Flächen- und Arbeitskräftebedarf ....................................................................... 98
7.6.3 Energiebilanz ...................................................................................................... 98
7.6.4 Abluftemissionen ................................................................................................ 99
7.6.5 Abwasseremissionen........................................................................................... 99
7.6.6 Kosten ............................................................................................................... 100
8 Rechtsproblematik der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung....................... 102
9 Zusammenfassung und Ausblick .................................................................................... 105
10 Literaturverzeichnis ...................................................................................................... 107
11 Anhang.......................................................................................................................... 114
11.1 Vor- und Nachteile verschiedener Kompostierungs- und Vergärungsverfahren ... 115
11.2 Prozeßwasser- und Biogaszusammensetzung der Gärversuche............................. 119
11.3 Investitions- und Behandlungskosten von Bioabfallverwertungsanlagen
nach Hersteller- und Betreiberangaben .................................................................. 123
III II

Abbildungsverzeichnis
Abbildung 1: Umsetzvorgänge bei der Kompostierung ........................................................ 5
Abbildung 2: Abfolge der Reaktionsenergie beim aeroben Abbau ....................................... 6
Abbildung 3: Temperaturverlauf einer Kompostierung......................................................... 7
Abbildung 4: anaerober Abbau organischer Substanzen ....................................................... 9
Abbildung 5: Blockschema einer einstufigen Vergärung .................................................... 17
Abbildung 6: Blockschema des Zweistufenprozeßes bei der Vergärung ........................... 17
Abbildung 7: Allgemeiner Verfahrensablauf der Anaerobtechnik ...................................... 16
Abbildung 8: Blockschaltbild des BTA-Verfahrens (zweistufig)........................................ 18
Abbildung 9: Typtischer Verfahrensablauf einer MBR-Anlage mit aerober Behandlung... 21
Abbildung 10: Querschnitt einer Rottemiete nach dem Kaminzug-Verfahren.................... 26
Abbildung 11: Versuchsaufbau............................................................................................ 35
Abbildung 12: Versuchsreaktor ........................................................................................... 36
Abbildung 13: CSB/BSB5-Konzentrationen im Prozesswasser der mesophilen
Gärversuche.................................................................................................. 41
Abbildung 14: Gesamtstickstoff-Konzentrationen im Prozesswasser der
mesophilen Gärversuche .............................................................................. 42
Abbildung 15: Phosphor-Konzentrationen im Prozesswasser der mesophilen
Gärversuche.................................................................................................. 42
Abbildung 16: Schwermetallkonzentrationen im Rohwasser der mesophilen
Gärversuche.................................................................................................. 43
Abbildung 17: CSB/BSB5-Konzentrationen im Prozesswasser der thermophilen
Gärversuche.................................................................................................. 45
Abbildung 18: Gesamtstickstoff-Konzentrationen im Prozesswasser der
thermophilen Gärversuche ........................................................................... 46
Abbildung 19: Phosphor-Konzentrationen im Prozesswasser der thermophilen
Gärversuche.................................................................................................. 46
Abbildung 20: Schwermetallkonzentrationen im Rohwasser der thermophilen
Gärversuche.................................................................................................. 47
Abbildung 21: Verlauf des oTS-Abbaus (Gärversuche)...................................................... 51
IV

Verzeichnisse
Abbildung 22: Produzierte Biogasvolumen im Untersuchungszeitraum............................. 54
Abbildung 23: Restabfallzusammensetzung der Stadt Münster .......................................... 58
Abbildung 24: Fließschema Restabfallaufbereitung Münster ............................................. 59
Abbildung 25: Verfahrensschema der APT-Pilotanlage Münster ....................................... 61
Abbildung 26: Schematischer Grundriß der MBV-Anlage Lüneburg................................. 65
Abbildung 27: Verfahrensfließbild der MBV-Anlage Lüneburg......................................... 67
Abbildung 28: Vereinfachte Vergleichskompostierungsanlage........................................... 71
Abbildung 29: Vereinfachte Vergleichsvergärungsanlage (Kombilösung) ......................... 71
Abbildung 30: Bilanzierung der Vergärungsanlage............................................................. 72
Abbildung 31: Massenbilanz der Vergleichsvergärungsanlage........................................... 78
Abbildung 32: Massenbilanz der Vergleichskompostierungsanlage ................................... 79
Abbildung 33: Investition von Bioabfallverwertungsanlagen nach Herstellerangaben..... 124
Abbildung 34: Investition von existierenden Bioabfallbehandlungsanlagen..................... 124
Abbildung 35: Behandlungskosten von Bioabfallverwertungsanlagen nach
Herstellerangaben....................................................................................... 125
Abbildung 36: Behandlungskosten von existierenden Bioabfallverwertungsanlagen....... 125
V

Tabellenverzeichnis
Tabelle 1: Unterschiedliche Milieubedingungen der einzelnen Phasen
des anaeroben Abbaus....................................................................................... 10
Tabelle 2: Eigenschaften der methanogenen Bakterien ....................................................... 10
Tabelle 3: Hemmende und toxische Konzentrationen von Stoffwechselprodukten
und Schwermetallen in der flüssigen Phase des Reaktorinhalts ....................... 12
Tabelle 4: Vergleich Kompostierung/Vergärung................................................................. 13
Tabelle 5: Anaerobanlagen für Restabfall in Deutschland und dem
europäischen Nachbarländern .......................................................................... 15
Tabelle 6: Ergebnisse der Hersteller- und Betreiberbefragung/Literaturrecherche ............. 19
Tabelle 7: MBRs (nur aerobe Behandlung) in Deutschland (Stand 01/98) ........................ 23
Tabelle 8: Grenzwerte für Direkt- und Indirekteinleitungen, anwendbar auf
Abwässer aus Anaerobanlagen ......................................................................... 30
Tabelle 9: Zusammensetzung von Abwasser aus aeroben Rest- und
Bioabfallbehandlungsan- lagen und Deponiesickerwasser............................... 31
Tabelle 10: Untersuchungsprogramm.................................................................................. 33
Tabelle 11: Analysemethoden zur abwassertechnischen Untersuchung (INFA-Labor) ...... 38
Tabelle 12: Untersuchungsumfang der filtrierten und unfiltrierten Prozeßwasserprobe ..... 39
Tabelle 13: Prozeßwasserzusammensetzung der mesophilen Gärversuche (Mittelwerte) .. 40
Tabelle 14: Prozeßwasserzusammensetzung der thermophilen Gärversuche (Mittelwerte)44
Tabelle 15: Vergleich der Abwasserzusammensetzung der Gärtests (Mittelwerte) mit dem
Prozeßwasser der MBA-Ravensburg, Sickerwässer aus Hausmülldeponien,
Abwasser von Bioabfallvergärungsanlagen, dem RAbwVwV Anhang 51 und
dem ATV-Arbeitsblatt 115 ............................................................................... 48
Tabelle 16: Calcium- und Natriumkonzentrationen im filtrierten Prozeßwasser ................ 52
Tabelle 17: Gaserträge der Gärtests ..................................................................................... 53
Tabelle 18: Vergleich der Biogasproduktion und des oTS-Abbaus mit anderen Anlagen und
Untersuchungen ................................................................................................ 55
Tabelle 19: Prognose der zukünftigen Abfallmengen der Stadt Münster............................ 60
Tabelle 20: Startparameter für die Bilanzierung der Vergärungsanlage.............................. 73
VI

Verzeichnisse
Tabelle 21: Massenbilanz der Vergärungsstufe ................................................................... 76
Tabelle 22: Spezifische Biogasproduktion .......................................................................... 76
Tabelle 23: Energiebilanz der Vergleichsvergärungsanlage mit Kraft-Wärmekopplung.... 81
Tabelle 24: Energiebedarf von Kompostierungsanlagen ..................................................... 82
Tabelle 25: Konzentrationen von Schadstoffe aus der Abluft der MBV Lüneburg............. 89
Tabelle 26: Eluatkonzentrationen des Rotteendproduktes nach 16-wöchiger Rotte in der
MBV Lüneburg und die Zuordnungswerte der TASi für die Deponieklasse I
und II................................................................................................................. 93
Tabelle 27: Investitions- und Betriebskosten der Abfallkompostierung.............................. 95
Tabelle 28: Investitions- und Betriebskosten der Abfallvergärung ..................................... 95
Tabelle 29: Investitionskosten der RABA Bassum.............................................................. 96
Tabelle 30: Gegenüberstellung der Sickerwasserzusammensetzung der
MBV Lüneburg und der Prozeßwasserzusammensetzung der
labortechnischen Gärversuche ........................................................................ 100
VII

Abkürzungsverzeichnis
AbwHerkV Abwasserherkunftsverordnung
AOX Adsorbierbare organische Halogenverbindungen
APT Aqueous-Phase-Treatment
bez. bezogen
BImSchG Bundes-Immissionsschutzgesetz
BMBF Bundesministerium für Bildung, Wissenschaft, Forschung und
Technologie
BSB5
Bzgl. bezüglich
biologischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen
C/N Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis
KW Kohlenwasserstoffe
CSB Chemischer Sauerstoffbedarf
DBA Deutsche Babcock Anlagen
Dim. Dimension (Einheit)
DSD Duales System Deutschland
E Einwohner
evtl. eventuell
Fa. Firma
filtr. filtriert
i.a. im Allgemeinen
i.d.R. in der Regel
IBA Ingenieurbüro für Abfallwirtschaft und Entsorgung GmbH,
Hannover
KrW-/AbfG Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz
lt. laut
MAT Müll und Abfalltechnik GmbH
MBA/MBR Mechanisch-biologische (Rest-)Abfallbehandlungsanlage
MBV Mechanisch-biologische Restabfallvorbehandlungsanlage
VIII

mech. mechanisch
Mg Megagramm (1000 kg)
mTS mineralische Trockensubstanz
mündl. Mitt. mündliche Mitteilung
MVA Müllverbrennungsanlage
Nges Gesamter Stickstoff
NH4-N Ammonium-Stickstoff
o.g. oben genannten
oTS organische Trockensubstanz
PO4-P Gesamter Phosphor angegeben als Phosphat-Phosphor
RABA Restabfallbehandlungsanlage
RabwVwV Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift
Rohw. Rohwasser
sog. sogenannte
spez. spezifisch
TASi Technische Anleitung Siedlungsabfall
TOC Gesamter organischer Kohlenstoff
TS Trockensubstanz
u.a. unter anderem
v.a. vor allem
WAT Wärmeaustauscher
Verzeichnisse
IX

Formelzeichenverzeichnis
�m Massenstrom Mg/h
TS Trockensubstanz(-gehalt) Mg/h oder %
w Wassergehalt %
oTS organische Trockensubstanz(-gehalt) bezogen
auf TS
VM Molares Volumen l
VS
spezifische, auf die Glühverlustmasse bezogene
Faulgasproduktion
Vn Nettogasvolumen ml
Mg/h oder %
m Masse kg oder Mg
η Abbaugrad der organische Trockensubstanz %
l/kg
ρ Dichte kg/Nm³
M Molmasse g/mol
c Gehalt %
X

Verzeichnis der Indizes
OS Orginalsubstrat (Restmüll)
L Leichtstoffe
S Schwerstoffe
Stör Störstoffe, bestehend aus Leicht- und Schwerstoffen
M Maische
g Gas
Gr Gärrest
Rk Rohkompost (entwässerter Gärrest)
E Entwässerungswasser
Kr Kreislaufwasser
ÜW Überschußwasser
XI

1 Einführung
Im Jahre 1993 betrug die Menge der andienungspflichtigen Restabfälle bundesweit
ca. 43 Mio. Mg/a 1 . Korreliert man diese Zahl mit der aktuellen Restabfallmengenentwicklung,
so zeigt sich aus realen Daten entsorgungspflichtiger Gebietskörperschaften, daß
durch abfallwirtschaftliche Maßnahmen, wie:
• flächendeckende Bioabfallsammlung;
• Einführung der gelben Tonne (DSD);
• erhöhte Verwertungs- und Vermeidungsanstrengungen
die Restabfallmengen von 1993 bis 1997 bereits um ca. 30-40 Ma.-% reduziert werden
konnten. Somit errechnet sich ein bundesweit prognostiziertes Restabfallaufkommen von
21,5 bis 25,8 Mio. Mg/a. Zeitlich weitergehende abfallwirtschaftliche Prognosen gehen von
einem Rückgang von weiteren 10 Ma.-% aus. 2
Sinkende Restabfallmengen und gesetzliche Vorgaben, wie dem Kreislaufwirtschafts- und
Abfallgesetz und normkonkretisierende Verwaltungsvorschriften 3 , wie die Technische
Anleitung Siedlungsabfall (TASi), haben zu rechtlichen und planerischen Unsicherheiten
geführt. Diese bestehen konkret bei folgenden zwei Punkten:
1. Welche Abfälle sind gemäß Kreislaufwirtschafts-/Abfallgesetz (§13) zukünftig noch
andienungspflichtig und bleiben somit den entsorgungspflichtigen Gebietskörperschaften
als zu behandelnder Restabfall erhalten?
2. Welche Entsorgungs- und Behandlungswege stehen den entsorgungspflichtigen Gebietskörperschaften
vor dem Hintergrund nicht eindeutig geklärter politischer, aber auch
rechtlicher Fragen (Beständigkeit und Vollzugspraxis der TASi) zukünftig für Restabfälle
noch bzw. nicht mehr offen?
Besonders Punkt 2 wird sehr kontrovers diskutiert. Da beide Fragen sich nicht oder nur
eingeschränkt rechtssicher beantworten lassen, sind die entsorgungspflichtigen Gebietskörperschaften
auf der Suche nach flexiblen abfallwirtschaftlichen Konzepten, die der mangelnden
Rechtssicherheit und vor allem den unsicheren Restabfallmengen Rechnung tragen.
1 Statistisches Bundesamt
2 Vgl. Zahlten, M. (1997)
3 Vgl. Ewer, W. (1997)
2

Einführung
Laut TASi können nach einer Übergangszeit, die am 1. Juni 2005 ausläuft, nur Stoffe auf
Deponien abgelagert werden, die den Kriterien des Anhang B genügen. Zur Zeit des Inkrafttretens
der TASi konnte das nur von der thermischen Abfallbehandlung geleistet werden.
Einige Kommunen haben die thermische Behandlung von Restabfällen aus unterschiedlichsten
Gründen abgelehnt. Die oft auch rein politisch motivierte Ablehnung der thermischen
Abfallbehandlung hat in den letzten Jahren zur Prüfung alternativer Restabfallbehandlungsverfahren
geführt. Diese Alternativen liegen v.a. in der mechanisch-biologische
Behandlung von Restabfällen, mit der Restabfallvergärung und/oder -kompostierung als
biologische Stufe
Um diese Verfahren besser beurteilen zu können, werden die In- und Outputströme der
Vergärung und Kompostierung von Restabfall in dieser Diplomarbeit in Bezug auf:
• Energie
• erforderliche Nachbehandlungsverfahren
• Geruchs- und Keimbelästigungen
• Abwasseranfall und -zusammensetzung
• Kosten
untersucht und bilanziert.
Da gerade bei der Vergärung nicht unbedeutende Mengen an Prozeß- und Abwasser anfallen
können und gerade mit Restabfall als Gärsubstrat nur eine geringe Anzahl von Veröffentlichungen
zu diesem Thema existieren, werden in dieser Arbeit Vorversuche zur Prozesswasserzusammensetzung
im Labormaßstab durchgeführt und ausgewertet.
Die vollständige Aufgabenstellung ist auf der folgenden Seite beschrieben.
3

2 Aufgabenstellung
Untersuchungen zu In- und Outputströmen bei der Restabfallvergärung und Vergleich
mit der Kompostierung
Zur Entscheidung, Restabfälle einer aeroben oder anaeroben Vorbehandlung zu unterziehen,
werden Kenntnisse über Menge und Qualität der Produkt- und Abwasserströme benötigt.
Vor diesem Hintergrund sind im Rahmen der Diplomarbeit folgende Teilaufgaben zu bearbeiten:
• Durchführung einer Literaturrecherche zu Qualität von Gärrückständen, Biogasmengen
und -zusammensetzungen, Zusammensetzungen des Abwassers, erforderliche Nachbehandlungsverfahren
(z.B. Nachrotte) bei der Restabfallvergärung.
• Befragung von Anlagenherstellern und -betreibern bezüglich der Qualität des erzeugten
Gärrückstandes, Abwassermenge und -zusammensetzung sowie Energieausbeute.
• Aufbau und Betrieb von Versuchsreaktoren zur Durchführung von Vergärungsversuchen
mit Restabfall (Batch-Betrieb).
• Bestimmung von Trockensubstanzgehalt und Glühverlust und -qualität (Rottegrad) des
erzeugten Gärrückstandes
• Untersuchung von Abwasserproben bezüglich der wesentlichen Inhaltsstoffe (CSB,
BSB5, Stickstoff- und Phosphorverbindungen, Schwermetalle)
• Vergleich von Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung anhand eines konkreten
Fallbeispiels (Stadt Münster).
Darstellung von Energiebilanzen, erforderliche Nachbehandlungsverfahren, Geruchsund
Keimbelästigungen, Abwasseranfall und -zusammensetzungen sowie Kosten
4

3 Biologische Grundmechanismen
3.1 Kompostierung
Im Pflanzenreich werden ständig organische Stoffe gebildet und von Menschen und Tieren
als Nahrung genutzt. Mikroorganismen bauen diese Stoffe wieder zu einfachen Verbindungen
ab, die dann wiederum den Pflanzen als Nährstoffe zur Verfügung stehen. Es entstehen
Kohlendioxid, Wasser und Mineralsalze. Man spricht bei diesem Abbauvorgang von Mineralisation.
Für die Durchführung dieses Prozesses benötigen die Mikroorganismen Energie,
den sie aus organischen Stoffen beziehen. Dabei tritt der umgekehrte Vorgang ein. Aus
einfachen organischen Verbindungen werden bei dem Stoffwechsel komplexere neue organische
Verbindungen. Diese Vorgänge laufen auch bei der Kompostierung ab (siehe
Abbildung 1).
- Wärme
- Kohlendioxid
- Wasser
- Ammoniak
organisches
Ausgangsmaterial
- Kohlenstoff
- Fettstoffe
- Eiweißstoffe
- Mineralstoffe
- Lignin
u.s.w.
Abbildung 1: Umsetzvorgänge bei der Kompostierung 1
Bildung von:
- Humus
- pflanzenverfügbaren
Nährstoffen
- neue Organismen
- Sauerstoff
- Wasser
- Mikroorganismen
- Kompostfauna
Für den Kompostierungsprozeß sind im wesentlichen Bakterien, Pilze und Aktinomyceten
verantwortlich. Die größte Bedeutung kommt den Bakterien zu, ebenfalls wichtig sind Aktinomyceten
und die für den Abbau resistenter Verbindungen wie Lignin befähigten Pilze.
Algen kommen zwar vor, sind aber unbedeutend.
1 Vgl. Emberger, J. (1993)
5

Biologische Grundmechanismen
Die dem Tierreich zuzuordnenden Arten der Würmer, Insekten und Spinnentiere besiedeln
den Kompost erst gegen Ende des Rotteprozesses. Durch Fraß, Ausscheidungen und
Wühltätigkeit beeinflussen sie in erster Linie die physikalischen Eigenschaften des reifen
Kompostes.
Der Abbau organischer Substanzen ist durch Selbsterhitzungsprozesse aufgrund biochemischer
Wärmebildung gekennzeichnet. Unterschiedliche Stoffe haben verschiedene Energiemengen
gespeichert. Wie aus der folgenden Gleichung zu ersehen ist, wird beim Abbau
von Glukose 2803 kJ/kg Energie frei. Man spricht daher von einem exothermen Prozeß.
C6H12O6 + 6 O2
��������
6 CO2 + 6 H2O ∆H = -2803 kJ/kg
Die Abfolge der Höhe der Reaktionsenergien kann grob vereinfacht folgendermaßen dargestellt
werden:
Hydrocarbonate
Fette
Kohlenhydrate
Proteine
Abbildung 2: Abfolge der Reaktionsenergie beim aeroben Abbau
hohe
Reaktionsenergie
niedrige
Reaktionsenergie
Nicht alle organischen Stoffe sind für die Mikroorganismen gleich leicht abbaubar. Als
leicht abzubauen gelten Kohlenhydrate, also Zucker, Stärke und Zellulose, Eiweiße und
Eiweißderivate. Schwerer abzubauen sind Lignine, Fette, Harze und Wachse.
Da der Temperaturverlauf parallel zur Mineralisierung, zu Aufbauprozessen und der Hygienisierung
verläuft, ist die Temperaturentwicklung besonders geeignet zur Charakterisierung
des Rotteverlaufs. Sie ist gewissermaßen Ausdruck für das Gelingen einer Rotte. Als
Rotteindikator eignet sich die Temperatur auch deshalb, weil sie meßtechnisch leicht zu
erfassen ist. Anhand des Temperaturverlaufs kann der Ablauf der Kompostierung in vier
Phasen untergliedert werden:
6

1. Anfangs- oder Initialphase
2. thermophile Phase
3. mesophile Phase
4. Abkühlungs- oder Reifephase
Biologische Grundmechanismen
Der Temperaturverlauf der Kompostierung ist in Abbildung 3 zu sehen. Es werden Temperaturen
bis zu 70°C erreicht. Wird diese Temperatur von 55-65°C mindestens 14 Tage lang
gehalten kommt es u.a. zur Abtötung von pathogenen Keimen. Man spricht dann von Hygienisierung.
Abbildung 3: Temperaturverlauf einer Kompostierung 1
Bei aeroben Abbau kommt es zwischen den einzelnen Organismen zu Synergieeffekten.
Bestimmte Organismen leiten den Abbau ein, bauen die organische Substanz aber nur bis
zu einer bestimmte Stufe ab. Die weiteren Abbauprozesse werden dann von sich gegenseitig
ablösenden Mikroorganismen fortgeführt und gegen Ende von den o.g. Kleintieren unterstützt.
Mikroorganismen können Nährstoffe nur aus wäßriger Lösung aufnehmen. Bei der Kompostierung
muß deshalb immer ausreichend Wasser vorhanden sein. Je nach Struktur und
Sorptionsverhalten des Abfalls sollte der Wassergehalt 40-60 % betragen. In der Literatur
sind aber auch weitaus größere Wassergehaltsspannen zu finden (25-70 %) 2 . Sinkt der
Wassergehalt zu stark ab, kommt die Rotte zum Stillstand; ist er zu groß, herrschen anaerobe
Bedingungen und es kommt zur Faulung (siehe auch Kap. 3.2 Vergärung).
Durch einen zu hohen Wassergehalt wird zudem die Luft aus den Poren verdrängt. Für
einen guten Rotteverlauf (aeroben Abbau) ist aber eine ausreichende Sauerstoffversorgung
unerläßlich. Für den Abbau von 1 g organische Substanz ist die Zufuhr von 0,9 g O2 erforderlich.
3 Der höchste Sauerstoffbedarf ist in der thermophilen Phase zu beobachten.
1 Vgl. Emberger, J. (1993)
2 Vgl. Bidlingmaier, W., Müsken, J .(1995)
3 Vgl. Emberger, J. (1993)
7

Biologische Grundmechanismen
Als Kennwert für die Nährstoffversorgung dient das Verhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff
(C/N-Verhältnis). Maßgeblich sind aber nicht die analytisch bestimmbaren Gehalte,
sondern der (leicht) verfügbare Kohlen- bzw. Stickstoff. Das optimales C/N-Verhältnis
liegt bei 35:1. Bei einem zu hohem Anteil an Kohlenstoff kommt die Rotte nur langsam in
Gang, bei zu geringen Kohlenstoffanteil wird Ammoniak gebildet. Ein C/N-Verhältnis
unter 20:1 gilt als kritisch.
3.2 Vergärung
Im Gegensatz zur Kompostierung wird bei der Vergärung die organische Substanz anaerob
abgebaut. Mikroorganismen, die ohne Sauerstoff leben können (fakultativ anaerob), die
sogenannten Anaerobier, sind teilweise so spezialisiert, daß Sauerstoff für sie ein tödliches
Gift darstellt (obligat anaerob). Sie vergären die organische Substanz, ohne Sauerstoff zu
verbrauchen. Als Sauerstoffakzeptor wird von Anaerobiern der organische Kohlenstoff
genutzt. Biogas besteht daher i.d.R. neben CH4 (ca. 60 Vol.-%) aus CO2 (ca. 40 Vol.-%).
Der biochemische Abbauprozeß, wieder am Beispiel von Glukose, stellt sich wie folgt dar:
C6H12O6
������
3 CO2 + 3 CH4 ∆H = -132 kJ/kg
An der Reaktionsenthalpie ist eindeutig zu erkennen, daß auch der anaerobe Abbau zu den
exothermen Reaktionen zählt, aber bei gleichem Ausgangssubstrat primär deutlich weniger
Energie freisetzt als beim aeroben Abbau. Dieser erfolgt in vier Stufen (siehe auch
Abbildung 4):
1. Hydrolyse
2. Säurebildung
3. Acetatbildung
4. Methanbildung
In der ersten Stufe, der Hydrolyse, spalten Bakterien die polymeren Verbindungen wie
Kohlenhydrate, Proteine und Fette mit Hilfe von Exoenzymen in die entsprechenden Monomere.
An diesen Reaktionen sind sowohl fakultativ als auch obligat anaerobe Bakterien
beteiligt.
Die gebildeten monomeren Verbindungen werden anschließend aufgenommen und in der
zweiten, acetogenen (sauren) Phase zu organischen Säuren und Alkoholen sowie zu Wasserstoff,
Kohlendioxid, Ammoniak und Schwefelwasserstoff vergoren.
8

Biologische Grundmechanismen
Der weitere Abbau erfolgt durch acetogene (essigsäurebildende) und methanogene
(methanbildende) Bakterien. Beide Bakteriengruppen stehen in einem, bezüglich ihrer
wechselseitigen Nahrungsansprüche, symbiotischen Verhältnis. Sie bilden eine synthrophe
(abhängige) Lebensgemeinschaft. Von der Zwischenproduktion der zweiten Phase können
die Methanbakterien nur Essigsäure, Wasserstoff und Kohlendioxid direkt in Methan umsetzen.
Aminosäuren
Zucker
Ausgangssubstrat
Proteine, Kohlenhydrate, Fette
hydrolytische
Bakterien
acidogene
Bakterien
Fettsäuren
niedermolekulare Carbonsäuren
Alkohole
Aldehyde
Kohlendioxid,Wasserstoff, Ammoniak,
Schwefelwasserstoff
Essigsäure
Methan
acetogene
Bakterien
methanogene
Bakterien
Abbildung 4: anaerober Abbau organischer Substanzen
1. Stufe
Hydrolyse
2. Stufe
Säurebildung
3. Stufe
Acetatbildung
4. Stufe
Methanbildung
Auch beim anaeroben Abbau können Synergieeffekte ähnlich der Kompostierung beobachten
werden. Die Vergärbarkeit der eingesetzten Abfallstoffe und die Gasausbeute (v.a.
Methan) hängen in erster Linie von der Zusammensetzung der Abfälle, aber auch von der
Art der Prozeßführung und dem Grad der Zerkleinerung ab. Praktisch nicht anaerob abbaubar
sind Lignin und Chitin.
Zumindest teilweise können anaerob abgebaut werden:
• Zellulose
• Hemizellulose
9

Biologische Grundmechanismen
Da Zellulose und Hemizellulose oft in einer Matrix mit Lignin eingebunden sind (Schutz
vor enzymatischer Hydrolyse), ist die anaerobe Abbaubarkeit dieser Verbindungen direkt
vom Ligningehalt abhängig. 1
Die an den Abbaustufen beteiligten Bakterien sind zum Teil voneinander abhängig, da die
Stoffwechselprodukte der einen Gruppe der anderen als Nahrung dienen bzw. geeignete
Bedingungen schaffen. Teilweise hemmen sie sich gegenseitig in ihrer Funktion (siehe
Tabelle 1).
Tabelle 1: Unterschiedliche Milieubedingungen der einzelnen Phasen des anaeroben Abbaus 2
Parameter Hydrolyse u. Säurebildung Essigsäure- u. Methanbildung
Temperatur 30°C 33 - 37,5°C (mesophil)
54,5 - 55,8°C (thermophil)
pH-Wert 5,2-6,3 6,8-7,2
Wasserstoffpartialdruck hoch niedrig
Generationszeiten niedrig hoch (i.d.R. 5-15 Tage)
Reakionskinetik schnell langsam
Sinnvoll aus Sicht der hier dargestellten Zusammenhänge, ist die räumliche Trennung der
Hydrolyse-/Versäurerungsphase von der Essigsäure-/Methanbildungsphase. Die biologischen
Prozesse werden so besser
Tabelle 2: Eigenschaften der methanogenen Bakterien beherrschbar.
Eigenschaften
obligat anaerob
lichtempfindlich
thermolabil
scherkraftempfindlich
lange Generationszeiten
Fixierung an Feststoffpartikeln
unempfindlich gegen Schwankungen des Wasserstoffpartialdrucks
empfindlich gegen Absinken des pH-Werts (

