Bergische Universität-Gesamthochschule WuppertalFachgebiet Abfall- und Siedlungswasserwirtschaft

Verbundvorhaben"Mechanisch-Biologische Behandlung von zu

deponierenden Abfällen"Teilvorhaben 3/4

Anforderungen an und Bewertung von biologischenVorbehandlungen für die Ablagerung

Abschlußbericht

Das Vorhaben wurde mit Mitteln des Bundesministeriums für Bildung,Wissenschaft, Forschung und Technologie gefördert

Förderkennzeichen : 1480964Projektträger: Abfallwirtschaft und Altlastensanierung im Umweltbundesamt

Wissenschaftliche Leitung: Prof. Dr.-Ing. Hans-Jürgen EhrigBearbeitung: Dipl.-Ing. Klaus Höring

Dipl.-Ing. Anke HelferBergische Universität - Gesamthochschule WuppertalFachbereich BauingenieurwesenFachgebiet Abfall- und SiedlungswasserwirtschaftPauluskirchstr. 742285 Wupppertal

Wuppertal, im Dezember 1998

II

INHALTSVERZEICHNIS

1 EINLEITUNG 1

1.1 Ziele der Technischen Anleitung Siedlungsabfall (TASi) 1

1.2 Zielstellung des Teilvorhabens an der BUGH Wuppertal 2

2 UNTERSUCHUNGSPROGRAMM 3

2.1 Feststoffanalytik 4

2.1.1 Inventaranalysen 4

2.1.2 Parameter zur Charakterisierung der biologischen Aktivität der Restabfälle 5

2.2 Auslauguntersuchungen nach DEV-S4 5

2.3 Untersuchungen in Deponiesimulationsreaktoren (DSR) 6

2.3.1 Zielsetzung 6

2.3.2 Versuchsaufbau und Betriebsweise 7

2.4 Toxizitätstests 9

3. UNTERSUCHTE RESTABFÄLLE 10

3.1 Charakterisierung der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung 10

3.2 Stoffliche Zusammensetzung 11

4 ERGEBNISSE 13

4.1 Ergebnisse der Feststoffuntersuchungen 13

4.1.1 Glühverlust, TC, TOC, CSB ges. N 13

4.1.2 Stoffgruppenanalytik 19

4.1.3 Atmungsaktivität als aerober Stabilitätsparameter 27

4.1.4 Schwermetallgehalte in Feststoffproben 35

4.1.5 Organische Schadstoffe im Restabfall 39

4.2 Ergebnisse der Eluatuntersuchungen 41

4.2.1 TOC, BSB5, Stickstoff und Chlorid 41

4.2.2 Auslaugbares Emissionspotential durch Mehrfachelution (TOC, ges. N und Cl-) 45

III

4.2.3 Schwermetalle in Eluaten 48

4.3 Ergebnisse der Untersuchungen in Deponiesimulationsreaktoren 50

4.3.1 GASPRODUKTION 50

4.3.1.1 Gasbildung mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle 50

4.3.1.2 Abschätzung der langfristig zu erwartenden Gasmengen sowie

deren zeitliche Entwicklung 54

4.3.1.3. Emissionsreduzierung durch Methanoxidation in Deponieabdeckschichten 57

4.3.2 SICKERWASSER 62

4.3.2.1 Sickerwasserbelastung 62

4.3.2.2 Emissionspotentiale für den Sickerwasserpfad 84

4.3.2.3 Langfristiger Verlauf der Sickerwasserbelastung 85

4.3.2.4 Schadstoffe in DSR-Sickerwässern 92

4.3.3 TOXIZITÄTSTESTS 95

4.3.3.1 Problemstellung 95

4.3.3.2 Ermittlung der toxischen Wirkung 95

4.3.3.3 Leuchtbakterienhemmtest 96

4.3.3.4 Protozoenhemmtest 97

4.3.3.5 Ergebnisse des Protozoenhemmtests und des Leuchtbakterienhemmtests 100

4.3.3.6 Dosis – Wirkungstests 104

4.3.3.7 Mögliche Toxizitätsquellen 109

5 ANFORDERUNGEN AN DIE BIOLOGISCHE STABILITÄT VON MECHANISCH-

BIOLOGISCH VORBEHANDELTEN RESTABFÄLLEN 115

5.1 Gasbildung als Beurteilungsmaßstab 116

5.2 Sickerwasserbelastung als Beurteilungsmaßstab 125

5.3 Korrelation der Stabilitätsparameter untereinander 132

5.4 Ableitung der zu erwartenden Emissionen für Deponien mechanisch-biologisch

vorbehandelter Restabfälle auf der Basis der Regressionsanalysen 138

6 ZUSAMMENFASSUNG 141

7 LITERATUR 146

IV

ABBILDUNGSVERZEICHNIS

Abbildung 1: Untersuchungsprogramm zur Abschätzung des Emissionsverhaltens von Restabfällen........ 3

Abbildung 2: Stellung der DSR-Versuche im Untersuchungskonzept des Vorhabens ................................. 7

Abbildung 3: Aufbau eines Deponiesimulationsreaktors............................................................................... 9

Abbildung 4: Veränderung des Parameters Glühverlust im Verlauf der mechanisch-biologischen

Behandlung............................................................................................................................. 14

Abbildung 5: Korrelation zwischen TOC und CSB im Feststoff ................................................................ 15

Abbildung 6: Korrelation zwischen den Feststoffparametern Glühverlust, TOC und CSB ...................... 15

Abbildung 7: Einfluß des absoluten Fehlers bei der Glühverlustbestimmung auf den

Abbaugrad der oTS................................................................................................................ 17

Abbildung 8: Stickstoffgehalt der Restabfälle in Abhängigkeit von der Behandlungsdauer..................... 18

Abbildung 9: Stoffgruppenspezifischer Aufschluß nach AMIN und LEPOM (1995) .................................... 20

Abbildung 10: Stoffgruppenspezifischer Aufschluß verschiedener Restabfallproben ............................... 22

Abbildung 11: Massenverlust der oTS sowie der Stoffgruppen OLL (organisch leicht löslich) Cellulose

und Lignin ............................................................................................................................ 22

Abbildung 12: C/L-Verhältnis in Abhängigkeit von der Rottedauer.......................................................... 24

Abbildung 13: Ergebnisse der Rohfettbestimmung, angegeben als Gehalt in der TS und in der oTS ...... 26

Abbildung 14: Massenverlust der Rohfett-Fraktion durch die Vorbehandlung......................................... 27

Abbildung 15: Zeitlicher Verlauf der Atmungsaktivität sowie die Ausprägung von Lag-Phasen in

Abhängigkeit von der Stabilität der Restabfälle ................................................................. 30

Abbildung 16: Verlauf des Parameters Atmungsaktivität in Abhängigkeit von der Rottezeit .................. 32

Abbildung 17: Vergleich der eingesetzten Methoden zur Bestimmung der Atmungsaktivität.................. 34

Abbildung 18: Einfluß des Wassergehaltes auf die Messung der Atmungsaktivität nach der BMBF-

Verbundmethode .................................................................................................................. 35

Abbildung 19: Belastung der untersuchten Abfälle mit As, Cd, Ni und Cr................................................ 37

Abbildung 20: Belastung der untersuchten Restabfälle mit Zn, Cu, Pb und Hg........................................ 38

Abbildung 21: Belastung der Restabfälle mit PAK..................................................................................... 39

V

Abbildung 22: PCB-Belastung der untersuchten Restabfälle ..................................................................... 40

Abbildung 23: Entwicklung des TOC im Eluat in Abhängigkeit von der Vorbehandlung ........................ 44

Abbildung 24: Entwicklung der Stickstoff-Konzentration im Eluat........................................................... 44

Abbildung 25 Entwicklung der Chloridkonzentration im Eluat................................................................. 45

Abbildung 26: Elutionskinetik am Beispiel eines unbehandelten und eines weitgehend stabilisierten

Restabfalls ............................................................................................................................ 46

Abbildung 27: Schwermetallbelastung der Eluate ...................................................................................... 49

Abbildung 28: Langfristiger Verlauf der Gasbildung eines gut stabilisierten Restabfalls ........................ 51

Abbildung 29: Gasbildung unterschiedlich vorbehandelter Restabfälle .................................................... 51

Abbildung 30: Gasmengenprognose für eine MBA-Deponie für unterschiedliche Halbwertszeiten τ τ ..... 57

Abbildung 31: Weg der Energiegewinnung methanotropher Bakterien .................................................... 58

Abbildung 32: Emissionsverhalten des Standardrestabfalls aus der MBRA Horm im DSR ..................... 63

Abbildung 33: Emissionsverhalten eines mechanisch aufbereiteten Restabfalls im DSR .......................... 64

Abbildung 34: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-UM-8 im DSR...................................................... 65

Abbildung 35: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-UM-24 im DSR.................................................... 66

Abbildung 36: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-BM-8 im DSR...................................................... 67

Abbildung 37: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-BM-16 im DSR .................................................... 68

Abbildung 38: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-BM-16+8 im DSR................................................ 69

Abbildung 39: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-BM-16+16 im DSR .............................................. 70

Abbildung 40: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-BM-16+36 im DSR .............................................. 71

Abbildung 41: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-V-8 im DSR.......................................................... 72

Abbildung 42: Emissionsverhalten der Restabfalls QB-V-12 im DSR........................................................ 73

Abbildung 43: Emissionsverhalten der Restabfalls Herhof 4+4 im DSR.................................................... 74

Abbildung 44: Emissionsverhalten der Restabfalls Herhof 4+8 im DSR.................................................... 75

Abbildung 45: Emissionsverhalten der Restabfalls Herhof 4+8+78 im DSR.............................................. 76

Abbildung 46: Emissionsverhalten der Restabfalls Kaminzugverf. 20 im DSR ......................................... 77

VI

Abbildung 47: Emissionsverhalten der Restabfalls Kaminzugverf. 44 im DSR ......................................... 78

Abbildung 48: Emissionsverhalten der Restabfalls Kaminzugverf. 56 im DSR ......................................... 79

Abbildung 49: Emissionsverhalten der Restabfalls Wittstock 4+16 im DSR.............................................. 80

Abbildung 50 :Zeitlicher Verlauf der organischen Belastung (TOC) des Sickerwassers für Restabfälle

mit unterschiedlicher Vorbehandlung ................................................................................. 82

Abbildung 51: Zeitlicher Verlauf der Stickstoffbelastung (TKN) des Sickerwassers für Restabfälle mit

unterschiedlicher Vorbehandlung........................................................................................ 83

Abbildung 52: Zeitlicher Verlauf der AOX-Belastung von DSR-Sickerwässern für Restabfälle

unterschiedlicher Vorbehandlung........................................................................................ 84

Abbildung 53: Abschätzung des zeitlichen Verlaufs der Sickerwasseremissionen für TOC und NH4-N in

der Nachsorgephase und danach.......................................................................................... 88

Abbildung 54: BTEX-Konzentrationen in DSR-Sickerwässern ................................................................. 92

Abbildung 55: Vergleich der Schwermetallkonzentrationen in DSR-Sickerwässern zu Beginn der

Inkubation mit den Einleitgrenzwerten des 51. Anhanges der Rahmen-Abwasser-VwV.. 93

Abbildung 56: Tetrahymena thermophila in 2400-facher Vergrößerung................................................... 97

Abbildung 57: Abnahme der Trübung in Abhängigkeit von der Inkubationsdauer ................................ 100

Abbildung 58: Toxizitätsentwicklung von DSR-Sickerwässern in Abhängigkeit von der Zeit sowie vom

Vorbehandlungsgrad der Restabfälle ................................................................................ 101

Abbildung 59: Toxizitätskennwerte der untersuchten Restabfalleluate ................................................... 103

Abbildung 60: Dosis-Wirkungsbeziehungen der Schwermetalle Hg(II), Zn(II), Cu(II), Ni(II), Cd(II),

Pb(II) und Cr(III) ............................................................................................................... 106

Abbildung 61: Dosis-Wirkungsbeziehungen von Toluol sowie von m-Xylol ............................................. 107

Abbildung 62: Schwermetallbelastung einer Sickerwasserprobe im Vergleich zu den EC50-Werten .... 110

Abbildung 63: Schwermetallbelastung der Eluate im Vergleich zu den EC50-Werten ............................ 110

Abbildung 64: Toxizitätsentwicklung und organische Sickerwasserbelastung im DSR .......................... 112

Abbildung 65: Zusammenhang zwischen gemessener Gasproduktion im Gärtest und im DSR .............. 117

Abbildung 66: Korrelation zwischen Atmungsaktivität (BMBF-Verbundmethode) und Gasproduktion

im DSR................................................................................................................................ 119

VII

Abbildung 67: Korrelation zwischen Atmungsaktivität (Methode der BUGH Wuppertal) und

Gasproduktion im DSR ...................................................................................................... 119

Abbildung 68: Korrelation zwischen TOC im Eluat und Gasproduktion ................................................ 120

Abbildung 69: Korrelation zwischen dem BSB5/CSB-Verhältnis im Eluat und Gasproduktion ............ 121

Abbildung 70: Korrelation zwischen ges. N im Eluat und Gasproduktion im DSR ................................. 121

Abbildung 71: Korrelation zwischen den Ergebnissen der Stoffgruppenanalytik und Gasproduktion .. 123

Abbildung 72: Korrelation zwischen Cellulose/Lignin-Verhältnis (C/L) und Gasproduktion................. 123

Abbildung 73: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Gasbildung .................................................... 125

Abbildung 74: Korrelation zwischen TOC im Eluat TOC-Fracht im DSR-Sickerwasser ...................... 127

Abbildung 75: Zusammenhang zwischen ges. N im Eluat und ges.N-Fracht im DSR-Sickerwasser ....... 128

Abbildung 76: Zusammenhang zwischen BSB5 im Eluat und Stofffracht im DSR-Sickerwasser........... 129

Abbildung 77: Zusammenhang zwischen BSB5/CSB-Verhältnis im Eluat und Stofffracht im DSR-

Sickerwasser....................................................................................................................... 129

Abbildung 78: Zusammenhang zwischen Atmungsaktivität und TOC-Fracht im DSR-Sickerwasser .... 130

Abbildung 79: Zusammenhang zwischen Atmungsaktivität und ges. N-Fracht im DSR-Sickerwasser... 131

Abbildung 80: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und Stofffracht im DSR-Sickerwasser ................. 132

Abbildung 81: Korrelation zwischen Gärtest und Atmungsaktivität ....................................................... 134

Abbildung 82: Korrelation zwischen TOC im Eluat und Atmungsaktivität............................................. 135

Abbildung 83: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und Gärtest ........................................................... 136

Abbildung 84: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und Atmungsaktivität ........................................... 136

Abbildung 85: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Gasproduktion im Gärtest............................. 137

Abbildung 86: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Atmungsaktivität ........................................... 137

VIII

VERZEICHNIS DER TABELLEN

Tabelle 1: Übersicht zur Vorbehandlung der untersuchten Restabfälle .................................................... 10

Tabelle 2: Zusammensetzung der untersuchten Restabfälle ....................................................................... 12

Tabelle 3: Feststoffanalysen der untersuchten Restabfälle ......................................................................... 13

Tabelle 4: Ergebnisse der Stoffgruppenanalytik ......................................................................................... 21

Tabelle 5: Eingesetzte Methoden zur Bestimmung der Atmungsaktivität im Sapromat ........................... 28

Tabelle 6: Ergebnisse der Atmungsaktivitätsmessungen ............................................................................ 31

Tabelle 7: Ergebnisse der Eluatanalysen (1. Eluat)..................................................................................... 43

Tabelle 8: Über den Wasserpfad mobilisierbare Emissionspotentiale ....................................................... 47

Tabelle 9: Übersicht zur biologischen Aktivität der untersuchten Restabfälle .......................................... 50

Tabelle 10: Abschätzung der langfristig zu erwartenden Halbwertszeit der Gasproduktion ................... 55

Tabelle 11: Zusammenstellung von Literaturdaten zur Methanoxidation ................................................. 61

Tabelle 12: Emissionspotentiale ................................................................................................................... 85

Tabelle 13: Abschätzung des Nachsorgezeitraumes .................................................................................... 89

Tabelle 14: Literaturangaben zu Durchlässigkeitsbeiwerten kf in [m/s] .................................................... 90

Tabelle 15: Konzentrationsbereiche von Schwermetallen aus Siedlungsabfalldeponien ........................... 94

Tabelle 16: Vergleich der EC 50-Werte von T. thermophila mit anderen Organismen........................... 108

Tabelle 17: Korrelationen aller betrachteten Parameter zueinander ...................................................... 133

Tabelle 18: Wertebereiche relevanter Alternativparameter in Abhängigkeit von der Zielgröße

Gasproduktion......................................................................................................................... 138

Tabelle 19: Wertebereiche relevanter Alternativparameter in Abhängigkeit von der Zielgröße

Sickerwasserbelastung ............................................................................................................ 139

Tabelle 20: Vergleich der Sickerwasserbelastung von MBA-Abfällen mit der Sickerwasserbelastung

aus Ablagerungen unbehandelter Siedlungsabfälle in der Methanphase ............................. 140

1

1 Einleitung

1.1 Ziele der Technischen Anleitung Siedlungsabfall (TASi)

Die TASi stellt Anforderungen an abzulagernde Abfälle, die nicht weiter verwertet

werden können. Diese lassen sich im wesentlichen zusammenfassen zu:

• Entsorgungsprobleme sollen nicht auf künftige Generationen verlagert werden

(Nr. 1.1).

• Durch Einhaltung der Zuordnungswerte nach Anhang B der TASi soll insbeson-

dere erreicht werden (Nr. 10.1), daß

• „praktisch kein“ Deponiegas entsteht,

• die Sickerwasserbelastung sehr gering ist und

• nur geringfügige Setzungen infolge biologischen Abbaus organischer Sub-

stanz auftreten.

• Abfälle sind hohlraumarm und verdichtet einzubauen (Nr.10.6.4.1).

• Beim Aufbau des Deponiekörpers soll die Sickerwasserbildung minimiert werden

bzw. der Aufwand für die ggf. erforderliche Sickerwasserbehandlung minimiert

werden (Nr. 10.6.4.2).

Durch die Restabfallbehandlung sollen die Abfälle in eine möglichst reaktionsträge

Form überführt werden, um während der anschließenden Ablagerung Umweltge-

fährdungen, die vom Deponiekörper ausgehen können, möglichst weitgehend zu

minimieren. Zielstellung ist also die nachsorgefreie bzw. nachsorgearme Deponie.

Das Leitbild einer solchen Deponie, d.h. welche Emissionen sind tolerierbar oder

wie hoch ist ein akzeptables Deponiegaspotential bzw. wie lang ist die maximale

Dauer der Nachsorgephase, wird durch die TASi allerdings nicht gegeben. Die TASi

schreibt im Anhang B lediglich Zuordnungskriterien für die Ablagerung vor, die das

o.g. Ziel gewährleisten sollen. Die Zuordnungskriterien (hier vor allem Glühverlust

und Feststoff-TOC) können aber nur ausschließlich durch die thermische Restab-

fallbehandlung eingehalten werden. Zur Überprüfung der Leistungsfähigkeit von

Müllverbrennungsanlagen sind diese Parameter sicherlich geeignet, jedoch nicht zur

Beschreibung des Deponieverhaltens mechanisch-biologisch vorbehandelter Re-

stabfälle.

2

1.2 Zielstellung des Teilvorhabens an der BUGH Wuppertal

Das Teilvorhaben 3/4 „Anforderungen an und Bewertung von biologischen Vorbe-

handlungen für die Ablagerung“ untersucht das Ablagerungs-/

Emissionsverhalten von mechanisch-biologisch vorbehandelten Restabfällen.

Gesamtziel des Vorhabens ist es, Zusammenhänge zwischen dem Stoffinventar von

mechanisch-biologisch vorbehandelten Restabfällen und dem davon unter Deponie-

bedingungen mobilisierbaren Anteil, dem Emissionspotential, aufzuzeigen. Der

Schwerpunkt liegt dabei auf dem biologisch abbaubarem Anteil der organischen

Substanz dieser Restabfälle, aus dem die Hauptemissionen Deponiegas und Sik-

kerwasserbelastung resultieren. Da zur Charakterisierung des biologisch verfügba-

ren Anteils der organischen Substanz die Parameter Glühverlust bzw. TOC im Fest-

stoff nicht geeignet sind, werden Parameter gefordert, die den weitgehenden biolo-

gischen Abbau der organischen Substanz durch die Vorbehandlung nachweisen.

Das führt zwangsläufig dazu, daß die Beurteilung von mechanisch-biologisch vorbe-

handelten Restabfällen über biologische Testsysteme, wie Deponiesimulationsre-

aktor, Gärtest, Respirations- oder Toxizitätstests, erfolgen muß.

Da es zur Zeit kaum Deponien gibt, auf denen mechanisch-biologisch vorbehandelte

Restabfälle abgelagert werden, bzw. kaum Erfahrungen zu deren langfristigem

Emissionsverhalten existieren, nehmen die in diesem Vorhaben durchgeführten Un-

tersuchungen in Deponiesimulationsreaktoren eine zentrale Stellung ein. Sie dienen

als Beurteilungsmaßstab für die Qualität der mechanisch-biologischen Behandlung

für die Ablagerung. Im Rahmen des Vorhabens soll die Eignungsfähigkeit von Alter-

nativparametern zum Glühverlust/TOC zur Charakterisierung des bei der Ablage-

rung zu erwartenden Emissionsverhaltens überprüft werden. D.h., geeignete Para-

meter müssen mit dem Emissionsverhalten in Deponiesimulationsreaktoren korrelie-

ren. Die Anforderungen, die an die MBA gestellt werden (Werte für die Alternativpa-

rameter), müssen sich an „akzeptablen Restemissionen“ orientieren. Aus den DSR-

Untersuchungen sollen also Vorschläge für die Größenordnung dieser akzeptablen

Restemissionen, deren Einhaltung als umweltverträglich eingestuft werden kann,

abgeleitet werden.

3

2 Untersuchungsprogramm

Abbildung 1 zeigt einen Überblick der eingesetzten Untersuchungsmethoden zur

Abschätzung des Emissionsverhaltens von Restabfällen. Prinzipiell gliedert sich das

Restabfall (nach mechanischer / vor und nach biologischer Behandlung)

- unterschiedliche Rottedauer - verschiedene Rotteverfahren

Untersuchungen zur biologischen Stabilität

chemisch-physikalischeUntersuchungen

ElutionstestsMehrfachauslaugung

unter anaeroben Bedingungen

unter aeroben Bedingungen Feststoffanalytik:

GlühverlustTC, TOC, CSBges. NStoffgruppenanalytikRohfettgehaltMetallePAKPCB

DSRRespirations-versuche

Toxizitäts-untersuchungen

Gärtest

Sicker-wasser

Deponie-gas Feststoff

Abbildung 1: Untersuchungsprogramm zur Abschätzung des Emissionsverhaltens von

Restabfällen

Untersuchungsprogramm in Untersuchungen zum biologischen Stabilisierungsgrad

und in chemisch-physikalische Untersuchungen.

Zu den chemisch-physikalischen Untersuchungen zählen die Feststoffuntersuch-

ungen, anhand derer das Stoffinventar der Abfälle bestimmt wird, und die Auslau-

gungsuntersuchungen, mit denen das über den Wasserpfad mobilisierbare Stoffpo-

tential durch Mehrfachelution ermittelt wird.

4

Im Rahmen der biologischen Stabiltätsuntersuchungen wird der durch biologische,

chemische und physikalische Prozesse insgesamt mobilisierbare Anteil des Inven-

tars, also das Emissionspotential, durch Langzeituntersuchungen in Deponiesimula-

tionsreaktoren (anaerob) ermittelt. Zusätzlich wird die biologische Aktivität der Rest-

abfälle sowohl unter aeroben Bedingungen im Sapromat als auch unter anaeroben

Randbedingungen mit Hilfe von Gärtests bestimmt.

2.1 Feststoffanalytik

2.1.1 Inventaranalysen

Im Rahmen der Feststoffuntersuchungen wurden die Restabfälle auf deren Gehalt

an organischer Substanz (Glühverlust, Gesamter Kohlenstoff (TC), Gesamter Orga-

nischer Kohlenstoff (TOC) sowie der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) der Fest-

stoffe) untersucht. Weiterhin wurde der Gesamt-Stickstoffgehalt (ges. N) der Abfall-

proben bestimmt. Diese Parameter charakterisieren diejenigen Abfallinhaltsstoffe,

von denen die Hauptemissionen (Deponiegas, organische Sickerwasserbelastung,

Stickstoffbelastung des Sickerwassers) ausgehen.

Da der heute anfallende Restabfall in der Regel relativ gering mit Schadstoffen be-

lastet ist, wurden nur exemplarisch an einigen Abfallproben auch Schadstoffgehalte

im Feststoff bestimmt. Dabei handelte es sich um Schwermetalle und die organi-

schen Schadstoffe PAK und PCB.

Die Feststoffanalysen geben also das Stoffinventar der Restabfälle an. Allerdings ist

nur ein gewisser Anteil des Stoffinventars durch physikalische bzw. biochemische

Prozesse unter Deponiebedingungen mobilisierbar. Dieser mobilisierbare Anteil wird

definitionsgemäß als Emissionspotential bezeichnet.

In Anlehnung an die Futtermittelanalytik ( VAN SOEST (1963), VAN SOEST und WINE

(1967)) befindet sich zur Zeit der sogenannte korrigierte Glühverlust (AMIN und

LEPOM (1995)) zur Charakterisierung des biologisch abbaubaren Anteils der organi-

schen Substanz von Restabfällen in der Diskussion. Mit dieser Methode kann das

theoretisch biologisch abbaubare Stoffpotentials des Abfalls ermittelt werde. Da da-

bei eine intensivste mechanische und naßchemische Aufbereitung der Abfallproben

erfolgt, ist davon auszugehen, daß nicht das Emissionspotential, sondern ebenfalls

5

nur das Inventar an biologisch verfügbarer organischer Substanz ermittelt werden

kann.

2.1.2 Parameter zur Charakterisierung der biologischen Aktivität der Restabfälle

Zur eindeutigen Beurteilung der mikrobiellen Verwertbarkeit der biologisch abbauba-

ren organischen Substanz werden biologische Testverfahren (Atmungsaktivität,

Gärtest) herangezogen. Es handelt sich dabei um Aktivitätsmessungen, bei denen

Edukte (Sauerstoffverbrauch) bzw. Produkte (Gasbildung) des biochemischen Stoff-

wechsels unter aeroben respektive anaeroben Randbedingungen innerhalb eines

definierten Testzeitraums gemessen werden. Die gemessenen Stoffwechselaktivitä-

ten sind direkt von der mikrobiellen Verfügbarkeit der organischen Substanz abhän-

gig. Ein Nachteil der biologischen Testverfahren besteht in deren zeitlichem Analy-

seaufwand (Atmungsaktivität: 4 Tage, Gärtest: 21 Tage). Zur Ermittlung des Emissi-

onspotentials reichen diese Zeiträume allerdings bei weitem nicht aus, so daß nur

ein Bruchteil des realen Emissionspotentials erfaßt werden kann.

2.2 Auslauguntersuchungen nach DEV-S4

Anhand von Auslaugungsuntersuchungen nach DIN 38414 – DEV-S4 wurde das

über den Wasserpfad mobilisierbare Stoffpotential der untersuchten Abfälle ermittelt.

Um das über den Wasserpfad mobilisierbare Stoffpotential verläßlich zu ermitteln,

sind Mehrfachelutionen (5 Zyklen mit dest. Wasser) durchgeführt worden.

Zur groben Abschätzung des Ablagerungsverhaltens von Abfällen stellen Auslaug-

untersuchungen ein wichtiges Beurteilungskriterium dar, da die Löslichkeit der Ab-

fallinhaltsstoffe bzw. deren Mobilisierbarkeit über den Wasserpfad die Grundvoraus-

setzung für den im Deponiekörper stattfindenden biochemischen Abbau ist.