Biologische Grundmechanismen
gen beobachtet worden. Wird nun der verarbeitete Feststoff schneller ausgetauscht als die
Generationszeit das erlaubt, kommt es zu einer Verminderung der Bakterienkonzentration
und auf Dauer zum Erliegen der Methanproduktion.
Werden Vorkehrungen zum Rückhalt der Biomasse getroffen, kann die Verweilzeit verkürzt,
das Reaktorvolumen verringert, die Heizenergie gesenkt werden.
Einfluß auf den anaeroben Prozeß haben auch Stoffwechselprodukte (v.a. Ammoniak/Ammonium,
Schwefelwasserstoff) und von außen eingetragene Stoffe (v.a. Schwermetalle).
Sie können abhängig von Konzentration hemmend als auch toxisch (v.a. auf die
Methanisierung) wirken.
Ammoniak (NH3) wird hauptsächlich durch den Abbau von stickstoffhaltigen Verbindungen
(z.B. Proteine) freigesetzt. Hinzu kommen noch Ammonium-Verbindungen (NH4 + )
aus dem Substrat, die den meisten Bakterien zur Stickstoffversorgung dient. Je höher der
pH-Wert und je höher die Temperatur des Substrates ist, umso mehr freies Ammoniak entsteht.
Es sind bei NH4 + -Konzentrationen ab 2.500 mg/l Hemmeffekte beobachtet worden.
Toxisch wirkt Ammonium erst weit über 12.000 mg/l, wobei die Konzentration von freiem
Ammoniak nicht goßer als 80-100 mg/l betragen sollte.
Schwefelwasserstoff (H2S) entsteht hauptsächlich durch Reduktion von Schwefelverbindungen,
wie Sulfat oder Sulfit, als auch durch Hydrolyse organischer Schwefelverbindungen
(z.B. die Aminosäuren Cystein und Methionin). Maßgeblich für den Anteil von freiem
H2S ist v.a. der pH-Wert verantwortlich. Die Temperatur spielt eine untergeordnete Rolle.
Je niedriger der pH-Wert ist, desto mehr freies H2S wird gebildet. Hemmungen kann man
bei H2S-Konzentrationen von 50 mg/l (entspricht ca. 2 Vol.-% im Biogas) feststellen, toxische
Wirkung ab ca. 600 mg/l (entspricht ca. 6 Vol.-% im Biogas).
In geringen Konzentrationen wirken verschiedene Schwermetalle prozeßfördernd. Je nach
Löslichkeit, Oxidationszustand und Konzentration können aber Schwermetalle wie Kupfer,
Chrom, Zink, Nickel und Cadmium hemmend oder gar toxisch auf den biologischen Prozeß
Einfluß nehmen. Sie hemmen die Stoffwechselaktivität der Mikroorganismen durch
Inhibierung wichtiger Enzyme. Auch einige Alkali- und Erdalkali-Ionen (Natrium, Kalium,
Calcium und Magnesium) haben bei ausreichender Konzentration Schadstoffcharakter.
Tabelle 3 zeigt eine grobe Übersicht über störende Verbindungen und Stoffe.
11

Biologische Grundmechanismen
Tabelle 3: Hemmende und toxische Konzentrationen von Stoffwechselprodukten und Schwermetallen in
der flüssigen Phase des Reaktorinhalts 1
Stoff Hemmung
[mg/l]
NH4 +
H2S 50 2
Toxitizität
[mg/l]
2.500 > 12.000
600 3
Cu 5 - 40 300 - 1.000
Cr 28 - 200
Pb 8 - 30
Zn 3 - 110 250 - 4.300
Ni 62 30 - 1.000
Cd 73 600
Na 5.000 -14.000
K 2.500 - 5.000
Ca 2.500 - 7.000
Mg 1.000 -1.500
1 zit. in BÖNING/HAMS (1996) und MUDRACK/KUNST (1994)
2 entspricht 2 Vol.-% im Biogas
3 entspricht 6 Vol.-% im Biogas
12

3.3 Vergleich Kompostierung/Vergärung
Biologische Grundmechanismen
Zusammenfassend zeigt Tabelle 4 die Unterschiede der Kompostierung und Vergärung von
Bioabfall im Vergleich.
Tabelle 4: Vergleich Kompostierung/Vergärung
Prozeß 3 Phasen
Sunstrat, Wasser, Luft
Kompostierung Vergärung
2 Phasen
Substrat, Wasser
Ausgangsmaterial strukturreich, ligninhaltig strukturarm, naß, ligninfrei
Wassergehalt 40-60 % 60-75 % (trocken)
85-95 % (naß)
pH-Wert neutral bis basisch 5,2-6,3 (Hydrolyse/Säurebildung)
6,8-7,2 (Essigsäure-/Methanbildung)
C/N-Verhältnis 35:1 20:1 bis 40:1
O2-Versorgung 0,9 g O2/g org. Substanz -
Techn. Aufwand gering bis groß
Korrosionsgefahr
Energie exotherme biochem. Reaktion
Energiebedarf (20-65 kWh/Mg)
groß bis sehr groß
keine Korrosionsgefahr
schwach exotherme biochem. Reaktion
Energieüberschuß (360-440 kWh/Mg)
Hygienisierung gewährleistet nur bei thermophiler Prozeßführung gewährleistet,
sonst Nachbehandlung (Rotte) erforderlich
Prozeßdauer 10-19 Wochen 1-3 Wochen anaerob
3-6 Wochen aerob (Nachrotte)
Emissionen Geruchsproblematik
großer Luftumsatz
durch geschlossene Reaktionsführung keine Geruchsemissionen
Kein Luftumsatz
Abwasser 120-250 l/Mg Input 220-450 l/Mg Input
spez. Flächenbedarf 0,7-1 m²/Mg Input 0,2-0,3 m²/Mg Input (anaerob)
0,2-0,5 m²/Mg Input (aerob)
spez. Kosten 150-350 DM/Mg Input 150-400 DM/Mg Input + Nachrottesystem
Aus obiger Tabelle läßt sich leicht erkennen, daß die aerobe Behandlung von Abfällen besonders
gut für trockenere, ligninhaltige Abfälle eignet, wie sie häufig im ländlichen Raum
auftreten. Für städtische Abfälle, die sehr häufig feuchter sind und weit weniger ligninhaltige
Bestandteile aufweisen, kann die anaerobe Behandlung sinnvoller sein..
13

Biologische Grundmechanismen
Vorteil der Kompostierung ist neben dem Ligninabbau, der geringere technische Aufwand.
Das relativiert sich, wenn man bedenkt, daß ungekapselte aerobe Verfahren aufgrund der
teilweise beträchtlichen Geruchsemissionen kaum mehr genehmigt werden. Durch vollständige
Kapselung ist dieses Problem bei der Vergärung vernachläßigbar.
Die Abwasserproblematik stellt sich für Kompostierungsverfahren kaum, da evtl. entstandene
Sickerwasser zur Befeuchtung des Rottegutes genutzt werden kann. Der einzige
Nachteil der Kreislaufführung des Prozeßwasser ist die Gefahr einer Aufkonzentrierung
von Schadstoffen und Salzen. Diese Gefahr besteht bei (nassen) Vergärungsverfahren weit
weniger.
Die Besonderheit bei der Vergärung ist die Nutzung des entstandenen Biogases. Hier lassen
sich Anlagen mit positiver Energiebilanz betreiben. Auch der Flächenbedarf ist bei den
anaeroben Verfahren geringer als bei der Kompostierung.
Im Anhang (S. 115). sind Vor- und Nachteile der verschiedenen Kompostier- und Vergärungsverfahren
tabellarisch dargestellt
14

4 Status quo der mechanisch-biologischen
Restabfallbehandlung
4.1 Marktübersicht und Stand der Restabfallvergärung
Anlagen zur Vergärung von Bioabfällen sind heute schon über den Status des Probebetriebs
weit hinaus. Bei der anaeroben Behandlung von Restabfällen ist das derzeit nicht der
Fall.
Tabelle 5: Anaerobanlagen für Restabfall in Deutschland und dem europäischen Nachbarländern 1
Firma (Verfahren)
Paques
(Prethane-Biopaq)
Ort/Land Status Kap.
[Mg/a]
(Leiden/NL) im Bau* 75.000 Restabfall
Input
OWS (Dranco) Moerdijk/NL in Planung 82.000 org. Fraktion Restmüll
OWS (Dranco) Cardiff/GB Baubeginn Ende ‘96 40.000 org. Fraktion Restmüll
Valorga Process
(Valorga)
La Buisse/F
Amiens/F
seit 1984 im Betrieb
seit 1988 im Betrieb
8.000
55.000
Hausmüll
Hausmüll
OWS (Dranco) Heilbronn/D Planung 1997 5.000 Restmüllsiebschnitt
OWS (Dranco) Bassum/D Probebetrieb 1997 65.000 Restabfall
Thyssen
(WAASA)
Waasa/FIN seit 1990 im Betrieb
seit 1994 im Betrieb
10.000
15.000
Klärschlamm
Hausmüll
DBA (WABIO) Waasa/FIN seit 1990 im Betrieb 15.000 org. Frak. Hausmüll, Klärschlamm
DBA (WABIO) Münster/D Pilotanlage 10.000 Restabfall
MAT (BTA) Donau-Wald/D** Versuchsanlage - Restabfall
BRV (einstufig,
trocken, mesophil)
LK Ravensburg/D
einjähriges Pilotprojekt
beendet
1.000 Restabfall
Die in Betrieb, Bau oder konkreter Planung befindlichen Anlagen zur anaeroben Behandlung
von Restabfällen sind in Tabelle 5 aufgeführt. Wie dort entnommen werden kann,
sind die meisten Anlagen in Deutschland noch im Pilot- bzw. Probebetrieb.
1 Vgl. Scherer, Paul (1995) und Kern, M.,Wiemer, K. (1997) und Fricke, K. et al. (1997)
15

4.1.1 Vergärungsverfahren
Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Trotz der wenigen Anlagen, die in Europa in Betrieb sind, zeigt sich besonders in
Deutschland, daß bei der Vergärung von Restabfällen eindeutig eine Tendenz zur trockenen
Verfahrenstechnik beobachtet werden kann. Das nasse Verfahren der Pilotanlage in
Münster ist auf die besondere Nachbehandlung des Gärrestes zurückzuführen (Naßoxidation),
da die Naßoxidation einen hohen Wassergehalt des Inputmaterials erfordert, die eine
nasse Gärtechnik von Hause aus liefert. Wird der Gärrest allerdings im Nachrotteverfahren
stabilisiert, ist die abwassergünstigere Trockentechnik vorteilhafter. Allen gemein ist aber
der in Abbildung 5 gezeigte Verfahrensablauf der Anaerobtechnik.
Gärreststoffbehandlung
- Entwässerung/
Kompostierung
oder
- Naßoxidation
Deponierung
Anlieferung
Aufbereitung und Vorbehandlung
- Sortierung
- Zerkleinerung
- Siebung
- Erwärmung
- Aerobe Vorbehandlung
- ein-/zweistufig
- dis-/kontinuierlich
Vergärung
Gasbehandlung
- Entschwefelung
- CO 2 -Entfernung
- Trocknung
Energienutzung
elektrisch/thermisch
- Anmaischen
- Homogenisieren
- Zugabe von Nährstoffen
- Schwimm-Sink-Trennung
- Fe-Metallabscheidung
- meso-/thermophil
- naß/trocken
Abbildung 5: Allgemeiner Verfahrensablauf der Anaerobtechnik
4.1.1.1 Trockene Verfahren
Abwasserbehandlung
Entsorgung der
Rückstände
Bei den trockenen Verfahren ist u.a. das thermophile DRANCO-Verfahren im Einsatz. Das
Inputmaterial wird hier mit Mehrfachbeschickung von oben in den Vertikalreaktor gefüllt.
16

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Die Vergärung verläuft in einem einstufigen, thermophilen Feststoffreaktor (Abbildung 6).
Die belgische Firma Organic Waste Systems (OWS) will mit diesem Verfahren in den
Städten Moerijk, Cardiff und Heilbronn neben Bio- auch Restabfall behandeln.. 1997 ist in
Bassum/LK Diepholz eine DRANCO-Anlage für Restabfälle mit anschließender Tafelmietenrotte
in Betrieb gegangen.
Biogas
Abfall Aufbereitung Vergärung Nachbehand-lung
Endprodukt
Abbildung 6: Blockschema einer einstufigen Vergärung
In Frankreich sind zwei einstufig und mesophil betriebenen Trockenverfahren der Fa.
Valorga im Betrieb. Die Besonderheit in diesem Verfahren ist der ballistische Separator
zur Abtrennung der Schwerstoffe vor dem Maischebehälter.
4.1.1.2 Nasse Verfahren
Das Prethane-Biopaq-Verfahren der niederländischen Firma Paques gehört zu der nassen
Verfahrenstechnik. Das mesophile Naßverfahren ist zweistufig angelegt (Abbildung 7).
Nach der Hydrolyse im Prethane-Reaktor wird nach einer Fest-Flüssig-Trennung das Hydrolysesubstrat
in den Methanreaktor gefördert. Den unterschiedlichen optimalen Milieubedingungen
der beiden Hauptphasen der Vergärung wird so bestmöglich Rechnung getragen.
Im Gegensatz zum Paques-Verfahren ist die Prozeßführung beim WABIO-Verfahren der
Deutschen Babcock einstufig. Der Restabfall wird hier aber ebenfalls im mesophilen Temperaturbereich
behandelt. Die Fermentation findet in einem, durch zirkulierendes Biogas,
volldurchmischten Schlaufenreaktor statt. Der Betrieb kann durch abwechselnde Ein- und
Austragsphasen quasi-kontinuierlich geführt werden
flüssig
Methanisierung
flüssig
fest
Abfall Aufbereitung Hydrolyse/Säurebildung Fest/Flüssig Trennung Nachbehand-lung
Endprodukt
Biogas
Abbildung 7: Blockschema des Zweistufenprozeßes bei der Vergärung
Ähnlich dem WABIO-Verfahren von DBA arbeitet seit 1994 in Waasa/Finnland eine
Hausmüllvergärungsanlage nach dem WAASA-Verfahren der Firma Thyssen. Dieser Anlagentyp
ist ebenfalls einstufig und für eine mesophiler Betriebsweise konzipiert. Größter
Unterschied zum WABIO-Verfahren ist der quasi-2-stufige Twinreaktor (Vor- und
Hauptreaktor). Der mesophile Vorreaktor verhindert Kurzschlußströme des Gärgutes,
gleicht die Temperatur an die des Hauptreaktors an und stellt anaerobe Verhältnisse durch
17

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
O2-Verbrauch ein. Durch schubweise Biogas-Injektionen in den Hauptreaktor wird eine
bessere Durchmischung und Biogasfreisetzung gewährleistet.
Das zweistufige mesophile BTA-Naßverfahren (Abbildung 8) arbeitet in drei Stufen. In der
ersten Stufe wird der angemaischte Abfall thermisch vorbehandelt (1-stündiges Erhitzen
Abfall
bei 70°C) und somit hygienisiert.
Anschließend wird eine Fest/Flüs-
Nasse Aufbereitung
Leichtstoffe
Schwerstoffe sig-Trennung vorgenommen. Das
Therm. Vorbeh./Suspensionspuffer Schwerstoffe
Zentrat wird zum Methanreaktor gepumpt,
der Feststoff geht in die Hy-
Fest/Flüssig-Trennung I
drolyse. Nach einer erneuten
Hydrolyse
Biogas
Fest/Flüssig-Trennung wird der Gärrest
ausgeschleust. In der dritten Stu-
Fest/Flüssig-Trennung II
Gärrest fe wird die flüssige Phase in einem
im Upflow-Verfahren durchströmten
Methanisierung
Biogas
Festbettreaktor zu Biogas umgesetzt.
Prozeßwasserspeicher
Das schubweises Einblasen von Biogas
mit Verwirbelung der PP-Füll-
Überschußwasser
körper beseitigt Verstopfungen des
Festbettes.
Prozeßwasser
Zentrat
Abbildung 8: Blockschaltbild des BTA-Verfahrens
(zweistufig)
Eine ausführliche tabellarische Darstellung
der Vor- und Nachteile der verschiedenen Verfahren bzw. Prozeßführungen sind
im Anhang (S. 115) zu finden.
4.1.2 Qualität und Quantität von Outputströmen aus der Restabfallvergärung
(Hersteller- /Betreiberbefragung, Literaturrecherche)
Im Rahmen der Untersuchungen zu In- und Outputströmen wurde eine Anlagenherstellerund
Anlagenbetreiberbefragung sowie eine Literaturrecherche durchgeführt.
Zu erfragen bzw. zu recherchieren war:
• Qualität von Gärrückständen
• Biogasmengen- und zusammensetzung
• Abwassermenge und -zusammensetzung
• Nachbehandlungsverfahren des Gärrestes
Es wurden die Firmen kontaktiert, die aus Tabelle 5 für die Errichtung von Restabfallvergärungsanlagen
bekannt sind. Ferner wurden die Betreiber der Betriebs- bzw. Pilotanlagen
befragt, und aus Veröffentlichungen der Betriebsergebnisse der Anlagen die gewünschten
Informationen extrahiert.
18

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Aufgrund mangelhafter Anzahl von Anaerobanlagen zur Restabfallbehandlung, waren die
Ergebnisse dieser Recherche sehr lückenhaft. Zum Substrat Bioabfall sind mehr Informationen
vorhanden.
Tabelle 6: Ergebnisse der Hersteller- und Betreiberbefragung/Literaturrecherche
Hersteller Verfahren Methangehalt
[%]
Gasmenge
[Nm³/Mg]
Energieausbeute
(elektrisch)
[kWh/Mg]
Abwassermenge
Gärrestqualität
[Rottegrad]
MAT BTA (2-stufig) 60 - 70 80 - 100 - kein Abw. RG II
BRV AG einstuf./meso./
trocken
63 - 67 > 100 - kein Abw. -
Paques Prethane-Biopaq 60 - 70 - 100 - 120 - -
OWS Dranco 55 - 60 100 - 200 170 - 350 Kein Abw. -
DBA Wabio > 60 120 - 150 - - RG II
Fast alle Hersteller und Betreiber versichern kein Abwasser, durch Kreislaufführung des
Prozeßwassers, zu produzieren. Aus diesem Grund sind auch kaum Untersuchungen zur
Abwasserzusammensetzung zu finden, zumal diese stark vom verwendeten Restmüll abhängen.
Einzig die Versuchsanlage der Fa. BRV AG in Ravensburg hat das im Kreis geführte
Prozeßwasser untersucht. Die Ergebnisse dieser Untersuchung sind in einem späteren
Kapitel zu finden.
Als Nachbehandlungsverfahren des Gärrestes kommt fast immer eine aerobe Behandlung
durch eine Nachrotte zu Einsatz. Das in Münster, zusammen mit dem Wabio-Verfahren der
Fa. DBA, in der Erprobung befindliche Naßoxidationsverfahren ist die große Ausnahme
der Nachbehandlungsverfahren.
19

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
4.2 Marktübersicht und Stand der Restabfallkompostierung
Neben der Vergärung als biologische Stufe hat sich in einem weitaus höheren Maße die
Kompostierung bei der mechanisch-biologischen Behandlung von Restabfällen durchgesetzt.
Grund dieser Entwicklung ist die einfachere und dadurch kostengünstigere Anlagentechnik
und der einfacher zu handhabende und stabilere biologische Prozeß.
Wie bei der anaeroben Behandlung gibt es auch bei der Restabfallkompostierung verschiedene
Verfahren, Konzepte und Techniken. Allen gemeinsam ist aber das Grundkonzept.
Es besteht aus:
• mechanischer Aufbereitung
• biologischer aerober Behandlung
• Deponierung oder thermische Behandlung
Abbildung 9 zeigt beispielhaft einen Verfahrensablauf einer mechanisch-biologischen Restabfallbehandlungsanlage
mit aerober biologischer Stufe.
Die Grundkonzeption dieses Anlagentypus erfolgt in der Praxis auf technisch recht unterschiedlichem
Niveau. Man kann laut LAHL/ZESCHMAR-LAHL grob folgende Anlagentypen
unterscheiden
• „Low-Level“-Verfahren auf Deponien
- Low-Level-Vorbehandlung
- Low-Level-Extensivrotte mit verbesserter mechanischen Vorbehandlung
• Technische Rotteanlagen
- Deponierung des Rotteendprodukts
- Thermische Behandlung des Rotteendprodukts
Die Low-Level-Anlagen (LL) bestehen aus einer einfachen mechanischen Aufbereitung,
wie Shreddern, grobe Störstoffauslese mit Radlader oder Polygreifer, gefolgt von einer
biologischen Stufe in Form einer ungesteuerten Freilandrotte (Tafel-, Trapez- oder Dreiecksmieten),
die häufig nach dem Kaminzugverfahren belüftet wird. Auf den neueren Rottedeponien
erfolgt zudem noch eine Sohlbelüftung der Mieten. In einigen Anlagen werden
die Mieten umgesetzt in anderen verzichtet man darauf. Das Rotteendprodukt wird teilweise
an Ort und Stelle einplaniert oder auf der Deponie eingebaut.
20

evtl.
Wasser
Klärschlamm
Fe-
Abscheider
Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Anlieferung Restabfall
Haus- und
Geschäftsmüll
Vorsortierung
(Sichtung)
Siebung
Fe-
Abscheider
Mischung/Homogenisierung
Rotte
Sperr-,
Gewerbe-,Baustellenabfall
Vorsortierung
(Sichtung)
Vorzerkleinerung
Feinfraktion Mittelfraktion Grobfraktion
Deponie
(oder thermische Behandlung)
Fe-
Abscheider
Zerkleinerung
Siebung
Abbildung 9: Typtischer Verfahrensablauf einer MBR-Anlage mit aerober Behandlung
fein
grob
Stör- und
Schadstoffe
Eisen
BRAM
BRAM
Abluft
In den technischen Rotteanlagen ist die mechanische Aufbereitung aufwendiger ausgeführt.
Zwar unterscheiden sich die einzelnen Konzepte im Detail, doch greifen alle Verfahren auf
mehr oder weniger gleiche Grundbausteine zurück, wie Zerkleinerungs- und Trennaggregate
(Sieben, Windsichten), magnetische Metallabtrennung und vereinzelt händische Ausschleusung
von Wert- und Störstoffen. Zur Optimierung des Rotteinputs werden die
Stoffströme durch Abtrennung der Feinfraktion und Homogenisierung für die Kompostierung
aufbereitet.
21

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Die Ziele der Endbehandlung variieren aber. Die biologischen Endrotteverfahren (MBE)
streben einen möglichst hohen Abbau von Kohlenstoff an, um das Rotteendprodukt zu deponieren.
Hier wird auf gesteuerte Intensivrotteverfahren (Halle, Tunnel, Box, etc.) gesetzt.
Teilfraktionen sind aber auch hier für die thermische Behandlung bzw. energetische Nutzung
vorgesehen. Bei den Teilrotteverfahren (MBT) wird der biologische Abbau nur soweit
genutzt, wie es für einen anschließend thermische Behandlung ökonomisch sinnvoll
ist.
Tabelle 7 gibt eine Übersicht über den Stand der in Betrieb oder im Bau/Planung befindliche
MBR-Anlagen mit aerober biologischer Stufe in Deutschland.
Auffallend ist die geringe Zahl der Anlagen, die eine thermische Endbehandlung vorsehen,
um eine TASi-konforme Ablagerung zu garantieren. Häufiger sind die Anlagen, die den
Deponieeinbau verbessern und für eine biologische Stabilitität des Rotteendproduktes sorgen.
22

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Tabelle 7: MBRs (nur aerobe Behandlung) in Deutschland (Stand 01/98) 1
LK/Stadt (Bundesland) Durchsatz [Mg/a]
(Gesamtanlageninput)
Weilheim/Schöngau
(Bayern)
Lahn-Dill-Kreis (Hessen)
Oldenburg (Niedersachsen)
Schwäbisch-Hall (Baden-Würtenberg)
Wilhelmshaven (Niedersachsen)
Friesland (Niedersachsen)
Bad Kreuznach
(Rheinland-Pfalz)
Kirchberg (Rheinland-Pfalz)
Düren (Nordrhein-Westfahlen)
Bad Tölz
(Bayern)
Waldorf/Calw (Baden-Würtenberg)
Biberach (Baden-Württenberg)
Cloppenburg (Niedersachsen)
Osnabrück (Niedersachsen)
Lüneburg (Niedersachsen)
Neuss (Nordrhein-Westfalen)
Schleswig-Flensburg
(Schleswig-Holstein)
Erftkreis (Nordrhein-Westfalen)
1 Vgl. Lahl, U.,Zeschmar-Lahl, B. (1997) und Fricke, K. et al. (1998)
Status Rotteverfahren Anlagentyp
22.000 seit 1997 im Betrieb Tunnel/Zeilen MBE
120.000 seit 1997 im Betrieb Boxen-/Container MBT
86.000 seit 1973 im Betrieb Kaminzug LL1
42.000 seit 1976 im Betrieb Kaminzug LL1
60.000 seit 1993 im Betrieb Kaminzug LL1
61.000 seit 1997 im Betrieb Tafelmiete MBE
50.000 seit 1974 im Betrieb Kaminzug LL2
35.000 seit 1995 im Betrieb Kaminzug LL2
150.000 seit 1995 im Betrieb Tunnel/Zeilen MBE
35.000 seit 1995 im Betrieb Rottetrommel/Tafelmiete
MBE
30.000 seit 1994 im Betrieb unbelüftete Tafelmiete
LL1
35.000 seit 1/1998 im Betrieb Boxen/Container MBE
60.000 seit 1995 im Betrieb Kaminzug LL1
40.000 seit 1996 im Betrieb Kaminzug LL1
29.000 im Betrieb seit
12/1995
Tafelmiete MBE
70.000 seit 1981 im Betrieb Tunnel/Zeilen keine
Vorbehandlung
LL1
58.000 seit 1972 im Betrieb Trommel/Tafelmiete MBE
115.000 seit 1993 im Betrieb Tunnel/Zeilen MBE
23

(Fortsetzung von Tabelle 7)
LK/Stadt Durchsatz
[Mg/a]
(Gesamtanlagen-input)
Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Status Rotteverfahren
(Intensivrotte)
Aurich (Niedersachsen) 24.000 im Bau Rottetrommel
und
Tunnel/Zeilen
Saale/Orla
(Thüringen)
17.000 im Bau Boxen/Container
Anlagentyp
Wetteraukreis (Hessen) 45.000 im Bau Tunnel/Zeilen MBT
Neuwied & Altenkirchen (Rheinland-Pfalz) 60.000 im Bau Tafelmiete MBE
Prignitz
(Brandenburg)
37.000 Planung/Ausschreibung
Uckermark (Brandenburg) 20.000 Planung/Ausschreibung
Ostprignitz-Ruppin (Brandenburg) 48.000 Planung/Ausschreibung
Havelland (Brandenburg) 29.000 Planung/Ausschreibung
Niederlausitz (Brandenburg) 40.000 Planung/Ausschreibung
Heilbronn (Baden-Württenberg) 40.000 Planung/Ausschreibung
OL/Delmenhorst (Niedersachsen) 75.000 Planung/Ausschreibung
Hannover (Niedersachsen) 220.000 in Planung/Ausschreibung
Saale/Orla
(Thüringen)
68.000 in Planung/Ausschreibung
MBE: Mechanisch-biologische Endrotte � Deponie
MBT: Mechanisch-biologische Teilrotte � Thermische Behandlung
LL1: Low-Level-Vorbehandlung � Deponie
LL2: Low-Level-Extensivrotte mit verbesserter � Deponie
mech. Aufbereitung
MBE
MBE
Kaminzug LL1
- -
Kaminzug LL1
Kaminzug LL2
Tunnel/Zeilen MBE
Kaminzug LL1
Tafelmiete MBE
noch nicht
bekannt
Boxen/Container
-
MBE
(MBT)
Von den hier aufgeführten im Betrieb oder in Bau/Planung befindlichen 31 Anlagen sind
16 als technisch anspruchsvolle Rotteanlagen ausgeführt und 15 im technisch einfacheren
Kaminzugverfahren. Bei den Anlagen im Bau-/Planungsstatium ist einen Tendenz zu technischen
Anlagen auszumachen.
Bei den technischen Rotteanlagen findet man die Tafelmieten-, die Tunnel-/Zeilen- und die
Boxen-/Containerkompostierung. Vereinzelt sind auch Rottetrommeln im Einsatz.
Bei der gekapselten Tafelmietenkompostierung wird das Rottegut in einer geschlossenen
Halle mit Hilfe eines Unsetzers zu einer oder mehreren Tafelmieten aufgesetzt. Der Umsetzer
nimmt das Material mittels zweier Schaufelräder auf (z.B. System Wendelin, Fa.
24