Ein wesentlicher Nachteil der Elutionsversuche ist, daß die Milieubedingungen einer

Deponie in keiner Weise abgebildet werden. Da die Zusammensetzung von Depo-

niesickerwässern als eine Funktion der im Deponiekörper ablaufenden Prozesse

angesehen werden muß, ist ein direkter Schluß auf die Qualität des zu erwartenden

Sickerwassers nicht möglich.

6

2.3 Untersuchungen in Deponiesimulationsreaktoren (DSR)

2.3.1 Zielsetzung

Die Hauptziele der Versuche in Deponiesimulationsreaktoren bestehen zum einen in

der Ermittlung des Emissionspotentials, also des unter anaeroben Bedingungen ma-

ximal mobilisierbaren Anteils des Stoffinventars der Restabfälle, und zum anderen in

der Abschätzung des langfristigen Emissionsverlaufs über die Emissionspfade Gas

und Sickerwasser. Die Versuchsdauer der Langzeituntersuchungen in den Deponie-

simulationsreaktoren beträgt in der Regel ein bis zwei Jahre, so daß das Emissi-

onspotential der untersuchten Restabfälle abgeschätzt werden kann.

Die Versuche in Deponiesimulationsreaktoren nehmen im Gesamtkonzept des Vor-

habens eine zentrale Stellung ein (Abbildung 2). Sie dienen einerseits zur Abschät-

zung der unter Deponiebedingungen zu erwartenden Emissionen und andererseits

als Maßstab zur Entwicklung eines Parametersatzes zur Charakterisierung des

Emissionsverhaltens mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle. So kann

die Eignungsfähigkeit der zur Zeit in der Diskussion stehenden Alternativparameter

(Gärtest, Atmungsaktivität, Stoffgruppenanalytik, TOC im Eluat) zum Glühverlust

bzw. TOC der TASi an Deponiesimulationsreaktoren überprüft werden. Der zu ent-

wickelnde Parametersatz soll mit dem Emissionsverhalten der Restabfälle korrelie-

ren. Richt- bzw. Grenzwerte der zu findenden Ersatzparameter müssen sich an ak-

zeptablen Restemissionen orientieren.

Deponiesimulationsreaktoren stellen ein etabliertes Testsystem zur Abschätzung

des Ablagerungs- / Emissionsverhaltens von Abfallstoffen dar, deren Ergebnisse

aufgrund der Vielzahl der bereits mit diesem Testsystem erzielten Erkenntnisse mit-

einander vergleichbar sind (HEYER UND STEGMANN (1997), LEIKAM UND STEGMANN

(1997), BRINKMANN ET AL. (1997), ANDREAS ET AL. (1997), Kruse (1994), SPENDLIN

(1991), POLLER (1990), WOLFFSON (1985), EHRIG (1984), STEGMANN (1981)).

Generell besteht immer die Schwierigkeit von Laborversuchen auf eine großtechni-

sche Ablagerung zu schließen. Vor allem dann, wenn großtechnische MBA-

Deponien, die dem Stand der heutigen MBA-Technik entsprechen, kaum existieren.

7

Dennoch lassen sich anhand der DSR-Versuche eindeutige Trends aufzeigen, da

Deponiesimulationsreaktoren seit langem schon zur Beurteilung herkömmlicher

Siedlungsabfalldeponien herangezogen werden, so daß diese älteren Daten als

wichtige Interpretationshilfe herangezogen werden können.

Mechanisch-biologischeRestabfallbehandlung

Emissionen(Deponiesimulation)

Qualitätskontrolle

Emissions-Potential

ZeitlicherVerlauf

akzeptableRestemissionen

Alternativparameter

ParametersatzGrenzwerte

Bewertung Ablagerung

•Atmungsaktivität•Gärtest•TOC im Eluat•Stoffgruppenanalytik

Korrelation

Abbildung 2: Stellung der DSR-Versuche im Untersuchungskonzept des Vorhabens

2.3.2 Versuchsaufbau und Betriebsweise

Ein Deponiesimulationsreaktor (DSR) ist ein Bioreaktor, in dem die Auslaugungs-,

Abbau- und Umsetzungsprozesse von Abfallstoffen unter definierten Randbedin-

gungen untersucht werden können. Durch Gestaltung und Betrieb der Versuchsan-

lage wird erreicht, daß die Vorgänge im realen Deponiekörper unter anaeroben Mi-

lieubedingungen im Labormaßstab simuliert werden können. Der Betrieb des Depo-

niesimulationsreaktors erfolgt gemäß der Standardarbeitsvorschrift (SAV) 3 des

BMBF-Verbundvorhabens ”Deponiekörper” (HEYER ET AL. (1995)).

Zur Ermittlung des Emissionspotentials sind Randbedingungen erforderlich, die zu

einer deutlichen zeitlichen Beschleunigung des Mobilisierungsverhaltens führen.

Diese Randbedingungen müssen teilweise stark von Deponieverhältnissen abwei-

chen. Faktoren, die die Stoffmobilisierung beeinflussen, sind Versuchstemperatur,

Kontaktfläche des Abfalls (Zerkleinerungsgrad), Wasserbeaufschlagung , Wasser-

gehalt, Wasserbewegung.

8

Die Versuchstemperatur wird konstant auf 30°C gehalten. Diese Temperatur ent-

spricht nach HUND ET AL. 1996 in etwa der maximalen Selbsterhitzung des anaero-

ben Abbaus von mechanisch-biologisch vorbehandelten Restabfällen. Ein weiterer

Punkt, der für diese Temperatur spricht, ist, daß in den letzten Jahren zahlreiche

DSR-Versuche bei einer Inkubationstemperatur von 30 °C im Rahmen von For-

schungsvorhaben durchgeführt worden sind.

Die Inkubation erfolgt bei einem Wassergehalt, der die maximale Wasser-

haltekapazität so weit überschreitet, daß eine freie Sickerwassermenge von 3 l zur

Verfügung steht. Diese freie Sickerwassermenge wird im Kreislauf geführt, so daß

die Umsetzungen nicht aufgrund des zu niedrigen Wassergehaltes bzw. fehlender

Wasserbewegung limitiert werden. Die Kreislaufführung führt zu einer Intensivierung

der Mobilisierungsprozesse und erhöht die Kontaktzeit des Wassers mit dem Abfall,

so daß dadurch in gewissen Grenzen die Höhe des Deponiekörpers nachgebildet

wird.

Auf eine weitere Zerkleinerung des Abfalls zur Vergrößerung der Kontaktflächen

wird verzichtet, damit das zu ermittelnde Emissionspotential mit dem in der Deponie

zu erwartenden Emissionspotential vergleichbar ist. Es ist damit zu rechnen, daß

unter Deponiebedingungen aufgrund der Struktur der Abfälle nur ein gewisser Anteil

der theoretisch umsetzbaren organischen Substanz mobilisiert wird. Ebenso würde

eine starke Veränderung der Kornstruktur zu einem grundsätzlich anderen hydrauli-

schen Verhalten führen, welches mit Deponiebedingungen nicht zu vergleichen wä-

re.

Mit dem Ziel, die Mobilisierungsprozesse im DSR deutlich zu beschleunigen, wird

der Wasserhaushalt des Deponiesimulationsreaktors im Vergleich zu einer Deponie

sehr stark verändert. Die Wasserbeaufschlagung beträgt ca. 1,3 m³/(Mg*a), in einer

nicht abgedeckten Deponie unbehandelter Restabfälle hingegen nur ca. 0,015

m³/(Mg*a). Es wird davon ausgegangen, daß nach Abklingen der biologischen Um-

setzungen im Deponiekörper der Stofftransport im wesentlichen durch physikalische

Auslaug- und Desorptionsprozesse gekennzeichnet wird. Der Verlauf der langfristi-

gen Sickerwasseremissionen eines gut stabilisierten Abfalls kann dann durch die

stark erhöhte Wasserbeaufschlagung im Zeitraffer dargestellt werden.

9

1

23

4

5

67

8

9

10

1112

13

1415

Abfall

1 DSR aus nichtrostender Edel-stahllegierung, V = 120 l

2 Verschlußdeckel für DSR3 Dichtung4 Prozeßwasserverteilerkopf5 Lochblecheinlegeboden mit

Gaze-Bespannung6 Prozeßwasserpumpe7 Absperrventil für Prozeßwas-

serpumpe8 Gasdruckausgleichsrohr aus

Edelstahl9 Leitung zur Sickerwasser-

rezirkulation10 Drei-Wege-Hahn11 Absperrventil für Gasentnahme12 Verbindungsleitung13 Gasbeutel mit Absperrhahn14 Elektroanschluß der Prozeß-

wasserpumpe15 Elektronisch gesteuerte Zeit-

schaltuhr

Abbildung 3: Aufbau eines Deponiesimulationsreaktors

2.4 Toxizitätstests

Der wesentliche Vorteil von Toxizitätsuntersuchungen besteht darin, daß sie die

Wirkung aller im Wasser enthaltenen Substanzen integrieren. Allgemeine Aussagen

zur ökotoxikologischen Gesamtwirkung sind mit diesem Instrumentarium nicht mög-

lich, wohl aber der „Vergleich der Giftigkeit verschiedener Stoffe oder Stoffgemische

untereinander“ (aus DIN 38414 – DEV-L1). Es kann also eine grobe Einschätzung

der Gefährdung getroffen werden, die von den komplexen Stoffgemischen Sicker-

wasser bzw. Eluat ausgehen.

Als Testorganismen wurden Leuchtbakterien und Protozoen eingesetzt. Der Leucht-

bakterienhemmtest wurde nach DIN 38412 – DEV-L34 durchgeführt, der Protozoen-

hemmtest in Anlehnung an die Arbeitsvorschrift der FU Berlin, Institut für Biochemie

& Molekularbiologie, Arbeitsgruppe Ökotoxikologie.

10

3. Untersuchte Restabfälle

3.1 Charakterisierung der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung

Insgesamt wurden 19 verschiedene Restabfallproben auf ihr langfristiges Deponie-

verhalten hin untersucht, wovon 18 nach einer mechanisch-biologischen Behand-

lung untersucht wurden.

Tabelle 1 stellt die wesentlichen Verfahrensmerkmale der jeweiligen mechanisch-

biologischen Behandlung zusammen. Insgesamt wurden 8 unterschiedliche Be-

handlungsverfahren beprobt. Die Verfahren unterscheiden sich deutlich im techni-

schen Aufwand der jeweiligen Intensivrotte. So konnte ein sehr breites Spektrum der

Leistungsfähigkeit von biologischen Restabfallbehandlungsanlagen erfaßt werden.

Die Verfahren erstrecken sich von einfachen Extensivrotteverfahren über Mieten-

verfahren unterschiedlicher Belüftungstechnik, Tunnelreaktoren bis hin zu technisch

aufwendigen Verfahren, wie prozeßgesteuerte Containerverfahren bzw. Vergä-

rungsanlagen. Weitere Unterschiede zeigen sich in der jeweiligen mechanischen

Aufbereitungsstufe, deren Kenndaten hier vereinfacht als Siebschnitt und als ausge-

schleuster Massenanteil der mechanischen Aufbereitung angegeben sind.

Tabelle 1: Übersicht zur Vorbehandlung der untersuchten Restabfälle

Restabfall-

bezeichnung

Vorbehandlung

Sieb-

schnitt

[mm]

Ausgeschleuster

Anteil Mechanik

[Gew.-%]

Rottezeit

(IR + NR)

[Wochen]

StandardrestabfallHorm

IR im Tunnelreaktor der MBRAHorm, statische NR in 80 cmFlachmieten

35010 (geschätzt)

Nur Metalle, Stör- undSchadstoffe

5 Tage IR +8 Wochen

NR

QB-0 Quarzbichl (QB), 24 h Homo-genisierung in Rottetrommel

40 ca. 45-50(vor Biologie)

0

QB-UM-8QB-UM-24

Statische Rotte in unbelüfteterMiete

40 ca. 45-50(vor Biologie)

824

40 ca. 45-50(vor Biologie)

QB-BM-8QB-BM-16QB-BM-16+8QB-BM-16+16QB-BM-16+36

Intensivrotte: druckbelüfteteMiete (1. Ziffer: Dauer Intensi-vrotte, 2. Ziffer: Dauer stati-sche Nachrotte in unbelüfteterMiete

816

16+816+1616+36

11

Tabelle 1 (Fortsetzung)

Restabfall-

bezeichnung

Vorbehandlung

Sieb-

schnitt

[mm]

Ausgeschleuster

Anteil Mechanik

[Gew.-%]

Rottezeit

(IR + NR)

[Wochen]

2 Wochen Vergärung mit BRV-Verfahren in Quarzbichl(Ziffer: Dauer der Nachrotte derVergärungsrückstände in ML-Container)

40 ca. 45-50(vor Biologie)

QB-VQB-V-8QB-V-12

22+8

2+12

Herhof 4+4Herhof 4+8

Herhof 4+8+78

Lohfelden Intensivrotte in Her-hofrottebox, Nachrotte in ML-Container

Zusätzlich 18 Monate unbelüf-tete Langzeitrotte

60ca. 27

(vor Biologie)

4+44+8

4+8+78

ca. 33(nach Biologie)

204456

Kaminzugverf. 20Kaminzugverf. 44Kaminzugverf. 56

Wittstock 4+16

KaminzugverfahrenDeponie MeisenheimDeponie Wilhelmshaven

Deponie ScharfenbergIntensivrotte: DruckbelüfteterContainer, Nachrotte: Unbe-lüftet, statisch in Dreiecks-mieten

60(nach

Biologie)

60 ca. 30-45(vor Biologie)

4+16

3.2 Stoffliche Zusammensetzung

Das Ziel der mechanischen Aufbereitung sollte eine möglichst weitgehende Anrei-

cherung der biologisch behandelbaren Fraktionen bei gleichzeitiger maximaler

Wertstoffabschöpfung sein.

Die Zusammensetzung der Restabfälle bei Anlieferung an der jeweiligen Anlage ist

in Tabelle 2 wiedergegeben. Die Zusammensetzung der Abfälle vor der Behandlung

ist in die biologisch behandelbaren Fraktionen Windeln, Organik, Papier und Fein-

müll bzw. in die nicht behandelbaren Fraktionen Glas/Mineralien, Sonstiges, Metalle

und Kunststoff unterteilt.

Der durch Sortieranalysen identifizierte Organikanteil der Abfälle bewegt sich in ei-

nem weiten Bereich von ca. 10 bis 30 Gew.-%. Zu beachten ist dabei allerdings, daß

die Feinmüllfraktion unterschiedliche Korngrößen aufweist. Des weiteren wurde die

12

Sortieranalyse des Abfalls aus Lohfelden nach der Vorzerkleinerung durchgeführt.

Die Angaben zum Organik- und Feinmüllanteil sind daher nur bedingt vergleichbar.

Betrachtet man jedoch die Summe der biologisch behandelbaren Fraktionen so er-

geben sich vergleichbare Zusammensetzungen an biologisch behandelbaren Frak-

tionen.

In der Quarzbichler Anlage konnte mit 45-50 Gew.-% der höchste Abtrennungsgrad

während der mechanischen Vorbehandlung erreicht werden. Nach DACH (1997)

wurde durch die mechanische Aufbereitung des Quarzbichler Restabfalls eine An-

reicherung an biologisch behandelbaren Inhaltsstoffen von 50 Gew.-% (vor mecha-

nischer Aufbereitung) auf 70 bis 80 Gew.-% (nach mechanischer Aufbereitung) er-

zielt.

Tabelle 2: Zusammensetzung der untersuchten Restabfälle (Standardrestabfall Horm ausPARAKNEWITZ-KALLA & DAMIECKI (1998), Quarzbichl, Meisenheim, Lohfelden aus DACH (1997),Wittstock aus JANIKOWSKI ET AL. (1996), alle Angaben in Gew.-%)

StandardrestabfallHorm

Quarzbichl Wittstock Meisenheim Lohfelden

nicht biologisch behan-delbar:Glas / Mineralien 12 5 13 8 3Sonstiges 9 15 20 17 25Metalle 5 8 3 6 6Kunststoff 16 16 12 12 11

biologisch behandelbar:Windeln 3 8 3 4 2Organik 27 17 30 11 8Papier 12 11 15 8 12

Feinmüll16

(< 5 mm)20

(< 10 mm)4

(< 10 mm)34

(< 40 mm)34

(< 8 mm) *

Summe abbaubar 58 56 52 57 57

*: Sortieranalyse nach Zerkleinerung

13

4 Ergebnisse

4.1 Ergebnisse der Feststoffuntersuchungen

4.1.1 Glühverlust, TC, TOC, CSB ges. N

Tabelle 3 gibt eine Zusammenstellung der Feststoffanalysen der beprobten Rest-

abfälle wieder. Es besteht Einigkeit darüber, daß der Glühverlust bzw. der TOC im

Feststoff zur Beschreibung der biologischen Stabilität bzw. des Deponieverhaltens

Tabelle 3: Feststoffanalysen (GV: Glühverlust, TOC und TKN) der untersuchten Restabfälle

Restabfallbezeichnung GV[% TS]

TC[mg/g]

TOC[mg/g]

CSB[mg/g]

ges. N[mg/g]

ges. N[% oTS]

Standardrestabfall Horm 65,3 268 257 926 8 1,2

QB-0 57,4 301 283 809 12 2,1

QB-UM-8 53,8 277 209 742 12 2,2

QB-UM-24 54,0 309 280 614 14 2,5

QB-BM-8 47,6 257 176 522 12 2,5

QB-BM-16 36,4 206 205 598 12 3,2

QB-BM-16+8 41,0 194 176 486 15 3,5

QB-BM-16+16 37,8 234 179 497 12 3,2

QB-BM-16+36 36,9 202 186 498 14 3,7

QB-V-8 39,8 190 184 446 9 2,4

QB-V-12 33,8 182 186 373 7 2,2

Herhof 4+4 31,5 156 140 470 9 2,9

Herhof 4+8 34,8 147 163 346 10 2,9

Herhof 4+8+78 29,4 154 124 379 12 4,1

Kaminzugverf. 20 38,2 174 187 483 8 2,0

Kaminzugverf. 44 31,6 152 164 392 7 2,1

Kaminzugverf. 56 30,0 153 148 422 11 3,5

Wittstock 4+16 32,7 145 171 407 13 4,0

als nicht geeignet gilt (DAMIECKI (1992), LEPOM & HENSCHEL (1993), VÖLKER (1991)),

da die als biochemisch inert geltenden Stoffgruppen Kunststoffe, Leder, Lignin,

14

Kohle, Koks in das Meßergebnis mit eingehen, bzgl. des Emissionsgeschehens aber

nur von untergeordneter bzw. keiner Bedeutung sind.

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

Standa

rdre

stabfa

ll Hor

mQB-0

QB-UM

-8

QB-UM

-24

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-BM

-16+

36

QB-V-8

QB-V-1

2

Herho

f 4+4

Herho

f 4+8

Herho

f 4+8

+78

Kaminz

ugve

rf. 2

0

Kaminz

ugve

rf. 4

4

Kaminz

ugve

rf. 5

6

Witts

tock

4+1

6

Glü

hve

rlu

st [

% T

S]

Abbildung 4: Veränderung des Parameters Glühverlust im Verlauf der mechanisch-

biologischen Behandlung

Der Glühverlust des Quarzbichler Restabfalls nimmt von 58 % der TS auf Werte um

35 % der TS im Verlauf der biologischen Behandlung ab, der Feststoff-TOC von

anfänglich 28 % der TS auf ca. 18 % der TS. Die Restabfälle aus Lohfelden (Rotte in

Herhof-Boxen), Meisenheim bzw. Wilhelmshaven (Kaminzugverfahren) und

Wittstock (ML-Container-Rotte) weisen nach der Behandlung einen geringeren An-

teil an organischer Substanz auf (Glühverlust: ca. 30 % der TS bzw. TOC: ca. 12%

bis 16 % der TS).

Die TC- (Total Carbon) und TOC-Werte (Total Organic Carbon) bewegen sich auf

einem fast identischen Niveau, was auf einen nur geringen anorganischen Kohlen-

stoffanteil (TIC=TC-TOC) schließen läßt. Teilweise liegt der TOC über dem TC, was

definitionsgemäß nicht möglich ist, jedoch auf den geringen anorganischen Kohlen-

stoffanteil und analytischen Ungenauigkeiten zurückgeführt werden kann.

15

CSB = 2,7211* TOC R2 = 0,6782

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

0 50 100 150 200 250 300 350 400

TOC [mg/g TS]

CS

B [

mg

/g T

S]

Abbildung 5: Korrelation zwischen TOC und CSB im Feststoff

CSB = 12,9*GV R2 = 0,8317

TOC = 4,7*GV R2 = 0,7857

0

50

100

150

200

250

300

350

25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 50,0 55,0 60,0 65,0 70,0

Glühverlust [%TS]

TO

C [

mg

/g T

S]

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

CS

B [

mg

/g T

S]

TOC

CSB

Abbildung 6: Korrelation zwischen den Feststoffparametern Glühverlust, TOC und CSB

Eine Reihe der untersuchten Restabfälle weist durchaus vergleichbare Gehalte an

organischer Substanz auf. Bezüglich ihrer biologischen Aktivität sind jedoch erhebli-

16

che Unterschiede festzustellen, was die Untersuchungen in Deponiesimulations-

reaktoren bzw. die Gärtests und Atmungsaktivitätsmessungen belegen, auf die aber

erst später eingegangen wird.

Die den organischen Anteil des Restabfalls charakterisierenden Parameter Glüh-

verlust, TOC, CSB stehen nach den erzielten Ergebnissen in Beziehung zueinander.

Abbildung 5 und Abbildung 6 verdeutlichen die Korrelation zwischen diesen Para-

metern. Als grobe Faustwerte ergeben sich: TOC = GV/2 und CSB=2,7*TOC.

Durch die biologische Restabfallbehandlung wird der Glühverlust der Abfälle von

anfangs 60 % der TS auf Werte um ca. 30 % der TS reduziert. Das entspricht einem

Abbaugrad (Massenverlust) der organischen Substanz (AOTS) von 71,4 % oTS. Der

AOTS ist definiert mit dem Verhältnis aus Massenverlust während der biologischen

Behandlung bezogen auf die oTS zu Beginn der Behandlung.

AoTS = (mA − mE)

GVA∗mA

mit AoTS: Abbaugrad bzw. Massenverlust der oTS [% oTS]mA: Masse am Anfang der biologischen BehandlungmE: Masse am Ende der biologischen BehandlungGVA: Glühverlust am Anfang der biologischen Behandlung [% TS]

Unter der Annahme eines im Verlauf der biologischen Behandlung konstant bleiben-

den mineralischen Anteils, läßt sich die Masse des Rotteoutputs beschreiben zu:

mE =100 − GVA

100 − GVE∗mA

mit GVE: Glühverlust am Ende der biologischen Behandlung

Durch Einsetzen in AoTS erhält man:

AoTS =GVA − GVE

GVA∗(100 − GVE)∗10000 [% oTS]

Ergebnisse, die anhand dieser Bilanzgleichung errechnet werden, sind jedoch auf-

grund möglicher analytischer Fehler bei der Glühverlustbestimmung mit äußerster

17

Vorsicht zu betrachten. Geringe Fehler bei der Glühverlustbestimmung wirken sich

gravierend auf das Ergebnis aus.

50

55

60

65

70

75

80

85

90

95

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Absoluter Fehler der Glühverlustbestimmung [%TS]

AO

S [

% o

TS

]

GV A=70 % und GV E=30%GV A=60% und GV E=30%GV A=50% und GV E=30%

Abbildung 7: Einfluß des absoluten Fehlers bei der Glühverlustbestimmung auf den Abbau-

grad der oTS (GVA: Glühverlust am Anfang, GVE: am Ende der Behandlung)

Abbildung 7 verdeutlicht beispielhaft den Einfluß des absoluten Fehlers der Glüh-

verlustbestimmung auf das Ergebnis des Abbaugrades der oTS für verschiedene

Ausgangsglühverluste zu Beginn der Behandlung.

Die Stickstoffkonzentration im Feststoff bewegt sich auf einem nahezu konstanten

Niveau von 1% bis 1,5 % der TS. Tendenziell ist eine Anreicherung der Stickstoff-

konzentration mit zunehmender Stabilisierung festzustellen. Besonders deutlich wird

dieser Sachverhalt, wenn man die Stickstoffgehalte auf die oTS bezieht (Abbildung

8). Dies ist auf die im Vergleich zur Stickstoffreduzierung während der Behandlung

deutlich höhere Kohlenstoffreduzierung der Restabfälle zurückzuführen, wodurch

das C/N-Verhältnis im Verlauf der Bandlung von anfänglich 33:1 bis 20:1 auf Werte

von 15:1 bis 10:1 sinkt. Insgesamt ist das C/N-Verhältnis deutlichen Schwankungen

unterlegen, was evtl. bei Restabfällen, im Gegensatz zu Bioabfällen, auf den Einfluß

unterschiedlicher Kunststoffgehalte zurückzuführen ist. Anhand des C/N-

18

Verhältnisses läßt sich der Stabilisierungsgrad von Restabfällen deshalb kaum ab-

leiten.

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

4,00

4,50

0 20 40 60 80 100

Behandlungsdauer [Wochen]

Ges

amt-

N im

Fes

tsto

ff

[% TS]

[% oTS]

Abbildung 8: Stickstoffgehalt der Restabfälle in Abhängigkeit von der Behandlungsdauer

Der relative Anstieg der Stickstoffkonzentration läßt allerdings nicht auf einen stär-

keren Stickstoffaustrag bei der Ablagerung schließen, da der relative Anstieg des

Stickstoffgehaltes keine Aussage über dessen Mobilität zuläßt. Es ist anzunehmen,

daß die Mobilität deutlich abnimmt, da durch die Vorbehandlung der Stickstoff in

stabile Huminstoffe eingebunden wird.

Nach SCHEFFER & SCHACHTSCHNABEL (1989) bestehen Huminstoffe aus verschiede-

nen Bausteinen, die über Brücken (-O-, -NH-, -N=, -CH2-, -C=O-, -S-) miteinander

verbunden sind. Als Bausteine kommen aromatische (Poly-) Carbonsäuren, Chino-

ne, Zuckerbruchstücke, O- und N-haltige Heterocyclen, Aminosäuren, aber auch

Bruchstücke von Lignin, Polysacchariden und Proteinen in Frage. Huminstoffe wei-

sen eine hohe Stabilität gegenüber mikrobiologischen Abbau auf. Nach ALDAG &

ROCHUS (1981) fand während einer 15-wöchigen Kompostierung eines Müll-

Klärschlamm-Gemisches die größte Umsetzung der organischen Substanz, insbe-

sondere die Umverteilung des Stickstoffs während der ersten Rottephase von 10 bis

19

14 Tagen statt. Entsprechend Abbildung 8 deuten die Ergebnisse darauf hin, daß

dieser Zeitraum auch deutlich länger ausfallen kann. Bis zu 20 Wochen konnte ein

kontinuierlicher Anstieg der Stickstoffgehalte festgestellt werden, danach ein eher

asymptotischer Verlauf gegen einen Endwert.

Der Abbaugrad bzw. Massenverlust an Stickstoff durch die biologische Behandlung

läßt sich analog zur Gleichung des Abbaugrades der oTS über die folgende Glei-

chung abschätzen:

AN = 1 −NE

NA∗

100 − GVA

100 − GVE

∗100

mit AN: Abbaugrad bzw. Massenverlust des Stickstoffs [% N]

NA: Stickstoffgehalt am Anfang der Behandlung [% TS]

NE: Stickstoffgehalt am Ende der Behandlung [% TS]

GVA: Glühverlust am Anfang der Behandlung [% TS]

GVE: Glühverlust am Ende der Behandlung [% TS]

Für die in Quarzbichl behandelten Restabfälle bewegt sich der Massenverlust an

Stickstoff für die rein aerob behandelten Restabfälle im Bereich von 20% bis 35 %

für die anaerob/aerob behandelten 50% bis 60 %, jeweils bezogen auf den Stick-

stoffgehalt des unbehandelten Restabfalls QB-O.

4.1.2 Stoffgruppenanalytik

In Anlehnung an die Futtermittelanalytik (VAN SOEST (1963), VAN SOEST und WINE

(1967)) befindet sich in der Abfallwirtschaft der sogenannte korrigierte Glühverlust

(AMIN und LEPOM (1995)) zur Charakterisierung des biologisch abbaubaren Anteils

der organischen Substanz von Restabfällen in der Diskussion. Dabei wird die Rest-

abfallprobe stufenweise mit saurer Detergenzienlösung und 72 %iger Schwefelsäure

behandelt (Abbildung 9). Es erfolgt jeweils eine Auftrennung der Restabfallprobe in

einen löslichen (ADS bzw. SS, jeweils gestrichelt gekennzeichnet) und einen unlös-

lichen Anteil. Die Glühverluste der jeweiligen Extraktionsrückstände werden gravi-

metrisch als ADF und ADL erfaßt.

20

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

Glühverlust-Bestimmung ADF-Bestimmung ADL-Bestimmung

[% T

S]

anorganischleicht löslich

ALL

ADS

Zellulose

Lignin, Kunst-stoffe

organischleicht löslich

OLL

Glüh-verlust

Glüh-rück-stand

SS

Glüh-rück-stand

Glüh-rück-stand

anorganischleicht löslich

ALL

ADS

ADF

ADL

korr

igie

rter

Glü

hve

rlu

st

Abbildung 9: Stoffgruppenspezifischer Aufschluß nach AMIN und LEPOM (1995)

(ADS: acid detergent solution = mit saurer Detergenzienlösung löslicher Anteil ; ADF: aciddetergent fibre = Glühverlust des Rückstandes nach Behandlung mit saurer Detergenzienlö-sung; SS: sulforic acid solution = Schwefelsäurelöslicher Anteil der Probe nach Behandlungmit saurer Detergenzienlösung; ADL: acid detergent lignin = Glühverlust des Rückstandesnach Behandlung mit saurer Detergenzienlösung und Schwefelsäurelösung)

In der ersten Stufe geht die sogenannte ADS-Fraktion in Lösung. Diese enthält so-

wohl anorganisch als auch organisch leicht lösliche Bestandteile. Der anorganisch

leicht lösliche Bestandteil (ALL) kann über die Glührückstände ermittelt werden

(ALL=Glührückstand der Glühverlustbestimmung – Glührückstand der ADF-

Bestimmung), der organisch leicht lösliche (OLL) durch Differenzbildung (OLL =

Glühverlust – ADF bzw. OLL = ADS - ALL).

Man geht davon aus, daß die ADF-Fraktion aus Cellulose, Lignin und Kunststoffen

und die ADL-Fraktion aus Lignin und Kunststoffen besteht. Der Cellulose-Anteil der

Restabfallprobe kann dann rechnerisch ermittelt werden (Cellulose= ADF-ADL) bzw.

entspricht dem in 72 %iger Schwefelsäure löslichen Anteil SS nach vorheriger Ex-

traktion mit Säuredetergenzienlösung.

21

Tabelle 4: Ergebnisse der Stoffgruppenanalytik

Restabfallbezeichnung GV0

[% TS]GVkor.

[% TS]OLL

[% TS]Cellulose

[% TS]Lignin[% TS]

ALL[% TS]

C/L[-]

Standardrestabfall Horm n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b. n.b.

QB-0 58,1 48,7 27,1 21,6 9,4 18,7 2,30

QB-UM-8 58,1 48,8 27,6 21,2 9,3 22,8 2,28QB-UM-24 53,7 42,4 24 18,4 11,4 28,9 1,61

QB-BM-8 49,1 36,8 17,1 19,7 12,2 26,7 1,61QB-BM-16 44,6 31 22,4 8,6 13,6 27,8 0,63QB-BM-16+8 41 26,8 17,9 8,9 14,2 32 0,63QB-BM-16+16 35 21,6 15,6 6 13,4 n.b. 0,45QB-BM-16+36 37,1 24,6 16,2 8,4 12,5 n.b. 0,67

QB-V 37,1 23,8 14,2 9,6 13,4 29,1 0,72QB-V-8 35,8 23,6 13,4 10,2 12,2 28,2 0,84QB-V-12 36,5 24,1 14,5 9,6 12,4 27,7 0,77

Herhof 4+4 27,1 19 13,1 5,9 8,1 n.b. 0,73Herhof 4+8 30,7 18,3 6,8 11,5 12,4 n.b. 0,93Herhof 4+8+78 28,6 15,9 12,1 3,8 12,7 n.b. 0,30

Kaminzugverf. 20 37,5 27,2 16,7 10,5 10,3 n.b. 1,02Kaminzugverf. 44 29,6 18,4 11,5 6,9 11,2 n.b. 0,62Kaminzugverf. 56 32,1 17,5 15 2,5 14,6 n.b. 0,17

Wittstock 4+16 29,4 20,9 9,9 11 8,5 n.b. 1,29

GV0: konventioneller GlühverlustGVkor.: korrigierter Glühverlust (GV0-Lignin)Lignin: Die Ligninfraktion enthält auch KunststoffeOLL: organisch leicht löslich (Zucker, Stärke, Hemicellulose, Pektine, z.T. Fette)ALL: anorganisch leicht löslichC/L: Cellulose/Lignin-Verhältnis

Abbildung 10 gibt einen Überblick zur Zusammensetzung der organischen Substanz

verschiedener Restabfallproben. Es wird deutlich, daß durch die mechanisch-

biologische Vorbehandlung der Glühverlust von anfangs 58 % der TS auf etwa 35 %

der TS reduziert wird. Die Reduzierung des korrigierten Glühverlustes fällt dagegen

mit Werten von anfangs 49 % TS auf 21 % TS stärker aus. Nach der Behandlung

sind die Werte des korrigierten Glühverlustes aber immer noch als verhältnismäßig

22

0

10

20

30

40

50

60

70

QB-0

QB-UM-2

4

QB-BM-8

QB-BM-1

6

QB-BM-1

6+8

QB-BM-1

6+16

QB-BM-1

6+36

QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

[% T

S]

oTSOLLCelluloseLignin

Abbildung 10: Stoffgruppenspezifischer Aufschluß verschiedener Restabfallproben

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

QB-UM-2

4

QB-BM-8

QB-BM-1

6

QB-BM-1

6+8

QB-BM-1

6+16

QB-BM-1

6+36

QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Mas

sen

verl

ust

[%

]

oTSOLLCelluloseLignin

Abbildung 11: Massenverlust der oTS sowie der Stoffgruppen OLL (organisch leicht löslich)

Cellulose und Lignin

23

hoch einzustufen. Nach intensiver biologischer Behandlung ist anzunehmen, daß die

im Abfall verbliebene biologisch abbaubare organische Substanz nur noch schwer

abbaubar ist. Die weitere Unterteilung des korrigierten Glühverlusts in organisch

leicht löslich (OLL) und Cellulose zeigt deutlich, daß selbst nach intensiver Vorbe-

handlung der OLL-Anteil noch ca. 15% TS beträgt. In der Futtermittelanalytik wird

der OLL-Anteil als leicht verdaulich und damit leicht abbaubar bezeichnet. Unter

anaeroben Deponiebedingungen ist bei dieser Fraktion jedoch keine erhöhte Ab-

baubarkeit festzustellen. Abbildung 11 verdeutlicht den Massenverlust der oTS so-

wie der biologisch abbaubaren Stoffgruppen OLL und Cellulose. Der Celluloseanteil,

welcher im allgemeinen als schwer abbaubar gilt, weist den stärksten Massenverlust

durch die biologische Behandlung von 70 % bis zu 82 % auf, der Massenverlust der

OLL-Fraktion erreicht dagegen Werte von 38 % bis maximal 68 %. Eine generelle

Möglichkeit zur Differenzierung in leicht und schwer abbaubare organische Substanz

scheint deshalb nicht gegeben zu sein. Cellulose scheint insgesamt der relevanteste

Parameter für den biologischen Abbau zu sein.

Der Ligninanteil in den untersuchten Restabfällen bleibt im Verlauf der Rotte in etwa

konstant. Tendenziell ist ein geringer Anstieg im Verlauf der Rotte festzustellen, was

ebenfalls die Untersuchungen von MÜLLER (1995) bestätigen. Rechnerisch konnte

ein Massenverlust der Lignin-Fraktion von 8 bis 15 % ermittelt werden. Der aerobe

Abbau von Lignin erfolgt vor allem durch Pilze (ODIER & ARTAUD (1992), zitiert in

MÜLLER (1995)). Theoretisch ist Lignin nur auf aeroben Wege abbaubar. Dennoch

ergab sich für den rein anaerob behandelten Restabfall QB-V ein rechnerischer

Massenverlust der Lignin-Fraktion von 5 %. Dieser ist aber entweder auf geringe

Analysenfehler oder auf die Inhomogenität des Restabfalls zurückzuführen.

Der korrigierte Glühverlust eliminiert zwar einige wesentliche Nachteile der Glüh-

verlustbestimmung, da insbesondere Kunststoffe, Gummi, schwer bzw. nicht abbau-

bare Biopolymere wie Lignine und Humine, Kohle, Koks- und Rußpartikel nicht als

abbaubare organische Substanz erfaßt werden, allerdings gehen Holz mit ca. 75 %

(50 % Cellulose und 25 % OLL), Papier und Pappe mit ca. 85 % abbaubarem Anteil

in das Meßergebnis ein (AMIN und LEPOM (1995), ZACH (1996)). Das liegt vor allem

daran, daß durch die Probenaufbereitung (vermahlen auf < 1 mm) alle potentiell mi-

24

krobiell abbaubaren Stoffe den Löse- und Hydrolyseprozessen sehr gut zugänglich

sind.

Unter Deponiebedingungen ist diese Voraussetzung nicht gegeben, so daß mit einer

deutlich geringeren mikrobiellen Verfügbarkeit gerechnet werden muß. Selbst nach

einer intensiven biologischen Umsetzung (2-jährige Inkubation im Deponiesimu-

lationsreaktor) verbleibt ein korrigierter Glühverlust von etwa 20 % TS, obwohl zum

Ende der Inkubation keine Gasbildung sowie nahezu keine Atmungsaktivität am

Ausbaumaterial mehr festzustellen war. Zur eindeutigen Beurteilung der mikrobiellen

Verwertbarkeit der biologisch abbaubaren organischen Substanz müssen deshalb

biologische Testverfahren (Atmungsaktivität, Gärtest, DSR) herangezogen werden.

BOOKTER & HAM (1982) nutzten das Cellulose/Lignin-Verhältnis zur Charakterisie-

rung des Stabilisierungsgrades amerikanischer Deponien. Anhand von Bohr-

kernuntersuchungen auf den Deponien Los Angeles Area Landfill, Chicago Area

Landfill, Wisconsin Area und New York Area Landfill und Lysimeterversuchen beob-

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

0 10 20 30 40 50 60

Rottedauer [Wochen]

C/L

[-]

Abbildung 12: C/L-Verhältnis in Abhängigkeit von der Rottedauer

25

achteten BOOKTER & HAM (1982) eine Abnahme des Cellulose/Lignin-Verhältnisses

mit zunehmendem Ablagerungsalter von Anfangswerten um 4,0 auf bis zu 0,2 nach

30-jähriger Ablagerungsdauer. Es kann jedoch nicht die komplette Cellulosefraktion

abgebaut werden, da ein Teil dieser Fraktion mit Lignin in vernetzter Form vorliegt

und deshalb mikrobiell nicht verfügbar ist (LENGERKEN ET AL. (1991), BARLAZ ET AL.

(1989)). Das Verhältnis von Cellulose zu Lignin könnte somit in gewissen Grenzen

den Vernetzungsgrad von Cellulose mit Lignin, und somit auch die mikrobielle Ver-

fügbarkeit der Cellulose-Fraktion charakterisieren.

Mit zunehmender Rottedauer strebt das C/L-Verhältnis einem Wert von 0,5 zu

(Abbildung 12). Ergebnisse von SCHERER (1996) bestätigen das Cellulose/Lignin-

Verhältnis von 0,5 als Maß für eine weitgehende Stabilisierung. BECKER (1996) zog

als Beurteilungskriterium für das Rottestadium von Bioabfallkomposten das Verhält-

nis von abbaubarer/nicht abbaubarer organischer Substanz (korrigiertem Glühver-

lust /Lignin) heran, das bei maximaler Stabilisierung gegen den Wert von 1 strebt,

was in etwa einem C/L-Quotienten von 0,5 entspricht.

Da die organisch leicht lösliche Fraktion von Restabfällen relativ großen Schwan-

kungen unterliegt, scheint hier das Verhältnis von Cellulose/Lignin besser zur Cha-

rakterisierung der Stabilität der organischen Substanz geeignet zu sein.

Eine weitere Stoffgruppe des Restabfalls, die im Rahmen der Feststoffuntersuchun-

gen bestimmt wurde, ist der Rohfettgehalt des Abfalls. Diese Stoffgruppe enthält ne-

ben pflanzlichen, tierischen und natürlichen Produkten wie Wachse, Harze auch

synthetische Öle und Fette (BASSLER (1988), zitiert in MÜLLER (1995)). In der Fut-

termittelanalytik wird der Rohfettgehalt durch erschöpfende Extraktion im Soxhletap-

parat mit n-Hexan nach Abdampfen des Lösungsmittels als Rückstand gravimetrisch

ermittelt (LENGERKEN (1991)).

26

0

10

20

30

40

50

60

70

QB-0

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-BM

-16+

36QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Herho

f 4+4

Herho

f 4+8

Kaminz

ugve

rf. 2

0

Kaminz

ugve

rf. 4

4

Kaminz

ugve

rf. 5

6

Ro

hfe

ttg

ehal

t

[mg/gTS]

[mg/g oTS]

Abbildung 13: Ergebnisse der Rohfettbestimmung, angegeben als Gehalt in der TS und in der

oTS

Abweichend davon wurde wegen der einfacheren Handhabbarkeit Petroleumbenzin

30 - 50 als Extraktionsmittel eingesetzt. Parallelbestimmungen mit n-Hexan ergaben

nahezu identische Rohfettgehalte. Durch dieses Bestimmungsprinzip werden neben

dem eigentlichen „Reinfett“ eine Reihe etherlösliche Fett- und Nichfettbestandteile

als Begleitstoffe (Lipoide, Wachse, Harze, Sterine, Farbstoffe, organische Säuren,

etherische Öle, Alkaloide) mit in der Rohfettfraktion erfaßt.

Abbildung 13 stellt die Ergebnisse der Rohfettbestimmung dar. Der Rohfettgehalt

des unbehandelten Restabfalls (QB-O) ist mit 3,7 % der TS bzw. 6,5 % der oTS als

relativ niedrig zu bezeichnen. Im Verlauf der Behandlung nimmt er auf Werte um

1 % der TS bzw. auf ca. 2,5 % der oTS ab. Bereits nach 8 Wochen Rotte wird ein

Massenverlust der Rohfett-Fraktion von ca. 70 % erreicht (Abbildung 14). Im weite-

ren Verlauf der Behandlung ist kein nennenswerter Abbau der Rohfett-Fraktion mehr

zu verzeichnen. Es kann also davon ausgegangen werden, daß der nach der Be-

handlung im Abfall verbliebene Rest-Rohfettgehalt vornehmlich aus mikrobiell nicht

weiter verwertbaren Stoffgruppen besteht. Als Stabilitätsparameter scheint der

27

Rohfettgehalt nicht von Bedeutung zu sein, da der abbaubare Anteil sehr schnell

umgesetzt wird und danach kaum noch Veränderungen meßbar sind.

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

100,0

QB-BM-8

QB-BM-1

6

QB-BM-1

6+8

QB-BM-1

6+16

QB-BM-1

6+36

QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Mas

sen

verl

ust

Ro

hfe

tt [

%]

Abbildung 14: Massenverlust der Rohfett-Fraktion durch die Vorbehandlung

4.1.3 Atmungsaktivität als aerober Stabilitätsparameter

Es kann davon ausgegangen werden, daß die unter anaeroben Randbedingungen

umsetzbaren Stoffe ebenso unter aeroben Bedingungen abbaubar sind. Die At-

mungsaktivität (Sauerstoffzehrung innerhalb eines definierten Testzeitraumes) stellt

ein Maß für die biologische Aktivität der zu untersuchenden Abfallprobe dar.

Der Parameter ist ausschließlich zur Beschreibung der biologischen Aktivität und

nicht zur Beschreibung des Potentials an biologisch abbaubarer organischer Sub-

stanz geeignet.

Der entscheidende Vorteil des Parameters liegt in der wesentlich kürzeren Ver-

suchszeit (i.d.R. 4 Tage) im Vergleich zum Gärtest (21 Tage bzw. mehrere 100 Ta-

ge, wenn das Potential bestimmt werden soll).

Ein Nachteil aerober Atmungstests besteht in der starken Abhängigkeit der Analy-

senergebnisse vom Aufbereitungszustand der zu untersuchenden Probe. Eine fein-

körnige Probe mit großer Oberfläche liefert eine höhere Atmungsaktivität als grob-

körniges Material. Andererseits limitiert das Porenvolumen den Luftzutritt und be-

28

wirkt dadurch bei Unterschreitung des Optimalvolumens eine Reduzierung der bio-

logischen Aktivität. Hinzu kommt eine innerhalb des Analysezeitraumes unvollstän-

dige Verfügbarkeit eingeschlossener, leicht abbaubarer Stoffe, die möglicherweise

unter Deponiebedingungen verfügbar werden können. (LEPOM ET AL. (1995))

Tabelle 5: Eingesetzte Methoden zur Bestimmung der Atmungsaktivität im Sapromat

BMBF-Verbundmethode Methode BUGH W

Probeaufbereitung Zerkleinerung auf < 10 mm Zerkleinerung < 0,25 mm

Probelagerung/-bearbeitung Innerhalb 48 h frisch bzw. tief-gefroren bei –18 °C

trocknen bei 70 °C

Probemenge 40 g FS 25 g TS

Probenfeuchte 40-50 % Wassergehalt 91 % Wassergehalt25 g TS + 250 ml Verdünnungs-wasser (Nährstoffe, Nitrifikati-onshemmer) gemäß DIN 38409H 51 (BSB5-Best.)

Sauerstoffversorgung Diffusion

3-Phasensystem (Gas-, Wasserund Flüssigphase)

Diffusion: intensives Rühren

“2-Phasensystem” (Gas undFlüssigphase)

Temperatur 20 °C 20 °C

Meßzeitraum 4 Tage 10 Tage

Die Bestimmung der Atmungsaktivität erfolgt im Sapromat. An der BUGH Wuppertal

wird der Parameter mit zwei unterschiedlichen methodischen Ansätzen bestimmt

(Tabelle 5). Die Atmungsmessung nach der BMBF-Verbundmethode stellt eine Ver-

einbarung dar, nach der alle Teilnehmer des BMBF-Verbundvorhabens die Messung

der Atmungsaktivität durchführen.

Um den Einfluß unterschiedlicher Porenvolumina der Restabfallproben und den da-

von abhängigen optimalen Wassergehalt auf die Atmungsaktivität (vgl. BIDLINGMAIER

(1985)) möglichst gering zu halten, werden die Proben nach der Methode der BUGH

Wuppertal getrocknet und anschließend auf < 0,25 mm vermahlen. Die O2-

Versorgung wird durch intensives Rühren im submersen System sichergestellt. Der

29

Vorteil dieser Methode liegt in der besseren Standardisierbarkeit und in der somit

geringen Schwankungsbreite der Meßwerte.

Durch die intensive Zerkleinerung des Materials stehen auch eingeschlossene ab-

baubare Kohlenstoffquellen, die möglicherweise unter Deponiebedingungen am

langfristigen Emissionsgeschehen teilhaben, für den aeroben Abbauprozeß zur

Verfügung. Der Einfluß dieser eingeschlossenen abbaubaren Bestandteile an der

gemessen Atmungsaktivität wird mit zunehmendem Stabilisierungsgrad des Abfalls

größer.

Weiterhin wurde der Meßzeitraum auf 10 Tage erhöht, um den Einfluß der durch das

Trocknen hervorgerufenen Lag-Phase möglichst gering zu halten. Die Dauer der

Lag-Phase, also der Zeitraum, bis zu dem sich die durch das Trocknen zerstörte

Mikroflora regeneriert hat, beträgt ca. 24 h. Bei nicht ausreichend stabilisiertem Ma-

terial wurden bei beiden Methoden teilweise erheblich längere Lag-Phasen von 3-4

Tagen beobachtet (Abbildung 15), die wahrscheinlich auf “versäuerte Fehlrotten”

zurückzuführen sind, bei der Beurteilung von länger gerottetem Material aber von

untergeordneter Bedeutung sind.

Tabelle 6 gibt eine Übersicht der Ergebnisse der Atmungsaktivitätsmessungen der

untersuchten Restabfälle. Die Effektivität der MBA wird anhand des Parameters At-

mungsaktivität besonders deutlich, da dieser im Gegensatz zu den zuvor behandel-

ten Feststoffparametern die biologische Aktivität des Abfalls direkt widerspiegelt. Für

den unbehandelten Restabfall QB-O wurde ein AT4 von 33 mg O2/g TS gemessen.

Für den in belüfteter Miete intensivgerotteten Restabfall ( Serie QB-BM-...) beträgt

der AT4 nach 16 Wochen Rotte noch 5,7 mg O2/g TS und erreicht damit fast den zur

Zeit diskutierten AT4-Grenzwert von 5 mg O2/gTS. Im weiteren Verlauf der Behand-

lung reduziert sich der AT4 auf Werte um ca. 2 mg O2/g TS. Eine generelle Aussage

zur erforderlichen Rottedauer nach der der AT4-Grenzwert von 5 mg O2/g TS erreicht

wird, läßt sich aus den Ergebnissen nicht ableiten. So wird der AT4-Grenzwert bei-

spielsweise für das anaerob behandelte Material (Serie QB-V-...) bereits nach 10

Wochen Behandlungsdauer (2 anaerob, 8 aerob) mit 2,9 mg O2/g TS deutlich unter-

schritten. Ebenso erreicht der in Herhof-Rotteboxen behandelte Restabfall bereits

nach 8 Wochen einen AT4-Wert von 2 mg O2/gTS. Die Abfälle, die mit dem Kamin-

30

zugverfahren behandelt wurden erreichen den AT4-Grenzwert nach ca. 9 - 10 Mo-

naten Rottedauer, allerdings ist dieses Verfahren auf diese Rottezeiten ausgelegt.

Ein Grund für die relativ schlechten Ergebnisse zum Rotteverhalten der Serie QB-

BM-... liegt sicherlich in der mechanischen Aufbereitung bzw. in der Kombination von

0

10

20

30

40

50

60

70

0 50 100 150 200 250 300

Zeit [h]

Atm

un

gsa

ktiv

ität

[m

gO

2/g

TS

]

QB-O

QB-UM-8

QB-BM-8

QB-BM-16

zunehmende Stabilität

0

10

20

30

40

50

60

70

0 50 100 150 200 250 300

Zeit [h]

Atm

un

gsa

ktiv

ität

[m

gO

2/g

TS

]

QB-O

QB-UM-8

QB-BM-8

QB-BM-16

zunehmende Stabilität

Abbildung 15: Zeitlicher Verlauf der Atmungsaktivität sowie die Ausprägung von Lag-Phasenin Abhängigkeit von der Stabilität der Restabfälle (oben: BMBF-Verbundmethode, unten: Me-thode der BUGH Wuppertal)

31

Tabelle 6: Ergebnisse der Atmungsaktivitätsmessungen nach der BMBF-Verbundmethodesowie nach der Methode der BUGH Wuppertal

RestabfallbezeichnungBMBF-Verbundmethode

[mg O2/gTS]BUGH Wuppertal

[mg O2/gTS]AT4 AT10 AT4 AT10

Standardrestabfall Horm 13,0 32,3 12,8 28,8

QB-0 33,0 60,1 27,6 62,2

QB-UM-8 23,4 46,6 26,3 60,6QB-UM-24 27,0 59,5 26,4 63,3

QB-BM-8 9,9 26,8 12,5 30,9QB-BM-16 5,7 14,8 10,2 21,6QB-BM-16+8 2,4 4,8 8,4 14,3QB-BM-16+16 1,6 3,5 7,2 14,3QB-BM-16+36 3,2 5,6 5,8 11,2

QB-V-8 2,9 5,8 9,2 19,4QB-V-12 2,1 4,0 4,9 10,0

Herhof 4+4 2,0 5,8 6,2 11,7Herhof 4+8 2,1 4,8 6,5 13,2Herhof 4+8+78 1,9 4,8 6,6 14,0

Kaminzugverf. 20 17,5 28,4 18,4 35,4Kaminzugverf. 44 5,2 10,6 8,7 16,0Kaminzugverf. 56 1,1 2,5 4,9 10,8

Wittstock 4+16 13,2 30,1 11,3 25,2

weitgehender mechanischer Aufbereitung und relativ einfacher Rottetechnik in be-

lüfteter Miete. Dieses Material wurde nach Abtrennung der Leichtfraktion (> 150 mm)

in einer Rottetrommel über 24 h homogenisiert, wodurch es zu einer starken Auffa-

serung der Pappe- und Papierbestandteile kam, die im anschließenden Siebschnitt

von 40 mm nahezu vollständig in den Siebdurchgang gelangten. Insgesamt hat das

Material deutlich an Struktur verloren, so daß im anschließenden Rotteprozeß (be-

lüftete Miete) die Sauerstoffversorgung nicht ausreichend war.

Durch die MBA wird eine Reduzierung der Atmungsaktivität je nach Meßmethode um

bis zu 85 % (Methode der BUGH Wuppertal) bzw. bis zu 95 % (BMBF-

Verbundmethode) erzielt. Diese Differenz ergibt sich daraus, daß vor allem bei weit-

gehend stabilisierten Proben mittels der Methode der BUGH Wuppertal höhere At-

mungsaktivitäten bestimmt werden.

32

0

5

10

15

20

25

30

35

0 10 20 30 40 50 60Behandlungsdauer [Wochen]

AT 4

[m

gO

2/g

TS

]Quarzbichl Serie QB-BM: bis zur 16. Woche belüftete Miete, NR: unbelüftet

Quarzbichl Serie QB-V: 14 Tage Vergärung BRV, NR im Container

Lohfelden: 4 Wochen IR Herhof-Box, NR: Container

Kaminzugverfahren Meisenheim

Grenzwert: AT4 = 5 mg O2/g TS

Abbildung 16: Verlauf des Parameters Atmungsaktivität (AT4 BMBF) in Abhängigkeit von derRottezeit(aerobe Behandlung in belüfteter Miete (ab der 16. Woche Nachrotte, Containerrotte (Herhof, ab 4.Woche Nachrotte), anaerobe Behandlung mit BRV-Verfahren (1-stufige Trockenfermentation über 14Tage, danach belüftete Nachrotte in ML-Containern) sowie Extensivrotteverfahren in unbelüfteterMiete und Kaminzugverfahren)

Abbildung 16 zeigt den Verlauf der Atmungsaktivität in Abhängigkeit von der Rotte-

zeit für verschiedene Rotteverfahren. Die Messung erfolgte nach der BMBF-

Verbundmethode. Die Effektivität der mechanisch-biologischen Vorbehandlung wird

stark von der eingesetzten Rottetechnik geprägt. Technisch optimierte Rottesysteme

können die erforderliche Rottedauer jedoch deutlich reduzieren.

Abbildung 17 stellt einen Vergleich der eingesetzten Methoden zur Bestimmung der

Atmungsaktivität dar. Im oberen Teil der Abbildung 17 sind die Ergebnisse beider

Messungen gegeneinander aufgetragen. Es fällt auf, daß sich die größten Unter-

schiede bei stabilisierten Abfällen mit Atmungsaktivitäten von AT10 deutlich

< 20 mgO2/g TS, gemessen nach der BMBF-Verbundmethode, ergeben. Im unteren

Teil der Abbildung ist die prozentuale Abweichung der Methode der BUGH Wup-

pertal von der BMBF-Verbundmethode dargestellt. Die Abweichung kann bei weit-

gehend stabilisierten Abfällen bis zu 350 % betragen. Eine Erklärung dafür ist si-

cherlich der Einfluß von eingeschlossenen Kohlenstoffquellen, die durch die Pro-

33

benaufbereitung (vermahlen auf < 0,25 mm) dem aeroben Stoffwechselprozeß zu-

gänglich werden.