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Bühler) und versetzt es einige Meter nach hinten. Während dieses Vorgangs, kann das
Material befeuchtet und der Rotteverlust ausgeglichen werden. Die Belüftung der Mieten
erfolgt durch eine Zwangsbelüftung (Druck- oder Saugbelüftung). Bei einer Druckbelüftung
muß aber mit Korrosion der Halle und der Maschinentechnik gerechnet werden.
Das Rottegut wird bei der Zeilenkompostierung in verschieden befestigten, nach oben offenen
Rottezeilen abgelegt, die durch Zwischenwände voneinander getrennt sind. Jede
Zeile kann separat belüftet und das Rottematerial durch ein spezielles Umsetzgerät in verschiedenen
Intervallen umgesetzt werden. Analog dazu arbeitet die Tunnelkompostierung.
Sie verschließt aber zur Abluftreduktion (Umluft) die nach oben offenen Zeilen zu Tunneln.
Auch hier läßt sich der Rotteverlust ausgleichen. Korrosion kann vornehmlich bei der
offenen Zeilenkompostierung ein Problem sein.
Das letzte der hier beschriebenen Verfahren der technischen Rotteanlagen ist die Boxenbzw.
Containerkompostierung. Beide arbeiten sehr ähnlich. Bei der Boxenkompostierung
wird das Material von in Rotteboxen (Fassungsvermögen ca. 60 m³) verbracht. Der Abbauprozeß
wird durch Computersteuerung über die Parameter Temperatur, Kohlendioxidund
Sauerstoffgehalt differenziert in den verschiedenen Rottebereichen geregelt. Die Belüftung
erfolgt über den gelochten Reaktorboden. Im Unterschied zur Boxenkompostierung
setzt die Containerkompostierung statt fester Rotteboxen mobile Rottecontainer (Fassungsvermögen
ca. 22 m³) ein. Die von oben befüllten Container werden mittels Kran oder
LKW zum Rotteplatz verbracht und an das Zu- und Abluftsystem, sowie an die Sickerwasserleitung
angeschlossen.
Im Gegensatz zu den zuvor beschriebenen quasi-dynamischen Tafelmieten- und Zeilen-/Tunnelkompostierungsverfahren
ist die Boxen-/Containerkompostierung ein statischer
Prozeß. Ein Rotteverlustausgleich ist hier nicht möglich.
Bei allen oben genannten Verfahren ist aber durch die Kapselung der geruchsproblematischen
Intensivrotte eine vollständigen Ablufterfassung möglich. Entstehendes Sickerwasser
kann zur Befeuchtung des Rottegutes genutzt werden, um einen abwasserfreier Betrieb
zu gewährleisten.
Die Low-Level-MBR-Anlagen arbeiten mit dem Kaminzug-Verfahren. Vor der biologischen
Behandlung mit dem Kaminzug-Verfahren werden die Abfälle zur Homogenisierung
und Einstellung des optimalen Wassergehalts durch Zugabe von Klärschlamm oder Sikkerwasser
mechanisch vorbehandelt. Der so vorbehandelte Abfall wird dann auf einer luftdurchlässigen
Schicht zu Tafelmieten aufgesetzt und nach dem Kaminzug-Verfahren belüftet
(Abbildung 10).
25

Status quo der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
Abbildung 10: Querschnitt einer Rottemiete nach dem Kaminzug-Verfahren
Die Besonderheit der Kaminzumiete ist die Abdeckschicht aus Kompost oder Rottematerial.
Diese Abdeckung, die als Biofilter bezeichnet wird, gewährleistet eine gleichmäßige
Durchwärmung der Miete, um eine Hygienisierung zu gewährleisten. Weiterhin gewährleistet
sie eine gleichmäßige Belüftung der Miete, da ein Luftzug durch große Fugen im Abfall
vermieden wird. Die Abdeckschicht wirkt auch wie ein Biofilter auf die organischen
Schadstoffe in der Abluft. Ein weiterer positiver Nebeneffekt ist die gleichmäßige Wasserverteilung
bei der Befeuchtung der Mieten.
26

5 Prozesswasserproblematik
5.1 Allgemeines
Bei der Vergärung von kommunalen Restabfall fällt zwangsläufig Abwasser an. Die Art,
Menge und Zusammensetzung hängt stark von folgenden Parametern ab:
• Art und Zusammensetzung des Abfalls
• Vergärungsverfahren (naß/trocken)
• Entwässerung des Gärrestes
Im Gegensatz zu Bioabfällen ist bei Restmüll mit einem weitaus geringeren Wassergehalt
zu rechnen. Bei Bioabfällen sind Wassergehalte von 60-75 % durchaus üblich 1 . Beim
Restmüll liegt der Wassergehalt bei 35-45 % weitaus niedriger. Auch ist bei Restabfällen
eine andere Schad- bzw. Hemmstoffzusammensetzungen zu erwarten.
Bei den Vergärungsverfahren, im Hinblick auf eine trockene oder nasse Prozessführung, ist
besonders die Menge des Prozesswassers und damit auch die Konzentration der verschiedenen
Inhaltsstoffe von großer Bedeutung. Bei trockenen Verfahren ist mit einer weitaus
geringeren Abwassermenge zu rechnen, aber mit erwartungsgemäß höheren Konzentrationen
der Abwasserparameter. Aufgrund von Betriebsergebnissen der Anlage in Ravensburg
könnte das gesamte Preßwasser im Kreislauf geführt werden 2 . Es ist jedoch sinnvoll, ein
Teil des Wasser auszuschleusen und gegen Frischwasser zu ersetzen, um eine Aufkonzentrierung
von Schad- und prozeßhemmenden Stoffen zu verhindern.
Mit einer nassen Prozeßführung muß der Abwasserbehandlung, aufgrund der zu erwartenden
höheren Prozeßwassermenge, eine größere Bedeutung zugemessen werden. Zwar sind
die Konzentrationen der Inhaltsstoffe im Vergleich zu trockenen Verfahren i.d.R. geringer,
aber es muß ein größerer Volumenstrom behandelt werden.
Der Abwasserproblematik wird in der Diskussion über anaerobe Behandlungsverfahren
wenig Bedeutung beigemessen. So stellt der Rat der Sachverständigen in Umweltfragen
1990 in seinem Sondergutachten Abfallwirtschaft fest, daß der Abwasserproblematik bei
den bisherigen Pilotprojekten zur anaeroben Abfallbehandlung keine Bedeutung geschenkt
1
Vgl. Kübler, H. (1996)
2
Vgl. Sievers, U.,Nitz, W. (1997)
27

Prozesswasserproblematik
worden ist. Diesbezüglich hat sich bis heute wenig verändert. In vielen Firmenkonzepten
erscheint die Abwasserreinigung oft als „black box“ 1 . Es existiert nur eine geringe Anzahl
von Veröffentlichungen zu diesem Thema.
Grund für diese Entwicklung ist sicher der abwasserarme bzw. abwasserfreie Betrieb vieler
Anlagen durch Kreislaufführung und Nutzung des Überschußwassers für die Befeuchtung
der Nachrotte.
Aus diesem Grund soll in Kap. 6 anhand von Vorversuchen im Labormaßstab versucht
werden dieses Informationsdefizit zu reduzieren.
5.2 Rechtliche Rahmenbedingungen
In diesem Unterkapitel werden die rechtlichen Rahmenbedingungen für die direkte oder
indirekte Einleitung von Abwasser aus Anaerobanlagen dargestellt.
5.2.1 Direkte Einleitung
Maßgebend für die direkte Einleitung von Abwasser ist §7 WHG. Nach §7a WHG ist das
schadstoffhaltigen Abwasser mindestens nach den anerkannten Regeln der Technik 2 zu
behandeln. Für Abwasser mit gefährlichen Inhaltsstoffen 3 ist der Stand der Technik 4 einzuhalten.
In der Abwasserherkunftsverordnung (AbwHerkV) sind die Herkunftsbereiche von
Abwässern aufgelistet, die gefährliche Stoffe enthalten. Dort sind auch Anlagen aufgeführt,
die Abfälle behandeln oder verwerten. Abwasser aus Restabfallbehandlungsanlagen muß
also nach den Stand der Technik behandelt werden.
Den Stand der Technik in diesem Bereich soll ein spezifischer Anhang zur Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift
(RAbwVwV) konkretisieren. Da dieser aber noch
nicht vorliegt, wird ersatzweise der Anhang 51 (Tabelle 8), der die Mindestanforderungen
1 Zit. in Kautz, O.,Nelle, M.
2
»...Regeln, die in der praktischen Anwendung eine Erprobung gefunden haben, wobei die Mehrheit der auf dem Fachgebiet
tätigen Personen, die diesen Regeln entsprechenden Vermeidungsmaßnahmen als richtig ansieht. Anhaltspunkte
dafür sind, daß entsprechende Forderungen bei Neuzulassungen von Abwassereinleitern regelmäßig erhoben werden
und diese Forderungen von den Betroffenen als in der Praxis durchführbar erkannt werden.
Bei der Festsetzung dessen, was als allgemein anerkannte Regeln der Technik (a. a. R. d. T.) zu gelten hat, sind auch
die anderen Umweltbereiche außer Wasser, insbesondere Luft und Abfall zu berücksichtigen, um zu vermeiden, daß
das Abwasserproblem auf Kosten anderer Umweltbereiche gelöst wird.« (Berichte der Arbeitsgruppen zu den allgemeinen
Verwaltungsvorschriften nach § 7a WHG, Herausgegeben vom Bundesminister des Innern und der Länderarbeitsgemeinschaft
Wasser (LAWA), Wasserwirtschaftsamt Bremen, März 1982)
3
Gefährliche Stoffe im Sinne von § 7a Abs. 1 Satz 3 WHG sind Stoffe, »... die wegen der Besorgnis einer Giftigkeit,
Langlebigkeit, Anreicherungsfähigkeit oder einer krebserzeugenden, fruchtschädigenden oder erbgutverändernden
Wirkung als gefährlich zu bewerten sind.«
4
Der Stand der Technik (S. d. T.) wird im neuen § 7a Abs. 5 WHG definiert als » ... Entwicklungsstand technisch und
wirtschaftlich durchführbarer fortschrittlicher Verfahren, Einrichtungen oder Betriebsweisen, die als beste verfügbare
Techniken zur Begrenzung von Emissionen praktisch geeignet sind.«
28

Prozesswasserproblematik
für das Einleiten von Deponiesickerwasser festlegt, herangezogen. Ein vorliegender Neuentwurf
mit entsprechenden Grenzwerten existiert zwar, ob oder wann dieser aber in Kraft
tritt ist derzeit nicht absehbar. 1
Die Anforderungen nach dem Stand der Technik beziehen sich nur auf die gefährlichen
Abwasserinhaltstoffe, nicht auf das Abwasser insgesamt. Festsetzungen nach dem Stand
der Technik in den Anhängen zur RAbwVwV erfolgen dementsprechend ebenfalls bezogen
nur auf einzelne, ausdrücklich aufgeführte gefährliche Stoffe oder Stoffgruppen.
5.2.2 Indirekte Einleitung
Da i.d.R. Abwasser aus Vergärungsanlagen in kommunale Abwasserbehandlungsanlagen
eingeleitet wird (Indirekteinleitungen), sind meist Regelungen der Länder und kommunale
Satzungen maßgeblich.
Für Nordrhein-Westfalen regelt das Landeswassergesetz (LWG) die Indirekteinleitung.
Darin wird die oberste Wasserbehörde ermächtigt durch „ordnungsbehördliche Verordnung,
Anforderungen an die Einleitung von Abwasser mit gefährlichen Stoffen (§ 7a Abs.
1 und 3 des Wasserhaushaltsgesetzes) in öffentliche Abwasseranlagen zu stellen“ 2 . In der
Ordnungsbehördliche Verordnung über die Genehmigungspflicht für die Einleitung von
Abwasser mit gefährlichen Stoffen in öffentliche Abwasseranlagen (VGS), sind in Anlehnung
an die AbwHerkV die Herkunftsbereiche von Abwässern aufgelistet, die gefährliche
Inhaltsstoffe enthalten. Dort wird für Abwasser aus Abfallbehandlungsanlagen eine Reinigung
nach dem Stand der Technik gefordert. Somit kommt auch bei der Indirekteinleitung
die RAbwVwV mit ihrem entsprechenden Anhang (z.Zt. ersatzweise Anhang 51) zum tragen.
Jedoch orientiert sich das kommunale Satzungsrecht für die Benutzung der Kanalisation
und Abwasserreinigungsanlagen, bezüglich der „nicht gefährlichen Inhaltsstoffe“, im allgemeinen
am Arbeitsblatt 115 der Abwassertechnischen Vereinigung (ATV-A 115), welches
ebenfalls in Tabelle 8 abgebildet ist.
1 Vgl. Böning,Th.,Hams, S (1996)
2 §59, Abs.1 LWG
29

Prozesswasserproblematik
Tabelle 8: Grenzwerte für Direkt- und Indirekteinleitungen, anwendbar auf Abwässer aus Anaerobanlagen
Parameter Dim. RAbwVwV
Anhang 51 6)
RAbwVwV (Entwurf) ATV-A 115 7)
CSB mg/l 200 1)
200 1)
-
BSB5 mg/l 20 - -
AOX mg/l 0,5 0,5 1,0
Gesamt-N mg/l - -
NH4-N mg/l 50 10 100*-200** 5)
anorg. N mg/l - 70 2)
-
PO4-P mg/l 3 50
Fluorid mg/l - - 50
Sulfat mg/l - - 600
Kohlenwasserstoffe mg/l - 10 4)
-
abfiltrierbare Stoffe mg/l 20 - -
AOX mg/l 0,5 0,5 1,0
Pb mg/l 0,5 0,5 1,0
Cd mg/l 0,1 0,1 0,5
Cr mg/l 0,5 0,5 1,0
Cu mg/l 0,5 0,5 1,0
Ni mg/l 0,5 0,5 1,0
Hg mg/l 0,05 0,05 0,1
Zn mg/l 2,0 2,0 5,0
As mg/l - 0,1 -
CN (leicht freisetzbar) mg/l - 0,2 -
Sulfid mg/l - 0,2 -
NO2-N mg/l - 3,0 3)
-
1) Alternativ: eine CSB-Reduktion um mindestens 95%, wenn der CSB-Wert oberhalb von 4.000 mg/l liegt
2) Alternativ: bei einer 75%igen Reduktion der Stickstoffracht, maximal 100mg/l
3) Die Anforderung entfällt bei gemeinsamer Behandlung mit Abwasser anderer Herkunft in einer zentralen biologischen
Anlage
4) Der Parameter gilt nicht für Siedlungsabfälle
5) N als NH3 und NH4 +
6) Stand 9/93
7) Fassung vom 7.2.1994
*) 5000E
5.3 Zusammensetzung von Abwässern anaerober Restabfallbehandlungsanlagen
(Literaturrecherche)
Bei der Suche nach Abwasserzusammensetzungen aus Restabfallvergärungsanlagen in der
Literatur konnten leider nur die Ergebnisse der MBA Ravensburg recherchiert werden.
Über die Aussagekräftigkeit kann man, bei lediglich zwei in SIEWERS/NITZ publizierten
Meßreihen, streiten.
Da keine weiteren Abwasserdaten von Restabfallvergärungsanlagen vorlagen, soll wenigstens
eine oberflächliche Übersicht über in ihrer Zusammensetzung ähnliche Abwässer
gegeben werden. In Tabelle 9 sind den Meßwerten der MBA Ravensburg mittlere Abwas-
30

Prozesswasserproblematik
serzusammensetzungen von nicht näher differenzierten Bioabfallvergärungsanlagen
(BIDLINGMAIER/MÜSKEN,1995) und LAGA-Mittelwerte von Sickerwässern aus Hausmülldeponien
gegenübergestellt.
Tabelle 9: Zusammensetzung von Abwasser aus aeroben Rest- und Bioabfallbehandlungsanlagen
und Deponiesickerwasser
Parameter Dim. MBA-Ravensburg 1
Allg. Bioabfall
Vergärungsanlage
2
Hausmülldeponiesickerwasser
3
21.08.1996 19.12.1996 -
pH - 6,2 8,2 - 7,5
Leitfähigkeit µS/cm - 28.000 - 10.000
CSB mg/l 110.000 73.000 10.900 5000
BSB5 mg/l 69.000 45.000 2.300 1500
AOX mg/l

Prozesswasserproblematik
des Prozeßwassers. Weiterhin kann das aus dem Kreislauf abgeführte Überschußwasser in
einem Nachrotteprozeß zur Befeuchtung der Mieten genutzt werden. Dabei wird das überschüssige
Wasser einfach verdampft. So kann bei kombinierten Vergärungs-
/Kompostierungsanlagen ein abwasserfreier Betrieb ermöglicht werden. Bei Verwendung
eines trockener Verfahren zur Anaerobbehandlung (wie in der RABA Bassum) wird sogar
zur Nachrottebewässerung zusätzlich Brauchwasser benötigt. Um eine Akkumulation von
Schadstoffen im Prozeßwasser durch Kreislaufführung zu vermindern, kann eine zwischengeschaltete
Reinigungsstufe (Fällung/Flockung und Sedimentation) eingesetzt werden
1 .
Eine mögliche Überschußwasserbehandlungsanlage könnte folgende Schritte umfassen:
• Sedimentation, zur Abtrennung von Feststoffpartikeln und an ihnen haftenden Schadstoffen
(z.B. Schwermetalle)
• biologische Behandlung (Nitri-/Denitrifikation)
• Sedimentationsstufe zur Abtrennung der sich bildenden Biomasse mit teilweiser Rückführung
in den Nitrifikationsprozeß. Entstehende Biomasse kann in der Vergärungsstufe
abgebaut werden.
Laut Herstellerangaben zitiert in BÖNING/HAMS sind Abwasserreinigungesgrade von Abwasser
einer Bioabfallvergärungsanlage nach obigem Muster bei:
• CSB von 70 bis 80 %,
• BSB5 von 97 bis 98 %,
• NH4-N von 93 bis 95 %
möglich. Inwieweit die Gesamtstickstoffkonzentration gesenkt werden konnte ist ebenso
unbekannt, wie die Reduzierung von Schwermetallfrachten. Sollte infolge der standortspezifischen
kommunalen Satzung eine weitergehende CSB/BSB5-Reduzierung erforderlich
werden, muß z.B. eine Menbrananlage nachgeschaltet werden.
Da sich die Restabfallvergärungsanlagen oft auf dem Gelände oder in der Nähe einer Deponie
befinden, kann evtl. doch auftretendes Überschußwasser, aufgrund der Ähnlichkeit
der Abwasserzusammensetzung von Deponiesickerwasser in den bereits installierten Sikkerwasserbehandlungsanlagen
gereinigt werden.
1 Vgl. Kautz, O.,Nelle, M.
32

6 Labortechnische Untersuchungen
6.1 Allgemeines
Für die Beurteilung von anaeroben Behandlungstechniken ist ein Gärtest im Labormaßstab
nach DIN 38414 einsetzbar. Dieses Methode berücksichtigt zwar nicht die verfahrenstechnischen
Besonderheiten, bietet aber stattdessen optimale Prozeßbedingungen für einen
schnellen und weitgehenden Abbau der organischen Substanz.
Aufgrund des eingesetzten Substrats wurden einigen Anpassungen vorgenommen:
• Aufbereitung einer repräsentativen Probe (Probenvorbereitung)
• größere Proben- und Reaktorvolumina
• angepaßte Gaserfassung
Die Versuche liefen im sogenannten Batch-Betrieb, d.h. eine zu behandelnde Probe wird in
den Versuchsreaktor eingebaut und während einer festgelegten Behandlungszeit ohne Zufuhr
weiterer Mengen Probematerials im Reaktor belassen.
Nach der Behandlung wird aus dem gesamten Reaktorinhalt eine möglichst repräsentative
Probe entnommen. Anschließend wird eine weitere Probe in den Reaktor gefüllt und der
Versuch beginnt erneut.
Untersucht wird das erzeugte Biogas, den vom Prozeßwasser durch Zentrifugieren getrennte
Gärrest und das Prozeßwasser selbst nach in Tabelle 10 aufgeführten Parametern.
Tabelle 10: Untersuchungsprogramm
Biogas Methan CH4 [%]
Kohlendioxid CO2 [%]
Sauerstoff O2 [%]
Schwefelwasserstoff H2S [ppm]
Ammoniak NH3 [ppm]
Normvolumen V Nl
33

(Fortsetzung von Tabelle 10)
Labortechnische Untersuchungen
Orginalsubstrat Trockensubstanz TS [%]
Glühverlust GV [%]
Maische Trockensubstanz TS [%]
Unbearbeitete Reaktorprobe Trockensubstanz TS [%]
Glühverlust GV [%]
angemaischter Reaktorinhalt Trockensubstanz TS [%]
Glühverlust GV [%]
Gärrest Trockensubstanz TS [%]
Glühverlust GV [%]
Prozeßwasser Chemischer Sauerstoffbedarf CSB [mg/l]
Biolog. Sauerstoffbedarf in 5 Tagen BSB5 [mg/l]
Phosphat-Phosphor PO4-P [mg/l]
Ammonium-Stickstoff NH4-N [mg/l]
Gesamtstickstoff Nges [mg/l]
Sulfat SO4 2-
Chlorid Cl -
[mg/l]
[mg/l]
Schwermetalle SM [mg/l]
Adsorbierbare organische Halogenverbindungen
AOX [µg/l]
34

6.2 Versuchsaufbau
Für die Gärversuche wurden vier Reaktoren eingesetzt.
Um die Abwasserzusammensetzung auch bei
unterschiedlicher Temperaturführung vergleichen
zu können, wurden je zwei Reaktoren mesophil
(35°C) und zwei thermophil (55°C) betrieben.
Der Versuchsaufbau ist in Abbildung 11 dargestellt
und besteht aus folgenden Komponenten:
• Reaktoren mit einem Fassungsvermögen von
ca. 10 l (siehe Abbildung 12).
• Reaktorheizung
• Temperatursteuereinheit
• alukaschierte Gassäcke mit Absperrhähnen zur
Biogaserfassung (Fassungsvermögen: 50 l)
• Gasanalyse
• Abwasseranalyse
• Schlammuntersuchung
6.2.1 Versuchsreaktoren
Labortechnische Untersuchungen
Abbildung 11: Versuchsaufbau
Die Reaktoren bestehen aus einem 200×300mm messenden offenen Glaszylinder (Innenmaße;
ca. 10 l Fassungsvermögen). Beide Öffnungen werden mit Metallplatten und Gummidichtungen
verschlossen, die ihrerseits mit vier Gewindestangen miteinander verbunden
sind (siehe Abbildung 12).
Um die lichtempfindlichen Methanbakterien gegen Lichteinfluß zu schützen ist der gläserne
Reaktormantel mit Aluminiumfolie verkleidet. Temperiert werden die Reaktoren über
eine am Reaktormantel befestigte elektrische Begleitheizung. Für eine möglichst konstante
Temperatur sorgen zwei PT100-Einheiten. Um einen übermäßigen Wärmeverlust zu vermeiden
ist der Reaktor mit ca. 40 mm starken und mit Aluminiumfolie ummantelte PU-
Kunststoffplatten isoliert.
Leider haben sich die Glasreaktoren als nicht ideal erwiesen. Bei der Befüllung und Beprobung
durch Entfernen der Deckelplatte ist die Dichtigkeit des Reaktors am unteren Übergang
Glaszylinder-Bodenplatte nicht immer sicher. Bei vielen Vorgängen konnte das Aus-
35

Labortechnische Untersuchungen
treten von geringen Mengen dünnflüssigem Reaktorinhalt trotz nachträglich aufgebrachter
Dichtmasse nicht immer verhindert werden.
Weitaus problematischer war die Druckstabilität der Glaszylinder selbst. Während des
Untersuchungszeitraumes sind beide thermophil betriebene Reaktorzylinder der Reaktoren
3 und 4 gerissen. Reaktor 3 konnte notdürftig während des Betriebes abgedichtet werden,
Reaktor 4, der gegen Ende der Versuchsreihe brach, hätte komplett ersetzt werden müssen.
Reaktor 3 konnte bis zum Ende des Untersuchungszeitraumes weiter im Betrieb bleiben.
Durch die Beschädigung des Reaktormantels ist viel Flüssigkeit entwichen. Die übliche
Befüllung des Reaktors wurde so um mehr als 1/3 reduziert. Reaktor 3 lief aber mit erhöhtem
TS-Gehalt „außer Konkurrenz“ weiter.
Gasentnahme
mit Absperrarmatur
PT100
Deckelplatte
Bodenplatte
Abbildung 12: Versuchsreaktor
Kontrollöffnung
mit Schraubverschluß
Gewindestangen
mit Muttern
mit Heizdrähten
temperierter
Glaszylinder
Auslaß
mit Absperrarmatur
Die Reaktorbeschädigungen traten immer während des Schließvorgangs auf. Es ist deshalb
anzunehmen, daß durch die relativ hohe thermische Beanspruchung beim Aufheizvorgang
die Glasmatrix die Druckbelastung während des Festziehens der Spannschrauben nicht
mehr standhalten konnte.
36

6.2.2 Biogaserfassung
Labortechnische Untersuchungen
Das Erfassen des entstehenden Biogases erfolgt in alukaschierten Gassäcken mit einem
Fassungsvermögen von ca. 50 Litern. Die Gassäcke sind mit einem Absperrhahn ausgestattet
um so das Transportieren zur Gasuntersuchung zu ermöglichen.
6.3 Durchführung der Gärtests
6.3.1 Vorbehandlung des Orginalsubstrats
Das zu untersuchende Substrat wurde auf der Restabfallbehandlungsanlage Münster im
Zeitraum März bis Juni beschafft. Die Fraktionen

Labortechnische Untersuchungen
nen direkten Vergleich mit der Anlage in Münster zu gewährleisten, wurde das Substrat
wie in Münster mittels Naßvergärung behandelt Die Verweilzeit des Gärsubstrats betrug
mindestens 21 Tage unter jeweils mesophilen (35°C) bzw. thermophilen (55°C) Bedingungen.
Damit konnten die in der Technik üblichen 20 Tage Behandlungszeit erfaßt werden..
6.4 Prozeßwasseruntersuchung
6.4.1 Untersuchungsmethoden
Ein großer Teil der Prozeßwasseruntersuchung fand im Labor des INFA-Instituts selbst
statt. Darunter fielen alle Analysen, die mit Küvettentests (hier von Dr. Lange) durchgeführt
werden konnten. Auch die BSB5-Bestimmung wurde im INFA-Labor vorgenommen.
Die Untersuchungen, die aufgrund höheren technischem und somit instrumentellen Aufwand
nicht im Institutslabor durchgeführt werden konnten, wurden an das LASU - Labor
für Abfallwirtschaft, Siedlungswasserwirtschaft und Umweltchemie der Fachhochschule
Münster vergeben.
Die Untersuchungsmethoden für jeden Parameter sind in untenstehender Tabelle aufgeführt.
Tabelle 11: Analysemethoden zur abwassertechnischen Untersuchung (INFA-Labor)
Parameter Methode Labor
CSB Küvettentest INFA
BSB5 Verdünnungsmethode INFA
PO4-P Küvettentest INFA
NH4-N Küvettentest INFA
Nges Küvettentest INFA
Die unten angegebenen Analysen wurden vollständig von dem LASU durchgeführt:
• SO4 2-
• Cl -
• AOX • Pb • Cr
• Ni • Zn • Cd • Cu • Hg
6.4.2 Probenaufbereitung
Die aus dem Reaktor entnommenen 1-Liter-Probe wurde 10 Minuten bei einer Umdrehungszahl
von 1000 min -1 zentrifugiert. Der abgetrennte Schlamm, mit einem TS von 14
bis 18%, wurde für die Feststoffuntersuchung zurückgestellt.
38

Labortechnische Untersuchungen
Die überstehende Flüssigkeit wurde dekantiert und geteilt. Mit einem Teil wurde mittels
Flockung und Mikrofiltration eine klare Lösung hergestellt. Beide Proben wurden getrennt
voneinander untersucht (Tabelle 12).
Eine Bestimmung der abfiltrierbaren Stoffe nach DIN 38409 Teil 2 schlug fehl, da der Filter
nach kurzer Zeit verstopfte. Um dennoch einen Bezug der Analysenergebnisse auf die
Trüb- und Schwebstoffe herstellen zu können, wurde die Probe mittels Flockung und Mikrofiltration
behandelt. Um auch bei der Bestimmung von Sulfat und Chlorid, deren Analyseverfahren
auf einer photometrischen Bestimmung basieren, aussagekräftige Ergebnisse
zu erzielen, war es unumgänglich die Rohwasserprobe von Trübstoffen zu befreien.
Hauptziel der Filtration ist aber das Aufzeigen von Abhängigkeiten einzelner Parameter
von dem Trübstoffgehalt in der Abwasserprobe.
Da nennenswerte AOX-Konzentrationen nur bei entsprechend hohen Anteil an Schwebund
Trübstoffen zu erwarten ist, wurde auf die Bestimmung von AOX in der filtrierten
Probe verzichtet.
Tabelle 12: Untersuchungsumfang der filtrierten und unfiltrierten Prozeßwasserprobe
unfiltrierte Probe filtrierte Probe
CSB CSB
BSB5 -
PO4-P PO4-P
NH4-N -
Nges
Nges
AOX -
Pb Pb
Cd Cd
Cr Cr
Cu Cu
Ni Ni
Hg Hg
Zn Zn
- SO4 2-
- Cl -
39

6.4.3 Ergebnisse
Labortechnische Untersuchungen
6.4.3.1 Prozeßwasserzusammensetzung der mesophilen Gärtests
In Tabelle 13 ist die Abwasserzusammensetzung des Prozeßwassers der mesophil betriebenen
Gärreaktoren dargestellt. Es wurden vier Untersuchungen durchgeführt.
Tabelle 13: Prozeßwasserzusammensetzung der mesophilen Gärversuche (Mittelwerte)
Versuche
Parameter Dimension Probe 1 2 3 4
CSB mg/l Rohw. 10160 8977 9854 7577
mg/l filtr. 3210 3230 2607 2926
BSB5 mg/l Rohw. 2407 1443 1371 1394
mg/l filtr. - - - -
PO4-P mg/l Rohw. 89,5 76,4 44,9 82,0
mg/l filtr. 27 52 35 33
NH4-N mg/l Rohw. 2080 2154 1961 1848
- filtr. - - - -
Nges mg/l Rohw. 5137 3243 4725 2183
mg/l filtr. 2775 2320 2062 2095
AOX [µg/l] Rohw. 1200 1200 1000 1005
- filtr. - - - -
Pb mg/l Rohw. 0,350 0,300 0,028 0,018
mg/l filtr.

Labortechnische Untersuchungen
sich auch am Verlauf der Biogasproduktion (Abbildung 22) darlegen. Dort kann man die
anfangs verminderte Biogasproduktion im Vergleich zum weiteren Verlauf erkennen.
Konz. [mg/l]
12000
10000
8000
6000
4000
2000
0
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 13: CSB/BSB5-Konzentrationen im Prozesswasser der mesophilen Gärversuche
CSB Rohw.
CSB filtr.
BSB5 Rohw.
Das Verhältnis CSB/BSB5 liegt bei ca. 6:1 bzw. 7:1 1 . Die CSB-Werte der filtrierte Probe
legen eindeutig die Abhängigkeit der CSB-Konzentration von Schweb- und Trübstoffen
dar.
Die Nährstoffwerte in Abbildung 14 und Abbildung 15 weisen keine Besonderheiten auf.
Auffallend ist lediglich die stark schwankenden Gesamt-Stickstoffkonzentrationen. Diese
könnten von schwankenden Proteinkonzentrationen des Inputmaterials herrühren. Da aber
die Stickstoffkonzentrationen der filtrierten Probe nicht ebenso schwanken, ist auf eine
lineare Abhängigkeit von den Schwebstoffgehalt nicht zu schließen.
Die Phosphat-Phosphor-Konzentrationen verlaufen ebenfalls wenig auffallend. Zur
Schwebstoffabhängigkeit gilt das oben gesagte.
Keinen Einfluß scheint der Wechsel des Inputmaterials nach Versuch 2 auf die bisher beschriebenen
Parameter zu haben.
1 nur Versuche 2 bis 4
41

Konz. [mg/l]
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Labortechnische Untersuchungen
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 14: Gesamtstickstoff-Konzentrationen im Prozesswasser der mesophilen Gärversuche
Konz. [mg/l]
100,0
90,0
80,0
70,0
60,0
50,0
40,0
30,0
20,0
10,0
0,0
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 15: Phosphor-Konzentrationen im Prozesswasser der mesophilen Gärversuche
Nges Rohw.
Nges filtr.
PO4-P Rohw.
PO4-P filtr.
Vergleicht man die Schwermetallkonzentrationen des Rohwassers in Abbildung 16 miteinander,
weisen die Konzentrationen von Chrom, Nickel und Zink im Verlauf der Versuche
42

Labortechnische Untersuchungen
keine signifikanten Änderungen auf. Eine Aufkonzentrierung ist aber bei den Kupferwerten,
eine leichte Verdünnung bei den Bleiwerten zu beobachten.
Die Quecksilberkonzentrationen liegen nahe an der Nachweisgrenze der Analysenmethode
zwischen 0,005 und 0,008 mg/l, Cadmium liegt ähnlich bei 0,004-0,006 mg/l.
Pb-,Cr-,Cu-,Ni-Konzentrationen
[mg/l]
5,0
4,5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
Pb Rohw.
Cr Rohw.
Cu Rohw.
Ni Rohw.
Zn Rohw.
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 16: Schwermetallkonzentrationen im Rohwasser der mesophilen Gärversuche
Bei einigen Schwermetallen scheint sich der Wechsel des Inputsubstrats deutlich bemerkbar
zu machen. Die Kupferkonzentrationen erhöhen sich auf mehr als das doppelte, daher
muß davon ausgegangen werden, daß die Feinfraktion II unverkennbar einen höheren Kupfergehalt
aufweist, als die Fraktion I. Auch die Chromwerte verdoppeln sich. Die Bleikonzentration
im Abwasser verringert sich sogar auf weniger als 1/10 der Startwerte . Keine
Auswirkungen auf den Substratwechsel sind beim Nickel und Zink zu beobachten.
Inwieweit die Schwermetalle an den Feststoffpartikeln gebunden sind, hängt im entscheidenden
Maße vom pH-Wert ab. Da aber im Abwasser neutrale bis leicht basische pH-
Werte (6,9-7,8) gemessen wurden, ist davon auszugehen, daß ein Großteil der Schwermetalle
bei der Filtration im festen Rückstand zurückbleiben. Dies wird auch durch die Versuchsergebnisse
bestätigt (siehe Tabelle 13).
Anhand der ermittelten Schwermetallkonzentrationen kann eine Hemmung der mesophilen
Gärreaktoren ausgeschlossen werden.
43

Labortechnische Untersuchungen
6.4.3.2 Prozeßwasserzusammensetzung der thermophilen Gärtests
In Tabelle 14 ist die Abwasserzusammensetzung des Prozeßwassers der Reaktoren mit
thermophiler Temperaturführung dargestellt. Auch hier wurden vier Untersuchungen
durchgeführt.
Aufgrund des Reaktordefekts von Reaktor 3 im dritten Versuch, sind dessen Werte ab dem
Havariezeitpunkt nicht mehr berücksichtigt worden.
Tabelle 14: Prozeßwasserzusammensetzung der thermophilen Gärversuche (Mittelwerte)
Versuche
Parameter Probe Dimension 1 2 3 4
CSB Rohw. mg/l 7725 8362 8577 8429
filtr. mg/l 2928 2763 2315 2951
BSB5 Rohw. mg/l 1727 750 897 939
filtr. - - - - -
PO4-P Rohw. mg/l 57,0 43,5 31,5 79,6
filtr. mg/l 21 39 29 34
NH4-N Rohw. mg/l 1580 1688 1839 1762
filtr. - - - - -
Nges Rohw. mg/l 4085 2085 4105 2015
filtr. mg/l 2015 1883 1765 1951
AOX Rohw. [µg/l] 630 515 1500 1040
filtr. - - - - -
Pb Rohw. mg/l 0,35 0,30 0,18 0,32
filtr. mg/l

Labortechnische Untersuchungen
deutlich, da der Großteil der oxidierbaren Stoffe im Schweb- und Trübstoffanteil zu suchen
sind.
Auch hier ist der erste BSB5-Wert im Vergleich zu den weiteren Versuchen erhöht. Das
CSB/BSB-Verhältnis mit 8:1 bzw. 10:1 1 ist auch im Vergleich zur mesophilen Gärtestreihe
geringfügig höher.
Konzentration [mg/l]
10.000
9.000
8.000
7.000
6.000
5.000
4.000
3.000
2.000
1.000
0
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 17: CSB/BSB5-Konzentrationen im Prozesswasser der thermophilen Gärversuche
CSB Rohw.
CSB filtr.
BSB5 Rohw.
Die Nährstoffkonzentrationen, gemessen als Gesamtstickstoff und Phosphat-Phosphor,
dargestellt in Abbildung 18 und Abbildung 19, verlaufen wie bei CSB/BSB5 dem mesophilen
Versuchen sehr ähnlich. Die Stickstoffkonzentrationen weisen aber auch hier niedrigere
Absolutwerte auf. Beim PO4-P sind die Unterschiede weit weniger deutlich.
Keine signifikanten Unterschiede sind bei den AOX-, Chlorid und Sulfat-Konzentrationen,
im bezug auf die Temperaturführung der Versuche, zu beobachten. Die AOX-Werte liegen
bei beiden Versuchsreihen etwa bei 1000 µg/l. Beim Chlorid wird eine Konzentration um
die 1500 mg/l, bei den Sulfatkonzentrationen um etwa 50 mg/l gemessen.
Auch bei den Schwermetallen (Abbildung 21) gleichen die Ergebnise beinahe denen der
mesophilen Reaktoren. Wie bei Reaktoren 1 und 2 steigt die Kupferkonzentration der
thermophilen Versuche im Untersuchungszeitraum stetig an. Allerdings ist die Aufkonzentrierung
bei gleichem Startwert am Ende der Versuchsreihe weitaus höher als beim
mesophilen Versuch. Ähnlich verhält es sich mit den Zink-Werten.
1 nur Versuche 2 bis 4
45

Konzentration [mg/l]
4.500
4.000
3.500
3.000
2.500
2.000
1.500
1.000
500
0
Labortechnische Untersuchungen
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 18: Gesamtstickstoff-Konzentrationen im Prozesswasser der thermophilen Gärversuche
Konzentration [mg/l]
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 19: Phosphor-Konzentrationen im Prozesswasser der thermophilen Gärversuche
Nges Rohw.
Nges filtr.
PO4-P Rohw.
PO4-P filtr.
46

Pb, Cr, Cu, Ni-Konzentrationen
[mg/l]
6,0
5,5
5,0
4,5
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
Pb Rohw.
Cr Rohw.
Cu Rohw.
Ni Rohw.
Zn Rohw.
Labortechnische Untersuchungen
1 2 3 4
Versuche
Abbildung 20: Schwermetallkonzentrationen im Rohwasser der thermophilen Gärversuche
Abschließend zum Vergleich der mesophilen mit den thermophilen Reaktoren kann man
ähnliche Verlaufscharakteristika bei den Inhaltsstoffen des Prozesswassers feststellen, aber
leicht geringere Werte der CSB, BSB5, Nges und Phosphor-Konzentrationen im Abwasser
der thermophilen Reaktoren. Das CSB/BSB5-Verhältnis ist im thermophilen Prozesswasser
etwas höher und weist auf eine bessere Faulung hin. Bei den Schwermetalle kann man allerdings
eine leichte Erhöhung der Konzentrationen im Vergleich beobachten. Die deutliche
Zunahme der Kupfer-Werte nach dem Substratwechsel bei alle Reaktoren, weisen auf
eine Akkumulation von Kupfer im Prozesswasser hin, vorausgesetzt im Gesamtsubstratinput
der Vergärungsanlage befinden sich hohen Anteilen der Feinfraktion II.
Reaktor 3, der seit dem dritten Versuch durch den oben beschriebenen Defekt mit einem
erhöhten TS-Gehalt parallel weiter lief, zeigte bei den Parametern CSB, BSB5, PO4-P,
NH4-N und Nges im Vergleich mit den unter gleichen äußeren Voraussetzungen arbeitende
Reaktor 4 keine Auffälligkeiten. Ausschließlich die Schwermetallkonzentrationen wiesen
erhöhte Werte auf (detaillierte Angaben im Anhang, S.119).
6.4.4 Vergleich der ermittelten Prozeßwasserzusammensetzung
Um ein Praxisvergleich, der im Labor gewonnen Daten, zu ermöglichen, wurde die Laborergebnisse
den Abwässern aus bestehenden Anlagen oder ähnlicher Zusammensetzung
gegenübergestellt.
Aufgrund der mangelhafter Anzahl von anaeroben Restabfallvergärungsanlagen und einer
noch unzureichender Menge an Veröffentlichungen zum Thema „Abwasser-
47

Labortechnische Untersuchungen
zusammensetzung“, konnten als reine Restabfallvergärungsanlage nur die Ergebnisse der
MBA Ravensburg hinzugezogen werden. Da dort nur zwei Abwasseruntersuchungsreihen,
je eine im Sommer und eine im Winter 1996, durchgeführt. Der große Zuwachs der Abwasserparameter
(Tabelle 15) weist auf eine hohe Akkumulation durch Kreislaufführung
des Prozeßwassers hin.
Tabelle 15: Vergleich der Abwasserzusammensetzung der Gärtests (Mittelwerte) mit dem Prozeßwasser
der MBA-Ravensburg 1 , Sickerwässer aus Hausmülldeponien 2 , Abwasser von Bioabfallvergärungsanlagen
3 , dem RAbwVwV Anhang 51 4 und dem ATV-Arbeitsblatt 115 5
Parameter Dim. meso.
Gärtests
therm.
Gärtests
MBA-
Ravensburg
Bioabfallvergärungsanlage
Deponiesickerwasser
RAbwVwV
Anhang
51 6
ATV-
A 115
CSB mg/l 9.700 8.300 73.000-110.000 10.900 5.000 200 (200) -
BSB5 mg/l 1.700 1.100 45.000-69.000 2.300 1.500 20 -
AOX mg/l 1,1 1,0 41-

• Zusammensetzung des Inputmaterials
• Korngröße und Vorbehandlung des Substrats
• Stör- und Schadstoffgehalte
Labortechnische Untersuchungen
• physikalische Bedingungen der Fermentation (Temperatur, TS-Gehalt etc.)
• Verweilzeiten im Reaktor, Abbaugrade, pH-Wert
• Prozeßführung (kontinuierlich, Batch-Betrieb)
• Kreislaufführung des Prozeßwassers
Es besteht also leicht die Gefahr „Äpfel mit Birnen“ zu vergleichen. Zumindest gibt aber
eine solche Gegenüberstellung einen groben Überblick über die Größenordnung der Abwasserparameter.
Das CSB/BSB5-Verhältnis schwankt zwischen ca. 2:1 bei der MBA Ravensburg und
ca. 8:1 bei den durchgeführten thermophilen Gärversuchen. Die beste Ausfaulung weisen
hier die thermophilen Versuche auf. Das CSB/BSB5-Verhältnis der mesophilen Versuchsreihe
mit den Werten der Bioabfallvergärung nach BIDLINGMAIER/MÜSKEN ist fast identisch.
Die Ausfaulung in einer Hausmülldeponie ist nach obigen Werten besser, als in der
Vergärungsanlage in Ravensburg.
Die Stickstoff- und Phosphatwerte sind im Vergleich nur geringfügig höher. Bei den
Schwermetallen und den AOX-Konzentrationen sind wieder deutliche Unterschiede zu
erkennen. Dies liegt sicher an der trockenen Verfahrenstechnik und der Kreislaufführung
des Prozeßwassers. Dieses Verhalten war ja auch beim Reaktor 3 (höherer TS-Gehalt) der
Gärtestreihe zu beobachten.
Im Vergleich mit den Deponiesickerwasser sind die Ergebnisse des Gärtests i.d.R. höher.
Da es sich hier aber beim Deponiesickerwasser um Mittelwerte handelt und die Min- und
Maximas stark schwanken sind die Werte nur bedingt vergleichbar.
Beim Vergleich der Abwasserparameter mit den Grenzwerten des Anhangs 51 der
RAbwVwV wird deutlich, daß bei fast alle Parametern eine merkliche Überschreitung festgestellt
werden kann. Einige Schwermetallkonzentrationen, wie Pb, Cd, Hg, unterschreiten
allerdings die Werte des Anhang 51. Da es sich bei den Gärtests aber um Batch-Versuche
handelte, und eine Akkumulation durch Kreislaufführung des Prozeßwassers nicht berücksichtigt
wurde, kann beim praxisnahen kontinuierlichen Betrieb eine Aufkonzentrierung
nicht ausgeschlossen werden. Eine direkte Einleitung ist ohne anlageninterne Reinigung
des Abwassers nicht zulässig.
Auch die Indirekteinleitung in eine kommunale Abwasserbehandlungsanlage ist ohne vorherige
Behandlung auf Indirekteinleiterqualität nicht rechtmäßig. Für die gefährlichen Inhaltsstoffe
sollte auch bei der Indirekteinleitung auf die Mindestanforderung gemäß An-
49

Labortechnische Untersuchungen
hang 51 der RAbwVwV bezug genommen werden, da viele Länder, u.a. auch NRW, die
Werte als Grenzwerte in ihre Indirekteinleiterverordnung übernommen haben.
Bezüglich der „nicht gefährlichen Inhaltsstoffe“ orientieren sich viele Ortssatzungen an den
Richtwerten des ATV-A 115. Sollten kommunale Satzungen auch Grenzwerte für CSB
(z.B. 75 %-ige Reduzierung), BSB5 oder Gesamtstickstoff vorsehen, könnten umfangreiche
Reinigungsmaßnahmen erforderlich werden. Besonders zu beachten ist das Verhältnis der
Kohlen- und Stickstoffverbindungen. Kommunale Abwasserbehandlungsanlagen sind
i.d.R. nicht auf überproportionale Stickstoffanteile im Verhältnis zu den Kohlenstoffanteilen
ausgelegt, so daß es unter ungünstigen Voraussetzungen zu einer verminderten Stickstoffelimination
kommen kann, die wiederum zu Überschreitungen der Überwachungswerte
und zu höheren Abwasserabgaben führen.
6.5 Biogasproduktion und Untersuchung des Gärrestes
Neben der Abwasserzusammensetzung soll hier auch der Gärrest untersucht werden. Erlaubt
er doch mit der erzeugte Biogasmenge und -qualität die Bestimmung der oTS-
Reduktion.
6.5.1 Probenaufbereitung und Untersuchungsmethoden
Mit dem aus der Probenaufbereitung der Prozesswasseruntersuchung zurückgestellten zentrifugierte
Schlamm wurde der TS-Gehalt nach DIN 38414 Teil 2 und der Glühverlust nach
DIN 38414 Teil 3 bestimmt.
Durch die geringen Schlammengen der Gärrestproben ließen sich leider keine Selbsterhitzungsversuche
zur Bestimmung des Rottegrades durchführen. Es ist aber anzunehmen, daß
der bei Gärresten übliche Rottegrad II voll erreicht wird.
Das in den alukaschierten Gassäcken aufgefangene Biogas wurde nach folgenden Parametern
untersucht:
• Volumen in Nl
• CH4-Gehalt in %
• CO2-Gehalt in %
• O2-Gehalt in %
• H2S-Gehalt in ppm
• NH3-Gehalt in ppm
50

6.5.2 Ergebnisse und Diskussion
6.5.2.1 Anaerober Abbau
Labortechnische Untersuchungen
Der Prozeßverlauf wird über die Gasmenge und -zusammensetzung und damit durch den
oTS-Abbau kontrolliert. In Abbildung 21 ist der Verlauf des oTS-Abbaus dargestellt.
Auffallend ist der starke Abfall der Abbauleistung nach Versuch 2. Da nach dem zweiten
Versuch die Feinfraktion II als Inputsubstrat eingesetzt wurde, liegt es nahe den Grund für
dieses Verhalten im Inputmaterial zu suchen.
Den vermeindlich verminderten oTS-Abbaus könnten folgende Umstände verursacht haben:
1. Hemmung durch Stoffwechselprodukte oder von außen eingetragene Stoffe (z.B.
Schwermetalle) durch das neue Substrat.
2. Hoher Anteil an Stoffen in der Feinfraktion II, die einen hohen Input-Glühverlust erzeugen,
aber nicht biologisch abbaubar sind (z.B. Kunststoffe, Carbonate oder Hydrogencarbonate).
Abbaugrad [%]
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Reaktor 1
Reaktor 2
Reaktor 3
Reaktor 4
Reaktorde-
Versuch 1 Versuch 2 Versuch 3 Versuch 4
Abbildung 21: Verlauf des oTS-Abbaus (Gärversuche)
APT Münster (Mittelwert)
Durch die Analysenergebnisse des Prozesswassers konnte eine Hemmung durch Schwermetalle
oder AOX weitgehend ausgeschlossen werden. Um die Möglichkeit einer Hemmung
auch durch Alkali und Erdalkali-Ionen, gerade auch für Reaktor 1, ausschließen zu
51

Labortechnische Untersuchungen
können, wurden exemplarisch die Konzentrationen von Natrium- und Calcium-Ionen im
Prozesswasser der Versuche 3 und 4 bestimmt.
Tabelle 16: Calcium- und Natriumkonzentrationen im filtrierten Prozeßwasser
Ca 2+
Reaktoren Versuch 3 Versuch 4 Mittelwert Hemmung 1
1 12 7,7 9,9
[mg/l] 2 24 9,2 17 2.500 -
Na +
3 8,5 7,6 8,1 7.000
4 11 4,0 7,5
1 790 650 720
[mg/l] 2 670 680 675 5.000 -
3 600 520 560 14.000
4 610 540 575
Tabelle 16 zeigt, daß diesbezüglich eine Hemmung sicher ausgeschlossen werden kann.
Demzufolge muß der Grund in Punkt 2 zu suchen sein. Dies wird auch durch den in
Tabelle 17 dargestellten sprunghaft angestiegenen oTS-Gehalt des Inputmaterials von Versuch
2 auf Versuch 3 manifestiert. Weiter untermauert wird diese Vermutung durch den
Biogasproduktionsverlauf, dargestellt in Abbildung 22. Eine signifikante Verringerung der
Biogasproduktion während des dritten Versuchs ist einzig bei Reaktor 3 zu beobachten.
Dieser unverhältnismäßig große Verlust der Abbauleistung und Biogasproduktion von Reaktor
3 ist mit dem Reaktordefekt während des dritten Versuchs zu erklären.
Reaktor 1 nimmt hier eine Sonderstellung ein. Zwar weist er ähnliche Verlaufscharakteristika
wie die Reaktoren 2 und 4 auf, liegt aber mit seinen absoluten Werten immer unter
der Abbauleistung der anderen Reaktoren. Da auch hier keine signifikante Hemmstoffkonzentration
festgestellt werden konnte, bleibt der Zusammenhang bis zum Ende ungeklärt.
Es muß sich aber zweifelsohne um einen systematischen reaktorspezifischen Fehler handeln.
Eine nicht zu unterschätzende Fehlerquelle ist auch die Probenahme. Gerade bei so inhomogenen
Substrat wie Restmüll ist das Entnehmen einer repräsentative Probe, bei gleichzeitig
relativ kleinem Probevolumen, nicht unproblematisch.
1 Vgl. Mudrack, K.,Kunst, S. (1994)
52

6.5.2.2 Biogasproduktion
Labortechnische Untersuchungen
Tabelle 17 zeigt die Gasertrag, bezogen auf oTS nach DIN 38414 Teil 8 und bezogen auf
das Orginalsubstrat (Restmüll).
Tabelle 17: Gaserträge der Gärtests
Versuch
Reaktoren
Gasvolumen
Maische (Input) Orginalsubstrat
Masse TS-
Gehalt
oTS-
Gehalt
Gasertrag
bez. a oTS TS oTS
Gasertrag
bez. a. OS
[Nl] [g] [%] [%] [Nl/kg oTS] [%] [%] [Nm³/Mg OS]
1 1 20,9 1050 12 46 361 55 46 91
2 29,7 1050 12 46 512 55 46 130
3 31,1 1050 12 46 537 55 46 136
4 26,4 1050 12 46 455 55 46 115
2 1 35,7 1050 12 52 545 55 52 156
2 39,5 1050 12 52 603 55 52 172
3 38,2 1050 12 52 583 55 52 167
4 37,7 1050 12 52 575 55 52 165
3 1 29,2 930 20 78 201 57 78 89
2 46,8 930 20 78 323 57 78 143
3 20,4 930 20 78 141 57 78 63
4 48,4 930 20 78 334 57 78 148
4 1 20,1 1060 20 76 125 56 76 53
2 47,0 1060 20 76 292 56 76 124
3 19,6 1060 20 76 122 56 76 52
4 43,5 1060 20 76 181 56 76 115
ausgegraute Werte müssen aufgrund des Reaktordefekts v. Reaktor 3 während des dritten Versuchs verworfen werden.
Interessant für die spätere energetische Nutzung des erzeugten Biogases ist der Gasertrag
bezogen auf das Orginalsubstrat. Als Untergrenze für eine gute Gasausbeute wird i.d.R.
von 100 Nm³/Mg Abfall ausgegangen. Diese Minimalanforderung wird von den Gärtests
voll erfüllt.
53

Gasvolumen [Nl]
60
50
40
30
20
10
0
Reaktor 1
Reaktor 2
Reaktor 3
Reaktor 4
Labortechnische Untersuchungen
Versuch 1 Versuch 2 Versuch 3 Versuch 4
Abbildung 22: Produzierte Biogasvolumen im Untersuchungszeitraum
Aus Abbildung 22 sind an dem Verlauf der Gasproduktion der Reaktoren 2 und 4 im Untersuchungszeitraum
deutlich steigende Biogasmengen zu erkennen, die sich trotz Wechsel
des Inputsubstrats einem konstanten Wert annähern. Zu erklären ist das mit der steigenden
Adaption der Mikroorganismen an das Substrat.
Die vollständigen Untersuchungsergebnisse der Biogasuntersuchung befinden sich in Anhang.
Die hier ermittelten CH4- und CO2-Konzentrationen wurden auf 100 % normiert, da
sich im Biogas noch nennenswerte Anteile Luft (gemessen als O2-Gehalt) befanden, die
primär dem Eindringen von Luft beim Befüllungsvorgang zuzurechnen sind. Sie sind daher
für den anaeroben Prozeß irrelevant und aus der Gasmenge auszuschließen.
Abschließend kann man feststellen, daß hier im Bezug auf oTS-Abbau und Biogasproduktion
keine nennenswerten Unterschiede zwischen den Reaktoren mit mesophiler und denen
mit thermophiler Temperaturführung bestehen. Ein zu erwartender höherer Abbaugrad und
schlechterer Methangehalt der thermophilen Reaktoren hat sich bei diesen Gärtests nicht
bestätigt.
6.5.3 Vergleich der Ergebnisse
Da das Inputsubstrat der Gärtest mit denen der Pilotanlage in Münster gleicht, werden hier
die Ergebnisse der Versuche mit Meßwerten aus der technischen Anlage verglichen. Ferner
hat das Ingenieurbüro für Abfallwirtschaft und Entsorgung (IBA) in Hannover für den
Landkreis Diepholz (in KETELSEN/BRÖKER/BORT, 1994) ebenfalls Gärversuche mit Hausmüll
vorgenommen. Der oTS-Gehalt des Restmülls in Diepholz entspricht in etwas denen
54

Labortechnische Untersuchungen
der Stadt Münster. Wie bei den Vergleich der Prozeßwasserzusammensetzung werden auch
hier die Ergebnisse der MBA Ravensburg hinzugezogen.
Für den Vergleich wurden die Versuchsergebnisse der Reaktoren 2 und 4 herangezogen.
Die Ergebnisse des dritten Reaktors wurden aufgrund des Reaktordefekts ab Versuch 3
verworfen. Reaktor 1 ist wegen stark abweichenden Ergebnisse als Ausreißer bewertet und
nicht berücksichtigt worden.
Tabelle 18: Vergleich der Biogasproduktion und des oTS-Abbaus mit anderen Anlagen und Untersuchungen
Gärversuche
Münster 1
APT-Münster 2 Gärtests
LK Diepholz 3
MBA Ravensburg
4
oTS-Abbau [%] 69 62 63 40
spez. Biogasproduktion
bez. a. oTS [l/kg oTS]
544 493 496 340
Methan-Konzentration [%] 55 57 63 63
Wie Tabelle 18 zeigt, werden die Ergebnisse der APT-Münster in den durchgeführten Versuchen
bestätigt. Der geringfügig höhere Abbaugrad und die etwas höhere spezifische Biogasproduktion
der Gärtests sind auf die weitergehende Zerkleinerung des Abfalls und damit
einem verbesserten Aufschluß des Substrats zuzurechnen.
Die Ergebnisse der IBA-Gärtests mit Hausmüll weisen wie erwartet ähnliche Meßwerte,
wie die aus Münster auf.
Die Werte der MBA Ravensburg liegen beim oTS-Abbau etwas niedriger als bei den vorher
besprochenen Anlagen und Versuchen.
1
Bei der Bewertung des Abbaugrades und der spez. Biogasproduktion wurden nur die Werte der Versuche 1 und 2
berücksichtigt, um die Fehler des vermeindlichen Abbauleistungsverlusts durch verfälschten Glühverluste der Versuche
3 und 4 zu kompensieren (Mittelwerte).
2
Aus Hasenkamp, P. (1998)
3
Vgl. Ketelsen, K., Bröker, E., Bort, G. (1994)
4
Vgl. Sievers, U.,Nitz, W. (1997) und Fricke, K. et al. (1997a)
55

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
7 Vergleich der Restabfallkompostierung und
Restabfallvergärung
7.1 Allgemeines
Um die Restabfallkompostierung mit der Restabfallvergärung am Beispiel der Stadt Münster
vergleichen zu können, wurde als Referenzanlage für die aeroben Restabfallbehandlung
die MBV Lüneburg ausgewählt. In Lüneburg kann man schon eine mehr als einjährige
Betriebserfahrung und ausreichend praxisnahe Daten vorweisen. Da in Münster die Naßoxidation
als Nachbehandlung vorgesehen ist und den direkten Vergleich zur reinen Kompostierung
erschwert, wurde für die Gegenüberstellung eine Nachrotte anstatt der Naßoxidation
gewählt. Als Referenz für die kombinierte Vergärung/Kompostierung dient die Restabfallbehandlungsanlage
Bassum. Alle für den Vergleich herangezogenen Werte und
Annahmen basieren auf den Betriebserfahrung dieser drei Anlagen.
In den folgenden drei Unterkapiteln werden die Anlagenkonzepte detailliert beschrieben.
7.2 Anlagenkonzept der APT-Anlage in Münster (Restabfallvergärung)
Die Stadt Münster betreibt im Stadtgebiet Coerde eine Restabfalldeponie als verdichtete
Hochdeponie. Das Deponievolumen beläuft sich auf insgesamt 7,3 Mio. m³. Die Deponie
ist in drei Bauabschnitte aufgeteilt. Zur Zeit ist der zweite Bauabschnitt (1,1 Mio. m³ Verfüllvolumen)
in Betrieb, der vorgesehene dritte Bauabschnitt beinhaltet ein weiteres Verfüllvolumen
von 1,8 Mio. m³.
7.2.1 Restabfallbehandlungskonzept
Ab dem Jahr 2005 werden die verbleibenden Volumina gemäß TASi-Klasse 2 betrieben.
Da die abzulagernden Abfälle nur die nach Anhang B (TASi) bekannten niedrigen Restorganikgehalte
von 3 bzw. 5 %, gemessen als TOC bzw. Glühverlust enthalten dürfen, sollen
die Siedlungabfälle künftig, aufbauend auf den vorhandenen Verwertungs- und Behandlungseinrichtungen,
stoffstromspezifisch TASi-konform endbehandelt werden.
Organikabfälle (Grünabfälle, Bioabfälle) werden in Münster separat erfaßt. Die Sammlung
der naßorganischen Bioabfallfraktion (Küchenabfälle u.ä.) erfolgt bei wöchentlicher
Leerung über die Braune Tonne und die Sammlung der Trockenorganik (Garten- und Par-
56