Es ist nicht auszuschließen, daß diese eingeschlossenen Bestandteile ebenfalls

zum langfristigen Emissionsverhalten unter anaeroben Deponiebedingungen beitra-

gen.

Eine weitere Erklärung für diese hohen Abweichungen kann auch darin bestehen,

daß der Wassergehalt für die Atmungsmessung nach der BMBF-Verbundmethode

mit ca. 40 – 45 % FS für weitgehend stabilisierte Restabfälle zu hoch liegt, da die

Wasserspeicherkapazität mit zunehmendem Stabilisierungsgrad des Abfalls ab-

nimmt und somit der Anteil des durch Wasser belegten Porenvolumens bei gleichem

Wassergehalt der Proben zunimmt, was wiederum der optimalen Sauerstoffversor-

gung der Probe entgegenwirkt.

Abbildung 18 verdeutlicht den Einfluß des eingestellten Wassergehaltes auf das

Ergebnis der Atmungsaktivität. Der für die Messung der Atmungsaktivität optimale

Wassergehalt hängt deutlich von der Stabilität der zu untersuchenden Probe ab. Für

unbehandelten Restabfall liegt der optimale Wassergehalt bei ca. 50 % bis 55 % der

Feuchtsubstanz. Mit zunehmender biologischer Stabilität sinkt der optimale Wasser-

gehalt auf einen Wert von ca. 35 % der Feuchtsubstanz. In Abbildung 18 ist das

Verhältnis des AT4-Wertes zum jeweiligen Maximalwert (AT4 max.) in Abhängigkeit

vom eingestellten Wassergehalt angegeben. Es wird ersichtlich, daß die maximale

Abweichung in etwa bis 30 % vom Maximalwert betragen kann, wenn bei 40 % der

Feuchtsubstanz gemessen wird.

Des weiteren läßt sich daraus ableiten, daß die hohen Abweichungen der Ergebnis-

se nach der Methode der BUGH Wuppertal von denen der BMBF-Verbundmethode

im wesentlichen auf den Einfluß von eingeschlossenen Kohlenstoffquellen, die durch

die intensive mechanische Aufbereitung der Proben (vermahlen auf < 0,25 mm)

verfügbar werden, zurückzuführen sind.

Atmungsaktivitätsmessungen im aquatischen Milieu sind ebenfalls von WIDERIN

(1996) durchgeführt worden. WIDERIN konnte dahingegen keine Steigung der At-

mungsaktivität im aquatischen Milieu feststellen.

34

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 10 20 30 40 50 60 70 80

AT10 (BMBF-Verbundmethode) [mg O2/g TS]

AT 1

0 (M

eth

od

e B

UG

H)

[m

g O

2/g

TS

]

-50

0

50

100

150

200

250

300

350

400

0 10 20 30 40 50 60 70 80

AT10 BMBF-Verbundmethode [mg O2/g TS]

Ab

wei

chu

ng

AT 1

0 (M

eth

od

e B

UG

H)

[%]

hoher Einfluß eingeschlossener,

abbaubarer Kohlenstoffquellen auf die

Atmungsaktivität

geringer Einfluß eingeschlossener,

abbaubarer Kohlenstoffquellen

Abbildung 17: Vergleich der eingesetzten Methoden zur Bestimmung der Atmungsaktivität imSapromat (Meßzeitraum 10 Tage)

35

Allerdings wiesen die von ihm untersuchten Proben Atmungsaktivitäten AT10 von

ca. 20 mg O2/g TS auf (Messung vergleichbar mit BMBF-Verbundmethode). Bei At-

mungsaktivitäten von > 20 mg O2/(g TS * 10 d) ist die Abweichung der Methode der

BUGH W zur BMBF-Verbundmethode mit ± 20 % relativ gering und liegt in etwa im

natürlichen Schwankungsbereich (Abbildung 17).

40

50

60

70

80

90

100

110

20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Wassergehalt [% FS]

AT 4

/ A

T 4 m

ax. [

%]

QB-O

QB-BM-8

QB-BM-16

QB-BM-16+8

QB-V-12

QB-BM-16+36

zunehmende Stabilität

Abbildung 18: Einfluß des Wassergehaltes auf die Messung der Atmungsaktivität nach derBMBF-Verbundmethode

4.1.4 Schwermetallgehalte in Feststoffproben

Abbildung 19 und Abbildung 20 geben einen Überblick zur Schwermetallbelastung

für eine Auswahl der untersuchten Restabfälle aus Quarzbichl. Zur Beurteilung der

Schwermetallbelastung wurden Bodengrenzwerte aus dem Bereich der Altlastensa-

nierung herangezogen, da für feste Abfallstoffe keine Grenzwerte verfügbar sind.

Die Belastung der Restabfälle mit den Schwermetallen Arsen, Cadmium, Nickel und

Chrom (Abbildung 19) bewegt sich im Rahmen der Bodengrenzwerte der Berliner

Liste (Ia-Kategorie) bzw. der Holland Liste (B-Wert), welche Eingreifwerte zur Sanie-

rung kontaminierter Standorte für Böden in Wasserschutzgebieten (Berliner Liste Ia)

bzw. Prüfwerte zum Zwecke genauerer Untersuchungen (Holland Liste B) repräsen-

36

tieren. Da es sich hier um Restabfälle zur Ablagerung handelt, ist die Belastung mit

den zuvor erwähnten Schwermetallen als niedrig einzustufen.

Abbildung 20 stellt die Belastung der Abfälle mit den Schwermetallen Zink, Kupfer,

Blei und Quecksilber dar. Für diese Schwermetalle waren insgesamt deutlich er-

höhte Konzentrationen im Vergleich zu den Grenzwerten der Berliner Liste Ia und

der Holland Liste B nachzuweisen.

Mit Ausnahme der Quecksilberbelastung bewegen sich die Konzentrationen insge-

samt in einem für Restabfall üblichen Bereich, der auch von BRINKMANN ET AL. (1997)

für mechanisch bzw. mechanisch-biologisch vorbehandelte Restabfälle ermittelt

wurde.

Die gemessene Quecksilberbelastung der Restabfälle aus Quarzbichl weist mit Ex-

tremwerten von 15,3 bis 167,0 mg/kg TS auf eine starke Kontamination des Rest-

abfalls hin. Die sonst übliche Belastung von Restabfällen mit Quecksilber liegt bei

ca. 1-2 mg/kg TS. Da Quecksilber leicht flüchtig ist, ist im Verlauf der biologischen

Vorbehandlung eine deutliche Abnahme der Konzentrationen zu verzeichnen.

Nach einer Rotte in belüfteter Miete reduzierte sich die Quecksilberkonzentration im

Restabfall um ca. 90 %. Da es sich hier jedoch nur um Einzelwerte handelt und im

allgemeinen mit erheblichen Schwankungen der Schwermetallbelastung zu rechnen

ist, kann nicht sicher davon ausgegangen werden, daß diese hohe Belastung der

Feststoffe zu einer entsprechend um den Faktor 10 bis 100 erhöhten Quecksilber-

fracht in der Abluft geführt haben. Weiterhin kann anhand der Feststoffanalyse keine

Aussage zur Bindungsform des Quecksilbers und damit zu dessen Mobilität gemacht

werden. Paralleluntersuchungen von der Universität GH Essen, die ebenfalls Probe-

nahmen im November 1995 durchgeführt hat, bestätigen allerdings eine um den

Faktor 10 erhöhte Quecksilberbelastung (20 mg/kg TS) des Restabfalls. Nach

WALLMANN 1998 wurde während eines weiteren Rotteversuches mit erhöhter Belüf-

tungsrate ebenso eine um den Faktor 5 höhere Quecksilberfracht, berechnet aus

gemessenen Einzelkonzentrationen im Verlauf der Rotte, bestimmt.

37

As [mg/kgTS]

4,3

0,0 0,0 0,0

4,1 4,4

0,03,6

0,0

7,010,0

29,0 30,0

0

5

10

15

20

25

30

35

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Cd [mg/kgTS]

3,32,9

4,0 4,3 4,2

3,1

4,4

7,8 7,4

1,6 2,0

0,8

5,0

0,01,02,0

3,04,0

5,06,07,0

8,09,0

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Ni [mg/kgTS]

62

159

239

105

35

76

173

10387

50

200

35

100

0

50

100

150

200

250

300

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Cr [mg/kgTS]

108162

530

136

2873

192

72 75 100150

100

250

0

100

200

300

400

500

600

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Abbildung 19: Belastung der untersuchten Abfälle mit As, Cd, Ni und Cr

38

Zn [mg/kgTS]

8331019

1608

1109

1510

1100 1240

2530

1470

300500

140

500

0

500

1000

1500

2000

2500

3000Q

B-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Cu [mg/kgTS]

291

1915

573 473

129

935

1410

646 693

100 20036 100

0

500

1000

1500

2000

2500

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Pb [mg/kgTS]

496 380 589 583319

4436

568 724 695100 100 85 150

0

1000

2000

3000

4000

5000

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Hg [mg/kgTS]

167,0

106,6

79,9

15,30,0 1,6 2,2 2,6 3,0 0,5 0,5 0,3 2,0

0

50

100

150

200

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

Ber

liner

Lis

te Ib

Ber

liner

Lis

te Ia

Hol

land

Lis

te A

-Wer

t

Hol

land

Lis

te B

-Wer

t

Abbildung 20: Belastung der untersuchten Restabfälle mit Zn, Cu, Pb und Hg

39

4.1.5 Organische Schadstoffe im Restabfall

Im Rahmen der Untersuchungen auf organische Schadstoffe wurden die Gehalte an

polycyclischen aromatischen Kohlenwasserstoffen (PAK) der Trinkwasserverord-

nung (TVO) sowie die Gehalte an polychlorierten Biphenylen (PCB) exemplarisch für

einige ausgewählte Restabfälle bestimmt.

Die Summe der PAK-Belastung des Restmülls ist für die untersuchten Abfallproben

in Abbildung 21 wiedergegeben. PAK-Verbindungen sind praktisch nicht flüchtig, da

sie sehr gut an die organische Matrix absorbieren. Ebenso ist ein mikrobieller Abbau

während der Vorbehandlung aufgrund der geringen Bioverfügbarkeit nicht anzu-

nehmen. Im Vergleich zu den Grenzwerten der Berliner und der Holland Liste liegen

die Belastungen in der Regel auf einem Niveau von kleiner als 1 mg/kg TS. Nur für

die Abfallprobe QB-BM-16 wurde ein höherer Wert mit 5 mg/kg TS gemessen. Ins-

gesamt liegen die Belastungen in etwa im Bereich der niedrigsten Bodengrenzwerte

der Berliner (Ib-Kategorie) und der Holland Liste (A-Wert) von 1 mg/kg TS. Der

Richtwert der Ib-Kategorie der Berliner Liste gilt für Flächen mit sensiblen Nutzun-

gen, z.B. Landwirtschaft, Spielplätze etc.. Der A-Wert der Holland-Liste beschreibt

die durchschnittliche Hintergrundkonzentration niederländischer Böden.

0,41 0,26 0,41 0,52

5,00

0,21 0,61 0,73 0,91 1,00

10,00

1,00

20,00

0,00

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

QB-OQB-V

QB-UM

-8

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-V-8

QB-V-1

2

QB-UM

-24

QB-BM

-16+

8

Berlin

er L

iste

Ib

Berlin

er L

iste

Ia

Hollan

d Lis

te A

-Wer

t

Hollan

d Lis

te B

-Wer

t

Su

mm

e P

AK

TV

O [

mg

/kg

TS

]

Abbildung 21: Belastung der Restabfälle mit PAK

40

0,24 0,26 0,240,28

0,00

0,640,70

0,26 0,27

1,00 1,00

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

QB-OQB-V

QB-UM

-8

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-V-8

QB-V-1

2

QB-UM

-24

QB-BM

-16+

8

Berlin

er L

iste

Ib

Berlin

er L

iste

Ia

Su

mm

e P

CB

DIN

[m

g/k

gT

S]

Abbildung 22: PCB-Belastung der untersuchten Restabfälle

Die Summenkonzentrationen der PCBs war ebenso wie die PAK-Belastung in allen

untersuchten Proben sehr gering. Die Konzentrationen lagen deutlich unter den

Richtwerten der Berliner Liste von 1 mg/kg TS (Kategorie A bzw. B). PCB-

Verbindungen weisen eine nur geringe Flüchtigkeit auf und können nur einge-

schränkt mikrobiell abgebaut werden. Durch die biologische Vorbehandlung wird

daher keine Absenkung der Konzentration erreicht.

Insgesamt gesehen wird die Belastung der Restabfälle mit organischen Schadstof-

fen wie PAK und PCB als unbedenklich eingestuft.

41

4.2 Ergebnisse der Eluatuntersuchungen

Die Auslaugungsuntersuchungen in Anlehnung an die DIN 38414 – DEV-S4 dienen

einerseits zur Überprüfung der Restabfälle auf die im Anhang B der TASi festgeleg-

ten Grenzwerte und andererseits zur Ermittlung des insgesamt über den Wasser-

pfad mobilisierbaren Stoffpotentials der Restabfälle. Es wird davon ausgegangen,

daß während der 1. Elution nicht das gesamte auslaugbare Stoffpotential des Re-

stabfalls in Lösung gebracht werden kann. Deshalb wurden 5-fach-Elutionen zur Ab-

schätzung des auslaugbaren Stoffpotentials durchgeführt.

4.2.1 TOC, BSB5, Stickstoff und Chlorid

Tabelle 7 gibt einen Überblick über die ermittelten Eluatkonzentrationen für die Pa-

rameter TOC, CSB, BSB5, NH4-N, ges. N und Chlorid. Mit zunehmendem Vorbe-

handlungsgrad des Abfalls ist eine deutliche Verminderung der Konzentrationen für

TOC, CSB, BSB5 und ges. N festzustellen (siehe auch Abbildung 23 und Abbildung

24). Der in der TASi festgeschriebene Grenzwert für den TOC im Eluat von 100 mg/l

wird allerdings in der Regel, auch bei langen Rottezeiten nicht eingehalten. Eine

Ausnahme stellt die über 56 Wochen im Kaminzugverfahren gerottete Probe dar, für

die genau 100 mg/l ermittelt wurden.

Der für die Deponieklasse 2 geltende Grenzwert für Ammonium-Stickstoff von 200

mg/l wird hingegen von allen Proben, selbst vom unbehandelten Restabfall einge-

halten. Allerdings ist darauf hinzuweisen, daß aufgrund der Versuchsbedingungen

Ammonium nur einen relativ kleinen Anteil des als ges. N bestimmten Stickstoffs

ausmacht, was die deutlich höheren ges. N - Konzentrationen belegen. NO3-N war

nur in Eluaten weitgehend gerotteter Restabfälle in einem Konzentrationsbereich

von 10 – 35 mg/l nachweisbar. Somit dominiert der organisch gebundene Stickstoff

in den Eluaten mit einem Anteil zwischen 50 und 99 % des Gesamtstickstoffs. Die

ges. N – Konzentrationen werden von anfangs ca. 200 mg/l auf Werte unterhalb von

30 mg/l durch die MBA reduziert.

Für unbehandelten Restabfall konnten ca. 10 % des Feststoff-TOC während des 1.

Auslaugzyklus mobilisiert werden, für weitgehend stabilisierte Restabfälle reduzierte

sich dieser Anteil auf ca. 0,5 bis 2 % des TOC-Gehaltes im Feststoff. Für den Para-

42

meter ges. N ergeben sich für unbehandelten Restabfall mobilisierte Anteile von ca.

17 % und für weitgehend stabilisierte Abfälle nur ca. 3 bis 4 % vom ges. N-Gehalt im

Feststoff. Es zeigt sich also eine deutliche Abnahme der Löslichkeit der organischen

Substanz durch die Vorbehandlung, was auf den weitgehenden Abbau des leicht

abbaubaren Anteils der oTS zurückzuführen ist.

Die Löslichkeit der organischen Substanz ist für die während der Ablagerung auf-

tretenden Abbauprozesse von entscheidender Bedeutung. Dennoch kann anhand

des Parameters TOC im Eluat nicht generell auf das Ablagerungsverhalten ge-

schlossen werden, da dieser Parameter nur den kurzfristig lösbaren Anteil der orga-

nischen Substanz charakterisiert und deren langfristige Mobilisierung durch biologi-

sche Umsetzungen nicht abbilden kann. Dies trifft vor allem für biologisch noch sehr

aktive Restabfälle zu. So konnte beispielsweise für den unbehandelten Restabfall

QB-O ca. 30 g TOC/kg TS während der 1. Elution ausgelaugt werden, was bei An-

nahme einer vollständigen Umsetzung zu Deponiegas einer Gasproduktion von 56

Nl/kg TS entspricht (1,867 l Gas pro g TOC), anhand der Versuche in Deponiesi-

mulationsreaktoren wurde jedoch ein mit 226 Nl/kg TS deutlich höheres Potential

bestimmt.

Zur groben Einschätzung der Stabilität eines Restabfalls eignet sich der TOC im

Eluat, da der Einfluß des aufgrund biologischer Umsetzungsprozesse mobilisierten

Anteils der organischen Substanz mit zunehmendem Stabilisierungsgrad des Abfalls

kleiner wird. Der Vorteil des Parameters ist sicherlich mit dem geringen zeitlichen

Analyseaufwand zu begründen.

Für den gut wasserlöslichen Parameter Chlorid im Eluat (Abbildung 25) bewegen

sich die Konzentrationen zwischen 300 und 500 mg/l. Im Verlauf der Behandlung ist

für die in Quarzbichl behandelten Abfälle eine abnehmende Tendenz auf ca.

400 mg/l festzustellen, die auf den Austrag von Rottewasser zurückzuführen ist. Die

Konzentrationen der anaerob vorbehandelten Restabfälle (Serie QB-V-...) liegen im

Bereich von 300 mg/l, was auf den Austrag von Überschußwasser durch das Ent-

wässern nach der anaeroben Behandlung schließen läßt. Für den Restabfall aus

Lohfelden (Serie Herhof ...) und Meisenheim (Kaminzugverf. 20 bzw. 44) steigen

dahingegen die Chloridkonzentrationen im Verlauf der Behandlung, was entweder

auf geringe Rottewassermengen oder auf eine uneinheitliche Abfallzusammenset-

zung zurückzuführen ist. Als Ausnahme muß der Abfall aus Wilhelmshaven (Kamin-

43

zugverf. 56) angesehen werden. Hier wurde mit 15 mg/l eine extrem niedrige Chlo-

ridkonzentration bestimmt. Die Inkubation dieses Abfalls im DSR bestätigte diese

ungewöhnlich niedrige Chloridbelastung (Abbildung 48).

Tabelle 7: Ergebnisse der Eluatanalysen (1. Eluat)

Restabfallbe-zeichnung

TOC[mg/l]

CSB[mg/l]

BSB5

[mg/l]NH4-N[mg/l]

NO3-N[mg/l]

ges. N[mg/l]

Cl-

[mg/l]

Standardrestab-fall Horm

1300 3058 738 0,8 n.n 124 325

QB-0 3002 7449 5250 27,1 n.n. 189 573

QB-UM-8 3188 9490 5060 47,6 n.n. 210 564

QB-UM-24 2058 4552 2280 14,2 n.n 170 543

QB-BM-8 603 1910 135 0,4 n.n. 114 533

QB-BM-16 530 1236 76 5,9 n.n. 88 513

QB-BM-16+8 356 1114 60 3,0 12.9. 65 520

QB-BM-16+16 381 938 127 1,4 n.n. 63 418

QB-BM-16+36 161 546 25 5,6 n.n. 46 425

QB-V 261 805 35 2,3 n.n. 31 361

QB-V-8 240 577 49 0,3 n.n. 22,5 347

QB-V-12 139 416 43 2,0 n.n. 26,7 317

Herhof 4+4 240 668 21 5,1 10,8 63 218

Herhof 4+8 178 593 14 1,4 31,9 72 615

Herhof 4+8+78 252 678 35 1,1 35,1 80 573

Kaminzugverf. 20 510 1359 320 3,2 n.n. 74 314

Kaminzugverf. 44 314 448 46 14,7 n.n. 78 548

Kaminzugverf. 56 100 331 20 13,3 17,6 55 15

Wittstock 4+16 296 924 84 1,9 n.n. 45 104

n.n.: nicht nachweisbar

44

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

Standa

rdre

stabfa

ll Hor

mQB-0

QB-UM

-8

QB-UM

-24

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-BM

-16+

36QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Herho

f 4+4

Herho

f 4+8

Herho

f 4+8

+78

Kaminz

ugve

rf. 2

0

Kaminz

ugve

rf. 4

4

Kaminz

ugve

rf. 5

6

Witts

tock

4+1

6

TO

CE

luat

[m

g/l]

Deponieklasse 2: 100 mg/l

Abbildung 23: Entwicklung des TOC im Eluat in Abhängigkeit von der Vorbehandlung

0

50

100

150

200

250

Standa

rdre

stabfa

ll Hor

mQB-0

QB-UM

-8

QB-UM

-24

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-BM

-16+

36QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Herho

f 4+4

Herho

f 4+8

Herho

f 4+8

+78

Kaminz

ugve

rf. 2

0

Kaminz

ugve

rf. 4

4

Kaminz

ugve

rf. 5

6

Witts

tock

4+1

6

ges

. N E

luat

[m

g/l]

Abbildung 24: Entwicklung der Stickstoff-Konzentration im Eluat in Abhängigkeit von der

Vorbehandlung

45

0

100

200

300

400

500

600

700

Standa

rdre

stabfa

ll Hor

mQB-0

QB-UM

-8

QB-UM

-24

QB-BM

-8

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-BM

-16+

36QB-V

QB-V-8

QB-V-1

2

Herho

f 4+4

Herho

f 4+8

Herho

f 4+8

+78

Kaminz

ugve

rf. 2

0

Kaminz

ugve

rf. 4

4

Kaminz

ugve

rf. 5

6

Witts

tock

4+1

6

Cl- E

luat

[m

g/l]

Abbildung 25: Entwicklung der Chloridkonzentration im Eluat

4.2.2 Auslaugbares Emissionspotential durch Mehrfachelution (TOC, ges. N und Cl-)

Die insgesamt durch 5-fach Auslaugung mobilisierten Stofffrachten sind in Tabelle 8

wiedergegeben. Das auslaugbare Stoffpotential liegt für vorbehandelte Restabfälle

in einem Bereich von ca:

• TOC: 2,0 bis 5,0 g TOC/kg TS

• Ges. N: 0,3 bis 1,0 g N/kg TS

• Chlorid: 1,4 bis 5,0 g Cl-/kg TS

Insgesamt gesehen ergibt sich eine für das TOC- und ges.N- Elutionspotential star-

ke Abhängigkeit von der Intensität der biologischen Vorbehandlung. Je nach Inten-

sität der Vorbehandlung (Rottedauer, weiterhin abhängig vom Verfahren) zeigt sich

eine Reduzierung des Elutionspotentials von 83 – 93 % für TOC und 50 – 85 % für

ges.N. Für die rein aerob behandelten Restabfälle reduziert sich das Elutionspoten-

tial für Stickstoff um ca. 50 bis 65 %, für anaerob vorbehandelten um bis zu 85 %,

was auf die Entwässerung nach der anaeroben Behandlung zurückzuführen ist.

46

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

TO

C-F

rach

t [m

g/k

g T

S]

QB-O

QB-BM-16+36

0

500

1000

1500

2000

2500

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

ges

. N -

Fra

cht

[mg

/kg

TS

]

QB-O

QB-BM-16+36

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

Ch

lori

d-F

rach

t [m

g/k

g T

S]

QB-O

QB-BM-16+36

Abbildung 26: Elutionskinetik am Beispiel eines unbehandelten (QB-O) und eines weitgehend

stabilisierten Restabfalls (QB-BM-16+36)

47

Die Abfälle wurden in einer 1-stufigen Trockenfermentation bei einem Wassergehalt

von ca. 60 % FS vergoren und anschließend mittels Filterkammerpresse auf einen

Wassergehalt von ca. 40 % entwässert. Dem Abfall wurden also während der Ent-

wässerung ca. 0,83 l Wasser pro kg TS entzogen, bei einer mittleren ges. N – Kon-

zentration von ca. 2000 mg/l (siehe DSR-Versuch Abbildung 33) entspricht dies ei-

ner Fracht von 1,66 g N/kg TS, was mit der Reduzierung des Elutionspotentials für

ges. N recht gut übereinstimmt.

Tabelle 8: Über den Wasserpfad mobilisierbare Emissionspotentiale (TOC, BSB5, ges. N und

Chlorid), ermittelt durch 5-fach Elution nach DIN 38414-S4

Restabfallbezeichnung TOC[mg/kg TS]

BSB5

[mg/kg TS]ges. N

[mg/kg TS]Cl-

[mg/kg TS]

Standardrestabfall Horm 17140 9320 1797 3984

QB-0 30778 49966 1989 5747

QB-UM-8 34125 52535 2220 5851

QB-UM-24 20312 21952 1522 5053

QB-BM-8 7622 1740 1497 5393

QB-BM-16 6387 1281 1470 4728

QB-BM-16+8 4565 809 880 4573

QB-BM-16+16 5158 1520 941 4797

QB-BM-16+36 3031 373 782 3942

QB-V 3469 797 526 3735

QB-V-8 3010 675 402 3258

QB-V-12 1898 454 337 3053

Herhof 4+4 3372 365 927 2978

Herhof 4+8 2333 401 824 5542

Herhof 4+8+78 3468 426 929 5292

Kaminzugverf. 20 6739 3661 1020 3036

Kaminzugverf. 44 4175 583 1093 4986

Kaminzugverf. 56 1688 381 669 125

Wittstock 4+16 3906 989 779 1444

48

Die Kinetik der Mehrfachelution ist beispielhaft in Abbildung 26 dargestellt. Die

Frachtenkurven weisen einen exponentiellen Verlauf auf. Man sieht an den asymp-

totisch verlaufenden Frachtenkurven, daß eine 5-fach Elution das auslaugbare

Stoffpotential hinreichend genau beschreiben kann.

Für den Parameter Chlorid ist aufgrund der guten Wasserlöslichkeit des Chlorids

bereits nach der dritten Elution das Elutionspotential erschöpft.

Die Elutionskinetik zeigt ferner, daß während der 1. Elution von unbehandeltem

Restabfall ca. 80 % des eluierbaren Stoffpotentials, sowohl für TOC als auch für

ges. N, mobilisiert werden. Bei den vorbehandelten Restabfällen waren hingegen

nur 50 bis 60 % des eluierbaren Stoffpotentials (TOC und ges. N) im 1. Eluat wie-

derzufinden, was auf eine veränderte Löslichkeit der organischen Substanz durch

die MBA hinweist. Für Chlorid konnten entsprechend ca. 80 bis 90 % des Eluti-

onspotentials während der 1. Elution aus dem Abfall gelöst werden.

4.2.3 Schwermetalle in Eluaten

Die Belastung der Eluate deutet ebenso wie die Belastung der Feststoffe mit

Schwermetallen auf eine erhöhte Kontamination des Restabfalls hin. Für einige Pro-

ben waren extrem hohe Quecksilberkonzentrationen im Feststoff nachweisbar. Die

Belastung der Eluate dieser Proben (QB-O, QB-V, QB-UM-8, QB-BM-8) liegt im Be-

reich des Grenzwertes der TASi für die Deponieklasse II von 0,2 mg/l im Eluat bzw.

maximal um den Faktor 2,5 darüber.