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
kabfälle) über eine vierwöchentliche Sack- und Bündelsammlung, ergänzt durch die Abgabemöglichkeiten
an den zahlreichen Recyclinghöfen.
Die Verwertung erfolgt entsprechend der Materialeigenschaften und der energiebilanziell
optimalen Verfahrenstechnik, d.h. für die Trockenorganik aufgrund der hohen Strukturanteile
aerob in der Kompostierungsanlage und für die Naßorganik anaerob in der Vergärungsanlage
mit einem einstufigen thermophilen Naßfermentationsverfahren.
Infrastrukturabfälle (Straßenkehricht, Sandfangrückstände, Schlämme etc.) setzen sich
im wesentlichen aus inerten (ca. 80 %) und organischen Bestandteilenzusammen. Sie können
durch heute bereits entwickelte Reinigungsverfahren, im wesentlichen aus der Altlastensanierung
abgeleitete Bodenwaschverfahren, aufbereitet werden.
Die Abfallwirtschaftbetriebe Münster haben seit 1995 in vier Praxisversuchen mit naßmechanisch
arbeitenden Anlagen die anfallenden Infrastrukturabfälle behandelt. Die Versuchsergebnisse
haben die angestrebten Verwertungsmöglichkeiten bestätigt, d.h. es wird zu
etwa 80 % ein Mineralgemisch (Sande) erzeugt, daß entweder als Sekundärbaustoff verwertet
oder TASI-konform deponiert werden kann, der organikhaltige Sortierrest soll mit
dem APT-Verfahren nachbehandelt werden.
Den Schwerpunkt des Münsteraner Restabfallbehandlungskonzeptes soll ein neues Verfahren
zur Trennung und TASi-konformen Aufbereitung des Restabfalls bilden - das o.g.
APT-Verfahren. 1
7.2.2 Pilotanlage für die Restabfallbehandlung
Für die Planung des zukünftigen Restabfallbehandlungskonzepts für Münster auf Basis des
Ratsbeschlusses vom Juni 1994 ist ein Anlagenkonzept zur Trennung und Aufbereitung
des Restabfalls in Form eines Pilotprojekts realisiert worden.
Da kein reines MBA-Verfahren verfügbar oder bekannt war, das die heutigen Zuordnungskriterien
der TASi im Bezug auf den Restorganikgehalt im abzulagernden Restabfall erfüllt,
hat man ein Verfahren entwickelt, das sich von den herkömmlichen MBAs unterscheidet.
Hier wurde nach einer mechanische Vorbehandlung eine Kombination von anaerober und
naßoxidativer Behandlung (APT-Verfahren: aqueous phase treatment) zur Erreichung der
nach TASi notwendigen Organikreduzierung auf „kaltem Wege“ realisiert.
7.2.2.1 Mechanische Restabfallbehandlung
Im Juni 1996 wurde zunächst eine vollautomatische Sortieranlage in Betrieb genommen.
Bei der Entwicklung hat man auf eine personalunaufwendige Technik mit hoher Anlagen-
1 Vgl. Hasenkamp, P. (1997)
57

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
verfügbarkeit gesetzt. Die Vermeidung arbeitshygienisch bedenkliche Arbeitsplätze, in
Bezug auf die Luftkeimbelastung, wie sie im Bereich manueller Sortierstrecken existieren,
war Sekundärziel dieses Pilotprojekts.
Die mechanische Stufe wird etwa mit 3 Mg/h (ca. 10.000 Mg/a) Restabfällen, wie Hausmüll,
Sperrmüll, hausmüllähnliche Gewerbeabfälle, DSD-Sortierreste und Papierkorbabfälle
der Stadtreinigung beschickt
Aus der in Abbildung 23 dargestellten Restabfallzusammensetzung der Stadt Münster
konnte man nach 1½-jähriger Betriebserfahrung etwa 30 Ma.-% Wertstoffe (Metalle, Papier,
Kunststoffe, Glas, Mineralstoffe und Holz) bereits in der mechanischen Aufbereitungsstufe
aussortieren. Der verbleibende Rest (Feingutanteil) besteht aus überwiegend
organisch verunreinigten Bestandteilen und muß der weiteren Behandlung zugeführt werden.
Org. Anteile
25-38%
Mineral. Anteile
2-3%
Textilien
2-8%
Sonstiges
5-7%
Holz
1-3%
Abbildung 23: Restabfallzusammensetzung der Stadt Münster
Kunststoff
10-14%
Papier/Pappe
15-24%
Im Jahr 1994/1995 betrug das Abfallaufkommen der Stadt Münster ca. 134.000 Mg/a.
Tabelle 19 zeigt mit welchen Abfallmengen zukünftig zu rechnen ist. Die Prognose kommt
zu einer Gesamtreduktion des Restabfallaufkommens von ca. 38 %. Das entspricht einer
Jahresrestabfallmenge von ca. 83.000 Mg, auf die die zukünftige Großanlage auszulegen
ist. Geplant ist eine Anlagenkapazität der mechanischen Vorbehandlung von 80.000-
100.000 Mg/a.
Metall
3-5%
Glas
5-8%
58

Feingut
(

Tabelle 19: Prognose der zukünftigen Abfallmengen der Stadt Münster 1
Abfallerzeuger Abfallaufkommen
1994/1995
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
t/a
Prognose
Haushalte 48.454 24.733
Kleingewerbe 16.151 9.907
Gewerbe und sonstiger kommunaler
Bereich
69.168 48.611
Summe 133.773 83.251
[kg/(E∙a)
Haushalte 174 89
Kleingewerbe 58 36
Gewerbe und sonstiger kommunaler
Bereich
246 173
Summe 478 297
7.2.2.2 Biologisch-naßoxidative Restabfallbehandlung
Aus Abbildung 23 geht hervor, daß ca. 25-38 % des in Münster anfallenden Restmülls sich
aus Organik bzw. organikhaltigen Bestandteilen zusammensetzt. Dieser Anteil, bestehend
aus den Feingutfraktionen der mechanischen Vorbehandlungsstufe, soll biologischnaßoxidativ
behandelt werden.
Um technische und wirtschaftliche Grundlagen für die Errichtung der Großanlage zu sammeln,
wurde im April 1997 eine Pilotanlage installiert. Mit ihr soll das Verhalten einer
großtechnischen APT-Anlage, als Kombination des WABIO-Gärverfahrens und der Ver-
Tech-Naßoxidation abgebildet werden. Die Verfahrensweise wird nachfolgend beschrieben
und ist in Abbildung 25 dargestellt.
In dem Vergärungsteil werden die organischen Feinfraktionen der mechanischen Aufbereitungsstufe
in kleinen Bigpacks angeliefert und manuell in den Aufbereitungsbehälter
gefördert.
In einem temperierten Aufbereitungsbehälter (Volumen ca. 1 m³) wird Wasser vorgelegt
und die organische Feinfraktion hineingegeben. Die Mengen sind so abgestimmt, daß eine
Suspension mit 10-15 Ma-% Trockensubstanzgehalt entsteht.
1 Vgl. Hasenkamp., P. (1997)
60

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Nach intensiver Rührung des Behälterinhaltes wird die Rührerdrehzahl reduziert, so daß
sich eine Schwerfraktion im unteren Bereich des Behälters und eine Schwimmfraktion im
oberen Bereich des Behälters ansammeln kann. Die Leichtfraktion besteht im wesentlichen
aus Korken, Styroporpartikeln und Kunststoffschnipseln und wird ausgetragen. Die aus
Sand und Steinen bestehende Schwerstofffraktion sammelt sich im konischen unteren Teil
des Aufbereitungsbehälters und wird durch eine Doppelschieberschleuse mit Gegenspülvorrichtung
in einen Schwerstoffcontainer ausgeschleust.
Abbildung 25: Verfahrensschema der APT-Pilotanlage Münster 1
Durch den Spülvorgang werden Sand und Steine weitgehend von organischen Bestandteilen
befreit. Nach dem Austrag von Leicht- und Schwerfraktion wird die zu vergärende
Suspension in den Gärbehälter (Volumen: ca. 20 m³ ) gepumpt. Der anaerobe Abbau der
1 Vgl. Hasenkamp, P. (1998)
61

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
organische Substanzen findet im mesophilen Temperaturbereich im DBA-WABIO-
Gärbehälter statt. Es handelt sich hierbei um einen speziell konstruierten Schlaufenreaktor,
der durch im unteren Behälterteil eingedüstes, im Kreislauf geführtes Biogas durchmischt
wird. Für den vorgesehenen Abbaugrad ist eine mittlere Verweilzeit von 16-20 Tagen erforderlich.
Das im Gärbehälter produzierte Biogas wird zunächst über einen Gasverdichter zu einem
Düsenring gepumpt und zur Durchmischung des Gärbehälters genutzt. Das überschüssige
Gas wird ohne Nutzung abgeleitet.
Vom Gärbehälter wird die vergorene Suspension mit Frischwasser auf ca. 5 % TS verdünnt
und zu einer Nachsedimentation gepumpt. Hier wird der Sand und Inertanteil soweit wie
möglich abgeschieden. Die entsandete Suspension gelangt dann in den Vorlagetank der
Naßoxidation.
Die Naßoxidationsanlage ist als Rohrwickelreaktor mit einem Durchsatz von 100-220 l/h
dimensioniert. Alle anderen Anlagenteile sind auf diesen Durchsatz abgestimmt. Die Betriebszeit
der Naßoxidationsstufe wurde mit ca. acht Stunden pro Arbeitstag veranschlagt.
Der zu behandelnde Schlamm aus dem Vergärungsteil wird in einen Vorlagebehälter der
Naßoxidationseinheit eingebracht. Durch Zusatz von Wasser wird der gewünschte
CSB-Wert durch Verdünnung eingestellt. Im Vorlagebehälter kann das Schlammgemisch
mit Hilfe eines Rührwerks homogenisiert werden, darüber hinaus ist zum Schutz der Kolbenpumpe
eine weitergehende Zerkleinerung faseriger Inhaltsstoffe möglich.
Eine Hochdruckpumpe bringt die Suspension (Influent) auf einen Druck von bis zu 120 bar
und fördert den Schlamm in ein Wärmeaustauschsystem. Hierbei handelt es sich um einen
sogenannten Influent-Effluent-Wärmeaustauscher, in dem das heiße naßoxidierte Medium
im Gegenstrom den kalten unbehandelten Schlamm vorwärmt, und um einen Öl-Anfahr-Wärmeaustauscher,
in dem der Schlamm mittels eines geregelten Thermoölheizkreises
auf die gewünschte Reaktoreintrittstemperatur gebracht wird. Sauerstoff kann sowohl vor
dem Öl-Anfahr-Wärmeaustauscher als auch dahinter in die Schlammleitung eingedüst
werden. Die Bereitstellung des gasförmigen Sauerstoffs erfolgt aus zwei parallel angeordneten
und sich außerhalb der Container befindlichen 300-bar-Flaschenbündeln (je 12 Flaschen),
die vom Lieferanten beireitgestellt werden. Der gewünschte Druck wird mittels
einer Reduzierstation eingestellt. Für Inertisierungszwecke ist zusätzlich eine Stickstoffversorgung
vorgesehen. Die Durchfürung der Oxidation erfolgt in einem Rohrreaktor, der aus
Platzgründen als Rohrwendelsystem ausgeführt wird. Die Reaktionsrohrlänge beträgt 1.050
m und ist gleichmäßig auf drei Reaktoren aufgeteilt. Im Reaktionsrohr liegen ein maximaler
Betriebsdruck von 120 bar und eine maximale Betriebstemperatur von ca. 280°C vor.
Das Reaktionsrohr wird zur Einhaltung der gewünschten Reaktionstemperaturen von außen
mit Kühlwasser beaufschlagt. Die Kühlwasserführung ist sehr flexibel gestaltet. Es können
62

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
gezielt einzelne Reaktoren in unterschiedlichem Maße sowohl im Gleich- als auch im Gegenstrom
gekühlt werden.
Die aus dem Reaktor austretende Suspension wird im Influent-Effluent-Wärmeaustauscher
und nachfolgenden Effluent-Rückkühler auf ca. 40°C heruntergekühlt. Danach erfolgt die
Entspannung über eine Druckreduzierung in einen Gasabscheider.
Der Sauerstoffgehalt des entweichenden Gases wird kontinuierlich analysiert und dient als
Stellgröße für die Sauerstoffdosierung. Hierdurch kann sichergestellt werden, daß beim
Naßoxidationsvorgang stets genügend Sauerstoff zur Umsetzung der organischen Schlamminhaltsstoffe
zur Verfügung steht.
Die entgaste Suspension gelangt in einen Effluentsammeltank, aus dem mit Hilfe einer
Pumpe eine Filterpresse batchweise beschickt wird, so daß analog zum großtechnischen
VerTech-Prozeß eine Trennung der Suspension in Filtrat und mineralisierten Feststoff
möglich ist. Die Produkte werden in einem Filtratsammelbehälter bzw. Container bis zu
deren Entsorgung zwischengelagert.
Aus den im Schlamm enthaltenen Schwefelverbindungen können sich Feststoffe bilden,
die sich partiell an der Innenwand des Reaktionsrohres niederschlagen können (sog. Scaling).
Zur Spülung der für Ablagerungen anfälligen Anlagenteile sind zwei zusätzliche Behälter
für unverbrauchte bzw. verbrauchte Salpetersäurelösung (15 %ig) vorgesehen. Die
Häufigkeit der Spülung liegt rechnerisch bei einer Spülung in zwei Betriebswochen.
Zum Anfahren der Anlage wird der Suspensionsdurchsatz auf ca. 100 l/h gedrosselt. Nach
rund einer Stunde erreicht das oxidierte heiße Medium den Influent-Effluent-
Wärmeaustauscher, so daß dann Wärme in den kalten Eingangsstrom eingekoppelt wird
und der Durchsatz sukzessive gesteigert werden kann. Die Aufheizung des Wärmeträgeröls
im Thermostaten erfolgt elektrisch. 1
7.3 Anlagenkonzept der MBV Lüneburg (Restabfallkompostierung)
Die Gesellschaft für Abfallwirtschaft Lüneburg mbH (GfA) betreibt für den Landkreis und
die Stadt Lüneburg eine Deponie für ca. 150.000 Einwohner. Bis Ende 1995 wurden die
angelieferten Restabfälle, etwa 70.000 Mg/a, ohne Vorbehandlung auf der Deponie abgelagert.
Um die Ziele der TASi auch auf der Deponie Lüneberg umzusetzen, wurde im Januar 1996
eine neu errichtete mechanisch-biologische Vorbehandlungsanlage (MBV) in Betrieb ge-
1 Vgl. Hasenkamp, P. (1998)
63

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
nommen. Sie besteht aus einer mechanischen Vorbehandlung und einer aeroben biologischen
Stufe.
Die MBV-Anlage verfügt über eine Genehmigung nach BImSchG, die ohne zeitliche Befristung
ausgesprochen worden ist.
Für die Zentraldeponie liegt eine Genehmigung vor, die bis zum Jahr 2020 die Ablagerung
von Abfällen erlaubt, die nicht den Zuordnungswerten der TASi entsprechen, sofern sie die
MBV Anlage in der beschriebenen Weise durchlaufen haben. Diese Genehmigung setzt die
Anwendung der Parameter Glühverlust (in der Originalsubstanz) und TOC (in Originalsubstanz
und Eluat) für diesen Zeitraum aus. Allerdings können ergänzende Zuordnungswerte
für die Deponierung MBV-behandelter Abfälle angeordnet werden. Diese Genehmigung
stützt sich auf Ziffer 1.2 der TASi.
7.3.1 Restabfallbehandlungskonzept
Hauptziel des in Lüneburg eigesetzten MBV-Verfahrens ist die umweltverträgliche Vorbehandlung
der angelieferten Restabfallmengen und eine nahezu nachsorgefreie und emissionsarme
Deponierung zu erreichen.
Die Abfälle sollen so behandelt werden, daß
• sie mit deutlich höherer Einbaudichte deponiert werden können, um damit
1. den Verbrauch an Deponievolumen zu reduzieren und
2. die Stabilität des Deponiekörpers zu erhöhen (Setzungen minimieren)
• die biochemische Aktivität im Deponiekörper auf ein Minimum reduziert wird, um so
1. die organischen Sickerwasserbelastungen und
2. die Deponiegasbildung spürbar zu verringern.
Emissionen, die während der Behandlung entstehen, werden durch die gekapselte Bauweise
sicher erfaßt. Ein weiters Ziel der Verfahrenstechnik ist neben der Ausschleusung von
Metallen und Störstoffen die Separierung einer heizwertreichen Fraktion zur thermischen/energetischen
Behandlung/Verwertung, da die biologische Behandlung dieser Fraktion
nicht sinnvoll ist.
7.3.2 Mechanisch-biologische Restabfallvorbehandlung
Die mechanische Aufbereitung findet in der ersten der beiden Hallen statt, die als freitragende
Stahlhalle ausgeführt ist und eine Fläche von 2.600 m² und eine Höhe von 11,5 m
aufweist.
Die Rottehalle besteht aus einer Spann-/Stahlbetongkonstruktion. Dach und Wände sind
wärmegedämmt ausgeführt. Die Halle ist ca. 174 m lang und etwa 36 m breit, bei einer
Firsthöhe von 9 m.
64

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Eine grobe Übersicht über die Bauteile der Anlage zueinander gibt Abbildung 26. Eine
detaillierteres Verfahrensfließbild ist in Abbildung 27 dargestellt.
Austrag
Rotteendprodukt
zur Deponie
Luftwäscher
gereinigte Abluft
Biofilter
Halle
Biologische Aufbereitung
Austrag
Grobmüll
(vorzerkleinert)
Übergabe:
Hallenabluft
Übergabe: Müll
homogenisiert
u. befeuchtet
Abbildung 26: Schematischer Grundriß der MBV-Anlage Lüneburg 1
7.3.2.1 Mechanische Aufbereitung
Halle
mechanische
Aufbereitung
Austrag
Pressballen und
Wertstoffe
Anlieferung
Haus- und
Geschäftsmüll
Anlieferung
Grob- und
Sperrmüll
Nach der Entladung im Flachbunker werden der Abfall kontrolliert und einer weitgehend
maschinelle Schad- und Störstoffauslese unterzogen. Der Flachbunker besteht aus zwei
getrennten Entladebereichen, einen für Haus- und Feinmüll und für Grob- und Sperrmüll.
Zur Entnahme von größeren Metall-, Wert- und Störstoffen und zur Beschickung des Vorzerkleinerung
ist ein Hydraulikbagger im Einsatz. Sperrige Abfälle werden im Brecher auf
100 mm zerkleinert und im Muldenband zur Siebtrommel gefördert. Der kleinstückigere
Hausmüll gelangt direkt über Förderbänder zur Siebanlage.
Der Siebfraktion kleiner 100 mm wird direkt zur Mischtrommel gefördert. Größere Stücke
werden in einer Schneckenmühle nachzerkleinert und nach eine Fe-Abscheidung wieder
der Siebtrommel zugeführt. Auf diesem Weg wird auch eine heizwertreiche Fraktion ausgeschleust
und mit einer Presse zu Ballen verpresst. Die Ballen werden für die thermischen
Behandlung bzw. energetischen Verwertung bereitgestellt.
In der Mischtrommel werden die zerkleinerten Abfälle homogenisiert und mit Betriebswasser
versetzt. Von dort aus wird das so aufbereitete Material mit der Hallenabluft der
Rottehalle übergeben. In der mechanischen Vorbehandlungshalle wird die Luft ca. 2mal
pro Stunde ausgetauscht. So ist selbst bei geöffneten Hallentoren keine Geruchsbelästigung
außerhalb der Halle festzustellen.
1 Vgl. Tegtmeyer, E. (1998)
65

In der Rottehalle besteht ein Personalstamm von 5 Personen.
7.3.2.2 Biologische Behandlung
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Nach der mechanischen Aufbereitung folgt die biologische Behandlung der Abfälle. In der
Rottehalle setzt eine Förderbandanlage mit längs- und querverschiebbaren Bändern die
erste Tafelmiete auf. Sie ist 32 m breit, 13 m lang und 2,5 m hoch. Es werden 16 Mieten
aufgesetzt, wobei die letzte zum Austrag des Rottegutes bestimmt ist. Das Aufsetzen der
Miete dauert etwa eine Woche. Über Luftkanäle im Boden (Lochschlitzplatten über Belüftungskeller)
wird das Rottegut über sieben einzel regelbare Gebläse belüftet. Es kann zwischen
Saug- und Druckbelüftung variiert werden.
Einmal pro Woche wird das Rottematerial vom Umsetzer aufgenommen, aufgelockert,
durchmischt und befeuchtet. Nach einer 16-wöchigen aeroben Behandlung hat das Material
die Halle durchlaufen. Der Rotteverlust beträgt etwa 45 Vol.-%. Der Rotterest wird noch in
der Halle in Container verladen und für die Ablagerung auf der Deponie bereitgestellt.
Alle Vorgänge in der Deponie laufen automatisch ab. Die Halle braucht nicht betreten zu
werden.
Die Hallenabluft wird durch einen Luftwäschen und einen Biofilter gereinigt. Darüber hinaus
kann der Betrieb der Anlage abwasserfrei gefahren werden, da die Nutzung des Betriebswasser
für die Befeuchtung des Rottegutes möglich ist.
Für die 16-wöchige Rotte wird ein spezifischer Luftbedarf von 7.000-11.000 m³/Mg benötigt.
66

Wasser
Nährstoffe
Abluft aus
mech. Stufe
Klärschlamm
(Option)
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Anlieferung, Kontrolle, Zuweisung
Haus- und Geschäftsmüll
Gewerbeabfall, Sperrmüll,
Sortierreste
Dosierstation Flachbunker I Flachbunker II
Abluftbehandlung I
Biowäscher
Biofilter
Abluftbehandlung II
(Option)
Vergärung
(Option)
Umluft
Abluft
Kontrolle
Sichtung
Vorzerkleinerung
Fe-Abscheider
Siebung
Fe-Abscheider
Homogenisierung
Rottehalle
Tafelmiete
Systemumsetzer
16 Wochen Rottezeit
Saug-/Druckbelüftung
Mechanische Nachbehandlung (Option)
Verladung
40mm
67

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
7.4 Anlagenkonzept der Restabfallbehandlungsanlage (RABA) Bassum/LK
Diepholz (Restabfallvergärung und -kompostierung)
7.4.1 Restabfallbehandlungskonzept
Aus dem selbst gesetzten Anspruch des Landkreise Diepholz, die jeweilige Behandlungsart
von der Art der Zusammensetzung der Abfallströme abhängig zu machen, war der Grundgedanke
zur Errichtung der RABA Bassum.
Die RABA soll nach den Grundsätzen des Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetzes gleichzeitig
ein Verfahren zur Beseitigung als auch Teil eines Verwertungsverfahrens sein, so
daß auch Abfälle zur Verwertung verarbeitet werden können. In Kombination von stofflicher
und energetischer Verwertung (Vergärung/BHKW/FE-Metallabscheidung und Ausschleusung
der heizwertreichen Fraktion) wird dieses Ziel erreicht.
Mit Hinblick auf die veränderten gesetzlichen Rahmenbedingungen und zur Wahrung der
Wettbewerbsfähigkeit ist die Anlagenkonzeption so gewählt, daß auch nur Teile der Anlage
durchfahren werden können, und so - je nach Art und Zusammensetzung der Abfälle,
spezifische Behandlungs- und Verwertungspreise kalkuliert werden können. So werden
bestimmte Chargen z.B. nur mechanisch (Zerkleinerung und Verpressung) oder nur biologisch
(Vergärung) behandelt.
7.4.2 Mechanische Vorbehandlung
Die Restabfälle werden getrennt nach Herkunft in zwei Flachbunker angeliefert:
• Flachbunker I: Gewerbeabfalllinie
• Flachbunker II: Hausmüllinie
Im Flachbunker I werden die Gewerbeabfälle durch einen Radlader in die beiden Zerkleinerer
(Doppstadt - Mammut bzw. Bühler - Trimalin) gegeben. Die Abfälle gelangen anschließend
in ein Trommelsieb. Hier erfolgt eine Aufteilung in Teilfraktionen 0-80 mm
und > 80 mm.
Die < 80 mm-Fraktion wird der Rotte zugeführt. Vor der Zuführung zur Rotte erfolgt weiterhin
die Vermischung des Rotteinputs mit dem Gärrückstand, mit Brauchwasser und bedarfsweise
mit Klärschlamm, falls dieser zur Verwertung ansteht.
Die > 80 mm-Fraktion wird direkt einer Presscontainerstation zur nachfolgenden energetischen
Verwertung zugeführt (Heizwertreiche Fraktion I). Sehr grobe Abfälle wie Matratzen,
Sprungfederrahmen, Reifen etc. sollen bedarfsweise und soweit technisch möglich und
sinnvoll ebenfalls vorzerkleinert und in die zuvor genannten Sieblinien aufgeteilt werden.
Ist dies nicht möglich, so werden sie direkt einer thermischen Behandlung oder einer energetischen
Verwertung zugeführt.
68

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die derzeitige Auslegung bzw. bauliche Realisierung ermöglicht eine Durchsatzleistung
von ca. 28.000 Mg/a im Ein-Schicht-Betrieb.
Im Flachbunker II wird der Hausmüll per Radlader über ein Unterflurband in die nachfolgenden
Siebung verbracht. Es erfolgt eine Aufteilung in die Teilfraktionen 0-40 mm,
40-80 mm und >80 mm.
Die 0-40 mm-Fraktion gelangt zur anaeroben biologischen Behandlung (Vergärung). Die
40-80 mm Fraktion wird der Misch- und Homogenisiertrommel bzw. der nachgeschalteten
Rotte zugeführt.
Der Materialstrom >80 mm gelangt in den Nachzerkleinerer und kann bedarfsweise anschließend
erneut auf die o.g. Sieblinien aufgeteilt werden. Alternativ kann auch der
Siebüberlauf direkt ausgetragen und über die Presscontainerstation zur energetischen Verwertung
ausgeschleust werden.
Sollte die

7.4.3.2 Rotte
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Das Rotteinputmaterial der Homogensierungstrommel wird mittels statisch-dynamischen
Wandermietensystem (Fa. Bühler, „Wendelin“) in einem Zeitraum von 8 Wochen aerob
behandelt. Die Belüftung kann wahlweise als Druck- oder Saugbelüftung erfolgen. Das
Rottegut wird vollautomatisch zu einer Tafelmiete aufgesetzt, wöchentlich umgesetzt und
ausgetragen.
Die Abluft wird in einem Biofilter desodoriert und über einen 18 m hohe Kamin freigesetzt.
Der Abluftvolumenstrom beträgt maximal 100.000 m³/h. Die Rotte selbst ist für einen
Durchsatz von 40.000 Mg/a ausgelegt.
7.4.4 Rotteproduktabsiebung und Verladung
Nach dem Austrag aus der Rotte wird das Endprodukt durch Siebung in zwei Fraktionen
geteilt:
1.

Wasser
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Input
mechanische
Vorbehandlung
Rotte Biofilter
deponiefähiger
Restabfallkompost
Abbildung 28: Vereinfachte Vergleichskompostierungsanlage
Bei der Vergärungsanlage wurde, wie weiter oben bereits erwähnt, nach der Vergärungstufe
eine Mietenrotte als Nachbehandlung des Gärrestes verwand.
Die hier verglichene Anaerobanlage wurde als kombinierten Vergärungs-/Kompostierungsanlage
ausgeführt. Ein geeigneter Teilstrom, der für eine Anaerobbehandlung ungeeignet
ist (Grobfraktion), wird an der Vergärung vorbei, direkt in die Rotte verbracht. Dieser dient
dem Gärrest, aufgrund seiner Korngröße, gleichzeitig als Strukturmaterial. Das Überschußwasser
kann zur Befeuchtung der Mieten verwand werden. In diesem Beispiel sollen
30 % des nach der mechanischen Vorbehandlung bereitgestellten Materials in die Vergärung,
die verbleibenden 70 % direkt in die Rotte gefördert werden (angelehnt an die RABA
Bassum). Ein Blockschaltbild der Vergleichsanlage zeigt Abbildung 29. Das Schaltbild der
Vergärungsstufe ist in Abbildung 30 dargestellt. Zur Gasnutzung wurde die Kraft-
Wärmekopplung (Blockheizkraftwerk) ausgewählt.
Wasser
70%
Input
mechanische
Vorbehandlung
Gärrest
Rotte
deponiefähiger
Restabfallkompost
30%
Vergärung
Abbildung 29: Vereinfachte Vergleichsvergärungsanlage (Kombilösung)
Biogas
Überschußwasser
Bei diesem Vergleich wird eine gleichartige mechanische Vorbehandlung bei beiden Verfahren
angenommen und deshalb nicht berücksichtigt.
Als Anlagengröße ist für beide Vergleichsanlagen ein Durchsatz von ca. 20.000 Mg/a festgelegt
worden. Diese Rahmenbedingung ist für die Energie- und Kostenbilanz von beson-
Abluft
BHKW/
Fackel
Biofilter
71

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
derer Bedeutung. Als Inputsubstrat wurde für beide Anlagen der ein Restmüll münsteraner
zusammensetzung angenommen.
7.5.1 Massenbilanzen
7.5.1.1 Vergärungsanlage
Abbildung 30: Bilanzierung der Vergärungsanlage
Die für die Bilanzierung herangezogene fiktive Vergleichsvergärungsanlage (Abbildung
30) entspricht bis einschließlich dem Gärbehälter, exakt der real existierenden APT-Anlage
in Münster. Die zugrunde gelegten Werte entsprechen ebenfalls denen der Münsteraner
Anlage. Es wurden folgende Annahmen, abweichend zur realen Anlage, getroffen:
• Entwässerung des Gärrestes auf 50 % TS-Gehalt (für Nachrotte)
• Kreislaufführung des abgepressten Prozeßwassers
Die in Tabelle 20 dargestellten Angaben sind aus Untersuchungen der APT-Anlage bekannt.
72

Tabelle 20: Startparameter für die Bilanzierung der Vergärungsanlage
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Orginalsubstrat (Restmüll) Massenstrom mOS 1 Mg/h*
Wassergehalt wOS 44 %
oTS-Gehalt oTSOS 51 %
Leichtstoffe Massenstrom mL 2,5 % von mOS
Wassergehalt wL 72 %
oTS-Gehalt oTSL 76 %
Schwerstoffe Massenstrom mS 22 % % von mOS
Wassergehalt wS 13 %
oTS-Gehalt oTSS 4,5 %
Maische Wassergehalt wM 88 %
Reaktor oTS-Abbaugrad η 62 %
* für Bilanzierung festgelegt
Um für die nachfolgende Berechnung die Ströme, der Leicht- und Schwerstoffe, einfacher
handhaben zu können wurden sie im Störstoffstrom zusammengefaßt. Aus folgenden Formeln:
m� = m� + m�
(1)
Stör L S
m
w w w
m
m
� L �
Stör = L ⋅ + S ⋅
� m�
Stör
S
Stör
m�
m�
L
oTSStör = oTS L ⋅ + oTSS
⋅
m�
m�
errechnet sich:
m�
Stör = 0, 245Mg
h
wStör
= 19%
oTS = 7%
Stör
Stör
S
Stör
Zur Bestimmung des Kreislaufwassers wird im Bilanzraum I folgende Wasser- und Massenbilanz
erstellt:
m� ⋅ w + m� = m� ⋅ w + m� ⋅ w
(3)
OS OS Kr Stör Stör M M
m� = m� + m� − m�
(4)
M OS Kr Stör
mit (4) in (3) ergibt sich nach Umstellung nach �m Kr :
m�
Kr
m� Stör ⋅( wStör − wM) + m� OS ⋅( wM−wOS )
=
1−
w
�m Kr = 2,26 Mg/h
M
(2)
(3)
(5)
73

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die Gasmenge ergibt sich aus:
�mg = oTSM
⋅η (6)
und oTSM aus:
oTS = oTS − oTS = m� ⋅TS ⋅oTS −m� ⋅TS ⋅oTS
(7)
M OS Stör OS OS OS Stör Stör Stör
oTS M = 0,27 Mg/h
und (7) eingesetzt in (6) ergibt die Gasmenge:
�m g = 0,17 Mg/h
Zur Bestimmung der Gärrestmassenstroms kann man im Bilanzraum II folgende Beziehung
bilden:
m� = m� − m�
(8)
Gr M g
Im Bilanzraum I gilt:
m� = m� + m� − m�
(9)
M OS Kr Stör
�m M = 3,01 Mg/h
und mit (9) in (8) erhält man:
�m Gr = 2,84 Mg/h
Der oTS-Masse und damit der oTS-Gehalt des Gärrests bestimmt sich im Bilanzraum II
durch:
oTS = oTS − m�
= 0, 27 − 0, 17 = 0,10 Mg/h (10)
Gr M g
m� Gr ⋅TSGr ⋅ oTSGr
= 01 ,
oTSGr
=
m� 01 ,
⋅ TS
= 0, 50 = 50%
Gr Gr
Damit ist dann auch der oTS-Gehalt des „Rohkomposts“ (oTSRk) bestimmt.
(11)
74

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die Berechnung des Rohkompostmassenstroms nach der Entwässerung auf 50 % TS ist
durch folgende Bilanzen (Bilanzraum III) bestimmbar:
m� ⋅ w = m� ⋅ w + m�
(12)
Gr Gr Rk Rk E
m� = m� − m�
(13)
E Gr RK
und im Bilanzraum II bestimmt folgende Gleichung den Wassergehalt des Gärrestes:
m� ⋅ w = m� ⋅ w + m� ⋅ w
(14)
M M g g Gr Gr
mit wg → 0 und nach Umstellung auf wGr ergibt sich:
w
Gr
m� ⋅ w
=
m�
M M
Gr
=
093 , = 93 % (15)
Mit (15) und (13) in (12) und Umstellung auf �m Rk folgt:
w
m� Rk = m�Gr⋅
w
Gr
Rk
�m Rk = 0,40 Mg/h
− 1
− 1
Als letzter Outputmassenstrom ist das Überschußwasser zu bestimmen. Im Bilanzraum IV
gilt:
m� E = m� + m�
ÜW Kr
(17)
m� = m� −m� −m�
ÜW Gr Rk Kr
�m ÜW = 0,18 Mg/h
Bei einer mittleren Methankonzentration von 57 % (mittlere Methankonzentration der Pilotanlage
in Münster) errechnet sich die Dichte aus:
i
CH
CO
ρg ci ρi
ci CH
CO
M M M
4
2
= ∑ ⋅ = ∑ ⋅ = c ⋅ + c ⋅
(18)
4
2
V V V
ρ g = 1,25 kg/Nm³
M
M
und damit aus der Gasmasse mit 0,17 Mg pro Stunde und Mg Restmüll ein Normvolumen
von 136 Nm³.
Aus obigen Berechnungen resultiert folgende Bilanz (Tabelle 21):
M
(16)
75

Tabelle 21: Massenbilanz der Vergärungsstufe
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Input Output
Masse
[Mg/h]
Anteil
[%]
Massenbilanz
Masse
[Mg/h]
Orginalsubstrat (Restmüll) 1,00 100 Schwerstoffe 0,22 22
Bilanz der Trockenmasse
Anteil
[%]
Leichtstoffe 0,03 3
Biogas 0,17 17
„Rohkompost“
(entwässerter Gärrest)
0,40 40
Überschußwasser 0,18 18
Orginalsubstrat (Restmüll) 0,56 100 Schwerstoffe 0,19 34
Bilanz der oTS-Masse
Leichtstoffe

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Aus diesem Grund wurden folgende Werte für die Rotte festgelegt:
• Der Luftbedarf soll 10.000 m³/Mg betragen.
• Das Strukturmaterial wird aus dem Outputstrom der mechanischen Vorbehandlungsstufe,
der nicht zur Vergärung geführt wird, gedeckt.
• Als Rotteverlust der Mietenrotte werden 30 Ma.-% vom Rotteinput angenommen. Der
Rotteverlust soll aus 16% abgebautem oTS und 84% Wasser 1 bestehen.
Um den Wasserbedarf der Rotte zu ermitteln, der durch die Belüftung ausgetragen wird,
geht man von einer Umgebungstemperatur von 15°C und einer Luftfeuchtigkeit der Zuluft
von 50 % aus. Beim Belüften soll die Wasseraufnahme der Luft 100 % betragen. Die maximale
Wasseraufnahme der Luft beträgt bei 15°C ca. 13g/m³. Bei einem Luftbedarf von
10.000 m³/Mg und einer Luftfeuchtigkeit von 50 % errechnet sich ein Wasserbedarf von
65 kg/Mg Abfall, der durch die Belüftung ausgetragen wird.
Für die Befeuchtung der Grobfraktion auf einen Wassergehalt von 50 % wird nach:
m = m
w RS
50% − wRS
100% − 50%
mit: mw: zur Einstellung auf 50 % Wassergehalt zuzuführende Wassermenge
mRS: Masse des Rohsubstrats (Restmüll)
wRS: Wassergehalt des Rohsubstrats
berechnet. Für 1 Mg Restmüll mit 44 % Wassergehalt errechnet sich 120 kg Wasser pro
Mg Restmüll. Da aus der mechanischen Vorbehandlung in der Vergleichsanlage bei 1 Mg
Input nur 0,7 Mg der Grobfraktion in die Rotte verbracht werden, reduziert sich der Wasserbedarf
auf 84 kg. Der aus der Fermentation stammende Gärrest hat nach der Entwässerung
bereits einen Wassergehalt von 50 % und braucht daher nicht befeuchtet zu werden.
18 % des Vergärungsinputs (hier: 54 kg) fällt als Überschußwasser an und kann zu Befeuchtung
der Grobfraktion verwand werden. So reduziert sich der Wasserbedarf weiter auf
ca. 30 kg. Das durch die Belüftung ausgetragene Wasser aus dem Rottematerial beläuft
sich auf 59 kg. So beläuft sich der zusätzliche Wasserbedarf der Rotte auf 89 kg.
Abbildung 31 stellt die Massenbilanz bezogen auf 1 Mg Input grafisch dar.
Die hier vorgestellte Massenbilanz kann nicht uneingeschränkt verallgemeinert werden und
gilt nur für die hier festgelegten Bedingungen. Die getroffenen Rahmenbedingungen sind
vereinfacht und können bei Betriebsanlagen stark variieren.
1 Vgl. Bidlingmaier, W.,Müsken,J. (1995)
(19)
77

Restmüllinput nach mech. Vorbehandlung
1.000 kg
Grobfraktion
700 kg
Wasserbedarf:
89 kg
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Rotte
Gärrest
120 kg
zu deponierendes
Endprodukt
673 kg
Feinfraktion
300 kg
Abbildung 31: Massenbilanz der Vergleichsvergärungsanlage
7.5.1.2 Kompostierung
Vergärung
Rotteverlust (30%): 289 kg
- 16% oTS: 46 kg
- 84% Wasser: 243 kg
Schwerstoffe: 66 kg
Leichtstoffe 9 kg
Biogas: 51 kg
Überschußwasser
54 kg
Für die In- und Outputströme der Restabfallkompostierungsanlage, angelehnt an die
MBV Lüneburg, gelten folgende Rahmenbedingungen:
• Luftbedarf der Rotteanlage soll ebenfalls bei 10.000 m³/Mg liegen
• Rotteverlust von 45 Ma.-% vom Rotteinput (Rotteverlustzusammensetzung wie bei
Nachrotte der Vergärung)
Für den Wasserbedarf gelten dieselben Rahmenbedingungen, wie bei der Betrachtung der
Vergärungsanlage.
78

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Daraus ergeben sich für 1 Mg Restmüllinput folgende Outputströme:
• Wasserbedarf: - 120 kg (f. Befeuchtung der Rohsubstrats auf
w=50 %)
- 73 kg (durch Belüftungsaustrag)
• Rotteverlust: 537 kg (86 kg oTS; 451 kg Wasser)
• deponierbarer Restabfallkompost: 656 kg
Die bei der Restabfallkompostierung ermittelten In- und Outputströme für 1 Mg Restabfallinput
sind in Abbildung 32 in einer Übersicht dargestellt.
Wasserbedarf:
193 kg
Restmüllinput nach mech. Vorbehandlung
1.000 kg
Rotte
zu deponierendes
Endprodukt
656 kg
Abbildung 32: Massenbilanz der Vergleichskompostierungsanlage
Rotteverlust (45%): 537 kg
- 16% oTS: 86 kg
- 84% Wasser: 451kg
Für die Bewertung dieser Massenbilanz gilt analog das zur Vergärung gesagte.
7.5.2 Energiebilanz
7.5.2.1 Energiebilanz der Vergärungsanlage
Während bei der aeroben Behandlung in erster Linie CO2 produziert wird, entsteht bei der
Vergärung Biogas. Diese besteht i.d.R. aus 60 Vol.-% CH4 und 40 Vol.-% CO2. Die Gasmenge
ist stark abhängig vom Inputmaterial und dem damit erreichten Abbaugrad. Zweibzw.
mehrstufige Vergärungsverfahren erreichen oft einen höheren Abbaugrad der organischen
Substanz als einstufige Anlagen. Es sind in der Praxis oTS-Abbaugrade von 40-80 %
erreicht worden. Da, wie oben erwähnt, der oTS-Abbau mit dem Gasertrag korreliert, hat
der Abbau für den Energiegewinn der Anlage eine große Bedeutung.
79

Biogas kann auf verschiedene Weise genutzt werden:
• Einspeisung in das Erdgasnetz
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
• Nutzung in einem Blockheizkraftwerk (BHKW) durch Wärme-Kraft-Kopplung
• Thermische Nutzung im Kessel
• Verstromung in einer Gasturbine mit angekoppeltem Generator
• Nutzung als Kraftfahrzeugtreibstoff
In allen Fällen ist aber oft eine Reinigung des Biogases zu empfehlen, da es Verunreinigungen
enthält, wie
• Schwefelwasserstoff (H2S),
• Kohlendioxid (CO2)
• Wasserdampf und
• sonstige Schmutzteilchen
Im Exkurs: Biogasreinigung und Biogasspeicherung werden die verschiedenen Verfahren
der Biogasreinigung und Biogasspeicherung ausführlich beschrieben.
Bei der Nutzung des Biogases müssen die geltenden Anforderungen beziehungsweise technischen
Richtwerte für die Gasqualität eingehalten werden.
Für die Einspeisung ins Erdgasnetz gelten die Vorschriften des DVGW-Arbeitsblattes
G 260.
Kaum Probleme gibt es für die Nutzung als Treibstoff, wie Versuche mit Traktoren in der
Landwirtschaft und mit Kompaktoren auf Mülldeponien gezeigt haben. Aufgrund der niedrigen
Preise für fossile Brennstoffe ist diese Art der Nutzung aber derzeit unwirtschaftlich.
Bei günstiger Anbindung an ein Großkraftwerk, läßt sich Biogas in die dort installierten
Kessel zur Fernwärmegewinnung einspeisen, oder es kann in Feuerungsanlagen zur Wärmeerzeugung
genutzt werden, was wegen der dabei erzielbaren hohen Wirkungsgrade von
bis über 80 % im allgemeinen eine sehr wirtschaftliche Nutzungsform darstellt.
Strom kann auf zwei Arten erzeugt werden:
• Kopplung von Verbrennungsmotoren und Generator (Kraft-Wärmekopplung). Bei Verbrennungsmotoren,
wie sie in Klärwerken und auf Deponien im Einsatz sind, handelt es
sich um Aggregate aus größeren Serienproduktionen, die auf die besonderen technischen
Belange der Biogasnutzung ausgelegt werden, z.B. LKW-Motoren, die auf das
Gas-Otto-Prinzip umrüstbar sind und zur Leistungssteigerung mit Abgasturboladern
ausgerüstet werden. Mittels Generator wird dann die vom Verbrennungsmotor gelieferte
mechanische Energie in elektrische Energie umgewandelt. Dabei kann zusätzlich auch
noch die thermische Energie aus der Motor- und der Abgaswärme genutzt werden
80

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
(Strom-Wärme- oder Wärme-Kraft-Kopplung). Bei ungleichmäßiger Gaszusammensetzung
müssen Vergaser und Zündung jedoch ständig neu angepaßt werden.
• Gasturbinen können nur bei sehr großen Biogasmengen rentabel laufen, da ihr Wirkungsgrad
sehr klein ist. Als untere Einsatzgrenze für die Gasturbinentechnik ist etwa
eine mechanische Leistung von 1 MW anzusetzen.
Eine Kosten-Nutzen-Rechnung muß letztendlich abklären, welche der genannten Gasnutzungen
am vorteilhaftesten am gegebenen Standort ist.
Soll die Abwärme einer Biogasnutzung, z.B. bei Kraft-Wärmekopplung, genutzt werden,
ist sicherzustellen, daß einen Verbraucher zu haben der einen ganzjährigen Wärmebedarf
hat.
Für die Vergleichsvergärungsanlage mit Nachrotte und Wärme-Kraftkopplung werden für
die Energiebilanz folgende Rahmenbedingungen festgelegt 1 :
• Energieinhalt des Biogases: 6 kWh/Nm³ (bei CH4-Gehalt von 60%)
• Elektrischer Wirkungsgrad: 33 %
• Thermischer Wirkungsgrad: 58 %
• Verlust: 9%
• Energieverbrauch der Vergärungsanlage
- elektrisch: 48 kWh/Mg
- Wärme: 48 kWh/Mg
• Energieverbrauch der Nachrotte:
ca. 70 % des Energieverbrauchs einer Kompostierungsanlage mit gleichem Durchsatz
(hier ca. 14 kWh/Mg)
Aus oben genannten Festlegungen und der Biogasproduktion von 136 Nm³/Mg Restmüll
kann man folgende Energiebilanz aufstellen:
Tabelle 23: Energiebilanz der Vergleichsvergärungsanlage mit Kraft-Wärmekopplung
Biogasertrag 136 Nm³/Mg Restmüll
Energieinhalt 6 kWh/Nm³ Biogas
Energiegewinn [kWh/Mg]
gesamt thermisch 816
elektrisch (33%) 269
Wärme (58%) 473
Verlust (9%) 74
1 Vgl. Kern, M.,Wiemer, K. (1997) und Bidlingmaier, W,Müsken.J (1995)
81

(Fortsetzung von Tabelle 23)
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Bilanz [kWh/Mg]
Elektrizität Wärme
Energiegewinn 269 473
Verbrauch Vergärungsstufe 48 48
Verbrauch Nachrottestufe 14 -
Überschuß (ohne Nachrotte) 221 425
Überschuß (mit Nachrotte) 207 425
7.5.2.2 Energiebilanz der Kompostierungsanlage
Der Energiebedarf von Kompostierungsanlagen ist v.a. abhängig
• vom Mechanisierungsgrad,
• von der Lüftungsleistung und
• vom Anlagendurchsatz.
Im Gegensatz zu den Gärverfahren kann aus dem Kompostierungsprozeß keine Primärsondern
nur Wärmeenergie zurückgewonnen werden. Dies geschieht in Ansätzen z.B. über
Wärmetauscher in Abluftströmen, deren Energieabgabe zur Vorwärmung von Zuluftströmen
oder zur Warmwasserbereitung bzw. Raumheizung verwendet werden kann.
Aus diesem Grund ist auch der Energieverbrauch aller für den Prozeß notwendigen Aggregate
über einen Fremdbezug (i.d.R. Strom und Dieseltreibstoff) zu decken. Für die nachfolgend
dargestellten Verfahrensgrößen sind nach BIDLINGMAIER/MÜSKEN anzunehmen
(Tabelle 24):
Tabelle 24: Energiebedarf von Kompostierungsanlagen 1
Anlagengröße Durchsatz [Mg/a] Energiebedarf
Kleine Anlage 5.000 - 6.000 0,03 - 0,10 MWh/Mg
Mittlere Anlage 10.000 - 12.000 0,04 - 0,08 MWh/Mg
Große Anlage 20.000 -25.000 0,02 - 0,06 MWh/Mg
MBV Lüneburg 29.000 1)
1)
Input mechanische Behandlungsstufe
2)
Input Rottehalle
3)
ohne mechanische Vorbehandlung
4)
mit mechanischer Vorbehandlung
23.000-25.000 2)
1 Vgl. Bidlingmaier, W.,Müsken,J. (1995) und Tegtmeyer, E. (1998)
0,03 - 0,08 MWh/Mg 3)
0,01 - 0,03 MWh/Mg 4)
82

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die Angaben beziehen sich auf die Jahresdurchsatzleistung und sind stark von der gewählten
Rottetechnik abhängig. Ein deutlicher Zusammenhang besteht jedoch zwischen
der Anlagengröße und dem spezifischen Energieverbrauch für die meisten Rotteverfahren.
Für die Vergleichskompostierungsanlage großer Bauart (20.000 Mg/a), wurde, basierend
auf der Anlage Lüneburg, folgenden Energiebedarf geschätzt:
Maschinentechnik der Rottehalle: 15 kWh/Mg
Belüftung: 5 kWh/Mg
Gesamt: 20 kWh/Mg
7.5.3 Exkurs: Biogasreinigung und Biogasspeicherung
Um das bei der Vergärung entstandene Biogas möglichst optimal und schadstoffarm zu
Nutzen ist eine Gasreinigung unabdingbar. Zur Biogasbehandlung stehen folgende Möglichkeiten
zur Verfügung:
• Entschwefelung
• Methananreicherung (CO2-Abtrennung)
• Wasserabscheidung
• Schmutzteilchenentfrachtung
Die Verbrennung von H2S verursacht starke Korrosion konventioneller Brenner und Kessel
und ist für die Schwefeldioxid (SO2)-Emissionen verantwortlich. Auch Kompressoren und
Motoren leiden bei zu hohem H2S-Gehalt an Korrosionserscheinungen. Um das Biogas zu
Entschwefeln sind folgende Verfahren bekannt:
• Adsorption an Raseneisenerz
Hierbei wird eine pellitierte Reinigungsmasse aus Raseneisenerz verwendet. Die nach
der Entschwefelung beladene Masse kann mit Luftsauerstoff regeneriert werden. Nach
mehrfacher Beladung und Regeneration verliert die Oberfläche an Reinigungswirkung
und muß ausgetauscht werden.
• Adsorptionskatalyse mit Altivkohle
H2S reagiert unter dem katalytischem Einfluß der Aktivkohle mit Sauerstoff zu Schwefel
und Wasser. Der elementare Schwefel wird adsorbiert und kann bei Temperaturen
von über 450°C wieder desorbiert werden. Für diesen Reinigungsprozeß muß ein Eigenenergieverbrauch
von 1-3 % der Biogasmenge berücksichtigt werden.
• Oxidative Gaswäsche
Das H2S-haltige Gas wird mit Sauerstoff in einem Adsorber zu elementarem Schwefel
und Wasser oxidiert. Hauptbestandteil der Waschflüssigkeit ist ein Eisenchelat-
Komplex (meist Ethylendiamintetraessigsäure, EDTA) in wässriger Lösung. Dieser
83

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Komplex wird durch die H2S-Oxidation reduziert und kann mit Luftsauerstoff wieder
regeneriert werden. Der durch die Oxidation gebildete Schwefel wird mit der Waschflüssigkeit
ausgetragen und setzt sich in einem Absetzbecken als Schlamm ab.
• Schwefelbakterien
Mit Hilfe von Schwefelbakterien, die auf der Oberfläche einer Füllkörperschüttung in
einem Rieselreaktor angesiedelt sind, kann der Schwefelwasserstoff biologisch zu elementarem
Schwefel und Sulfat abgebaut werden. Das für den Mikroorganimenbewuchs
notwendige Wasser wird durch Besprühen der Füllkörperschüttung realisiert. Die im
Gegenstrom zum Gas geführte Flüssigkeit dient gleichzeitig zum Auswaschen der mikrobiellen
Oxidationsprodukte des Schwefelwasserstoffs.
Um Biogas in ein Erdgasnetz einspeisen zu können, muß dessen Methangehalt den Werten
des DVGW-Arbeitsblattes G 260 angepaßt werden. Zur Methananreicherung sollen vier
Verfahren vorgestellt werden:
• Druckwechseladsorption (DWA)
Hierbei wird ein Kohlenstoffmolekularsieb eingesetzt, dessen Porenstruktur eine wesentlich
schnellere Adsorption von Kohlendioxid, Stickstoff, Sauerstoff und Wasserdampf
als Methan ermöglicht. Die Adsorption findet üblicherweise bei Drücken knapp
über dem Adsorptionsdruck statt. Die Desorption erfolgt durch Druckentlastung. Je nach
zu reinigender Gasmenge ändert sich die Zahl der Adsorber.
• Monoethanolamin (MEA)-Wäsche
Bei dieser Methode strömt getrocknetes Gas bei erhöhtem Druck in einen Waschturm
ein, wobei Kohlendioxid unter Bildung von Hydrogencarbonaten entfernt und Schwefelwasserstoff
als Hydrogensulfid (eine separate Entschwefelung ist dann nicht mehr erforderlich!)
abgeschieden wird. Eine Wiederaufbereitung der angereicherten Waschlösung
erfolgt durch Temperaturerhöhung und Druckerniedrigung. Das desorbierte
CO2-H2S-Gemisch wird i.a. einer Verbrennung zugeführt.
• Druckwasserwäsche
Der Verfahrensablauf der Druckwasserwäsche gleicht dem der MEA-Wäsche.Bei der
Druckwasserwäsche wird aber auf chemische Zusätze verzichtet. Das belastete Wasser
wird durch Strippen mit Luft regeneriert
• Membrantechnik
Aufgrund verschiedener Partialdrücke und Molekülgrößen kommt es zu einem unterschiedlichen
Permeationsverhalten von CO2 und CH4 an der Membran.
Die hohe Feuchtigkeit im Gas kann bei Abkühlung in der Leitung zur Kondensation führen.
Daher ist die Wasserabscheidung ein notwendiger Schritt. Die einfachste Möglichkeit
zur Wasserabscheidung ist ein Kondensationsabscheider.
84

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Zur Entnahme von gröberen Schmutzteilchen, sowie zum Abscheiden weiterer Feuchtigkeit
kommen Grob-Filter, meist in Form von Kies-Filtern zum Einsatz. Sie können zur
Reinigung gespült werden. Zur Abscheidung feiner Schmutzteilchen, die im Laufe der Zeit
feine Düsen, zum Beispiel in Brennern, zusetzen können, werden einfache Glas- oder Metallwollfüllungen
oder Keramik-Filter eingesetzt.
Für die Gasspeicherung stehen verschiedene Verfahren zur Verfügung:
• Niederdruck-Gasspeicher
• Naß-Gasspeicher
Durch den Auftrieb des Gases schwimmt eine Gasglocke in einer Wassertasse. Die
Flüssigkeit bildet dabei die Dichtung, welche vor dem Einfrieren geschützt werden muß.
• Trocken-Gasspeicher/Membran-Gasspeicher
Eine zwischen zwei Flanschen eines Gehäuses fest eingespannte Membran, die mittels
Ballast beschwert wird, um den erforderlichen Niederdruck aufzubringen.
• Ballon-Gasspeicher
Ein durch den Überdruck des anfallenden Gases aufgeblähter Ballon.
• Mitteldruck-/Hochdruck-Gasspeicher
Mittels vorgeschaltetem Kompressor werden diese Typen auf einen bestimmten maximalen
Speicherdruck gefüllt. Zweck der Speicherhaltung unter Druck ist die Anpassung
an den Übergabedruck der nachfolgenden Gasverwertungseinrichtungen. Für die Abgabe
des zuvor gereinigten Gases an ein Erdgas- oder Stadtgasnetz werden Mitteldruck-
Gasspeicher, für die Verwendung des Gases als Treibstoff für Fahrzeuge werden Hochdruck
Gasspeicher eingesetzt.
7.5.4 Abluftemissionen
Den Emissionen von biologischen Abfallbehandlungsanlagen kommt im Hinblick auf genehmigungsrechtliche
Belange und der Akzeptanz der Behandlungsverfahren in der Bevölkerung
eine wesentliche Bedeutung zu. Die gilt besonders für die Abluftemissionen.
In der Vergangenheit hat sich gezeigt, daß der Betrieb biologischer Behandlungsanlagen,
v.a. Bioabfallkompostierung, mit erheblichen Protesten der Bevölkerung einhergeht. Grund
dieser Problematik war oft die nicht gekapselte Verfahrenstechnik und der evtl. schlecht
gewählte Standort. Mit den heute üblichen technischen Verfahren ist allerdings eine vollständige
Ablufterfassung sehr leicht möglich.
7.5.4.1 Abluftemmissionen von Vergärungsanlagen
Vergärungsanlgen sind von Hause aus voll gekapselt. Abluftemisionen werden mit dem
produzierten Biogas erfaßt und könne leicht weiterbehandelt werden.
85