Weiterhin wurde der Grenzwert für Chrom in 3 der insgesamt 9 untersuchten Proben

erreicht/überschritten und in 5 Fällen relativ knapp unterschritten. Für Cadmium gab

es eine Grenzwertüberschreitung, in 3 Fällen war Cadmium mit einer 30%igen

Grenzwertausnutzung nachweisbar.

Es muß allerdings darauf hingewiesen werden, daß die Grenzwerte des Anhangs B

der TASi für die Schwermetalle in der Regel problemlos eingehalten werden (MAAK

& COLLINS (1997), MÜLLER & FRICKE (1994), BRINKMANN ET AL. (1997), LAHL &

ZESCHMAR-LAHL 1998). Die zuvor dargestellten Eluatbelastungen sind auf die unge-

wöhnlich hohe Schwermetallbelastung des Restabfalls aus Quarzbichl, deren Ursa-

che möglichst schnell aufgeklärt und beseitigt werden sollte, zurückzuführen.

49

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

QB

-BM

-16

QB

-V-8

QB

-V-1

2

QB

-UM

-24

QB

-BM

-16+

8

TA

SI D

KL

II

Elu

atko

nze

ntr

atio

n [

mg

/l]

Hg [mg/l] Cr [mg/l] Cd [mg/l]

BUGH Wuppertal

Abbildung 27: Schwermetallbelastung der Eluate

50

4.3 Ergebnisse der Untersuchungen in Deponiesimulationsreaktoren

4.3.1 Gasproduktion

4.3.1.1 Gasbildung mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle

Tabelle 9 stellt die anaerobe biologische Aktivität der untersuchten Restabfälle ver-

gleichend gegenüber. Um die biologische Aktivität der untersuchten Restabfälle di-

rekt miteinander vergleichen zu können, wird hier die produzierte Gasmenge inner-

halb von 200 Tagen Versuchsdauer angegeben. Das Gaspotential ist nach 200 Ver-

suchstagen allerdings noch nicht erreicht. Das trifft insbesondere auf die länger ge-

rotteten Restabfälle zu, da die Gasbildung bei intensiv vorbehandelten Restabfällen

fast ausschließlich auf den Abbau von schwer abbaubarer organischer Substanz

beruht, womit eine Zunahme der Halbwertszeit des Abbauprozesses verbunden ist.

Tabelle 9: Übersicht zur biologischen Aktivität der untersuchten Restabfälle, angegeben alsproduzierte Gasmenge im DSR innerhalb von 200 Versuchstagen

Restabfall-bezeichnung

Behandlungsdauer *[Wochen]

Gasproduktion im DSRGB200 [Nl/kg TS]

StandardrestabfallHorm 9 87,9

QB-0 0 212,7

QB-UM-8 8 209,3QB-UM-24 24 145,6

QB-BM-8 8 89,4QB-BM-16 16 37,3QB-BM-16+8 24 16,5QB-BM-16+16 32 13,4QB-BM-16+36 52 4,7

QB-V-8 10 23,6QB-V-12 14 14,8

Herhof 4+4 8 9,0Herhof 4+8 12 6,3Herhof 4+8+78 90 2,0

Kaminzugverf. 20 20 89,4Kaminzugverf. 44 44 12,5Kaminzugverf. 56 56 6,4

Wittstock 4+16 20 62,5

*: Behandlungsdauer: Summe aus Intensiv- und Nachrotte bzw. anaerober Behandlung und NachrotteQB-V-8, QB-V-12: jeweils 14 Tage anaerob, alle anderen Restabfälle: reine aerobe Behandlung

51

0

5

10

15

20

25

30

Gas

bild

un

g [

l/kg

TS

]

0.00

0.02

0.04

0.06

0.08

0.10

0.12

Gas

pro

du

ktio

nsr

ate

[l/(

kg T

S *

d)]

0 500 1000 1500 2000Zeit [d]

Gpot= 21.36 * (1.0 - EXP(-0.001819 * t))Gasmenge

GasproduktionsrateGr = 0,0388*exp(-0,001819*t)

R²=0,9953

Halbwertszeit T½ = 381 d

Abbildung 28: Langfristiger Verlauf der Gasbildung eines gut stabilisierten Restabfalls

Abbildung 29: Gasbildung unterschiedlich vorbehandelter Restabfälle

52

Für unbehandelten bzw. nur mechanisch vorbehandelten Restabfall wurden Halb-

wertszeiten von 30 – 45 Tagen ermittelt (vgl. auch HÖRING (1995)), für weitgehend

stabilisiertes Material wurde eine Verlängerung der Halbwertszeit um den Faktor 10

gemessen (Abbildung 28). Abbildung 29 veranschaulicht die Kinetik der Gasbildung

für einige der in Quarzbichl vorbehandelten Restabfälle. Die Zunahme der Halb-

wertszeit ist dadurch zu erklären, daß es sich beim biologisch verfügbaren Anteil der

organischen Substanz um ein Stoffgemisch aus zahlreichen unterschiedlich gut

biologisch abbaubaren Einzelverbindungen handelt. Die biologische Umsetzung ei-

nes definierten Substrates kann über eine Reaktionskinetik 1. Ordnung (konstante

Halbwertszeit τ=ln2/k) beschrieben werden, ein sehr heterogenes Substrat wie Re-

stabfall jedoch nicht, da zuerst die leicht abbaubaren Verbindungen umgesetzt wer-

den bzw. stammt aus diesen zu Beginn des Abbauprozesses der Großteil des gebil-

deten Deponiegases. Im Verlauf des Abbauprozesses sinkt die Konzentration der

leicht abbaubaren Substanzen, so daß die Gasbildung immer stärker aus schwerer

abbaubaren Verbindungen hervorgeht und somit auch die Halbwertszeit des Abbau-

prozesses zunehmen muß.

Weiterhin ist in Abbildung 29 beispielhaft für die Abfälle QB-BM-16 und QB-V-8 der

Ursprung des Koordinatensystems so verschoben worden, daß die Gasbildungskur-

ven auf der Kurve des unbehandelten Materials QB-0 verlaufen. Mit Hilfe dieser

Auftragungsweise läßt sich relativ exakt der absolute Betrag der Gaspotentialver-

minderung abschätzen.

Der unbehandelte Restmüll aus Quarzbichl (QB-O, siehe Abbildung 33) weist ver-

suchsbedingt über einen relativ langen Zeitraum extrem hohe organische Sicker-

wasserbelastungen von 40.000 bis 80.000 mg CSB/l auf. Dabei handelt es sich vor-

wiegend um leicht abbaubare organische Säuren. In einer Betriebsdeponie würden

diese hohen organischen Belastungen allerdings in tieferen Müllschichten, die sich

bereits in der Methanphase befinden, teilweise anaerob abgebaut werden bzw. wür-

den sich durch unkontrollierte Rotteprozesse durch den Kontakt des Abfalls mit

Luftsauerstoff, in verstärktem Maße bei Dünnschichteinbau und langsamer Aufbau-

53

geschwindigkeit, nicht in diesem Ausmaß ausbilden (EHRIG (1991), SPENDLIN

(1991)).

Die durch die leicht hydrolysierbaren Anteile des Restmülls hervorgerufene Ver-

säuerung führt zu einer sehr langen Lag-Phase in der Gasproduktion. Erst nach ca.

150 Tagen, nachdem sich zwischen acetogenen und methanogenen Bakterien ein

Gleichgewicht eingestellt hat, kommt es zu einer intensiven Gasproduktion, wodurch

die Belastung des Sickerwassers deutlich abnimmt.

Für unbehandelten Restabfall wurden in den DSR’en Gaspotentiale zwischen 150

und 250 l/kgTS ermittelt. Die Gasbildung des heutigen Restmülls liegt also ungefähr

immer noch in dem von EHRIG (1991) ermittelten Bereich von 120 bis 180 l/kgTS für

nicht separierten Hausmüll (BRINKMANN ET AL. (1995)). Dabei ist allerdings zu be-

achten, daß mechanisch aufbereiteter Abfall für die anschließende biologische Be-

handlung in der Regel einen höheren Organikgehalt durch die Abtrennung der

Leichtfraktion und der Störstoffe aufweist als der Gesamtrestabfall vor der mechani-

schen Aufbereitung. Für mechanisch-biologisch vorbehandelten Restmüll kann das

Gaspotential um ca. 90 % reduziert werden.

Die Prognose des zeitlichen Verlaufs der Deponiegasemissionen läßt sich aus den

Laboruntersuchungen nicht unmittelbar ableiten, da eine Übertragung der Kinetik

der biologischen Prozesse im Labormaßstab auf den Deponiemaßstab nicht möglich

ist. Es ist anzunehmen, daß aufgrund der geringen Restaktivität der Abfälle sich eine

sehr niedrige Gasproduktionsrate einstellen wird, die über lange Zeiträume nahezu

konstant verläuft bzw. im Verlauf der Ablagerung über Jahrzehnte nur langsam ab-

nehmen wird.

Unter Deponiebedingungen ist mit grundsätzlich anderen Randbedingungen bezüg-

lich Wassergehalt, Wasserbewegung, Temperatur und Gasgängigkeit zu rechnen,

die zu einer deutlich geringeren Abbaugeschwindigkeit als unter Laborbedingungen

führen. REINHARDT ET AL. (1996) und REES (1980) konnten mit dem Anstieg des

Wassergehaltes eine Zunahme der Gasproduktionsrate für nicht stabilisierte Abfälle

feststellen, deren Maximum bei ca. 80 – 90 % FS lag. Der Wassergehalt sollte aller-

dings nicht isoliert von den anderen Einflußfaktoren, insbesondere der Ablage-

rungsdichte und der damit verbundenen Wasser- und Gasdurchlässigkeit betrachtet

werden. So stellte bereits REES (1980) fest, daß eine zunehmende Ablagerungs-

dichte die Verfügbarkeit der Kohlenstoffquellen für die Mikroorganismen vermindert.

54

Die Ablagerung von MBA-Abfällen wird bei niedrigen Einbauwassergehalten von ca.

30-35 % FS erfolgen, um maximale Einbaudichten zu erreichen. Weiterhin kann

durch Gestaltung der Deponieoberfläche (glatt walzen, Gefälleausbildung) der

Oberflächenabfluß deutlich erhöht werden, so daß nur geringe Niederschlagsmen-

gen in den Deponiekörper infiltrieren können. Insgesamt werden durch die Einbau-

technik relativ ungünstige Bedingungen für die Gasproduktion geschaffen. Damit

müssen die in Gasmengenprognosemodellen für unbehandelte Restabfälle übli-

cherweise eingesetzten Halbwertszeiten (EHRIG (1991), RETTENBERGER (1987)) von

5 bis 10 Jahren bei der Gasmengenprognose für mechanisch-biologisch vorbehan-

delte Abfälle jedoch deutlich höher angesetzt werden.

4.3.1.2 Abschätzung der langfristig zu erwartenden Gasmengen sowie deren zeitli-

che Entwicklung

Aus den DSR-Versuchen läßt sich durch Extrapolation der Gasbildungsverläufe rea-

listischer Bereich für das Gasbildungspotential von MBA-Abfällen zu 20 bis

40 Nl/kg TS bestimmen. Die Abschätzung des zeitlichen Verlaufs der Restgasbil-

dung unter Deponiebedingungen kann nur bei Kenntnis realer Gasproduktionsraten

aus der Ablagerungspraxis erfolgen. Diese liegen zur Zeit jedoch nicht vor.

Es sind jedoch Daten zu Gasemissionen aus einem Deponierückbauprojekt der De-

ponie Burghof (RETTENBERGER (1997)) sowie Daten von HEYER & STEGMANN (1997)

und KRÜMPELBECK 1998 bzw. KRÜMPELBECK ET AL. 1998 für über 20 bis 30 Jahre ab-

gelagerten Hausmüll bekannt. HEYER & STEGMANN 1997 untersuchten über 20 bis 30

Jahre ablagerte Abfälle in Deponiesimulationsreaktoren und ermittelten mit ca. 15

bis 35 Nl/kg TS vergleichbare Restgaspotential wie für Abfälle aus der mechanisch-

biologischen Restabfallbehandlung. KRÜMPELBECK stellt die zur Zeit wohl umfang-

reichste Datenbank zum langfristigen Emissionsverhalten von Siedlungsabfalldepo-

nien auf der Basis von realen Überwachungsdaten zusammen. Anhand dieser Daten

kann eine erste Abschätzung der zu erwartenden Halbwertszeit der Gasbildung für

MBA-Deponien erfolgen.

55

Tabelle 10: Abschätzung der langfristig zu erwartenden Halbwertszeit der Gasproduktion un-

ter Deponiebedingungen

Quelle Restgaspotential

[m³/t Abfall]

Produktionsrate

[m³/(t Abfall*a)]

Halbwertszeit (berechnet)

[a]

RETTENBERGER (1997) (De-poniedaten RückbauprojektDeponie Burghof)

0,79 17,5 - 35,1Annahme Gpot: 20 - 40 m³/t

HEYER & STEGMANN (1997)(DSR-Versuche, Ablage-rungsalter: 20 – 30 Jahre)

15-35

KRÜMPELBECK 1998 (Depo-niedaten: erfaßte Gasmen-gen, 20 Jahre nach Deponie-abschluß)

0,5-1

10,4 - 48,5 (Maximal-Spanne)20,8 - 24,3 (Minimal-Spanne)berechnet aus Heyer undKrümpelbeck

Diese überschlägige Abschätzung der zu erwartenden Halbwertszeiten für die Gas-

bildung weitgehend stabilisierter Abfälle bestätigt die aufgezeigten Tendenzen aus

den DSR-Versuchen. Auf der Basis der in Tabelle 2 dargestellten Daten errechnen

sich Halbwertszeiten im Bereich von ca. 10 – 50 Jahren. Dieser Bereich ergibt sich

durch Einsetzen der Daten in eine Gasmengenprognosemodell mit einem einfachen

exponentiellen Ansatz 1. Ordnung, wie es schon TABASARAN 1976 verwendete:

GS(t) = GPot∗(1 − e−k∗t)

GS(t):

GPot:

k:

produzierte Gasmenge zum Zeitpunkt t [m³ / t Abfall]

Gaspotential [m³ / t Abfall]

Abbaukonstante (k = ln(2)τ

) mit τ: Halbwertszeit [a]

GR(t) = GS(t) = GPot∗k∗e−k∗t GR(t): Gasproduktionsrate zum Zeitpunkt t [m³ / (t Abfall∗a)]

GR, max. = GPot∗k

τ = ln(2)GR

∗GPot mit:

τ:GR, max:

GPot:

Halbwertszeit [a]maximale Gasproduktionsrate

Restgaspotential [m³ / t]

[m³ / (t∗a)]

Durch ungünstige Kombinationen der eingesetzten Werte nach KRÜMPELBECK ET AL.

1998 und HEYER & STEGMANN (1997) (niedriges Gaspotential mit hoher Gasproduk-

tionsrate bzw. hohes Restgaspotential mit niedriger Gasproduktionsrate) errechnet

sich die Maximalspanne, deren Bereich wahrscheinlich nicht realistisch ist. So er-

scheint der Wert für die Halbwertszeit von 10 Jahren als zu niedrig und der Wert von

56

48,5 Jahren als zu hoch. Der Bereich der Minimalspanne von ca. 20 – 25 Jahren

liegt innerhalb des Bereiches, der aus den Praxisdaten von RETTENBERGER (1997),

die durch Deponiegasabsaugversuche an einer Versuchsdeponie mit der abgela-

gerten Abfällen (Feinfraktion) aus dem Deponierückbau ermittelt wurden, errechnet

wurde.

Insgesamt könnten somit die Halbwertszeiten der langfristigen Gasbildung in einem

Bereich von ca. 15 bis 30 Jahren liegen. Es sei nochmals darauf hingewiesen, daß

diese langen Halbwertszeiten nur für die langfristige Gasbildung von weitgehend

stabilisierten Abfällen gelten, jüngere Deponien unbehandelter Restabfälle weisen

erheblich kürzere Halbwertszeiten im Bereich von 2 bis 5 Jahren auf. Aufgrund der

ähnlichen Stabilisierung von Restabfällen nach der mechanisch-biologischen Be-

handlung können für die Gasproduktion von MBA-Deponien ebenfalls Halbwerts-

zeiten im Bereich von 15 bis 30 Jahren als erste Annäherung angesetzt werden.

In der folgenden Abbildung ist beispielhaft für eine 10 ha Deponie mit einer Höhe

von 20 m der zeitliche Verlauf der Gasbildung einer MBA-Deponie für einen Ablage-

rungszeitraum von 50 Jahren dargestellt.

Insgesamt ergeben sich sehr geringe Gasmengen im Bereich von maximal 110 –

190 m³/h, je nach eingesetzter Halbwertszeit. Die auf die Deponieoberfläche bezo-

genen maximalen Gasmengen liegen für das Berechnungsbeispiel im Bereich von

1,1 – 1,9 l Gas/(m²*h) bzw. bei 0,55 – 0,95 l CH4(m²*h) für einen angenommenen

Methangehalt von 50 Vol.%. Nach RETTENBERGER (1997) kann bei derart niedriger

Gasproduktion auf eine systematische Deponieentgasung verzichtet werden.

RETTENBERGER (1997) gibt einen Bereich von 2 – 4 l Gas/(m²*h) Restemission an, ab

dem keine nachteiligen Auswirkungen mehr zu erwarten sind.

57

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Zeit [a]

Gas

men

ge

[m³/

h]

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,7

0,8

0,9

1

[l C

H4/

(m²*

h)]

ττ = 15 a

ττ = 20 a

ττ = 30 a

Abbildung 30: Gasmengenprognose für eine MBA-Deponie für unterschiedliche Halbwertszei-

ten τ τ (Annahmen: Gaspotential: 40 m³/Mg, Höhe: 20 m; Fläche: 10 ha, Ablagerungsdichte 1

Mg/m³ TS)

4.3.1.3. Emissionsreduzierung durch Methanoxidation in Deponieabdeckschichten

Es ergibt sich hier ein ähnliches Problem, wie bei Altdeponien, deren Gasbildung so

weit zurückgegangen ist, daß die Verwertung des Deponiegases unwirtschaftlich

wird bzw. dessen Abfackeln an die technischen Grenzen stößt. Zur umweltverträgli-

chen Behandlung der Restgasemissionen stellt sich also die Frage, inwieweit die

Emissionen durch eine mikrobielle Methanoxidation reduziert werden können. Die

mikrobielle Methanoxidation in Böden ist seit langem bekannt. Aber erst in den letz-

ten Jahren hat Methanoxidation im Bereich der Abfallabablagerung Beachtung ge-

funden.

Methanotrophe Bakterien setzen Methan entsprechend Abbildung 31 zu Kohlendi-

oxid um. Die Umsetzung erfolgt über die Zwischenprodukte Methanol, Formaldehyd

und Formiat. Die Summenformel dieser Reaktion lautet:

CH4 +2O2 à CO2 + 2 H2O + 210,8 kcal/mol

58

Es werden also 2 Mol Sauerstoff zur Oxidation von einem Mol Methan verbraucht.

Weiterhin entsteht aus drei Mol Gas der Edukte nur ein Mol Gas als Produkt. Folg-

lich resultiert also eine Volumenänderung bzw. eine Druckänderung.

Nach einer Literaturauswertung von EHRIG ET AL. (1998) sind Sauerstoffkonzentra-

tionen von > 2 Vol.% im Boden erforderlich. Damit ist die Schichtstärke der Oxidati-

onsschicht begrenzt. Nach Angaben von ALPERIN & REEBURGH. (1985) und CZEPIEL

ET AL. (1996) beträgt die stärke der Oxidationsschicht in Deponieabdeckungen nur

ca. 10 bis 40 cm.

Methan Methanol Formaldehyd Formiat Kohlendioxid

CH4(1)à

CH3OH(2)à

HCHO(3)à

HCOOH(4)à

CO2

(1): Methan Monooxigenase

(2): Methanol Dehydrogenase

(3): Formaldehyd Dehydrogenase

(4): Formiat Dehydrogenase

Abbildung 31: Weg der Energiegewinnung methanotropher Bakterien (zitiert nach Humer

(1997))

Die Oxidationsleistung wird im wesentlichen durch folgende Einflußgrößen bestimmt:

• Temperatur:

Die Temperatur zählt zu den wichtigsten Einflußgrößen auf die Oxidations-

leistung. Der optimale Temperaturbereich liegt nach WHALEN ET AL. (1990) und

CZEPIEL ET AL. (1996) in einem Bereich von 20 bis 37 °C. Laborversuche zur

Methanoxidation wurden häufig bei Raumtemperatur durchgeführt. Die dabei er-

mittelten Oxidationsraten sind deshalb immer mit äußerster Sorgfalt zu betrach-

ten und somit nicht direkt auf Deponieverhältnisse übertragbar. Bei Versuchen

mit Temperaturvariation (WHALEN ET AL. (1990), CZEPIEL ET AL. (1996)) muß dar-

auf hingewiesen werden, daß die beobachteten gravierenden Temperatureinflüs-

se (Faktor 3-5 bei 10°C, i.d.R. Faktor 2 bei ∆T=10°C) auch von der Geschwindig-

keit der Temperaturänderung unter Laborbedingungen abhängen können. Lang-

same jahreszeitliche Schwankungen könnten sich unter Umständen nicht so dra-

stisch auswirken.

59

• Wassergehalt:

Da die Methanoxidation ein rein aerober Vorgang im Dreiphasensystem Flüssig-

phase, Feststoff und Gasphase ist, hat auch der Wassergehalt des Bodens einen

erheblichen Einfluß auf die Oxidationsleistung. Der Stofftransport (Sauerstoff und

Methan) erfolgt von der Gasphase in die Flüssigphase und letztlich in den Bio-

film, der am Feststoff fixiert ist (FIGUEROA 1998). So ist die Diffusionsgeschwin-

digkeit für Sauerstoff in der Gasphase (2,1 *10-1 cm²/s) um den Faktor 104 größer

als in der Flüssigphase (2,6*10-5 cm²/s) (GRIFFIN (1981), zitiert in KROGMANN

(1994)). Nach BÖRJESSON ET AL. (1997), WHALEN ET AL. (1990) UND CZEPIEL ET AL.

(1996) liegt der optimale Bodenwassergehalt in Rekultivierungsböden zwischen

10 und 20 % FS. Somit können sich Niederschlagsereignisse stark auf die

Methanoxidation in Böden auswirken. Komposte hingegen erweisen sich deutlich

toleranter gegenüber Feuchtigkeitsschwankungen. Nach FIGUEROA (1996) liegt

der optimale Wassergehalt für Komposte in einem Bereich von 40 bis 80 % der

maximalen Wasserhaltekapazität.

• Bodensubstrat

Komposte besitzen die besten Eigenschaften für einen mikrobiellen Methanab-

bau im Boden. Sie weisen einen hohen Nährstoffgehalt und ein hohes Wasser-

rückhaltevermögen auf. Aufgrund der guten Sorptions- und Fließeigenschaften

sind Komposte insbesondere einsetzbar als Grundlage für Mikroorganismen, die

auf der Basis von Gassubstraten wachsen. Mutterböden hingegen reagieren auf

höhere Wassergehalte mit geringen Abbauraten. In Verbindung mit einer Ver-

dichtung des Bodens können sich anaerobe Verhältnisse ausbilden, so daß die

Oxidationsleistung zum Erliegen kommt. Für die aeroben Umsetzungen ist die

Durchlüftung des Bodens besonders wichtig. Komposte weisen einen großen

Anteil an Körnung > 2 mm auf und besitzen damit auch bei höheren Wasserge-

halten gute Struktureigenschaften. Sie eignen sich daher auch insbesondere zur

Bodenstrukturverbesserung (FIGUEROA (1996)).

Tabelle 11 gibt einen Überblick der Literaturangaben zum mikrobiellen Methanabbau

gemessen in Böden bzw. in Biofiltern. Neben den Originalangaben sind hier auch

einige Randbedingungen bezüglich der Temperatur, des Wassergehaltes sowie

teilweise zum Bodensubstrat aufgeführt, die bei der Interpretation der Daten beach-

60

tet werden müssen. Um die Literaturwerte direkt miteinander vergleichen zu können

wurden sie auf eine einheitliche Dimension (l CH4/(m²*h)) umgerechnet. Dazu wur-

den die Annahmen getroffen, daß die Dichte der Böden 1,5 Mg/m³ und die Stärke

der Oxidationsschicht 20 cm betragen.

Bei Betrachtung der Werte ergibt sich ein großer Schwankungsbereich bezüglich

der Oxidationsleistung von 0,1 – 20 l CH4/(m²*h).

Häufig wird ein Bereich zwischen 0,1-5 l CH4/(m²*h) genannt. Höhere Werte sind in

der Regel auf optimale Randbedingungen unter Laborbedingungen zurückzuführen.

Eine Oxidationsleistung im Bereich zwischen 0,1 und 1 l CH4/(m²*h) scheint nach

den Angaben in der Rekultivierungsschicht bzw. in Böden auch bei niedrigen Tem-

peraturen relativ sicher eingehalten zu werden. Für technisch optimierte Abdeckun-

gen (z.B. Böden mit guten Struktureigenschaften wie Komposte oder Boden-

Kompostmischungen) könnte eine Oxidationsleistung im Bereich zwischen 1 und 5 l

CH4/(m²*h) durchaus realistisch sein.

Der Vergleich mit der zuvor dargestellten Gasmengenprognose einer MBA-Deponie

zeigt, daß bei Zugrundelegen eines mittleren Werts von 3 l CH4/(m²*h) für technisch

optimierte Abdeckungen die gesamten Restgasemissionen oxidiert werden könnten.

Zur Berücksichtigung des jahreszeitlichen Einflusses wird in einem ersten Ansatz die

Oxidationsleistung geschätzt:

Winter: 3 Monate, 10 % von 3 l CH4/(m²*h) = 0,3 l CH4/(m²*h)

Sommer: 3 Monate, 80 % von 3 l CH4/(m²*h) = 2,4 l CH4/(m²*h)

Frühjahr und Herbst: 6 Monate, 50 % von 3 l CH4/(m²*h) = 1,5 l CH4/(m²*h)

Damit wäre lediglich in den Wintermonaten mit geringen Restgasemissionen zu

rechnen. Nach 50 Jahren erreichen alle gerechneten Gasprognosen eine Restgas-

emission von < 0,3 l CH4/(m²*h).

Die relevanten Restemissionen der ersten 50 Jahre könnten, in Abhängigkeit von

der angesetzten Halbwertszeit insgesamt um 90 bis 95 % durch die Methanoxidation

reduziert werden (89 % bei τ = 15 a, 91% bei τ = 20 Jahre und 95 % bei τ = 30 Jah-

re). Die Berechnung basiert auf einer langfristig zu erwartenden Gasmenge von 40

m³/t Abfall. Für Abfälle mit einem geringeren Restgaspotential sind die restlichen

Gasemissionen nicht mehr relevant.

61

Tabelle 11: Zusammenstellung von Literaturdaten zur Methanoxidation in Böden und Depo-

nieabdeckungen sowie in Biofiltern

Quelle Oxidationsrate(Literaturangabe)

Randbedingungen Oxidationsrate[l CH4/(m²*h)]

Böden und Deponieabdeckungen:

JONES & NEDWELL

(1993)12,5

156,7mmol/(m²*d)mmol/(m²*d)

Deponieabdeckschicht 30 cm Rekulti-vierungsboden, WG von 3 - 35 %,

0,010,15

449,6 mmol/(m²*d) Bodentemperatur: 5-15°C Hauptaktivi-tät zwischen 5 und 25 cm Tiefe

0,42

KNOBLAUCH ET AL. 19,25 nmol/(g*h) Flußmarsch; 41 % WG; 8,7 °C 0,13(1995) 89,35 nmol/(g*h) Flußmarsch; 35 % WG; 8,7 °C 0,60

CZEPIEL ET AL. 200 nmol/(g*h) Deponieabdeckung, T = 5°C 1,34(1996) 800 nmol/(g*h) Laborversuch, T = 21 °C 5,38

WHALEN ET AL. 20 µg CH4/(g*d) Deponieabdeckung, T= 5 °C 0,35(1990) 70 µg CH4/(g*d) Laborversuch, T = 30 °C 1,23

STEGMANN ET AL.(1991)

55,2 g CH4/(m³*d) Deponieabdeckung, Rekultivierungs-schicht, Laborversuch

0,64

BÖRJESSON ET AL. 0,24 µmol/(g*h) Deponieabdeckung, Laborversuch 1,61(1997) 0,53 µmol/(g*h) Deponieabdeckung, Laborversuch 3,56

0-1 µmol/(g*h) Abhängigkeit vom WG; Maximum bei20 %

6,72

BENDER

(1992)60 µmol/(g*d) Deponieabdeckung, Laborversuch,

Raumtemperatur16,8

KIGHTLEY &NEDWELL (1994)

6,810,4

mol/(m²*d)mol/(m²*d)

Laborversuche, TondichtungsschichtNährstoffreicher, grobkörniger Sand

6,359,7

DACH ET AL.(1996 B)

0,073

g CH4/(m²*h)g CH4/(m²*h)

Deponieabdeckung 0,14,2

CROFT &EMBERTON (1989)

25,671,3

µmol/(g*d)µmol/(g*d)

Sandig-toniger DeponieabdeckbodenLaborversuch

7,220

Biofilter:

HUMER ET AL.(1997)

615

mol/(m³*d)mol/(m³*d)

Müllkompost, deutliche Abhängigkeitvom WG: Optimum 44-46 % WG, 5,60Raumtemperatur 14,01

FIGUEROA

(1993)10 g CH4/(m²*h) Biofilter Min.; Höhe = 1m; Durchmes-

ser = 0,32 m 14,0150 g CH4/(m²*h) Biofilter Max.; T = 30-43 °C 70,04

FIGUEROA

(1996)100 %-ige Reduktion bei 0,5 m³/(m²*h)und CH4-Gehalt von 3 Vol.%; T = 30-43 °C

15,00

MENNERICH

(1986)360 l CH4/(m³*d) Kompostfilter 0,36 l CH4/(l*d) bei

12,33 l/(l*d); 15,001250 l CH4/(m³*d) bzw. 1,25 l CH4/(l*d) bei 24,73 l/(l*d);

T = 30 °C, nur bei geringer Belastungweitgehende Oxidation

52,08

62

4.3.2 Sickerwasser

4.3.2.1 Sickerwasserbelastung

Die folgenden Abbildungen zeigen jeweils die in den Deponiesimulationsreaktoren

gemessenen zeitlichen Verläufe der Gas- und Sickerwasseremissionen. Die Be-

handlung der Abfälle erfolgte in den Anlagen in Quarzbichl, Lohfelden, Wittstock,

Meisenheim, Wilhelmshaven und Düren. Bei dem Dürener Restabfall handelt es sich

um den Standardrestabfall aus der MBRA Horm, der von allen Projekten im Ver-

bundvorhaben zu Vergleichszwecken parallel untersucht wurde.

Die Sickerwasserbelastung des mechanisch-biologisch vorbehandelten Restmülls

liegt von Anfang an auf einem niedrigen Niveau, da durch die mechanisch-bio-

logische Vorbehandlung die leicht abbaubaren und leicht hydrolysierbaren Anteile

abgebaut wurden. Die Anfangsbelastung für den CSB liegt für die vorbehandelten

Restabfälle mit geringem Restgasbildungspotential von 10-30 l/kg TS in einem Be-

reich von ca. 1500 - 8000 mg/l und nimmt nach 300 Versuchstagen auf Werte von

ca. 500 mg/l ab. Die relativ hohen Belastungen im Bereich von 5000 bis 8000 mg

CSB/l treten unmittelbar nach dem Einbau der Abfälle in den DSR’en auf und sind

auf die zu dem Zeitpunkt noch fehlende Gasbildung bzw. auf die anfangs verstärkte

Auswaschung der Mülloberflächen zurückzuführen. Mit dem Einsetzen der Gasbil-

dung wird das Sickerwasser deutlich in bezug auf die organische Belastung ent-

frachtet, was zu einem schnellen Absinken der Konzentrationen führt. Unter Depo-

niebedingungen ist daher nicht mit diesen hohen Belastungen für weitgehend stabi-

lisierte Abfälle zu rechnen, da vor allem wegen der wesentlich geringeren Wasser-

beaufschlagung ein Großteil der anfangs im DSR meßbaren organischen Sicker-

wasserfracht in die Gasphase transportiert wird.

Die Stickstoffbelastung des Sickerwassers aus Abfällen mit niedriger Gasproduktion

(GB200 DSR < 30 l/kgTS) liegt von Beginn an auf einem im Vergleich zum unbehan-

delten Restabfall (2000 mg N/l) sehr niedrigen Niveau von ca. 200 - 400 mg ges. N/l.

63

0

200

400

600

800

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

750

1500

2250

3000C

l- [m

g/l]

0

6000

12000

18000

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.10

0.20

0.30

BS

B5/

CS

B

0

20

40

60

80

100

120

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOCBSB5

pH

BSB5/CSB

Standardrestabfall Horm

Abbildung 32: Emissionsverhalten des Standardrestabfalls aus der MBRA Horm im Deponie-simulationsreaktor

64

0

800

1600

2400

3200

4000

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000

5000C

l- [m

g/l]

0

20000

40000

60000

80000

100000

[mg/

l]

5

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

BS

B5/

CS

B

0

50

100

150

200

250

300

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400 500 600 700Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2 2.4Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOCBSB5

pH BSB5/CSB

QB-0

Abbildung 33: Emissionsverhalten eines mechanisch aufbereiteten Restabfalls (QB-0) im De-poniesimulationsreaktor (Siebschnitt 40 mm nach 24 h Homogenisierung in Rottetrommel, imVergleich zum Gesamtrestmüll organikangereichert)

65

0

1000

2000

3000

4000

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1500

3000

4500

6000C

l- [m

g/l]

0

20000

40000

60000

80000

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

BS

B5/

CS

B

0

60

120

180

240

300

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOCBSB5

pH BSB5/CSB

QB-UM-8

Abbildung 34: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-UM-8 im DSR

66

0

400

800

1200

1600

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000C

l- [m

g/l]

0

10000

20000

30000

40000

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.50

1.00

BS

B5/

CS

B

0

20

40

60

80

100

120

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 10 20 30 40 50 60 70Zeit [d]

0.0 0.1 0.2 0.3Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOCBSB5

pH

BSB5/CSB

QB-UM-24

Abbildung 35: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-UM-24 im DSR

67

0

500

1000

1500

2000

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000

5000C

l- [m

g/l]

0

10000

20000

30000

40000

50000

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

0.75

1.00

BS

B5/

CS

B

0

20

40

60

80

100

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOCBSB5

pH BSB5/CSB

QB-BM-8

Abbildung 36: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-BM-8 im DSR

68

0

400

800

1200

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

2000

4000

6000C

l- [m

g/l]

0

5000

10000

15000

20000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

BS

B5/

CS

B

0

12

24

36

48

60

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

101

102

103

104

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-BM-16

Abbildung 37: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-BM-16 im DSR

69

0

200

400

600

800

1000

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1200

2400

3600

4800

6000C

l- [m

g/l]

0

2000

4000

6000

8000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.05

0.10

BS

B5/

CS

B

0

6

12

18

24

30

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0

100

200

300

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.NCl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-BM-16+8

Abbildung 38: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-BM-16+8 im DSR

70

0

100

200

300

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

600

1200

1800C

l- [m

g/l]

0

600

1200

1800

2400

3000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

0

10

20

30

40

50

BS

B5

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.01

0.02

0.03

BS

B5/

CS

B

0

6

12

18

24

30

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-BM-16+16

Abbildung 39: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-BM-16+16 im DSR

71

0

100

200

300

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

500

1000

1500C

l- [m

g/l]

0

600

1200

1800

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.05

0.10

BS

B5/

CS

B

0

2

4

6

8

10

12

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0

10

20

30

40

50

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500 600Zeit [d]

0.0 0.5 1.0 1.5 2.0Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-BM-16+36

Abbildung 40: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-BM-16+36 im DSR

72

0

100

200

300

400

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

750

1500

2250

3000C

l- [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

BS

B5/

CS

B

0

8

16

24

32

40

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

100

101

102

103

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500 600Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-V-8

Abbildung 41: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-V-8 im DSR

73

0

100

200

300

400

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000C

l- [m

g/l]

0

600

1200

1800

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.10

0.20

0.30

BS

B5/

CS

B

0

6

12

18

24

30

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

100

101

102

103

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

QB-V-12

Abbildung 42: Emissionsverhalten des Restabfalls QB-V-12 im DSR

74

0

200

400

600

800

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1500

3000

4500

6000C

l- [m

g/l]

0

2000

4000

6000

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.05

0.10

BS

B5/

CS

B

0

4

8

12

16

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0

40

80

120

160

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOC

pHBSB5/CSB

BSB5

Herhof 4 + 4

Abbildung 43: Emissionsverhalten des Restabfalls Herhof 4+4 im DSR

75

0

100

200

300

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

2000

4000

6000C

l- [m

g/l]

0

1000

2000

3000

[mg/

l]

0

40

80

120

BS

B5

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.01

0.02

0.03

0.04

0.05

BS

B5/

CS

B

0

5

10

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400 500 600Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8 2.0 2.2Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

Herhof 4+8

Abbildung 44: Emissionsverhalten des Restabfalls Herhof 4+8 im DSR

76

0

200

400

600

800

1000

1200

NO

3-N

, NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000C

l- [m

g/l]

0

400

800

1200

1600

[mg/

l]

0

40

80

120

160

200

BS

B5

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

BS

B5/

CS

B

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400Zeit [d]

0.00 0.50 1.00Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.NNO3Cl

CSBTOC

pHBSB5/CSB

BSB5

Herhof 4 + 8 + 78

Abbildung 45: Emissionsverhalten des Restabfalls Herhof 4+8+78 im DSR

77

0

400

800

1200

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

700

1400

2100C

l- [m

g/l]

0

6000

12000

18000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.10

0.20

BS

B5/

CS

B

0

20

40

60

80

100

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

101

102

102

103

103

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N

Cl

CSBTOC

pH

BSB5/CSB

Kaminzugverf. 20

Abbildung 46: Emissionsverhalten des Restabfalls Kaminzugverf. 20 im DSR

78

0

400

800

1200

1600

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

1000

2000

3000

4000C

l- [m

g/l]

0

2000

4000

6000

8000

10000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.05

0.10

BS

B5/

CS

B

0

4

8

12

16

20

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

101

102

103

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4 1.6 1.8Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pH BSB5/CSB

BSB5

Kaminzugverf. 44

Abbildung 47: Emissionsverhalten des Restabfalls Kaminzugverf. 44 im DSR

79

0

40

80

120

160

200

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

50

100

150C

l- [m

g/l]

0

250

500

750

1000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

0

40

80

120

BS

B5

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.04

0.08

0.12

BS

B5/

CS

B

0

2

4

6

8

10

12

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

0 100 200 300 400 500Zeit [d]

0.0 0.6 1.2 1.8Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pHBSB5/CSB

BSB5

Kaminzugverf. 56

Abbildung 48: Emissionsverhalten des Restabfalls Kaminzugverf. 56 im DSR

80

0

200

400

600

NH

4-N

, ges

.N [m

g/l]

0

600

1200

1800C

l- [m

g/l]

0

4000

8000

12000

16000

CS

B, T

OC

[mg/

l]

6

7

8

9

pH

0.00

0.25

0.50

BS

B5/

CS

B

0

20

40

60

80

Gas

men

ge [l

/kgT

S]

101

102

103

104

BS

B5

[mg/

l]

0 100 200 300Zeit [d]

0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.4Wasser/Feststoff-Verhältnis (l/kgTS]

NH4-Nges.N Cl

CSBTOC

pH

BSB5/CSB

BSB5

Wittstock 4+16

Abbildung 49: Emissionsverhalten des Restabfalls Wittstock 4+16 im DSR

81

Abbildung 50 und Abbildung 51 zeigen deutlich, daß mit zunehmender Rottezeit so-

wie mit steigendem technischen Aufwand der Rottetechnik die Belastungen der Sik-

kerwässer in den DSR's abnehmen. Die dargestellten Konzentrationen sind gegen-

über dem Wasser/Feststoff-Verhältnis (W/F) aufgetragen. Dieses Verhältnis gibt die

Summe des Sickerwasserabflusses bezogen auf die Trockensubstanz des Abfall-

körpers an. Das W/F wird im folgenden als vergleichender Zeitmaßstab, zum einen

für DSR mit unterschiedlichen Abfall-Einbaumengen und zum anderen als Zeitmaß-

stab zur Übertragung auf Deponieverhältnisse genutzt.

Die in Abbildung 50 Abbildung 51 dargestellten Konzentrationsverläufe zeigen, daß

die Proben aus Quarzbichl (QB-BM-8, QB-BM-16, QB-BM-16+8) trotz relativ langer

Rottezeiten noch recht hohe Sickerwasserbelastungen für TOC und NH4-N aufwei-

sen. Dieses Verhalten ist für intensivgerottetes Material allerdings nicht als charak-

teristisch zu bezeichnen. Ein Grund für die hohen Belastungen liegt sicherlich in der

mechanischen Aufbereitung bzw. in der Kombination von weitgehender mechani-

scher Aufbereitung und relativ einfacher Rottetechnik in belüfteter Miete. Dieses

Material wurde nach Abtrennung der Leichtfraktion (> 150 mm) in einer Rottetrom-

mel über 24 h homogenisiert, wodurch es zu einer starken Auffaserung der Pappe-

und Papierbestandteile kam, die im anschließenden Siebschnitt von 40 mm nahezu

vollständig in den Siebdurchgang gelangten. Insgesamt hat das Material deutlich an

Struktur verloren, so daß im anschließenden Rotteprozeß (belüftete Miete) die Sau-

erstoffversorgung nicht ausreichend war. Nach 24 Wochen Rotte (QB-BM-16+8) ist

eine vergleichbare Sickerwasserbelastung wie für extensiv gerottetes Material im

Kaminzugverfahren nach 44 Wochen (Deponie Meisenheim) festzustellen, mit An-

fangswerten für den TOC von ca. 2500 mg/l. Dahingegen sind für in Herhofrottebo-

xen über 4 Wochen intensiv gerottetes Material (Belüftung erfolgt im Umluftbetrieb,

Zuluftsteuerung über CO2-Gehalt in der Abluft) mit anschließender Nachrotte über 4

bzw. 8 Wochen deutlich geringere Konzentrationen sowohl für TOC als auch für

NH4-N festzustellen. Einschränkend muß erwähnt werden, daß es sich nicht um

identisches Rotteinputmaterial handelt, jedoch wird der Trend der zunehmenden

Stabilisierung durch höheren technischen Aufwand ersichtlich. Ebenso deutlich sind

die geringen Konzentrationen des anaerob vorbehandelten Materials im BRV-

Verfahren (1-stufige Trockenfermentation) mit anschließender Nachrotte über 8 bzw.

12 Wochen in ML-Containern. Hier erweist sich die intensive mechanische Aufbe-

82

reitungstechnik als durchaus positiv, was auch die erzielten Gasausbeuten von ca.

269 l/kg TS belegen (MÜLLER ET AL.(1996)).

100

1000

10000

100000

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

TO

C [

mg

/l]

QB-0

QB-BM-8

QB-BM-16

QB-BM-16+8

QB-V

Kaminzugverf. 20

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

TO

C [

mg

/l]

Kaminzugverf. 44

Herhof 4+4

QB-BM-16+16

QB-BM-16+36

Herhof 4+8

QB-V-8

QB-V-12

Kaminzugverf. 56

Abbildung 50 :Zeitlicher Verlauf der organischen Belastung (TOC) des Sickerwassers für Re-

stabfälle mit unterschiedlicher Vorbehandlung (oben: unzureichend stabilisierte Abfälle, un-

ten: weitgehend stabilisierte Abfälle)

83

0

500

1000

1500

2000

2500

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

NH

4-N

[m

g/l]

QB-0

QB-V

QB-BM-8

QB-BM-16

Kaminzugverf. 44

Kaminzugverf. 20

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

NH

4-N

[m

g/l]

QB-BM-16+8

Herhof 4+4

QB-BM-16+16

QB-V-8

QB-V-12

QB-BM-16+36

Herhof 4+8

Kaminzugverf. 56

Abbildung 51: Zeitlicher Verlauf der Stickstoffbelastung (TKN) des Sickerwassers für Restab-

fälle mit unterschiedlicher Vorbehandlung (oben: unzureichend stabilisierte Abfälle, unten:

weitgehend stabilisierte Abfälle)

84

0

1

2

3

4

5

6

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50

Wasser/Feststoff-Verhältnis [l/kg TS]

AO

X [

mg

/l]QB-OQB-UM-8QB-BM-16QB-BM-16+16QB-BM-16+36Herhof 4+8Herhof 4+8+78Kaminzug 56Kaminzug 20Standardrestabfall HormWittstock 4+16

Abbildung 52: Zeitlicher Verlauf der AOX-Belastung von DSR-Sickerwässern für Restabfälle

unterschiedlicher Vorbehandlung

Der Verlauf der AOX-Sickerwasserbelastung entspricht weitgehend den Belast-

ungen von Deponiesickerwässern aus der Methanphase. Mit zunehmendem Grad

der Vorbehandlung ergibt sich eine Tendenz zu geringeren Belastungen, was auf

einen Schadstoffabbau bzw. einen Austrag über den Abluftpfad während der biologi-

schen Behandlung schließen läßt. Der langfristige Verlauf ist auch hier von Verdün-

nungseffekten geprägt bzw. von der jeweiligen Anfangsbelastung abhängig. In der

Regel wird der AOX-Einleitgrenzwert von 0,5 mg/l für gut stabilisierte Abfälle bis zum

Wasser/Feststoffverhältnis von 1 l/kg TS erreicht.

4.3.2.2 Emissionspotentiale für den Sickerwasserpfad

Das über den Sickerwasserpfad mobilisierbare Stoffpotential kann für die organische

Sickerwasserbelastung um ca. 95 % und für Stickstoff um ca. 40-90 % vermindert

werden. Tabelle 12 gibt eine Übersicht der Emissionspotentiale für den Sickerwas-

ser- und Gaspfad. Einschränkend muß jedoch festgehalten werden, daß die ange-

gebene Reduzierung der TOC-Sickerwasserbelastung um 95 % sich allein auf die in

den DSR gemessenen Frachten stützt. Wie bereits im Kapitel 4.3.1 erwähnt wurde,

85

ergibt sich für unbehandelte Restabfälle im DSR eine zeitlich extrem ausgeprägte

Saure Phase, so daß die ermittelten Frachten für die organische Sickerwasserbela-

stung als unrealistisch angesehen werden müssen. Durch eine biologische Be-

handlung werden aber die Belastungsspitzen der Sauren Phase mit Sicherheit un-

terbunden. Die angegebenen Frachten für Restabfälle nach einer MBA liegen jedoch

in einem realistischen Bereich, da diese direkt in die stabile Methanphase überge-

hen.

Tabelle 12: Emissionspotentiale für unbehandelten und mechanisch-biologisch vorbe-

handelten Restabfall

Emissionspotential Einheit UnbehandelterRestabfall

Restabfall nachmech.-biol. Behand-

lung(16-52 Wochen)

Gaspotential [l/kg TS] [l/kg TS] 134-233 12-50

[g Corg/kg TS] 71,7-124,7 6,4-26,8

TOC-Sickerwasserpotential [g/kg TS] 8-16 0,3-3,3

ges.N-Sickerwasserpotential [g/kg TS] 4-6 0,6-2,4

Cl--Sickerwasserpotential [g/kg TS] 4-5 4-6

Deutliche Vorteile ergeben sich demnach nur für die Gasproduktion und die für die

Stickstoffbelastung mechanisch-biologisch behandelter Restabfälle.

Gut stabilisierter vorbehandelter Abfall weist Emissionspotentiale im unteren Bereich

der angegebenen Spannweite für Gas und TOC bzw. ges. N im Sickerwasser auf.

Die angegebenen Frachten wurden durch Regressionsrechnung mit einem exponen-

tiellen Ansatz 1. Ordnung ermittelt. Die Emissionspotentiale für die vorbehandelten

Restabfälle weisen eine sehr große Spannweite auf, die auf den unterschiedlichen

Stabilisierungsgrad der Restabfälle zurückzuführen ist.

4.3.2.3 Langfristiger Verlauf der Sickerwasserbelastung

Mit Hilfe des Wasser/Feststoff-Verhältnisses wird der langfristige Verlauf der Sicker-

wasseremissionen auf die Deponie übertragen. Vergleicht man den Wasserdurch-

satz eines Deponieausschnittes von ca. 0,015 l/(kgTS*a) (Höhe 20 m, Fläche 1 m²,

Trockendichte 1 Mg/m³ bei einem durchschnittlichen Sickerwasserabfluß von 40 %

des Niederschlags für eine nicht abgedeckte Deponie unbehandelter Restabfälle)

86

mit dem des Deponiesimulationsreaktors von ca. 1,3 l/(kgTS*a), so ergibt sich für

den DSR ein um den Faktor 87 höherer Wasserdurchsatz. Die Zeitspanne bis zum

Erreichen eines Wasser/Feststoff-Verhältnisses von 1l/kg TS beträgt in einer nicht

abgedeckten/abgedichteten Deponie unbehandelter Siedlungsfälle ca. 66 Jahre, im

DSR hingegen nur ca. ein ¾ Jahr.

Dieser Ansatz gilt jedoch nur unter den folgenden Voraussetzungen:

• Der Einfluß von biologischen Umsetzungen ist während der langfristigen Ablage-

rung vernachlässigbar.

• Der Deponiekörper wird homogen mit infiltriertem Wasser durchströmt.

• Die Mobilisierung von Stoffen ins Sickerwasser erfolgt nur durch physikalische

Auslaug- und Desorptionsprozesse.

Da mit dem vorgeschlagenen Übertragungsmodell aber Zeiträume von mehreren

hundert Jahren abgeschätzt werden, wird, obwohl unter Deponiebedingungen mit

ungünstigeren Milieuverhältnissen bezüglich eines biologischen Abbaus als unter

Laborbedingungen zu rechnen ist, ein teilweiser biologischer Abbau der weitgehend

stabilisierten Abfälle während dieser langen Zeiträume stattfinden, wodurch die Sik-

kerwasserkonzentrationen schneller abnehmen werden. Weiterhin ist bekannt, daß

das Sickerwasser über bevorzugte Sickerwege durch den Deponiekörper fließt, wo-

mit eine Verdünnung der Konzentrationen erfolgt. Das Potential wird allerdings in

gleicher Höhe zeitlich versetzt mobilisiert werden. Die im folgenden durchgeführte

Abschätzung der Dauer der Nachsorgephase kann somit nur eine “worst case-

Abschätzung” sein (HÖRING UND EHRIG, (1997 A)).

Abbildung 53 verdeutlicht den langfristigen Verlauf der Sickerwasserkonzentrationen

für TOC und NH4-N beispielhaft für ein gut stabilisiertes Material (16 Wochen Rotte

in offener Miete, Gasbildung: 15 l/kgTS in 800 Tagen im DSR, Atmungsaktivität: AT10

= 14 mg O2/g TS gemessen mit der Methode der BUGH Wuppertal).

Die Extrapolation der Sickerwasserkonzentration mit einem exponentiellen Ansatz 1.

Ordnung stimmt sehr gut mit den gemessenen Konzentrationen überein (R²>0,99).

Zu Beginn der DSR-Versuche sind häufig leicht schwankende Konzentrationen fest-

zustellen bis sich Mobilisierungs- und Auslaugprozesse im Gleichgewicht befinden.

Besonders ausgeprägt ist dies beim zeitlichen Verlauf der Stickstoffkonzentrationen.

87

Oftmals steigen bzw. stagnieren die Konzentrationen bis zu einem Wasser/Feststoff-

Verhältnis von ca. 1-1,5 l/kg TS, d.h. die Mobilisierung von Stickstoff ist stärker als

die Verdünnung und Auslaugung. Erst nach dieser "Stabilisierungsphase" zeigen die

Konzentrationen einen abnehmenden Trend. In die Regressionsrechnung ging des-

halb nur der abfallende Ast der Konzentrationsganglinie ein. Die hohen Korrelati-

onskoeffizienten der Regression deuten darauf hin, daß bei weitgehend stabilisier-

tem Material der langfristige Konzentrationsverlauf durch einen exponentiellen An-

satz 1. Ordnung hinreichend genau beschrieben werden kann. Das bedeutet, daß

die noch im Abfall vorhandene abbaubare organische Substanz relativ homogen aus

nur noch schwer abbaubaren Bestandteilen besteht. Dies wird ebenfalls durch die

Gasbildung gestützt, da diese über 800 Tage mit einer konstanten Halbwertszeit

ablief (Abbildung 28).

Aus dem abgeschätzten langfristigen Verlauf der Sickerwasserkonzentrationen

(Abbildung 53) wird deutlich, daß für den Parameter TOC ca. 90 % des Sickerwas-

seremissionspotentials bis zum Ende der Nachsorgephase mobilisiert werden, da-

hingegen werden nur ca. 60 % des Stickstoffpotentials bis zum Ende der Nachsor-

gephase freigesetzt. Die langsame Mobilisierung des Stickstoffs führt zu langen

Emissionsphasen, in denen die Einleitgrenzwerte nur geringfügig überschritten wer-

den, aber auch zu einer langen Phase (nach Ende der Nachsorge), in der die

Grenzwerte nur geringfügig unterschritten werden. Insgesamt ist der Gesamtstick-

stoffgehalt im Sickerwasser der die Nachsorgedauer bestimmende Parameter.

88

Abbildung 53: Abschätzung des zeitlichen Verlaufs der Sickerwasseremissionen für TOC und

NH4-N in der Nachsorgephase und danach dargestellt als Konzentrations- und Frachtenverlauf

bezogen auf das Wasser/Feststoff-Verhältnis (aus HÖRING & EHRIG (1997 B))

89

Tabelle 13: Abschätzung des Nachsorgezeitraumes für mechanisch-biologisch vorbehandelte

Restabfälle bei optimaler Vorbehandlung

Parameter Einleitgrenzwert [mg/l]51. Anhang Rahmen-

Abwasser VwVHalbwertszeit [a] Nachsorgephase [a]

CSB 200 53 165

Σ ausNH4-, NO3-, NO2-N 70 120 200

Die generelle Schwierigkeit der langfristigen Emissionsprognosen besteht in der

Übertragung der biologischen Prozesse auf die Deponie. Diese werden von einer

Vielzahl von Einflußfaktoren bestimmt, wie Temperatur, Temperaturverteilung, Was-

sergehalt, Wasserverteilung, Wasserbewegung, Ablagerungsdichte, Deponietechnik

usw.. Optimierte Randbedingungen wie in Laborversuchen führen zu einer deutli-

chen Beschleunigung der Abbauprozesse, deren Kinetik sich wegen der grundsätz-

lich anderen Bedingungen im Deponiekörper nicht auf die Deponie übertragen läßt.

Langfristig werden die biologischen Umsetzungen im Deponiekörper jedoch auf ein

Minimum reduziert, so daß das Langzeitverhalten vorwiegend mit physikalischen

Auslaugprozessen beschrieben werden kann. Für gut stabilisierte Restabfälle mit

einem Minimum an biologischer Restaktivität lassen sich somit vereinfachte Über-

tragungsmechanismen (Wasser/Feststoff-Verhältnis) vom Labor- auf den Deponie-

maßstab einsetzen. Inwieweit bzw. ob sich die Nachsorgephase gegenüber unbe-

handeltem Restabfall durch die mechanisch-biologische Vorbehandlung verkürzen

läßt, ist weitgehend unbekannt, da man einerseits die Kinetik der biologischen Um-

setzungen in der Deponie nicht simulieren kann und andererseits bei der Ablage-

rung mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle grundsätzlich andere Abla-

gerungsbedingungen (höhere Einbaudichten, geringere Wasser- und Gasgängig-

keiten gegenüber Altdeponien) vorherrschen werden. Vor allem die geringe Was-

serdurchlässigkeit von mechanisch-biologisch vorbehandeltem Restabfall kann zu

einem grundsätzlich anderem Mobilisierungsverhalten führen, so daß der Stoffaus-

trag drastisch reduziert wird und damit zwangsläufig mit wesentlich längeren Emis-

sionzeiträumen gerechnet werden muß. Für die langfristig nach Abklingen der biolo-

90

gischen Umsetzungen im Deponiekörper ablaufenden Auslaugungsprozesse kann

davon ausgegangen werden, daß deren Dauer direkt proportional zum Wasser-

durchsatz ist.