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die auf einer Vergärungsanlage ausgehenden Geruchsemissionen beschränken sich i.d.R.
auf die Annahme- und Aufbereitungsbereich. Werden diese Anlagenteile gekapselt ausgeführt
und mit einer Entlüftung versehen, ist mit keiner weiteren Geruchsbelästigung zu
rechnen. Im Vergleich zum Bioabfall kann man bei Restmüll, aufgrund des geringeren
Wasser- und Organikgehalts, eine geringere Geruchsfracht erwarten.
Eine weitere Emissionsquelle ist der aus der Vergärung austretenden Gärrest. Dieser weist
noch erhebliche Geruchsintensitäten auf, welche jedoch innerhalb eines Tages abklingen.
Wird der Gärrest aerob nachbehandelt, entstehen hier ebenfalls Abluft- und Geruchsemissionen.
Da der Gärrest hier aus der Restabfallvergärung zusammen mit einem Teilstrom
(Grobfraktion) der mechanischen Stufe kompostiert wird und dieses i.d.R. in einem geschlossenen
System stattfindet, ist von dieser Seite mit keinen nennenswerten Geruchsemissionen
zu rechnen.
Als letzte Abluftemisionsquelle sind die Abgase der Biogasverwertung zu nennen. Für die
Biogasnutzung kommt i.d.R. die Kraft-Wärmekopplung zum Einsatz. Die Abgase eines
Blockheizkraftwerks, bzw. einer Notfackel 1 enthalten eine Reihe von Schadstoffen, wie
Kohlenmonoxid (CO), Stickoxide (NOx) und Schwefeloxide (SOx). Wird das Biogas vor
der Verwertung einer Gasreinigung unterzogen, können die einschlägigen Vorschriften,
wie Bundes-Immissionsschutzgesetz (BImSchG) und Technische Anleitung Luft
(TA-Luft), mit den marktüblichen Gasmotoren meist erfüllt werden. Wird eine katalytische
Abgasreinigung vorgesehen , so ist die Einhaltung der Emissionsgrenzwerte obiger gesetzlicher
Regelwerke auf jeden Fall gewährleistet.
7.5.4.2 Abluftemissionen von Kompostierungsanlagen
Bei der Kompostierung von Abfall treten Gerüche an verschieden Stadien und in unterschiedlichen
Konzentrationen der Kompostierung auf. Es lassen sich drei mögliche Emissionsquelle
unterscheiden:
1. vom Rohmüll herrührende Gerüche im Bunker- und Anlieferbereich sowie bei der Vorbehandlung;
2. Geruchsstoffe, die in der Abluft gesteuerter Rotteprozesse enthalten sind;
3. Geruchsstoffe, die beim Bewegen (Umsetzen) des Materials entstehen.
Punkt 1 gilt sowohl für die Kompostierung als auch für die Vergärung. Der Anliefer- und
Bunkerbereich sollte so ausgeführt sein, daß keine Emissionen in diesem Bereich an die
Umwelt abgegeben werden. Es gilt analog das zur Vergärung gesagte. Eine schnelle Verar-
1
Notfackel: Zur Beseitung überschüssigen Gases oder Verbrennung des Biogases bei Betriebsstörung/Wartung der
Gasnutzungseinheit.
86

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
beitung und damit eine kurze Aufenthaltszeit des Restmülls in diesem Bereich minimiert
die Geruchsemissionen zusätzlich.
Punkt 2 und Punkt 3 sind bei gekapselten und heute üblichen Kompostierungsverfahren
leicht zu erfassen und entsprechend zu behandeln (Biowäscher, Biofilter). Abluft aus modernen
technischen Anlagen entweicht nicht mehr diffus (offene Miete) ohne weitere Behandlung,
sondern wird nach der Erfassung und Reinigung über eine Punktquelle (Kamin)
an die Umgebung abgegeben. Großen Einfluß auf die Schadstoffracht in der Abluft hat
neben der Zusammensetzung des Restmülls die Länge der Rottezeit.
Da gerade bei der Behandlung von Restmüll mit erheblichen Schadstoffen im Abluftstrom
von MBAs gerechnet wird, sind bereits einige Untersuchungen in diesem Kontext erfolgt.
Gefahr geht in erster Linie von leicht flüchtigen Stoffen aus, die durch Ausstrippen durch
die aktive Belüftung des Rottegutes und die Temperaturerhöhung in der ersten Rottephase,
in den Abluftstrom gelangen.
Aus diesem Grund ist es von Bedeutung den Abluftvolumenstrom deutlich zu minimieren.
Verringerungen der spezifischen Abluftmengen könne durch vielfältige prozeßsteuernde
und bauliche Maßnahmen umgesetzt werden.:
• Minimierung der zu entlüftenden Räume;
• gezielte Entüftung durch Kapselung einzelner Aufbereitungs- und Transprortaggregate;
• Nutzung der Abluft aus der Anlieferung und Aufbereitung zur Belüftung der Rotte;
• Mehrfachnutzung der Abluft (Umluftsystem);
• Optimierung des Rotteprozesses
Zur Darstellung von Abluftzusammensetzung einer Restabfallrotte werden wieder die Ergebnisse
der MBV Lüneburg herangezogen.
Tabelle 25 zeigt in einer Gegenüberstellung verschiedene Roh- und Reingaskonzentrationen
verschiedener Schadstoffen.
Aus den in Tabelle 25 dargestellten Werten läßt sich ein durchschnittlicher Reinigungsgrad
der Abluftreinigung von ca. 60 % erkennen, der aufgrund der unterschiedlichen Stoffeigenschaften
schwankt. Abbaubare polare Substanzen, wie Alkohole, Aldehyde und Ketone,
werden gut, und unpolare Stoffe, wie Alkane, weniger gut zurückgehalten. Die mengenrelevanten
Stoffe sind Acetaldehyd, 2-Butanon, Aceton und Limonen, die die überwiegende
Schadstoffracht in der Abluft ausmachen.
Die bei Biofiltern oft erwähnten Reinigungsgrade von über 90 % wurden in der Summe des
organischen Kohlenstoffs (Gesamt C) bei weitem nicht erreicht. Auffallend sind die negativen
Wirkungsgrade bei den Stoffen Ethylacetat, Limonen und bei den Phenolen. Für die
Abscheidung des Ammoniaks ist im wesentlichen ein Luftwäscher verantwortlich. Diese
87

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Ergebnisse zeigen die prinzipielle Schwachstelle eines herkömmlichen Biofilters. Durch
eine Optimierung der Luftwäsche könnten bereits dort weitere Komponenten absorbiert
werden, um die Belastung des Biofilters zu reduzieren.
In FRICKE, K. ET AL. (1997) wurden auch Schwermetallkonzentrationen im Rohgasstrom
einiger MBAs, unter anderem auch der MBV Lüneburg, gemessen. Dabei hat sich gezeigt,
daß die Schwermetallkonzentrationen im Rohgas weit unter den Grenzwerten der 17. Bundes-Immissionsschutzverordnung
(17. BImSchV) bzw. TA-Luft liegen.
Aus Tabelle 25 kann man ersehen, daß die Abluftemissionen einer Restabfallrotte aus einem
Vielstoffgemisch bestehen, von denen eine Reihe an Luftschadstoffen bei der Rotte
als flüchtige Zwischenprodukte gebildet werden.
Als Abluftreinigung reicht häufig ein einfacher Biofilter nicht immer aus. Ein optimierter
Luftwäscher kann die Belastung auf den Biofilter wirksam reduzieren.
Durch die geschlossene Bauweise mit einer vollständigen Ablufterfassung und den nahezu
arbeitskraftlosen Betrieb in den kritischen Betriebsbereichen, sind Belästigungen und Gefahren
durch Keime auf Arbeitskräfte und Umwelt weitgehend ausgeschlossen.
88

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Tabelle 25: Konzentrationen von Schadstoffe aus der Abluft der MBV Lüneburg
Stoff Rohgas [µg/Nm³] Reingas [µg/Nm³] Filterwirkungsgrad [%]
Acetaldehyd 640 - 3.000 260 - 640 75
2-Butanon 3.100 - 4.100 1.100 - 1.800 60
Ethylacetat 15 - 52 0 - 100 -49
Aceton 520 - 3.200 200 -320 86
n-Octan 98 - 280 82 - 240 15
n-Nonan 180 - 280 125 - 150 40
n-Decan 240 - 310 110 – 170 49
n-Undecan 220 - 260 130 - 170 38
n-Dodecan 93 - 160 91 - 130 13
n-Tridecan 39 - 110 0 - 110 26
α-Pinen 350 - 490 77 - 170 71
β-Pinen 280 - 390 0 - 170 75
Limonen 8.200 - 12.400 12.000 - 28.000 -85
Camphen 82 - 200 110 - 160 4
Trichlorfluormethan 59 - 61 26 - 69 21
Tetrachlorethen 4 0 - 3 38
Chlorbenzol 1 0 - 1 50
1,3-Dichlorbenzol 4 - 12 4 - 10 13
1,4-Dichlorbenzol 4 - 13 4 - 11 12
Benzol 4 - 5 4 - 5 0
Toluol 28 - 33 9 - 12 66
Ethylbenzol 18 - 20 4 - 11 60
m-/p-Xylol 61 - 68 8 - 13 84
o-Xylol 20 - 23 5 - 13 58
Styrol 24 - 29 7 - 12 64
iso-Propylbenzol 4 1 - 3 50
n-Propylbenzol 11 - 12 3 - 7 57
1,3,5-Trimethylbenzol 14 - 45 4 - 8 80
1,2,4-Trimethylbenzol 17 - 66 4 - 15 42
n-Butylbenzol 8 - 9 0 - 1 94
Naphthalin 16 - 18 3 - 8 68
Phenol 18 35 -94
Methan 21.000 14.000 33
Gesamt C 45.000 33.000 27
Quecksilber 0,6 0,4 33
Ammoniak 39.000 7.800 80
Schwefeldioxid 760 490 35
89

7.5.4.3 Abluftbehandlung
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Bei der Kompostierung treten vor allem in den ersten Rottephase belästigende Gerüche auf.
Diese könne mit einem Biofilter desodoriert werden.
Die Wirkungsweise dieser Art der Abluftreinigung beruht auf physikalisch-chemischen
und biologischen Wechselwirkungen zwischen dem Luftstrom, der durch die Biofilterfüllschicht
(meist Kompost) fließt und den stationären Kompostpartikeln. Wobei das an den
Partikeln angelagerte Wasser eine wichtige Funktion hat, da es organische Stoffe der vorbei
strömenden Abluft adsorbiert. Mikroorganismen bauen dann die absorbierten organischen
Verbindungen biologisch ab.
Eine Biofilteranlage besteht im wesentlichen aus:
• Drainage
• Luftverteilungssystem
• aktive Filterschicht
• Befeuchtungseinrichtung
Wichtig für eine lange Standzeit des Filters ist:
• der organische Anteil (oTS-Gehalt von ca. 50 %)
• pH-Wert (neutral bis schwach alkalisch)
• mikrobielle Aktivität
• Wassergehalt (40-50 %)
• Porenvolumen (ca. 80 %)
• Eigengeruch
• Abluftbelastung (50-150 m³/m²·h)
Um die Belastung des Biofilters zu mindern, kann ein Abluftwäscher eingesetzt werden.
Die im Gegenstrom arbeitende Wäscher befeuchten die Abluft bei gleichzeitiger Abscheidung
von Staub- und löslichen Geruchspartikeln.
90

7.5.5 Abwasseremissionen
7.5.5.1 Abwasser aus Vergärungsanlagen
Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die überwiegende Emission einer Vergärungsanlage ist Abwasser. Über Art und Menge
des entstandenen Abwassers sind verschiedene Einflußfaktoren maßgeblich:
• Verfahren (z.B. Trocken/Naß)
• Nachbehandlung
Über die Zusammensetzung von Abwasser aus Anaerobanlagen ist in vorangegangenen
Kapiteln ausführlich gesprochen worden.
7.5.5.2 Abwasser aus Kompostierungsanlagen
Beim Kompostieren von Abfällen fällt Abwasser in Form von Sicker- und Kondenswasser
an. Es sind drei Arten von Sickerwässern, nach der Art ihrer Entstehung, zu unterscheiden:
• Preßwasser, aus der Eigenfeuchte des Materials
• endogenes Sickerwasser (Entstanden, durch biochemische Umwandlung)
• exogenes Sickerwasser (Enstanden, durch zugegebenes Wasser oder Niederschlag)
Sickerwasser fällt in verschiedenen Bereichen einer Kompostierungsanlage an:
• Im Bunkerbereich
In den in der Praxis üblichen Flachbunkern fallen bei arbeitstäglicher Leerung nur sehr
geringe bzw. gar keine Sickerwässer an. Durch längere Lagerzeiten, z.B. bei einem Anlagenstillstand,
ist evtl. mit Preß- und Sickerwasser zu rechen. Selbst bei Bioabfällen ist
die Menge sehr gering; wird hingegen Restmüll verarbeitet, ist aufgrund des noch niedrigeren
Wassergehalts mit faktisch keinem Abwasser zu rechnen.
• In geschlossenen Rotteaggregaten
Je nach verwendeten Aggregaten entstehen unterschiedliche Sickerwassermengen 1 :
- Rottetrommel (26 h Aufenthaltszeit): ca. 3,3 l/Mg Bioabfall
- Rottebox ca. 28 l/Mg Bioabfall (Sickerwasser)
ca. 50-100 l/Mg Bioabfall (Kondenswasser)
• In der Mietenrotte
Bei der Mietenrotte fallen bei Bioabfällen, je nach verwendetem Vorrotteaggregat
14-60 l/Mg Bioabfall an.
Kondenswasser kann als verlagertes Sickerwasser angesehen werden, die im allgemeinen
aus denselben Ursachen entstanden sind, wie das Sickerwasser selbst. Sie fallen bei der
1 hier für Bioabfall aus Bidlingmaier, W, Müsken, J (1995)
91

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Fassung und Reinigung der Abluftströme an. Mit Kondenswasser ist primär bei einer
Druckbelüftung zu rechnen.
Für die Anlage Lüneburg sind keine Angaben über Sickerwassermengen bekannt.
Es existieren aber Eluatuntersuchungen. Die TOC-Konzentrationen des unbehandelten Abfalls
liegt bei etwa 1.800 - 3.500 mg/l. Diese Werte verringern sich im Laufe der 15 bis
16-wöchigen Behandlung auf unter 300 mg/l. Der Mittelwert schwankt zwischen 230 bis
270 mg/l, ohne Berücksichtigung der Extrema. Der Schwankungsbereich erstreckt sich
insgesamt von 150 bis über 600 mg/l.
Die CSB-Werte sinken im Behandlungsverlauf von ca. 4.300 mg/l auf teilweise unter
500 mg/l. Die CSB-Konzentrationen liegen im gesamten Rotteverlauf beim 2,6-fachen der
TOC-Konzentration. Rund 60 % des TOC liegen nach der 16-wöchigen Rotte in Form von
stabilen Huminverbindungen vor 1 . Das CSB/BSB5-Verhältnis verändert sich im Verlauf
der Rotte von 1,3:1 zu Verhältnissen um 15:1. Dieses Verhältnis zeigt die weit fortgeschrittene
Inertisierung des Rotteendprodukts.
Die Anforderungen der TASi hinsichtlich der AOX-Konzentration für die Deponieklasse II
wurden deutlich unterschritten 2 . Abhänigkeiten der AOX-Konzentrationen von der Behandlungsdauer
waren aufgrund der durchgeführten Untersuchungen nicht erkennbar. Der
AOX-Mittelwert war im Rotteendprodukt bei 0,3 mg/l angesiedelt.
Die TASi-relevanten Schwermetalle lagen laut VON FELDE unterhalb der Anforderungen
der Deponieklasse I. Die mögliche Einbindung von Schwermetallen während des Rotteverlaufs
in stabile Huminkomplexe fördert die Immobilisierung.
Bei den Stickstoff-Konzentrationen ist beim Ammonium eine tendenzielle Abnahme der
Konzentration im Behandlungsverlauf festzustellen. Der Verlauf der Nitratkonzentrationen
ist annähernd konstant. Die NH4-N-Konzentration schwanken beim Rottebeginn um die
70 mg/l (Maximalwert: 150 mg/l), nach dem Rotteende liegen sie zwischen 1 - 50 mg/l und
unterschreiten die Werte der TASi für die Deponieklasse II deutlich. Die NO3-N-Konzentrationen
liegen während des gesamten Rotteverlaufs unter 10 mg/l.
Tabelle 26 stellt die Eluatkonzentrationen der MBV Lüneburg und die Eluatkriterien der
TASi zusammenfassend gegenüber.
1
Huber, S.: Unveröffentlichter Untersuchungsbericht zur Bestimmung von Huminstoffen in Eluatproben von Rottegut
der MBV Lüneburg, Karlsruhe, August 1997 zit. in von Felde, D. (1998)
2
Vgl. von Felde, D. (1998)
92

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Tabelle 26: Eluatkonzentrationen des Rotteendproduktes nach 16-wöchiger Rotte in
der MBV Lüneburg und die Zuordnungswerte der TASi für die Deponieklasse
I und II
Parameter Dim. Konzentrationen Zuordnungswerte TASi Anhang B
Klasse I Klasse II
Leitfähigkeit µS/cm < 6.000 ≤ 10.000 ≤ 50.000
* Mittelwert
TOC mg/l 150 - 600 ≤ 20 ≤ 100
NH4-N mg/l 1 - 50 ≤ 4 ≤ 200
AOX mg/l 0,3* ≤ 0,3 ≤ 1,5
As mg/l ≤ 0,2 ≤ 0,2 ≤ 0,5
Pb mg/l ≤ 0,2 ≤ 0,2 ≤ 1
Cd mg/l ≤ 0,05 ≤ 0,05 ≤ 0,1
Cr (VI) mg/l ≤ 0,05 ≤ 0,05 ≤ 0,1
Cu mg/l ≤ 1 ≤ 1 ≤ 5
Ni mg/l ≤ 0,2 ≤ 0,2 ≤ 1
Hg mg/l ≤ 0,005 ≤ 0,005 ≤ 0,02
Zn mg/l ≤ 2 ≤ 2 ≤ 5
7.5.6 Kosten
Eine allgemeine Kostenübersicht kann nur dazu dienen einen Vergleichsmaßstab zu erhalten.
Kosten sind einer stetigen Wandlung ausgesetzt. Sie unterliegen der technischen Entwicklung,
der Inflation, der jeweiligen Firmenpolitik und letztlich des spezifischen Standortes.
Alle im folgenden genannten Kosten sind diesen Variabilitäten unterworfen und entsprechend
zu werten.
Prinzipiell ergeben sich für Anlagen der biologischen Abfallbehandlung an Investitionen:
• Bauteil
• Maschinentechnik und Fahrzeuge
• Elektrotechnik
• Baugrund
• Erschließung
• Baustelleneinrichtung
• Außenanlagen und Waage
93

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Dabei ist der spezifische Investitionsbedarf sowohl bei der Vergärung als auch bei der
Kompostierung abhängig von:
• der Anlagentechnik, wobei die Art der Vorbehandlung , die Abluft- und Abwasserbehandlung,
der Grad der Einhausung, die Nachbehandlung (Nachrotte) und die Energienutzung
eine besondere Rolle spielen;
• dem Anlagendurchsatz, wobei auch die Auslastung der Anlage nicht zu vernachlässigen
ist;
• den betriebswirtschaftlichen Rahmenparametern, insbesondere die Kalkulation der Betriebskosten
zugrundegelegten Abschreibungszeiträume und Zinsen;
• der Zusammensetzung des Inputmaterials, wobei z.B. die Zumischung von Strukturmaterial
oder die Ausschleusung und Beseitigung von Störstoffen die Kosten erhöhen.
• den erzielbaren Preise für erzeugten Strom bei der Vergärung;
• Kosten für benötigte Energie und die Beseitigung der End- und Zwischenprodukte auf
einer Deponie oder thermischen Behandlungsanlage.
Die unten genanten Kosten für die Investitionen und den Betrieb stammen aus Bioabfallbehandlungsanlagen.
Da aber davon auszugehen ist, daß sich die Kosten für die Behandlung
von Restmüll nur marginal unterscheiden, sind die Daten in Grenzen übertragbar. Wichtiger
Unterschied ist die Vor- und Weiterbehandlung des Abfalls. Während bei Bioabfallbehandlungsanlagen
Erlöse durch den Verkauf von Bioabfallkompost erzielt werden können
(ca. 0-50 DM/Mg), müssen bei der Behandlung von Restmüll die Kosten der Beseitigung
(z.B. Deponierungskosten) berücksichtigt werden.
Die in den folgenden für die Kompostierung und die Vergärung jeweils angegebenen Kosten
stammen aus einem Endbericht, einer im Auftrag der Stadtwerke Saarbrücken vergebene
Untersuchung zur Kompostierung und Vergärung von Bioabfällen [PLINKE, E. ET AL.
(1997)]. Bei den Investkosten wurden Grundstücks-, Infrastruktur- und Planungskosten
sowie Erlöse nicht berücksichtigt. In den Betriebskosten sind Kosten für Personal, Wartung,
Unterhaltung, Versicherung, Energie, Abwasser, Abschreibung und Verzinsung enthalten.
Bei den Vergärungsanlagen sind die Aufwendungen für die Nachkompostierung
enthalten.
Da der Anlagendurchsatz einen großen Einfluß auf die Kosten hat, wurde drei Anlagengößen
unterschieden:
94

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
• kleine Anlagen mit einem Durchsatz von 5.000 - 6.000 Mg/a
• mittlere Anlagen mit einem Durchsatz von 10.000 - 15.000 Mg/a
• große Anlagen mit einem Durchsatz von 20.000 - 30.000 Mg/a
Tabelle 27 und Tabelle 28 zeigen die Investitions- und Betriebskosten von Abfallkompostierungs-
und Abfallvergärungsanlagen.
Tabelle 27: Investitions- und Betriebskosten der Abfallkompostierung
Anlagengröße Kosten [DM/Mg]
Investitionskosten Bereich Mittelwert
klein - -
mittel 850 - 1.250 1.060
groß 500 - 1.150 850
Betriebskosten
klein - -
mittel 170 - 260 190
groß 130 - 225 170
Tabelle 28: Investitions- und Betriebskosten der Abfallvergärung
Anlagengröße Kosten [DM/Mg]
Investitionskosten Bereich Mittelwert
klein 900 - 1.900 1.250
mittel 650 - 1.250 1.010
groß 495 - 1.100 800
Betriebskosten
klein 180 - 270 220
mittel 150 - 250 180
groß 100 - 200 140
Beim Vergleich der Kosten beider Behandlungsarten kann festgestellt werden, daß sich die
Kompostierung nicht signifikant von der Vergärung unterscheidet. Selbst ein- und mehrstufige
Vergärungsanlagen unterscheiden sich kaum 1 .
Im Anhang sind die spezifischen Investitions- bzw. Behandlungskosten, die die Grundlage
für Tabelle 27 und Tabelle 28 geschaffen haben, nach Hersteller- und Betreiberdaten, in
Form von Diagrammen, dargestellt. Als Beispiel für eine moderne Restabfallvergärungs-
1 Vgl. Bidlingmaier, W.,Müsken,J. (1995)
95

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
anlage mit Rotte sind die Investitionskosten der RABA Bassum in Tabelle 29 aufgeschlüsselt.
Bei einem Durchsatz von 65.000 Mg/a entspricht das Investitionskosten von unter
730 DM/Mg Restmüll. Zu den Betriebskosten gibt es noch keine detaillierten Angaben. Es
wird aber von Behandlungskosten von ca. 160,-- DM/Mg ohne Deponierungskosten und
von ca. 260,-- DM/Mg mit Kosten der Deponierung gesprochen.
Tabelle 29: Investitionskosten der RABA Bassum 1
Position Kosten [Mio. DM]
Anlieferung/Aufbereitung 16,1
Vergärung (einschl. Gasspeicher) 9,4
Rotte 12,6
Verladestation Rotteprodukt 1,6
Belüftung/Abluftbehandlung 2,8
Erschließung/Außenanlagen 3,1
Sonstiges 1,6
Gesamt 47,2
7.5.7 Nachbehandlungsverfahren
7.5.7.1 Vergärung
Die Behandlung von Restabfall auf
der MBV Lüneburg wird mit 150,--
DM/Mg beziffert. Auch hier wurden
zur Festlegung der Behandlungskosten
die Landeszuwendungen herausgerechnet
und die üblichen Abschreibungszeiten
verwendet.
Der Vergleich der Behandlungskosten
beider Anlagen zeigt, daß sich
keine deutlichen Unterschiede erkennen
lassen.
Der aus dem Fermenter ausgetragene Gärrest muß vor der Ablagerung noch aerob stabilisiert
werden. Das am häufigsten genutzte Verfahren ist die Nachrotte. Bei ihr wird der entwässerte
Gärrest mit Strukturmaterial vermischt und meist zu Mieten aufgesetzt. Als
Strukturmaterial kann bei der biologischen Restabfallbehandlung die Grobfraktion der mechanischen
Vorbehandlung verwendet werden. So wird dann auch diese Fraktion biologisch
behandelt. Der Gärrest weist i.d.R. nach der Fermentation einen Rottegrad von II auf.
Nach der aeroben Behandlung kann der Rottegrad IV mühelos erreicht werden.
In der Stadt Münster will man aber einen anderen Weg gehen. Aufgrund der im Anhang B
der TASi genannten Zuordnungskriterien für den Organikgehalt im abzulagernden Material,
soll die Naßoxidation den Kohlenstoffgehalt im Endprodukt reduzieren. Eine Nachrotte
kann aber die Forderung der TASi zur Organikreduzierung nicht erfüllen.
Die Naßoxidation ist ein seit Anfang dieses Jahrhunderts bekanntes Behandlungsverfahren,
bei denen organische Stoffe unter Verbrauch von Sauerstoff bei Temperaturen von ca. 150
bis 330°C und Drücken von bis zu 220 bar in wäßriger Phase oxidiert werden. Das großtechnische
VerTech-Verfahren arbeitet zweistufig. Zuerst wird eine Naßoxidation mit
1 ohne Bauneben- und Baufinanzierungskosten und ohne Landeszuwendungen (Stand 3/1998)
96

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
technischem Sauerstoff bei ca. 280°C und 100 bar in einem Tiefenschachtreaktor
(1.200 m) durchgeführt, wobei die organischen Stoffe oxidiert werden. Es werden aber nur
ein Teil der organischen Substanzen vollständig umgesetzt. Der anderer Teil besteht aus
biologisch gut abbaubaren kurzkettigen Carbonsäuren (Ameisen- und Essigsäure). Im
zweiten Schritt wird das in der flüssigen Phase gelöste Ammonium biologisch (Nitrifikation
mit vorgeschalteter Denitrifikation) zu elementarem Stickstoff umgesetzt. Die, während
der Naßoxidation verbliebenen, leicht abbaubaren Carbonsäuren dienen hierbei als Kohlenstoffquelle
und werden ihrerseits zu Kohlendioxid und Wasser eliminiert. Mit dem Ver-
Tech-Verfahren, das ursprünglich für die Behandlung von Klärschlämmen entwickelt wurde,
können auch andere suspendierte organische Stoffe, wie Abfall, umgesetzt werden. Es
werden sehr hohe Eliminierungs- und Umwandlungsgrade realisiert. Eine in Apeldoorn
(Niederlande) betriebene großtechnische Anlage für Klärschlamm arbeitet seit 1994 erfolgreich
im Dauerbetrieb.
Aus den Ergebnissen des Pilotprojekts in Münster und nach einer Machbarkeitsstudie der
Stadt und des Landkreises Hof (Bayern), ist dieses Verfahren geeignet, Abfälle TASikonform
zu behandeln.
7.5.7.2 Kompostierung
Nach dem Hauptrotteverfahren ist i.d.R. eine Nachrotte erforderlich. Dabei wird das Material
der Hauptrotte meist zu Tafelmieten aufgesetzt und belüftet. Auf diese Weise läßt sich
auch hier Rottegrad IV erreichen. Das so behandelte Rottegut kann dann auf einer Deponie
abgelagert werden.
7.6 Diskussion
7.6.1 Massenbilanz
Die für die zwei fiktiven Anlagen erstellte Massenbilanz kann nur für die hier gestellten
Rahmenbedingungen gelten. Für Betriebsanlagen können sich die Bedingungen mehr oder
weniger stark unterscheiden.
Von großen Einfluß ist z.B. der Anteil der Inputmasse, der letztendlich in die Vergärung
verbracht wird, der Luftbedarf der reinen Kompostierung bzw. Nachrotte, u.s.w.
Im Hinblick auf die abzulagernde Menge sind keine gravierenden Unterschiede zu erkennen.
Für die Massenreduktion ist bei der Vergärung mit Nachrotte primär der oTS-Abbau
durch die Fermentation und erst sekundär der Rotteverlust in der Rotte. Die Kompostierung
kann nur durch den Rotteverlust eine Massenreduktion erreichen. Dieser liegt aber
i.d.R. höher als bei der Nachrotte einer Vergärung.
97

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Grundsätzlich kann man sagen, daß die Rottedauer einer Nachrotte erheblich kürzer ist als
bei einer Vollkompostierung. In der RABA Bassum liegt die aerobe Behandlungsdauer bei
ca. 8 Wochen. In der MBV Lüneburg muß der Restabfall 16 Wochen in der Rotte verbleiben.
Trotz unterschiedlicher Rottedauer ist der spezifische Luftbedarf [m³ Luft/Mg Abfall]
beider Anlagen ähnlich. Aus diesem Grund wurde auch für die Vergleichsanlagen der gleiche
spezifische Luftbedarf angesetzt.
7.6.2 Flächen- und Arbeitskräftebedarf
I.d.R. haben Vergärungsanlagen einen weitaus geringeren Flächenbedarf als Kompostierungsanlagen
mit gleichem Durchsatz. Wird aber eine Nachrotte des Gärrestes vorgesehen,
hebt sich dieser Vorteil schnell auf. Der spezifische Flächenbedarf ist für Anlagen mit größerem
Durchsatz günstiger als für Anlage mit kleineren Durchsätzen.
Vergärungsanlagen und technische Kompostierungsanlagen unterscheiden sich beim Arbeitskräftbedarf
kaum. Auch hier ist für den spezifischen Bedarf der Anlagendurchsatz
maßgeblich. Je größer die Anlagenkapazität, desto günstiger ist der Arbeitskräftebedarf. 1
7.6.3 Energiebilanz
Die Kompostierung ist ein exothermer Prozeß, bei dem nur Wärme auf einem niedrigen
Temperaturniveau anfällt. Eine Nutzung ist weitgehend ausgeschlossen; einzig die Rückgewinnung
aus warmen Abluftströmen über Wärmetauscher zur Temperierung von Zuluftströmen
im Winter oder zur Warmwasserbereitung ist möglich.
Anaerobverfahren dagegen produzieren chemisch gebundene Energie in Form von Biogas,
das verbrannt und zur Strom- und Wärmenutzung eingesetzt werden kann.
Wie zu erwarten war, ist die Energiebilanz der Vergleichsvergärungsanlage positiv. Der für
die Vergleichsanlage ermittelte Biogasertrag deckt sich in etwa mit den Ertrag der Anlage
Münster.
Bei einem Energieüberschuß (elektrische Energie) von. 221 kWh/Mg und einem Stromverkaufspreis
von 0,15 DM/kWh erwirtschaftet die Vergärungsanlage 33,15 DM/Mg Restmüllinput
in die Vergärungsstufe.
Legt man die Inputmengen der Vergärungsanlage in Bezug zur Gesamtanlage (nur 30 %
des Gesamtinputs gehen in die Vergärungsstufe) zugrunde, ergibt sich ein Ertrag von
9,95 DM pro Mg Input der Gesamtanlage. Wird noch der Energieverbrauch der Nachkompostierung
mit eingerechnet, verbleibt ein Ertrag von 9,32 DM/Mg Gesamtinput.
1 Vgl. Kern, M.,Wiemer, K. (1997)
98

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Die Vergleichskompostierung hat einen Energiebedarf von 20 kWh/Mg. Wird ein Stromankaufspreis
von 0,21 DM/kWh zugrundegelegt, hat zur Kompostierung ein Kapitalbedarf
zur Deckung der elektrischen Energiebedarfs von 4,20 DM/Mg Restmüll.
7.6.4 Abluftemissionen
Da keine Daten der Abluftzusammensetzung aus der Nachrotte einer Vergärung vorhanden
ist ein Vergleich mit der Abluft der Restabfallkompostierung schwierig. Es ist aber davon
auszugehen, daß sich die Zusammensetzung der Abluft nicht wesentlich unterscheiden.
Von besonderer Bedeutung sind die Schadgasfrachten, gerade im Hinblick auf auf die
Grenzwerte der TA-Luft.
7.6.5 Abwasseremissionen
Das Abwasser scheint bei beiden Verfahren nur eine untergeordnete Rolle zu spielen.
Selbst bei den prinzipiell abwasserproduzierenden Vergärungsverfahren wird durch Kreislaufführung
des Prozeßwassers, besonders bei der trockenen Vergärung, kein Abwasser
erzeugt. Sollte doch Abwasser entstehen oder Prozeßwasser ausgeschleust werden, wird es
in der Nachrotte zur Befeuchtung genutzt. Um aber zumindest die Zusammenssetzung der
Prozeß-/Ab- bzw Sickerwässer vergleichen zu können, wird in der nachfolgenden Tabelle,
die in den Laborversuchen ermittelte Abwasserzusammensetzung und die Sickerwasserzusamensetzung
der MBV Lüneburg gegenübergestellt.
99

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Tabelle 30: Gegenüberstellung der Sickerwasserzusammensetzung der MBV Lüneburg und der Prozeßwasserzusammensetzung
der labortechnischen Gärversuche
Parameter Dim. Sickerwasserzusammensetzung
Prozeßwasserzusammensetzung
Prozeßwasserzusammensetzung
meso. Gärversuche therm. Gärversuche
Leitfähigkeit µS/cm < 6.000 - -
TOC mg/l 150 - 600 - -
CSB mg/l < 500 9.700 8.300
CSB/BSB5 - 15:1 8:1 10:1
NH4-N mg/l 1 - 50 1.800 2.000
AOX mg/l 0,3 1,1 1,0
As mg/l ≤ 0,2 - -
Pb mg/l ≤ 0,2 0,17 0,29
Cd mg/l ≤ 0,05 0,005 0,017
Cr (VI) mg/l ≤ 0,05 0,3* 0,4*
Cu mg/l ≤ 1 1,7 1,1
Ni mg/l ≤ 0,2 0,40 0,34
Hg mg/l ≤ 0,005 0,007 0,009
Zn mg/l ≤ 2 4,3 4,4
* als Gesamt-Chrom bestimmt
Bei einer Nachkompostierung des Gärrestes wird auch das zur Befeuchtung der Miete verbrauchte
Überschußwasser ebenfalls aerob nachbehandelt. Inwieweit das Verwenden von
Überschußwasser aus der Vergärung Einfluß auf die Sickerwasserqualität der Nachrotte
hat, ist bei Restabfall noch nicht bekannt.
7.6.6 Kosten
Der erforderliche Invest ist bei beiden Techniken hauptsächlich vom Anlagendurchsatz
abhängig, bei der alleinigen Kompostierung auch deutlich von den erforderlichen Emissionsschutzmaßnahmen,
v.a. im Bereich der Gerüche. Auch wirkt sich die bessere Auslastung
des Maschinenparks bei höheren Durchsatzmengen positiv auf die Kosten der biologischen
Abfallbehandlung aus.
Zu diesem Kostenvergleich ist anzumerken, daß er wegen des für Kompostierungstechniken
wesentlich größeren Erfahrungsschatzes und aufgrund der Vielzahl von noch nicht in
Betriebsanlagen bewährten Gärsystemen nur eine Momentaufnahme darstellt. Der sehr
enge Markt für Vergärungsanlagen und die immer noch fortschreitende technische Entwicklung
wird das Preisgefüge in den nächsten Jahren noch stark beeinflussen.
100

Vergleich der Restabfallkompostierung und Restabfallvergärung
Ebenfalls als fest einzuplanende Größe in der Kalkulation für die Erstellung von Anlagen
zur biologischen Abfallbehandlung ist der Planungsaufwand zu sehen. Dieser kann, einschließlich
aller erforderlichen Fachgutachten, mit 10-20 % von der Gesamtinvestition abgeschätzt
werden.
Letztendlich kann aber davon ausgegangen werden, daß sich die Kosten für beide Verfahren
nur marginal unterscheiden.
101

8 Rechtsproblematik der mechanischbiologischen
Restabfallbehandlung
Wie in der Einführung erwähnt, sind bzgl. der Rechtssicherheit der TASi noch viele Fragen
offen. Streitpunkt ist der im Anhang B genannte Zuordnungswert für den organischen Anteil
des Trockenrückstandes der abzulagernden Orginalsubstanz.
Bisher konnte diese Werte nur thermisch behandelte Restabfälle erfüllen. Mit den bisher
bekannten MBR-Verfahren war es nicht möglich, den Zuordnungswert für den Glühverlust
bzw. den TOC-Gehalt einzuhalten.
Einer der Ziele der TASi ist die nachsorgearme Deponie, also eine Deponie mit geringerer
Schadstoffbelastung und Menge an Sickerwasser, sowie einer weitgehenden Verminderung
der Deponiegasbildung. Verantwortlich für diese Probleme sind biologisch „aktive“ Stoffe.
Die o.g. Parameter erfassen nicht nur diesen Teil, sondern auch den biologisch inaktiven
Anteil der Organik.
Alternative Zuordnungsparameter, die den Ziele der TASi ebenfalls gerecht werden sollen,
sind die:
• Atmungsaktivität AT4, die das aerobe Abbauverhalten aufgrund des Sauerstoffverbrauchs
innerhalb von vier Tagen charakterisieren soll und die
• Gasbildung GB21, mit der das anaerobe Reaktionsvermögen durch die innerhalb von
21 Tagen gebildete Gasmenge beschrieben werden kann.
Für beide Parameter wurden im Rahmen eines BMBF-Verbundprojektes Analysenvorschriften
und Richtwerte für zu deponierende Abfälle vorgeschlagen:
• AT4: 5 mg O2/g TS
• GB21: 20 l/kg TS
Fast alle Betreiben von MBR-Anlagen orientieren sich an diesen Werten, von denen direkter
auf die biologische Aktivität des abzulagernden Materials geschlossen werden kann.
Es ist aber so, daß bis jetzt diese Parameter keinen Rechtscharakter haben.
In den letzten Jahren wurden einige Rechtsgutachten in Auftrag gegeben, die die Rechtsverbindlichkeit
der TASi prüfen sollten. In einem Rechtsgutachten der Anwaltskanzlei Dr.
Weißleder, Ewer u. Lindenau in Kiel im Auftrag des Umweltministerium in Schleswig-
Holstein kommt man zum Schluß, daß die TASi als normkonkretisierende Verwaltungs-
102

Rechtsproblematik der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
vorschrift zu qualifizieren und sehr wohl als rechtverbindlich einzustufen ist 1 . Als Ausnahmen
werden nur Versuchsanlagen (Nr. 1.2 Abs.4 TASi) oder eine Einzelfalluntersuchung,
die prüfen soll, ob das Wohl der Allgemeinheit durch das jeweilige Verfahren im
Sinne der TASi nicht beeinträchtigt wird (Nr. 2.4 TASi), akzeptiert.
Viele Betreiber von Betriebsanlagen ziehen hier die Ausnahmeregelung nach Nr. 2.4 TASi
heran, um mit den beiden Parametern AT4 und GB21 in einer Einzeluntersuchung die TA-
Si-Konformität der Behandlung nachzuweisen. Aus Sicht des Bundes hat diese Einzelfalluntersuchung
den Charakter einer Ausnahme von der Regel und sollte nur in „atypischen“
Situationen angewandt werden und auf nicht den Regelfall darstellen kann 2 . In PETERSEN,
F. (1998) sieht die Bundesregierung bei der mechanisch-biologische Vorbehandlung, nach
dem gegenwärtigen Stand der wissenschaftlichen Erkenntnisse, das Schutzniveau der TASi
als nicht erreicht an.
Einige Länder und Kommunen haben trotz strittiger Rechtslage MBR-Anlagen genehmigt,
die nachweislich Zuordnungswerte der TASi nicht erfüllen. Ein Beispiel ist
RABA Bassum. Mit Verfügung vom 10.10.1995 wurde im Rahmen einer nachträglichen
Anordnung gemäß TA Siedlungsabfall (TASi) die Genehmigung für die Zentraldeponie im
Entsorgungszentrum Bassum wie folgt ergänzt:
„Bis zum Zeitpunkt der Abschreibung der mech. biologische. Restabfallbehandlungsanlage
im Entsorgungszentrum Bassum, längstens jedoch bis zum 31.12.2020
gelten für die Ablagerung von in dieser Anlage mechanisch biologisch vorbehandelten
Abfällen folgende Zuordnungswerte des Anhangs B der TA Siedlungsabfall
nicht:
Nr. 2 Organischer Anteil des Trockenrückstandes der Originalsubstanz
Teilziffern 2.01 ; 2.02
Nr. 4 Eluatkriterien
Teilziffer 4.03
Für diese Abfälle bleibt die ergänzende Anordnung weiterer Zuordnungswerte, abweichend
vom Anhang B, vorbehalten.
Die Abfälle sind spätestens ab 01.01.1998 getrennt von unvorbehandelten Abfällen
abzulagern.“ 3
Diese Ausnahmeverfügung erging mit der Begründung, daß es sich bei dieser Anlage um
eine Demonstrations- und Versuchsanlage gemäß Nr. 1.2 TASi im großtechnischen Maß-
1 Vgl. Ewer, W. (1997)
2 Vgl. Petersen, F. (1998)
3 Vgl. Nieweler, A. (1998)
103

Rechtsproblematik der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung
stab handelt, welche, ebenso wie die Anlagen in Lüneburg und Friesland, von der Grundlagenplanung
an bis zum langfristigen Regelbetrieb wissenschaftlich begleitet werden. Insbesondere
die Untersuchung des Langzeitverhaltens der vorbehandelten Abfälle im Hinblick
auf die Schutzziele der TA Siedlungsabfall stünden hierbei im Vordergrund.
Auch das Umweltministerium in NRW will die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung
auch gegen den Widerstand der Bundesregierung unterstützen.
104

9 Zusammenfassung und Ausblick
Beim Vergleich der In- und Outputströme der Restabfallvergärung bzw. der Restabfallkompostierung
sind nur wenig deutliche Unterschiede festzustellen.
Der oTS-Abbau ist zwar bei der Vergärung unter den hier angewendeten Rahmenbedingungen
größer, aber entscheidend ist welche Nachbehandlungsverfahren für die Vergärung
gewählt wird. Wird eine einfache Nachrotte eingesetzt, relativiert sich das Ergebnis
schnell.
Der wahrscheinlich größte Vorteil der Vergärung ist die positive Energiebilanz. Der umweltfreundliche
und CO2-bilanzneutrale Brennstoff kann bei Kraft-Wärmekopplung einen
Gesamtwirkungsgrad von ca. 90 % erreichen. Oft kann aber die gewonnene Wärme nicht
vollständig über das ganze Jahr hinweg genutzt werden, da ein entsprechender Wärmeverbraucher,
v.a. im Sommer, fehlt.
Der größte Vorteil der Kompostierung ist die problemlosere Realisierbarkeit. Es liegen
Erfahrungen bzgl. der Preisgestaltung aus zahlreichen Genehmigungsverfahren und Baumaßnahmen
vor, die Grenzen des Verfahrens sind gut bekannt, da bereits viele Anlagen in
Betrieb sind und die Hersteller genügend Optimierungsphasen gehabt haben, um einen
problemlosen Betrieb zu gewährleisten.
Das Abwasserproblem, daß bei der Vergärung von Bioabfall und Klärschlamm durchaus
besteht, scheint bei der Fermentation von Restabfall keine Rolle zu spielen. Glaubt man
den Betreibern und Hersteller, kann das gesamte Kreis- und Überschußwasser wiederverwendet
werden und es besteht sogar Brauchwasserbedarf. Überschußwasser wird in bestehenden
Anlagen in die Nachrotte verbracht und damit über den Abluftpfad entsorgt. Inwieweit
eine Akkumulation von Schadstoffen durch diese Kreislaufführung besteht, konnte
auch die Laborversuche, aufgrund des Batch-Betriebs, letztendlich nicht klarstellen.
Vergleicht man die Investitions- und Betriebskosten in der Literatur über die Jahre, so ist
durchaus eine Angleichung der Kosten, v.a. der Investitionskosten, zu beobachten. Der
ehemals deutliche Preisvorteil der Kompostierung hat sich aufgrund der immer wichtiger
werdenden Ablufterfassung und -reinigung relativiert.
Ein nicht zu unterschätzender Punkt für eine Entscheidung für die eine oder andere
MBR-Lösung oder für die thermische Behandlung sind sicher die Zuordnungskriterien der
TASi. Sicher ist, daß weder die Vergärung mit anschließender Nachrotte, noch die Kompostierung
die Organikgehalte gemäß TASi erfüllen können. Als Alternative gelten nur die
105

Zusammenfassung und Ausblick
mechanisch-biologische Vorbehandlung mit anschließender thermischer Endbehandlung 1
und das APT-Verfahren, das in Versuchen gezeigt hat, daß mit einer MBR ein TASikonformes
Ablagerungsprodukt erzielt werden kann. Da aber noch keine großtechnische
APT-Anlage für Restabfall besteht, muß sich dieses Verfahren erst noch beweisen. Die
Stadt Münster, die dieses Verfahren favorisiert, hat die Versuche abgeschlossen. Mit eine
Entscheidung des Rates der Stadt Münster für eine großtechnische APT-Anlage ist aber, lt.
Aussage der Abfallwirtschaftsbetriebe Münster, frühestens gegen Ende dieses Jahres zu
rechnen.
Ob und inwieweit sich die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung, in welcher Form
auch immer, durchsetzten wird, wird nicht zuletzt von der Vollzugspraxis der TASi abhängen.
1 Mechanisch-biologische Vorbehandlung mit thermischer Endbehandlung arbeitet anders als die klassischen
MBR-Verfahren, Kompostierung und Vergärung. Das Rohmaterial wird nach einer mechanischen Vorbehandlungsstufe
in einem Reaktor biogen auf ca. 15 %-Wassergehalt getrocknet und so ein gut lagerbares, hochkalorisches Trokkenstabilat
erzeugt, daß für eine thermische Verwertung gut geeignet ist.
106

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113

11 Anhang
• Vor- und Nachteile verschiedener Kompostierungs- und Vergärungsverfahren
• Prozeßwasser- und Biogaszusammensetzung der Gärversuche
Anhang
• Investitions- und Behandlungskosten von Bioabfallverwertungsanlagen nach Herstellerund
Betreiberangaben
114

11.1 Vor- und Nachteile verschiedener Kompostierungs- und
Vergärungsverfahren
Anhang
115

Vor- und Nachteile verschiedener Kompostierungsverfahren 1
Kompostierungsverfahren Vorteile Nachteile
Offene Mietenkompostierung
(statisch)
Boxen-/Containerkompostierung
(statisch)
Brikolare Verfahren
(statisch)
Zeilen-/Tunnelkompostierung
(quasi-dynamisch)
Geschlossene Mietenkompostierung
(quasi-dynamisch)
Tromelkompostierung
(dynamisch)
1 Vgl. Bidlingmaier, W.,Müsken,J. (1995)
• preiswert
• geringer technischer Aufwand
• auch ohne Zwangsbelüftung
Rottegrad IV bei regelmäßigem
Umsetzen erreichbar
• vollständige Ablufterfassung
• gute Steuerung der Rotte über
Temp.,CO2- u. O2-Gehalt
• geringer Flächenbedarf (bei
Stapelung der R.-container
• einf. Anpassung an Durchsatz
(Anz. Container)
• vollautom. Betrieb möglich
• keine Umsetzvorgänge
• keine aktive Belüftung
• geringe Geruchsfracht
• wenig Flächenbedarf (Hochregallager)
• geringe Abluftmengen durch
hohen Umluftanteil (Tunnelk.)
• seperate Belüftung der einzelnen
Zeilen-/Tunnel möglich
• Rotteverlustausgleich
• geringer Flächenbedaf
• automatisches Umsetzen möglich
• Rotteverlustausgleich
• gute Ablufterfassung
• kontiniuierlich/volldynamischer
Betrieb
• sehr gute Durchmischung u.
selektive Zerkleinerung
• gute Belüftung
• vollständige Ablufterfassung an
d. Trommel
• einfache Anpassung an Durchsatz
(Anz. Trommeln)
Anhang
• Geruchs- und Sickerwasserproblematik
• O2-Versorgung schlecht steuerbar
• hoher Flächenbedarf (Fahrgassen
f. Umsetzgerät)
• nach 7-10d Vorrotte nur Rottegrad
II
• geringer Wassergehalt des
Frischkompostes
• für Nachrotte Anfeuchtung nötig
(Geruchsprobleme)
• keine Bewässerung vorgesehen
• „nur“ Rottegrad III erreichbar
• hoher maschineller Aufwand
• evtl. Nachrotte nötig (Rottegrad
IV)
• Korrosion f. Hallen- u. Maschinentechnik
(Zeilenk.)
• Energiebedarf hoch
(Temp.-steuerung über Belüftung
[Babcock])
• Korrosion an Hallen- u. Maschinentechnik
(Druckbelüftung)
• Raumbedarf hoch (Rottenhallenhöhe
ca. 7-8m f. Umsetzgerät
„Wendelin“)
• Wartungsfeld außerhalb d. Rottehalle
nötig (wg. Aggressiver
Atmosphäre)
• Aufenthaltszeit (36h) reicht i.d.R.
f. vollst. Vorrotte nicht aus
• Mietenrotte erforderlich
• Geruchsentwicklung bei nachgeschalteter
Mietenrotte
116

Vor- und Nachteile verschiedener Vergärungsverfahren
Prozeßführung Vorteile Nachteile
mesophil
35-37°C
thermophil
50-60°C
Naßverfahren
5-15 % TS-Gehalt
Trockenverfahren
25-40 % TS-Gehalt
Diskontinuierlich
Anwendung bei Trockenverfahren
• stabile Prozeßführung
• geringer Energiebedarf
• schnellere Reaktionszeiten
• bis zu 10 % höherer Abbaugrad
• höhere Abbaurate
• Hygienisierung
• erprobte Misch- und Transporttechnik
(aus Abwassertechnik)
• günstiger Stoff- und Wärmeaustausch
• sichere Gasentbindung
• einfachere Materialvorbereitung
( anmaischen selten nötig)
• kleineres Reaktorvolumen
• kleinere Stoffströme
• einfaches und kostengünstiges
Reaktorsystem
• geringe Störanfälligkeit
• keine Kurzschlußströmungen
möglich (gleiche Verweilzeit aller
Substratteilchen)
• keine Hygienisierung
Anhang
• enpfindlich gegenüber Schwankungen
von T u. C im Substrat
• empfindlich gegenüber toxischen
Substanzen
• geringere Nettoenergieausbeute
• teilweise geringerer Methangehalt
im Biogas
• größeres Reaktorvolumen
• größere Stoffströme
• höherer Aufwand f. Aufbereitung
und Entwässerung
• Prozeßwasserproblematik
(Überschußwasserbehandlung)
• aufwendigere Handhabung bei
Befüllung und Entleerung
• problematische Durchmischung
des Reaktors
• Gefahr v. unvollständiger Konvertierung
• bei steigender oTS-
Raumbelastung sinkende Gasausbeute
• Parallelschaltung mehrerer Reaktoren
bei großen Durchsätzen
oder bei gleichzeitig zeitversetzter
Befüllung quasikontinuierliche
Betriebsführung
• größere Personalaufwand bei
Beschickung/Entleerung
• schwankende Gasproduktion
durch chargenweisen Aufwuchs
d. Organismen
• geringere Abbaurate
117

(Fortsetzung: Vor- und Nachteile verschiedener Vergärungsverfahren)
Prozeßführung Vorteile Nachteile
Kontinuierlich
Anwendung bei Naßverfahren
Einstufenprozeß
Prozeßdauer: 15-21 Tage
Zweistufenprozeß
Prozeßdauer: 4-6 Tage
• höherer Raum-Zeitausbeute
• gleichmäßige Gasproduktion
• Automatisierung möglich
• gut durchmischter Reaktorinhalt
möglich
• einfache Prozeßführung
• geringerer Investitions- und Betriebskosten
• bessere Prozeßstabilität und
Beherrschbarkeit d. Prozesses
• größerer Variations-/ Anpassungsmöglichkeiten
der Prozeßparameter
(z.B. unterschiedliche
Temperaturführung der einzelnen
Stufen)
• deutlich kürzere Prozeßzeiten
• höherer Abbaugrad
• höherer Methangehalt im Biogas
• Einsparung von Heizenergie
durch Kreislaufführung des Prozesswassers
Anhang
• höherer Investitionskosten
• Kurzschlußströmungen möglich
• Betriebsrisiken aus Kontinuität
(schwieriges Eingreifen bei Störungen
oder Schwankungen der
Qualität des Inputsubstrats)
• keine optimalen Bedingungen für
anaerober Gesamtprozeß
• geringere Beherrschbarkeit des
Gesamtprozesses (z.B. bei Störungen,
keine Pufferphase)
• höherer verfahrenstechnischer
Aufwand (Fest-Flüssig-Trennung)
• Gärrest meist instabil (Nachrotte
unbedingt erforderlich)
118

11.2 Prozeßwasser- und Biogaszusammensetzung der Gärversuche
Anhang
119

Prozeßwasserzusammensetzung der Gärversuche
Parameter Reaktoren 1.Versuch 2. Versuch 3. Versuch 4. Versuch
CSB 1 11810 9866 10282 7870
[mg/l] 2 8510 8088 9426 7284
3 7470 7952 8530 9462
4 7980 8772 8624 7396
BSB5 1 2375 1434 1548 1493
[mg/l] 2 2440 1451 1193 1295
3 1654 732 780 947
4 1800 767 1014 931
PO4-P 1 95 87,6 47,7 88,2
[mg/l] 2 84 65,2 42,1 75,8
3 45 41,9 32,6 88,7
4 69 45 30,4 70,4
NH4-N 1 2040 2440 2180 1984
[mg/l] 2 2120 1868 1742 1712
3 1570 1686 1874 1794
4 1590 1690 1804 1730
Nges 1 4989 4320 5290 2350
[mg/l] 2 5285 2165 4160 2015
3 3600 2145 4150 2030
4 4570 2025 4060 2000
AOX 1 1200 800 900 810
[µg/l] 2 1200 1600 1100 1200
3 540 640 1500 1500
4 720 390 1500 580
Pb 1 0,4 0,3 0,029 0,018
[mg/l] 2 0,3 0,3 0,027 0,018
3 0,3 0,3 0,030 0,15
4 0,4 0,3 0,18 0,32
Cd 1 0,008 0,003 0,004 0,003
[mg/l] 2 0,004 0,008 0,003 0,004
3 0,01 0,012 0,026 0,063
4 0,005 0,013 0,019 0,029
Anhang
120

(Fortsetzung von Tabelle: Prozeßwasserzusammensetzung der Gärversuche)
Parameter Reaktoren 1.Versuch 2. Versuch 3. Versuch 4. Versuch
Cr 1 0,2 0,2 0,4 0,5
[mg/l] 2 0,2 0,2 0,3 0,4
3 0,2 0,2 0,5 1,2
4 0,2 0,2 0,5 0,7
Cu 1 0,74 0,78 1,6 1,8
[mg/l] 2 0,74 0,80 1,3 1,6
3 0,58 0,56 1,5 3,6
4 0,76 0,68 1,1 1,9
Ni 1 0,35 0,42 0,5 0,4
[mg/l] 2 0,34 0,40 0,4 0,4
3 0,21 0,28 0,4 0,6
4 0,33 0,29 0,4 0,4
Hg 1 0,005 0,003 0,006 0,009
[mg/l] 2 0,005 0,010 0,010 0,006
3 0,005 0,005 0,007 0,012
4 0,005 0,006 0,019 0,008
Zn 1 4,1 3,7 4,6 4,6
[mg/l] 2 4,1 3,9 4,8 4,2
3 3,3 3,3 5,40 11
4 4,1 4,1 4,3 5,9
Ausgegraute Werte müssen aufgrund des Reaktordefekts von Reaktor 3 während des 3. Versuchs verworfen werden.
Anhang
121

Biogaszusammensetzung des Faulgases aus den Gärversuche
Reaktoren 1. Versuch 2. Versuch 3. Versuch 4. Versuch
V [Nl] 1 30,4 47,1 35,6 31,7
2 39,4 47,0 54,3 56,5
3 41,0 48,6 26,6 26,2
4 39,6 44,5 56,7 61,7
CH4 [%] 1 46,2 48,0 46,7 43,6
2 40,5 47,5 45,0 44,5
3 46,8 45,2 40,4 43,5
4 40,9 45,3 43,2 36,7
CO2 [%] 1 22,6 27,9 35,4 29,4
2 34,9 36,6 41,1 38,6
3 29,1 33,4 36,3 31,2
4 25,8 39,5 42,1 33,8
O2 [%] 1 6,7 6,2 5,3 6,3
2 6,2 4,1 3,8 4,2
3 6,0 5,7 4,7 4,2
4 7,5 4,0 3,7 4,2
H2S [ppm] 1 640 190 100 400
2 250 200 250 450
3 250 350 250 200
4 890 1200 900 450
NH3 [ppm] 1 0,6 0,7 0,8 0,4
2 0,8 2,1 2,0 0,3
3 0,8 1,5 3,0 2,8
4 4,7 0,7 1,8 3,2
Ausgegraute Werte müssen aufgrund des Reaktordefekts von Reaktor 3 während des 3. Versuchs verworfen werden.
Anhang
122

Anhang
11.3 Investitions- und Behandlungskosten von Bioabfallverwertungsanlagen
nach Hersteller- und Betreiberangaben
123

Abbildung 33: Investition von Bioabfallverwertungsanlagen nach Herstellerangaben*
Abbildung 34: Investition von existierenden Bioabfallbehandlungsanlagen*
Anhang
124

Abbildung 35: Behandlungskosten von Bioabfallverwertungsanlagen nach Herstellerangaben*
Abbildung 36: Behandlungskosten von existierenden Bioabfallverwertungsanlagen*
* aus Plinke, E. et al. (1997)
Anhang
125

Erklärung zur Vorlage der Abschlußarbeit
des Kandidaten Hani Andreas Ibrahim in dem Fachbereich „Technischer Umweltschutz“.
Die vorgelegte Abschlußarbeit über das Thema:
Untersuchungen zu In- und Outputströmen bei der Restabfallvergärung und Vergleich
mit der Kompostierung
wurde von den Dozenten Prof. Dr. K.-H. Henne und Prof. Dr. G. Brand gestellt und umfaßt:
119 Seiten Text
12 Seiten Anhang
7 Seiten Literatur- und Quellenverzeichnis
Ich versichere, daß ich die vorbezeichnete Abschlußarbeit selbstständig verfaßt und keine
anderen als die angegebenen Hilfsmittel benutzt habe.
Höxter, den 23. Juni 1998
Hani Andreas Ibrahim
126