Die tatsächlich aus MBA-Deponien anfallenden Sickerwassermengen können der-

zeit allerdings nicht verläßlich angegeben werden. Sie werden nach Ergebnissen

von DACH ET AL. (1996 A), RETTENBERGER (1997), BENSON AND OTHMANN (1993) je-

doch deutlich niedriger ausfallen. So wurden von den genannten Autoren gesättigte

hydraulische Durchlässigkeiten für MBA-Abfälle im Bereich von kf = 1*10-10 bis 10-9

m/s ermittelt. Höhere Werte hingegen werden von DOEDENS (1997) angegeben

(Tabelle 14).

Tabelle 14: Literaturangaben zu Durchlässigkeitsbeiwerten kf in [m/s] für Rest- und MBA-

Abfall, Auflast von 200 kN/m² entspricht ca. 15 m Deponiehöhe

Quelle UnbehandelterRestabfall

MBA-Abfall

DACH ET AL. (1996 A), JAGER ET AL. (1998)

kf: 1*10-10 – 4,5*10-8

Dichte: 0,87 – 1,16 Mg TS/m³ RETTENBERGER (1997) (Rückbauprojekt DeponieBurghof) SickerwassermengenVersuchsdeponie

Rückbaumaterial 0 – 20 mm kf: 5,8*10-10

1,8 – 2,5 m³/(ha*d) 9 – 13 % des Niederschlags (Höhe: 6,5 – 9 m, Dichte: 1,45 MgTS/m³)

DOEDENS (1997) kf: 1*10-4

4*10-8 – 1*10-6, für < 40 mm bei 100 –400 kN/m² 1*10-5 – 1*10-7, für < 100 mm bei 100– 800 kN/m²

BENSON, OTHMANN (1996) 2*10-10 – 6*10-9

bei 150 – 200 kN/m² BEAVEN & POWRIE (1995) BEAVEN (1997)

kf: 1*10-7– 1*10-5

bei 100 - 350kN/m²

Für unbehandelten Restabfall werden kf - Werte zwischen 1*10-4 und 1*10-7 m/s ge-

nannt (DOEDENS (1997), BEAVEN & POWRIE (1995), (1997)).

Die hydraulische Durchlässigkeit des Abfalls sinkt mit:

91

• steigender Einbau-/Ablagerungsdichte,

• steigender Auflast/Deponiehöhe,

• zunehmendem Zerkleinerungsgrad und

• zunehmendem Abbaugrad der organischen Substanz.

Die von RETTENBERGER (1997) genannten Werte zeigen, daß die ermittelten hy-

draulischen Durchlässigkeiten nicht direkt auf Deponieverhältnisse übertragen wer-

den können. Der kf-Wert von 5,8*10-10 m/s würde bei direkter Umrechnung einer

jährlichen Sickerwassermenge von 0,5 m³/(ha*d) entsprechen. Die gemessenen Sik-

kerwassermengen lagen allerdings mit 1,8 –2,5 m³/(ha*d) deutlich über diesem Wert,

so daß sich die Sickerwassermenge der Versuchsdeponie nur ca. um den Faktor 3

gegenüber der Deponie vor dem Rückbau reduzierte. Da für gut stabilisierte Re-

stabfälle mit geringen biologischen Restaktivitäten von einem langfristigen Emissi-

onsverlauf auszugehen ist, der im wesentlichen von Elutions- / Desorptionsprozes-

sen und Verdünnungseffekten geprägt ist (HÖRING UND EHRIG (1997 A)), wird damit

ebenfalls der o. g. Übertragungsfaktor von 66 a für die hydraulische Verweilzeit des

Sickerwassers im Deponiekörper um den Faktor 3 auf ca. 200 a ansteigen.

Die zu erwartende geringe Wasserdurchlässigkeit von hochverdichteten MBA-

Abfällen wird also zu einem deutlich reduzierten Stoffaustrag (Emissionsrate) aus

dem Deponiekörper führen. Das aber andererseits zu langsamer abnehmenden Sik-

kerwasserkonzentrationen. Grundsätzlich würde eine verminderte Emissionsrate im

Sinne des Schutzzieles Verminderung der Sickerwassermenge nach TASi im Falle

eines Schadens an der Basisabdichtung die umweltverträglichere Variante bedeu-

ten, auf der anderen Seite aber dem Schutzziel der nachsorgefreien/-armen Deponie

entgegenstehen. Diese konträren Schutzziele treffen aber auf jede Ablagerung, auch

auf die Ablagerung von MVA-Schlacken, deren Sickerwasser ebenfalls einer Be-

handlung bedarf, zu.

Die Beurteilung des Ablagerungsverhaltens sollte daher auf der Basis der zu erwar-

tenden Emissionsraten durchgeführt werden, womit sich die Vorteile der geringen

hydraulischen Durchlässigkeiten positiv auswirken.

92

4.3.2.4 Schadstoffe in DSR-Sickerwässern

4.3.2.4.1 BTEX

Abbildung 54 veranschaulicht das Spektrum der in DSR-Sickerwässern gemessenen

Belastung mit BTEX-Aromaten. Überwiegend lagen die BTEX-Konzentrationen in

den Sickerwässern auf einem sehr niedrigen Niveau im Bereich der Holland Liste A

für Grund- und Trinkwasser.

Für eine Abfallprobe (QB-UM-24) war davon abweichend jedoch eine deutlich höhe-

re Kontamination nachweisbar. Für diesen Restabfall konnten für Toluol bzw. für o-

Xylol Konzentrationen oberhalb der Richtwerte der Klasse C der Holland Liste er-

mittelt werden. Die Richtwerte der Klasse C stellen Prüfwerte zum Zwecke der Ent-

scheidung über eine Sanierung dar.

0,0

50,0

100,0

150,0

200,0

250,0

Benzol [µg/l]

Toluol [µg/l]

Ethylbenzol [µg/l]

o-Xylol [µg/l]

p-Xylol [µg/l]

m-Xylol [µg/l]

Benzol [µg/l] 0,0 0,0 0,0 0,0 0,5 0,5 0,1 0,5

Toluol [µg/l] 0,0 0,0 98,9 11,2 0,5 5,0 0,1 3,0

Ethylbenzol [µg/l] 0,0 0,0 10,3 0,0 0,1 5,0

o-Xylol [µg/l] 0,3 0,1 216,9 0,0 0,5 5,0 0,1 5,0

p-Xylol [µg/l] 0,0 0,0 0,0 0,0 0,5 5,0 0,1 5,0

m-Xylol [µg/l] 0,0 0,0 0,0 0,0 0,5 5,0 0,1 5,0

QB-O QB-UM-8 QB-UM-24QB-BM-

16+8Berliner Liste Ib

Berliner Liste Ia

Holland Liste A-

Wert

Holland Liste B-

Wert

Abbildung 54: BTEX-Konzentrationen in DSR-Sickerwässern

4.3.2.4.2 Schwermetalle

Zu Beginn der Inkubation der Restabfälle in die DSR’en wurden die Konzentrations-

bereiche der relevanten Schwermetalle bestimmt. Die Analysen erfolgten aufgrund

des uneinheitlichen Stabilisierungsgrades der Restabfälle bei unterschiedlichen pH-

Werten von 5,5 (Restabfall QB-O), 6,5 (Restabfall QB-UM-8), 7,0 (Restabfälle QB-

93

BM-8 bzw. 7,5 (Restabfall QB-V) und sind somit nur bedingt miteinander vergleich-

bar. Dabei wurden teilweise für Blei, Kupfer, Zink, Chrom und Nickel Überschreitun-

gen der Einleitgrenzwerte des 51. Anhanges der Rahmen-Abwasser-

Verwaltungsvorschrift festgestellt. Quecksilber, Cadmium und Arsen waren in keiner

Sickerwasserprobe nachzuweisen.

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

51. A

nh

.R

ahm

en-

Ab

was

ser

Vw

V

QB

-O

QB

-V

QB

-UM

-8

QB

-BM

-8

Sic

kerw

asse

rko

nze

ntr

atio

n [

mg

/l]

Hg Pb Cu Zn Cr Ni Cd As

Abbildung 55: Vergleich der Schwermetallkonzentrationen in DSR-Sickerwässern zu Beginn

der Inkubation mit den Einleitgrenzwerten des 51. Anhanges der Rahmen-Abwasser-

Verwaltungsvorschrift

KRÜMPELBECK UND EHRIG 1998 ermittelten im Rahmen des BMBF-Vorhabens „Ab-

schätzung der Restemissionen aus Deponien in der Betriebs- und Nachsorgephase

auf der Basis realer Überwachungsdaten“ Konzentrationsbereiche von Schwerme-

tallen in Abhängigkeit vom jeweiligen Deponiealter. Tabelle 15 gibt einen Überblick

zur Belastung von Deponiesickerwässern innerhalb der ersten 5 Betriebsjahre, die in

der Regel die Saure Phase der Deponie beinhalten, in der bezüglich der Schwer-

metallmobilisierung aufgrund der niedrigen pH-Werte die ungünstigsten Milieube-

dingungen auftreten.

94

Tabelle 15: Konzentrationsbereiche von Schwermetallen aus herkömmlichen Siedlungsabfall-

deponien innerhalb der ersten 5 Betriebsjahre nach KRÜMPELBECK UND EHRIG (1998)

Parameter Einheit

Mittelwert

1-5 Jahre

Maximum

1-5 Jahre

Minimum

1-5 Jahre

Anzahl der De-

ponien

51. Anhang Rahmen-

Abwasser VwV

Pb mg/l 0,152 0,92 0,002 13 0,5

Zn mg/l 1,787 39 0,02 17 2,0

Cd mg/l 0,0480 0,9 0,0001 12 0,1

Ni mg/l 0,273 3,85 0,007 16 1,0

Cu mg/l 0,607 40 0,003 16 0,5

Cr mg/l 0,273 3,27 0,013 17 0,5

As mg/l 0,0152 0,03 0,003 5 0,1

Es wird deutlich, daß bei Betrachtung der Mittelwerte die Belastungen der Sicker-

wässer mit Schwermetallen die Grenzwerte des 51. Anhangs der Rahmen-

Abwasserverwaltungsvorschrift einhalten. Lediglich für Kupfer und Zink liegen die

Konzentrationen im Bereich der Grenzwerte. In Einzelfällen treten jedoch deutlich

erhöhte Belastungen auf, was die angegebenen Maximalwerte widerspiegeln.

Es ist daher anzunehmen, daß Sickerwässer aus Deponien mechanisch-biologisch

vorbehandelter Restabfälle in einem ähnlichen Wertespektrum liegen werden und

die gemessenen Belastungen der in Quarzbichl behandelten Abfälle nicht als ty-

pisch angesehen werden können. Dennoch sollte der Ursache dieser Kontamination

mit Schwermetallen auf den Grund gegangen werden.

Bei Anwendung eines integrierten Stoffstrommanagements im Sinne des Kreislauf-

wirtschaftsgesetzes in der Restabfallbehandlung werden sich die Schwermetallbela-

stungen bei konsequenter Wertstoffabschöpfung aus dem Restabfall aller Voraus-

sicht nach weiter reduzieren. Damit könnten Sickerwässer aus MBA-Deponien ge-

gebenenfalls auch in Kommunalen Kläranlagen mitbehandelt werden.

95

4.3.3 Toxizitätstests

4.3.3.1 Problemstellung

Im Rahmen der Toxizitätsuntersuchungen wird die Anwendbarkeit verschiedener

biologischer Testsysteme zur Bewertung von mechanisch-biologisch vorbehandelten

Restabfällen überprüft.

Im Rahmen dieser Arbeit erwiesen sich Leuchtbakterien und Protozoen als geeig-

nete Testorganismen. Wichtig zur Abschätzung des Gefährdungspotentials ist, daß

beide Organismen einer unterschiedlichen Trophie-Ebene zuzuordnen sind. Leucht-

bakterien gehören zur Ebene der Destruenten, Protozoen zur Ebene der Primärkon-

sumenten. Der Leuchtbakterienhemmtest wird schon in vielen Bereichen (Chemika-

lienschutzgesetz, Pflanzenschutzgesetz, Wasserabgabegesetz) zur Toxizitätsbe-

wertung herangezogen. Er stellt aufgrund seiner hohen Empfindlichkeit, einfachen

Anwendbarkeit und guten Reproduzierbarkeit einen wichtigen Parameter zur Ein-

schätzung der Gefährdung komplexer Stoffgemische dar. Der Protozoenhemmtest

ist ein fertig konfektionierter Toxizitätstest, der bis jetzt nur zur Einzelstoffprüfung

und Bewertung kommunaler Abwässer und Oberflächenwässer im begrenzten Maße

angewendet wird. Da sich der Daphnientest, aufgrund von Anzuchtproblemen, bei

früheren Untersuchungen als ungeeignet erwiesen hatte, wurde der Protozoen-

hemmtest gewählt. Protozoen stehen auf derselben Trophieebene wie Daphnien.

Die Wahl der Protozoen scheint gerechtfertigt, da Protozoen aufgrund ihrer im Ver-

hältnis zum Körpervolumen relativ großen Oberfläche und der meist dünnen Zell-

haut, gegenüber Veränderungen des sie umgebenden Mediums besonders empfind-

lich reagieren. Daher sind sie zur Anzeige akut toxischer Stoffe gut geeignet (Nusch

(1982)).

4.3.3.2 Ermittlung der toxischen Wirkung

Zur Beurteilung der toxischen Wirkung der DSR-Sickerwasserproben bzw. Eluate,

werden verschiedene Verdünnungen der Proben eingesetzt. Erstellt wurden nur

geometrische Verdünnungsreihen mit dem Faktor 2. Als Verdünnungsstufe G wird

der Kehrwert des Volumenanteils der Probe im Testansatz bezeichnet. Es entsteht

also die Folge G=2; 4; 8; 16; 32;... . Beispielsweise enthält die Verdünnungsstufe

96

G=8 im Protozoenhemmtest einen Teil Probe und sieben Teile Verdünnungswasser,

die Probenkonzentration in Prozent beträgt 12,5%. Im Leuchtbakterienhemmtest

enthält bei der Verdünnungsstufe G=8 der Testansatz ein Teil Probe, drei Teile Ver-

dünnungswasser und vier Teile Leuchtbakteriensuspension. Der Gx-Wert bezeichnet

die höchste, untersuchte Probenkonzentration, bei der keine signifikante Wirkung

(hier: < 20 % Hemmung gegenüber dem Kontrollansatz) auftritt. Je größer also die

angegebene Gx-Wert ist, desto toxischer ist die Probe.

4.3.3.3 Leuchtbakterienhemmtest

Leuchtbakterien sind gramnegative, chemoorganotrophe Stäbchen mit polarer Be-

geißelung. Sie sind mariner Herkunft und gehören in ihrer trophischen Stellung zu

den Destruenten. Der Test beruht auf der Fähigkeit der Leuchtbakterien, einen Teil

der durch Stoffwechselreaktionen gewonnenen Energie in Form von kaltem Licht

(Biolumineszens) zu emittieren. Die Leuchtreaktion ist dabei eng an den Energie-

stoffwechsel der Zellen gekoppelt. Negative physikalische oder chemische Einflüsse

führen demnach zu einer schnellen Abnahme der Leuchtintensität. Gemessen wird

die Abnahme der Lichtemission unter Einfluß des Testgutes.

Durchführung und Auswertung

Der Test wurde nach DIN 38412 Teil 34 (1991) „Bestimmung der Hemmwirkung von

Abwasser auf die Lichtemission von Photobacterium phosphoreum (Leuchtbakterien

- Abwassertest mit konservierten Bakterien) (L 34)“ mit der Meßeinheit LUMIStox

und dem Kühlblock LUMISterm durchgeführt. Die verwendeten gefriergetrockneten

Leuchtbakterien der Art Vibrio fischeri NPRLD-1117712 wurden von der Fa. Dr. Lan-

ge, Düsseldorf bezogen. Die Lagerung erfolgte bei -20°C.

1 Northern Regional Research Lab., Calif., USA2 Der Stamm NRRLB-1117 wurde zunächst der Art Photobacterium phosphoreum zugeordnet. Daher wird erin vielen Veröffentlichungen, einschließlich der DIN 38412 Teil 34 noch mit dieser Bezeichnung geführt. Nachneuen Untersuchungen handelt es sich jedoch um einen Stamm der Art Vibrio fischeri (Steinhäuser (1992))

97

4.3.3.4 Protozoenhemmtest

Der Testorganismus ist ein Protozoon der Klasse Ciliata (=Wimperntierchen) aus

der Gattung Tetrahymena und der Art Tetrahymena thermophila.

Tetrahymena thermophila ist ein weitverbreitetes, frei lebendes Oberflächenprotozo-

on, das sich normalerweise von Bakterien und organischen Detritus ernährt. Es hat

eine ovoid birnenförmige Gestalt, ist von durchschnittlicher Zellgröße von 50*30 µm

und besitzt am schmalen Zellende ein Mundorganell (Abbildung 56).

Abbildung 56: Tetrahymena thermophila in 2400-facher Vergrößerung (Nelson & DeBault

(1978); aus Harrison (1989))

Wichtig für seine Verwendbarkeit als Testorganismus ist, daß Tetrahymena thermo-

phila sich auch in bakterienfreien synthetischen (axenischen) Nährmedien schnell

fortpflanzt und einfach zu kultivieren ist. Ciliaten nehmen laufend einen Teil der sie

umgebenden Flüssigkeit und darin suspendierte Partikel phagozytär auf. Somit kön-

nen auch an Feststoffe gebundene Substanzen auf diesem Wege ihre Wirkung in-

nerhalb der Zelle entfalten.

Durchführung

Der Protozoen-TOXKIT, mit dem Protozoon Tetrahymena thermophila, wurde als

fertig konfektionierter Toxizitätstest von der FU Berlin, Institut für Biochemie & Mole-

98

kularbiologie, Arbeitsgruppe Ökotoxikologie bezogen. In Anlehnung an die Testvor-

schrift des Protozoen-TOXKIT wurde der Test durchgeführt. Zunächst wurde die

Probe durch ein Sterilfilter der Porengröße 0,2 µm sterilfiltriert. Damit wurde das

Wachstum einer Bakterienpopulation während der Inkubationszeit verhindert. Es

wurde eine geometrische Verdünnungsreihe mit dest. H2O hergestellt. Auf eine Ein-

stellung des pH-Wertes der Probe wurde verzichtet, da das Nährsubstrat gepuffert

ist. Die Protozoen lagen als Dauerkultur in einer septumverschlossenen Glasküvette

vor. Zur Herstellung der Vorkultur wurden 200 µl Dauerkultur mit einer sterilen 1 ml-

Spritze aufgezogen, in eine - mit 2 ml dest. H2O aufgefüllte - Vorkulturküvette (lager-

bar bei –20°C) überführt und bei 30 °C für 24 h inkubiert. Das in der Vorkulturküvette

integrierte Nährsubstrat ist lyophilisiert. Nach dieser eintägigen Vorkultivierung wur-

den die Protozoen innerhalb von 3 Tagen eingesetzt. Die Lagerung der Vorkultur

erfolgte bei Zimmertemperatur.

Für den eigentlichen Testansatz wurden zunächst ebenfalls fertig konfektionierte

Testküvetten benutzt, in denen das Nährsubstrat lyophilisiert vorlag. Als wesentli-

ches Problem dabei erwies sich die Einstellung der Anfangstrübung (ODt=0) in den

Testküvetten, welche entscheidenden Einfluß auf die Aussage des Tests hat. Bei

der großen Anzahl an verwendeten Testküvetten aus verschiedenen Chargen ergab

sich oftmals eine große Streuung der Anfangstrübung.

In Zusammenarbeit mit dem Hersteller der Testküvetten wurde dieses Problem ge-

löst, in dem das Nährsubstrat für die Protozoen in PP-Küvetten lyophilisiert und bei –

20 °C gelagert und erst dann mit 0,5 ml dest. H2O gelöst wurde, wenn eine Testse-

rie anzusetzen war. Dann wurden 40µl der Nährlösung in die Testküvetten pipettiert

und mit 2 ml Probe bzw. dest. H2O (Verdünnungswasser), als Kontrolle, versetzt. Zur

Überführung der Protozoen in die Testküvette wurden Plastikmikropipetten benutzt.

Die Testküvetten wurden mit 2 Tropfen Protozoensuspension beimpft. Vor der Mes-

sung der Ausgangstrübung wurden die Testküvetten fest verschlossen, gut ge-

schüttelt und zum Ausperlen von Luftblasen kurz abgestellt. Die Ausgangstrübung

(OD t=0h) wurde im Photometer bei 536 nm gemessen. Die Inkubation der Testkü-

vetten erfolgte bei 30°C über den Zeitraum von 24 h. Vor Erfassung der Trübung

nach 24 h (OD t=24 h, λ=536 nm) wurden die Testküvetten erneut geschüttelt.

99

Auswertung

Die Auswertung erfolgte über die Trübungsmessung sowie zeitweise über die direkte

Zellzählung.

a) Trübungsmessung

Aus den Werten der anfänglichen optischen Dichte (OD t=0h) und der optischen

Dichte (OD t=24h) wurde für jeden Testansatz die Differenz gebildet. Während im

Falle einer Wachstumsinhibition die anfängliche, durch das Nährsubstrat verur-

sachte Trübung, erhalten blieb, führte normales Wachstum der Protozoen aufgrund

des Nährsubstratverbrauchs zu einem optisch klaren Testansatz. Die Hemmwirkung

der Proben wurde in Prozent, bezogen auf die Kontrolle, erfaßt. Hierzu wurden die

Differenzwerte der einzelnen Proben (∆OD-Probe) in Relation zum Differenzwert der

Kontrolle (∆OD-Kontrolle) gesetzt und mit dem Faktor 100 multipliziert.

Hemmung = 1 −∆ODProbe

∆ODKontrolle

∗100 [%]

mit ∆OD = ODt = 0 h − ODt = 24 h

Die Verdünnungsstufe bei der die Hemmung weniger als 20% beträgt, wird als GP-

Wert bezeichnet.

Zur Verdeutlichung der Methodik des Protozoenhemmtests wurde eine Trübungs-

kurve aufgenommen. Dazu wurde die Abnahme der optischen Dichte alle 2h pho-

tometrisch bestimmt und protokolliert (Abbildung 57 )

Zu sehen ist die gemessene Kurve bei ungehemmtem Wachstum. Zusätzlich sind

die Kurvenverläufe bei einer Wachstumsinhibition (∆ODVerdünnung 1 und ∆ODVerdünnung 2)

eingetragen. Die im Kontrollansatz verbleibende Resttrübung nach 24 h wird durch

die stark vermehrte Protozoenzahl erzeugt.

100

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0 3 6 9 12 15 18 21 24Inkubationszeit[h]

Opt

isch

e D

icht

e

∆OD Kontrolle= 100%

∆OD Verdünnung 1

∆OD Verdünnung 2

Abbildung 57: Abnahme der Trübung in Abhängigkeit von der Inkubationsdauer nach FERRES

ET AL. (1997)

Zur Absicherung der anhand der photometrischen Messung erzielten Ergebnisse,

erfolgte eine Auswertung über eine sehr zeitintensive direkte Zellzählung. Die Aus-

wertung erfolgte mittels der nachstehenden Gleichung.

Hemmung = 1 −ZellzahlProbe

ZellzahlKontrolle

∗100 [%]

Die kleinste Stufe bei der die Hemmung weniger als 20 % betrug wurde als GP-Wert

bezeichnet.

Die mittels Zellzählung gewonnen Ergebnisse waren identisch mit denen der photo-

metrischen Messung. Damit konnte nachgewiesen werden, daß die starke Eigenfär-

bung der untersuchten Sickerwässer die photometrische Auswertung nicht negativ

beeinflußt.

4.3.3.5 Ergebnisse des Protozoenhemmtests und des Leuchtbakterienhemmtests

In Abbildung 58 sind die ermittelten GP-Werte für die untersuchten DSR-

Sickerwässer aus dem Protozoenhemmtest den GL-Werten aus dem Leuchtbakteri-

101

enhemmtest gegenübergestellt. Deutlich lassen sich folgende Grundtendenzen er-

kennen:

• Mit zunehmender Inkubationsdauer der Abfälle nimmt die Toxizität der Sicker-

wässer gegenüber Protozoen und Leuchtbakterien ab.

• Mit zunehmender Intensität der biologischen Vorbehandlung der Abfälle nimmt

die Toxizität der Sickerwässer gegenüber Protozoen und Leuchtbakterien ab.

5 6 9 10 17 18 30 33 34 41 46 50 70

GL/V-12

GP/V-12

GL/BM-16+16

GP/BM-16+16

GL/BM-16+8

GP/BM-16+8

GL/BM-16

GP/BM-16

GL/O

GP/O

512512

64 128

64

256256

256

512

1024

32

3264

16 32

8

256

128

32 32

16

256

6432

1664

32 3216

3216

88

16 16 16864 16 16 8

816 16

8 84

Wochen

G X-Wer te

Abbildung 58: Toxizitätsentwicklung von DSR-Sickerwässern in Abhängigkeit von der Zeit

sowie vom Vorbehandlungsgrad der Restabfälle nach FERRES ET AL. (1997)

Vergleicht man die Ergebnisse des Protozoenhemmtests mit denen des Leuchtbak-

terienhemmtests, so lassen sich deutlich Parallelen feststellen. In der Anfangsphase

reagiert der Protozoenhemmtest anscheinend stärker als der Leuchtbakterien-

hemmtest auf die DSR-Sickerwässer (Ausnahme BM-16). Die Ergebnisse der Unter-

suchungen im weiteren Verlauf zeigen dagegen nur noch geringfügige Unterschiede

oder liefern oftmals den gleichen Gx-Wert.

Eine Ausnahmestellung stellt das DSR-Sickerwassser des Abfalls QB-O dar. So zei-

gen beide Testsysteme z.B. im DSR-Sickerwasser QB-O einen Anstieg der Toxizität

in Woche 34, dessen Ursache allerdings nicht geklärt werden konnte. Dieses könnte

auf die unterschiedliche Stoffzusammensetzung im Verlauf der anaeroben Inkubati-

on des Abfalls hindeuten. Während am Anfang des Prozesses die Toxizität der

102

DSR-Sickerwässer gegenüber den Protozoen höher war (GP > GL), führte wahr-

scheinlich eine veränderte Stoffzusammensetzung der DSR-Sickerwässer auch zu

einer Änderung der Toxizitätsverhältnisse (GL > GP). Hier wird verdeutlicht, daß sich

eine generelle Aussage über das empfindlichere der beiden Testsysteme nicht tref-

fen läßt.

Anhand der Ergebnisse ist generell zu sagen, daß die oben genannten Grundten-

denzen von beiden Testsystemen erfaßt werden. Somit erhält man eine von der

chemisch-physikalischen Analyse unabhängige Aussage über die Toxizität der Ab-

fälle. Durch den Einsatz von beiden Toxizitätstests konnte eine verminderte Toxizität

biologisch vorbehandelter Abfälle gegenüber nicht behandelten aufgezeigt werden.

Ziel dieser Arbeit war die Bestimmung des ökotoxischen Wirkpotentials der Proben

und nicht eine nach der chemischen Ökotoxikologie definierte Risikoanalyse, die

Kenntnisse zur Exposition, Bioverfügbarkeit und Wirkung erfordert (Bias (1993),

Schüürmann & Segner (1994)). Diese Grundvoraussetzungen werden nicht erfüllt

und sind auch nicht Fragestellung dieser Untersuchungen. Die Ergebnisse spiegeln

die Toxizität der DSR-Sickerwässer unter Laborbedingungen wider. Sie zeigen

demnach eine „relative Abschätzung von Schädlichkeitsäquivalenten“ auf (Nusch

(1992)).

In Abbildung 59 sind die GP-Werte des Protozoenhemmtests den GL-Werten des

Leuchtbakterienhemmtests der Eluate aller untersuchten Abfälle gegenübergestellt.

103

0

16

32

48

64

80

96

112

128

O BM-16 BM-16+8 BM-16+16 V-12

GX

-Wer

t

GL-Wert

GP-Wert

256

Abbildung 59: Toxizitätskennwerte der untersuchten Restabfalleluate nach FERRES ET AL.

(1997)

Beide biologischen Testsysteme zeigen das hohe toxische Potential der nur mecha-

nisch vorbehandelten Abfallprobe QB-O an. Zur erkennen ist des weiteren, daß im

Gegensatz zu den untersuchten Sickerwässern hier die Leuchtbakterien stärker

durch die Schadwirkung aller Abfälle gehemmt werden, was evtl. als Hinweis auf

eine veränderte stoffliche Zusammensetzung von Eluaten gegenüber Sickerwässern

zu werten ist.

Die Verringerung des toxischen Potentials durch eine biologische Vorbehandlung

der Abfälle ist bei den GL-Werten in der Tendenz erkennbar. Die ermittelten Ergeb-

nisse im Protozoenhemmtest erlauben dagegen keine Differenzierung im Hinblick

auf den Vorbehandlungsgrad der Abfälle.

Im Vergleich zu den üblicherweise eingesetzten Stabilitätsparametern (Atmungsakti-

vität und Gärtest) sind der Leuchtbakterientest sowie der Protozoenhemmtest nicht

geeignet, die biologische Stabilität des Restabfalls zu charakterisieren.

Vergleicht man die GX-Werte der Eluate (Abbildung 59) mit den GX-Werten der DSR-

Sickerwässer (Abbildung 58) in den Anfangswochen, so ergeben sich deutlich höhe-

re Toxizitätswerte für die DSR-Sickerwässer, die auch eine wesentlich höhere Bela-

104

stung aufweisen, als für die Eluate. Diese Aussage wird unterstützt durch Untersu-

chungen von WIRTZ ET AL. (1995), nach denen die Toxizität im Daphnien- und

Leuchtbakterienhemmtest von Sicker- und Bohrlochwässern höher lag als die der

Eluate des gleichen Materials.

Schlußfolgernd kann gesagt werden, daß die Toxizitätskennwerte der Eluate nur

eine hinweisende Aussage über das mögliche Schadstoffpotential der Abfälle zulas-

sen.

4.3.3.6 Dosis – Wirkungstests

Zur Abschätzung der Empfindlichkeit und Bestimmung der Zytotoxizität von Chemi-

kalien auf das Protozoon Tetrahymena thermophila wurden verschiedene Dosis –

Wirkungstests durchgeführt.

Durchführung

Die Vorbereitung der Testküvetten erfolgte analog der Durchführung des Protozoen-

hemmtests. Geändert wurde lediglich das Testgut. Als Testgut dienten wässerige

Lösungen mit verschiedenen Schwermetallen und BTEX-Aromaten. Zuerst wurde in

Vortests der ungefähre Wirkungsbereich ermittelt. Es wurde immer eine Doppelbe-

stimmung durchgeführt. Als Kontrolle diente, falls nicht anders angegeben, dest.

H2O.

Auswertung:

Die Auswertung erfolgte allein über die Trübungsmessung. Die Inkubationsdauer

betrug 24h. Als Bewertungsmaß für die toxische Wirkung der Testsubstanzen auf

Tetrahymena thermophila gilt der EC 50-Wert. Der EC 50-Wert bezeichnet die Kon-

zentration (mg/l), die einen 50%igen Hemmeffekt hervorruft (DIN 38412 Teil 1,1982).

Zur graphischen Ermittlung des EC 50–Wertes wurden in einem Wahrscheinlich-

keitsnetz die Konzentrationen der untersuchten Substanz logarithmisch auf der Ab-

szisse und die Prozentzahlen der Hemmung auf der Ordinate eingetragen. Bei einer

(log-) Normalverteilung der Empfindlichkeit lagen die Punkte zwischen 16% und 84%

105

annähernd auf einer Geraden. Der EC 50–Wert wurde durch eine Probitanalyse

(FINNEY, (1971)) rechnerisch ermittelt.

a.) Schwermetalle

Zu bemerken ist, daß alle Konzentrationsangaben der Schwermetalle auf das Wirk-

ion bezogen wurden. Lösungsvermittler oder Hilfsstoffe zum „In-Lösung-Bringen“

wurden nicht verwendet. Zur Herstellung der verschiedenen Konzentrationsstufen

wurde von den als Salze vorliegenden Substanzen eine definierte Menge abgewo-

gen und in dest. H2O gelöst. Diese Stamm- bzw. Standardlösungen wurden zur Her-

stellung der verschiedenen Konzentrationsstufen benutzt.

Die getesteten Konzentrationsbereiche waren im einzelnen: Zn: 0,2-8mg/l; Hg:

0,005-1mg/l; Cr: 0,5-10mg/l; Pb: 0,05-2mg/l; Ni: 0,1-10mg/l; Cd: 0,03-1mg/l und Cu:

1-10mg/l.

In Abbildung 60 und Abbildung 61 sind die verschiedenen Dosis-Wirkungsbezieh-

ungen aufgeführt. Zur Verdeutlichung ist der rechnerisch ermittelte EC 50-Wert ein-

gezeichnet.

Alle Dosis-Wirkungsbeziehungen weisen eine gute Linearität auf, womit die Anwen-

dung einer Probit-Analyse gerechtfertigt ist. Die Probit-Analyse wird angewendet bei

Stoffen, auf die die Organismen mit einer (log-) normalverteilten Empfindlichkeit rea-

gieren. Deutlich erkennbar sind die unterschiedlichen Verläufe der Dosis-

Wirkungsbeziehungen. Bei Konzentrationskurven mit geringer Steigung, und einem

hohen EC 50-Wert,ist die Spanne zwischen minimaler und maximaler Wirkung sehr

groß. Demgegenüber stehen Kurven von Dosis-Wirkungsbeziehungen mit großer

Steigung, einem niedrigeren EC 50-Wert und einer geringen Spanne. Dieses kann

zur Folge haben, daß beide Kurven dieselbe Anfangstoxizität besitzen und damit

auch von der weniger toxischen – nach dem EC 50-Wert beurteilten – Substanz

hemmende Effekte ausgehen können. Bei Angabe der EC 50-Werte müßte deshalb

die Steigung der Dosis-Wirkungsbeziehung mit aufgeführt werden. Da es bei den, im

Rahmen dieser Arbeit durchgeführten Tests um eine Einschätzung der Empfindlich-

keit des Protozoons unter den gegebenen Testbedingungen ging und nicht um eine

statistisch abgesicherte Wirkungsforschung, wurde darauf verzichtet.

106

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10-3

10-2

10-1

100

Konzentration[mg/l]

Hg(II)

EC 501

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10-1

100

101

Konzentration[mg/l]

Zn(II)

EC 50

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10-1

100

101

Konzentration[mg/l]

Cu(II)

EC 501

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10-1

100

101

Konzentration[mg/l]

Ni(II)

EC 50

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

0.1 1.0Konzentration[mg/l]

Cd(II)

EC 501

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10-1

100

101

Konzentration[mg/l]

Pb(II)

EC 50

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10Konzentration[mg/l]

Cr(III)

EC 50

Abbildung 60: Dosis-Wirkungsbeziehungen

der Schwermetalle Hg(II), Zn(II), Cu(II) und

Ni(II)Cd(II), Pb(II) und Cr(III) nach FERRES ET AL.

(1997)

107

b.) Benzol, Toluol und m-Xylol

Bei den sogenannten BTX – Aromaten wurde 0,5 %iges Dimethylsulfoxid (DMSO)

als Lösungsvermittler eingesetzt, da es nicht gelang über den gesamten Konzentra-

tionsbereich die Aromaten vollständig in dest. H2O zu lösen (eine zum Teil deutliche

Phasentrennung war zu erkennen). Je nach Konzentrationsstufe wurde in einem

100ml Messkolben zunächst eine definierte Menge des Aromaten pipettiert, dann

0,5%iges DMSO zugegeben und mit dest. H20 bis zur Eichmarke aufgefüllt. Als

Kontrollen im Test diente 0,5 %iges DMSO sowie dest. H2O. Für Toluol und Benzol

wurden Konzentrationen im Bereich von 50-200 mg/l, für m-Xylol von 10-100 mg/l

getestet.

Aufgrund der geringen Wasserlöslichkeit der Aromaten wurde nur ein einge-

schränkter Konzentrationsbereich getestet. Der EC 50-Wert von Benzol entspricht

der höchsten getesteten Konzentration. Als Lösungsvermittler wurde 0,5%iges

DMSO benutzt, welches als Reinsubstanz eingesetzt keine toxische Wirkung auf

das Protozoon zeigte.

In Abbildung 61 ist die Dosis-Wirkungsbeziehung von Toluol und m-Xylol wiederge-

geben.

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

10 50 100 500 1000

Konzentration[mg/l]

Toluol

EC 50

1

10

30

50

70

90

99

% H

emm

ung

1 10 100 1000Konzentration[mg/l]

m-Xylol

EC 50

Abbildung 61: Dosis-Wirkungsbeziehungen von Toluol sowie von m-Xylol nach FERRES ET AL.

(1997)

In Tabelle 16 sind EC 50-Werte von Photobacterium phosphoreum und Daphnia

magna und Tetrahymena thermophila gegenübergestellt, die eine Abschätzung der

Empfindlichkeit des Protozoons ermöglichen. Einschränkend zu bemerken ist, daß

die im Rahmen dieses Forschungsvorhabens durchgeführten Dosis-

108

Wirkungsbeziehungen keine statistisch gesicherte Wirkungsforschung (mit mehrma-

liger Wiederholung der Tests) darstellt, sondern Annäherungswerte liefern sollten.

Tabelle 16: Vergleich der EC 50-Werte von T. thermophila mit anderen Organismen nach

FERRES ET AL. (1997)

TetrahymenathermophilaEC 50 mg/l (24h)

Photobacteriumphoshoreum3

EC 50 mg/l (24h)

Daphnia magna4

EC 50 mg/l (24h)SchwermetalleHg(II) 0,45 0,35 0,015Cd(II) 0,58 nicht bestimmt 0,35Pb(II) 1,11 0,85 nicht bestimmtNi(II) 1,12 nicht bestimmt 13Zn(II) 3,25 26,3 145

Cu(II) 3,50 34,4 0,024Cr(III) 5,11 3,5 0,89aromatische Verbindungenm-Xylol 48,47 nicht bestimmt 1656

Toluol 149,2 nicht bestimmt 270Benzol >200 nicht bestimmt 1020

Tabelle 16 zeigt, daß Tetrahymena thermophila einen empfindlichen Indikator zur

Erfassung von Schadwirkungen darstellt. Im Vergleich mit Photobacterium phospho-

reum liegt die EC 50-Werte für Zink und Kupfer sogar um ca das. Zehnfache niedri-

ger. Ähnliches ist im Vergleich zu Daphnia magna festzustellen., wo die EC 50-

Werte des Protozoons für Nickel und Zink deutlich geringer sind. Dagegen zeigt sich

Daphnia magna deutlich empfindlicher gegenüber den Schwermetallen Quecksilber,

Kupfer und Chrom. Gegenüber den aromatischen Verbindungen erweisen Tetrahy-

mena thermophila sowie Daphnia magna deutlich weniger empfindlich als gegen-

über den Schwermetallen.

3 (Dr. Bruno Lange GmbH (1997))4 (Bringmann & Kühn (1982))5 (Bringmann & Kühn (1977))6 Angabe als Xylol

109

4.3.3.7 Mögliche Toxizitätsquellen

Schwermetalle:

Abbildung 62 stellt vergleichend die Schwermetallbelastung einer DSR-

Sickerwasserprobe (unbehandelter Restabfall QB-O, Inkubationsdauer: 22 Wochen)

und die EC50-Werte der Schwermetalle für Protozoen und Leuchtbakterien gegen-

über. Die gleichzeitig untersuchten DSR-Sickerwässer dieses Abfalls hatten einen

GP-Wert von 64 und einen GL-Wert von 256.

Festzustellen ist, daß die gefundenen Nickel- und Zinkkonzentration in der DSR-

Sickerwasserprobe die für Tetrahymena thermophila gemessenen EC50-Werte über-

steigen. Dies ist ein Hinweis auf eine mögliche Toxizitätsquelle in dieser Probe.

Quecksilber, Blei, Cadmium wurden im DSR-Sickerwasser nicht nachgewiesen, die

Konzentrationen von Kupfer und Chrom lagen zwischen 0,2 und 0,3 mg/l. Da hier

nur der direkte Vergleich der tatsächlich vorliegenden Konzentrationen mit den er-

mittelten bzw. gefundenen EC50-Werten erfolgt, scheiden diese Metalle als Toxizi-

tätsquelle aus.

Der im Leuchtbakterienhemmtest ermittelte GL-Wert läßt anhand der EC50-Werte

keine Rückschlüsse auf einen hemmenden Effekt der Schwermetalle zu.

In Abbildung 63 ist die Schwermetallbelastung der Eluate im Vergleich zu den EC50-

Werten der Schwermetalle für Protozoen und Leuchtbakterien aufgeführt. Die hohen

Kupfer-, Zink- und Nickelkonzentrationen des nur mechanisch vorbehandelten Ab-

falls QB-O liegen deutlich im Bereich der EC50-Werte für Schwermetalle beim Proto-

zoenhemmtest und könnten damit den relativ hohen GP-Wert von 64 erklären.

110

0,10

1,00

10,00

100,00

QB-O

Proto

zoen

EC 5

0

Leuc

htba

k. EC 5

0

Kon

zent

ratio

n [m

g/l]

Hg Pb Cu Zn Cr Ni Cd

Abbildung 62: Schwermetallbelastung einer Sickerwasserprobe (QB-O: unbehandelter Rest-

abfall, Inkubationsdauer: 22 Wochen) im Vergleich zu den EC50-Werten

0,01

0,10

1,00

10,00

100,00

QB-O

QB-BM

-16

QB-BM

-16+

8

QB-BM

-16+

16

QB-V-1

2

Proto

zoen

EC 5

0-W

ert

Leuc

htba

k. EC 5

0-W

ert

Kon

zent

ratio

n [m

g/l]

Hg Pb Cu Zn Cr Ni Cd

Abbildung 63: Schwermetallbelastung der Eluate im Vergleich zu den EC50-Werten

111

Die Schwermetallkonzentration in den Eluaten der biologisch vorbehandelten Abfälle

lagen alle unter den EC50-Werten für die Schwermetalle bezogen auf den Protozoen-

und Leuchtbakterienhemmtest. Die gemessenen GP-Werte scheinen daher nicht auf

hohe Konzentrationen eines Schwermetalles zurückführbar zu sein. Eine toxische

Wirkung, hervorgerufen durch die Summe aller Schwermetalle, ist jedoch nicht aus-

zuschließen. Vermutlich aufgrund anderer und/oder synergistischer Effekte erklärt

sich die Toxizität gegenüber den Leuchtbakterien, da keine Einzelkonzentration den

EC50-Wert der Schwermetalle von Leuchtbakterien erreicht oder überschreitet.

BTEX:

Eine mögliche hemmende Wirkung ausgehend von den BTEX-Aromaten ist nicht zu

vermuten. Zum einen lag die Konzentration der BTEX-Aromaten in den DSR-

Sickerwässern unter ihrer Nachweisgrenze von 0,2 µg/l und zum anderen betragen

die EC50-Werte von Benzol, Toluol und m-Xylol gegenüber den Protozoen ein Viel-

faches der hier ermittelten Konzentrationen (Tabelle 16). Da die BTEX-Aromaten

leicht flüchtig und mikrobiell gut abbaubar sind (Schlegel (1989)) ist davon auszuge-

hen, daß sie schon während der Vorbehandlung eliminiert wurden, was ebenfalls die

Untersuchungen von CUHLS (1998) und FRICKE ET AL. (1997) bestätigen, die BTEX-

Aromaten in der Abluft von Behandlungsanlagen nachweisen konnten.

PAK und PCB:

Die Summenkonzentration der PAK in den Feststoffproben (Abbildung 21) ist für alle

Abfälle niedrig. Da eine mögliche Schadwirkung in den DSR-Sickerwässern von der

Bioverfügbarkeit der PAK abhängt, ist davon auszugehen, daß die in Wasser in nur

sehr geringen Mengen löslichen PAK erst gar nicht in die DSR-Sickerwässer gelan-

gen und damit keinen Einfluß auf die Toxizität gegenüber Protozoen oder Leucht-

bakterien ausüben.

Ähnlich gestaltet es sich mit der Frage nach einem möglichen toxischen Effekt der

PCBs. Da die Summenkonzentrationen ebenfalls sehr gering waren (Abbildung 22)

und damit eine eventuelle Bioverfügbarkeit noch geringer ist, ist ein Toxizitätseinfluß

auszuschließen.

112

02000400060008000

1000012000140001600018000

0 50 100 150 200 250 300 350 400

Inkubationsdauer[d]

TO

C, C

SB

[mg/

l]

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

BS

B5[

mg/

l]

TOC

CSBBSB5

0

32

64

96

128

160

192

224

256

GX

-Wer

tProtozoen-Toxizität

Leuchtbakterien-Toxizität

QB-BM-16

0

32

64

96

128

160

192

224

256

GX

-Wer

t

Protozoen-Toxizität

Leuchtbakterien-Toxizität

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 50 100 150 200 250 300Inkubationsdauer[d]

TO

C, C

SB

[mg/

l] ]

0

50

100

150

200

250

300

BS

B5[

mg/

l]

TOCCSBBSB5

QB-BM-16+8

0

500

1000

1500

2000

2500

0 50 100 150 200 250 300

Inkubationsdauer[d]

TO

C, C

SB

[mg/

l]

05101520253035404550

BS

B5[

mg/

l]

TOC

CSB

BSB5

0

8

16

24

32

GX

-Wer

t

Protozoen-ToxizitätLeuchtbakterien-Toxizität

QB-BM-16+16

0

8

16

24

32

40

48

56

64

GX

-Wer

t

Protozoen-Toxizität

Leuchtbakterien-Toxizität

0

400

800

1200

1600

2000

0 50 100 150 200 250 300 350Inkubationsdauer[d]

TO

C, C

SB

[mg/

l]0

50

100

150

200

250

300

350

400

BS

B5[

mg/

l]

TOC

CSB

BSB5

QB-V-12

Abbildung 64: Toxizitätsentwicklung und organische Sickerwasserbelastung im DSR nach FERRES ET AL. (1997)

113

Organische Sickerwasserbelastung:

Aus den Ganglinien in Abbildung 64 der Prozeßparameter TOC, CSB und BSB5 wird

deutlich, daß ein Zusammenhang zwischen organischer Sickerwasserbelastung und

der Toxizität gegenüber Protozoen und Leuchtbakterien besteht. Hohe Konzentra-

tionen dieser Parameter führen zumeist zu hohen GP- und GL-Werten. Die Abnahme

der TOC-Konzentration der DSR-Sickerwässer ist deutlich mit der Abnahme der To-

xizitätswerte gekoppelt. Eine Ausnahme stellt die Toxizitätsentwicklung des DSR-

Sickerwassers des unbehandelten Restabfalls QB-O dar. Hier war im Verlauf der

Inkubation beim Übergang zwischen Saurer Phase und Methanphase ein Ansteigen

der Toxizitätswerte, sowohl im Leuchtbakterientest als auch im Protozoentest zu

verzeichnen, dessen Ursache allerdings nicht verifiziert werden konnte.

Insgesamt gesehen ist die Entwicklung der Toxizität der DSR-Sickerwässer im we-

sentlichen von der organischen Sickerwasserbelastung geprägt. Der Toxizitätsein-

fluß der organischen Sickerwasserbelastung überlagert in der Regel die Einflüsse

anderer Schadstoffe (z.B. Schwermetallbelastung, s.o.). Die ermittelten Verdün-

nungsstufen, bei denen die Hemmung der Testorganismen kleiner als 20 % war,

lagen vorwiegend zwischen 8 und 256. Bei diesen Verdünnungen kann mit großer

Wahrscheinlichkeit davon ausgegangen werden, daß die toxische Wirkung nicht auf

die Metalle zurückgeführt werden kann, sondern vielmehr auf die organische Sik-

kerwasserbelastung zurückzuführen ist.

Fazit bezüglich der möglichen Toxizitätsquellen:

Ein eindeutiger Hinweis auf Schadstoffe, die die Toxizität der Sickerwässer gegen-

über Leuchtbakterien und Protozoen verursachen ist nicht gegeben.

Für Protozoen, die empfindlicher auf Zink und Kupfer reagieren als Leuchtbakterien,

könnte die Schwermetallbelastung als Ursache zur gemessenen Toxizität beitragen.

Überwiegend ist jedoch die organische Sickerwasserbelastung, charakterisiert durch

die Summenparameter CSB, TOC, (DOC) und BSB5, als Ursache der gemessenen

Toxizitäten zu sehen.

HENNECKE ET AL. (1998) und CLÉMENT ET AL. (1997) stellten fest, daß die Toxizitäts-

werte von Sickerwässern im wesentlichen auf NH4-N, pH-Wert und die organische

Belastung zurückzuführen sind.

114

HENNECKE & HUND. (1998) konnten eine Abhängigkeit zwischen der Molekülmasse

des DOC im Sickerwasser und der Leuchtbakterientoxizität feststellen. Mit zuneh-

mender Molekülmasse konnte ein Anstieg der Toxizität festgestellt werden.

HENNECKE & HUND (1998) untersuchten das Emissionsverhalten biologisch vorbe-

handelter Restabfälle in Großlysimetern. Sie entnahmen den Lysimetern während

der Versuche Abfallproben, von denen sie die durchschnittlichen Molekülmassen

des DOC im Eluat dieser Abfallproben durch Ultrafilration ermittelten. So konnten

HENNECKE & HUND (1998) feststellen, daß mit zunehmender Inkubationsdauer im

Lysimeter der Anteil der den DOC ausmachenden Moleküle mit einer Molekülmasse

von > 100.000 g/mol anstieg. Gleichzeitig war ein Anstieg der Toxizitätswerte im

Leuchtbakterientest der Eluate als auch der durch Ultrafiltration gewonnenen Filtrate

festzustellen. HENENCKE ET AL. (1998) vermuten, daß dies auf eine Zunahme von

Huminstoffen zurückzuführen ist.

Im Gegensatz dazu konnten HENNECKE ET AL. (1998) keinen Anstieg der Leuchtbak-

terientoxizität im Sickerwasser der Großlysimeter feststellen. Sie vermuten daher,

daß die hochmolekularen Verbindungen nur während der Elution durch intensives

Schütteln mobilisiert werden, wohingegen in den Großlysimetern diese Stoffe weit-

gehend unlöslich bleiben.

Die mit aufwendiger chemischer Analytik ermittelten Schadstoffkonzentrationen

(Schwermetalle, PCB, PAK, BTEX) liegen im Sickerwasser in der Regel in niedrigen

Konzentrationen unterhalb der Toxizitätsschwelle der Organismen vor. Die geringen

Schadstoffkonzentrationen stehen den hohen Konzentrationen an „Störstoffen“

(TOC, Huminstoffe) gegenüber, die deutlich größere Effekte auf die Toxizitäten ha-

ben.

Da bei komplex zusammengesetzten Wasserproben nie im Vorfeld bekannt ist, wel-

cher Organismus der sensitivste für einen möglicherweise enthaltenen Schadstoff

ist, sollten zur Beurteilung der Toxizität möglichst „Testbatterien“ aus mehreren Or-

ganismen eingesetzt werden.

Aufgrund der insgesamt als niedrig einzustufenden Schadstoffbelastung von Sicker-

wässern, ist nicht zu erwarten, daß mit anderen Organismen grundsätzlich andere

Ergebnisse erzielt werden (HENNECKE ET AL. (1998)).

115

5 Anforderungen an die biologische Stabilität von mechanisch-

biologisch vorbehandelten Restabfällen

Eine zentrale Fragestellung dieses Vorhabens war es, Anforderungen an die MBA

zu formulieren, mit denen ein akzeptables Emissionsverhalten von Abfällen aus MBA

garantiert werden kann. Da die Höhe der zu erwartenden Emissionen von der biolo-

gischen Aktivität der Restabfälle bzw. von deren Gehalt an leicht abbaubarer orga-

nischer Substanz geprägt ist, wurden ausschließlich Parameter untersucht, die den

Gehalt an biologisch abbaubarer Substanz charakterisieren bzw. die biologische

Aktivität der Restabfälle beschreiben. Dabei handelt es sich um die Parameter At-

mungsaktivität AT4 (BMBF-Verbundmethode) bzw. AT10 (Methode der BUGH Wup-

pertal), Gärtest (GB21), Stoffgruppenanalytik (Korrigierter Glühverlust (GVkorr.) Cellu-

lose/Lignin-Verhältnis (C/L)) sowie um den Parameter TOC im Eluat.

Das Ziel dieser Untersuchungen war die Entwicklung eines Parameters bzw. Para-

metersatzes, der geeignete Alternativparameter zum Glühverlust bzw. Feststoff-TOC

als Zuordnungskriterien speziell für die Ablagerung von Abfällen aus der MBA ent-

halten soll.

Zur Überprüfung der Eignungsfähigkeit dieser Parameter wurden Deponiesimulati-

onsreaktoren als Beurteilungsmaßstab herangezogen. Die Ergebnisse der Alterna-

tivparameter müssen also mit den Ergebnissen der DSR-Versuche korrelieren.

Stabilitätskenngrößen sollen den Stabilisierungsgrad des Restabfalls charakterisie-

ren. Unter dem Begriff "Stabilisierungsgrad" wird im allgemeinen die biochemische

Stabilität des Abfalls verstanden. D.h., je höher der Stabilisierungsgrad ist, desto

geringer ist die biologische Restaktivität des Abfalls und somit auch der Gehalt an

biologisch leicht abbaubarer organischer Substanz. Aufgrund der Kinetik der biolo-

gischen Abbauprozesse wird nach der Vorbehandlung immer eine Restaktivität im

Abfall verbleiben. Diese sollte natürlich möglichst niedrig sein und im wesentlichen

durch den Gehalt an biologisch schwer abbaubarer organischer Substanz gekenn-

zeichnet sein, um sicherzustellen, daß während der anschließenden Ablagerung nur

noch geringe Restemissionen auftreten werden.

Stabilitätskenngrößen sind somit ein wichtiges Instrumentarium zur Charakterisie-

rung der Ablagerungsfähigkeit. Grundsätzlich ist zwischen biologischen und chemi-

schen Stabilitätskenngrößen zu unterscheiden. Die biologischen Stabilitätskenngrö-

116

ßen sind als direkte Stabilitätsparameter zu verstehen, da sie direkt den biologi-

schen Stabilisierungsgrad erfassen, die chemischen hingegen als indirekte Stabili-

tätsparameter, da sie in der Regel als Summenparameter (Glühverlust, TOC, korri-

gierter Glühverlust) nur bestimmte Stoffeigenschaften kennzeichnen, die mit dem

tatsächlich vorhandenen biologisch abbaubarem Anteil in der Abfallprobe bzw. mit

Produkten des biologischen Abbaus in Zusammenhang stehen.

5.1 Gasbildung als Beurteilungsmaßstab

Zur Beurteilung des unter Deponiebedingungen mobilisierbaren Emissionspotentials

liefern anaerobe Inkubationstests im Labormaßstab (Deponiesimulationsreaktor,

Gärtest) wertvolle Informationen. Es kann davon ausgegangen werden, daß das in

Laboruntersuchungen ermittelte Gaspotential mit dem unter Deponiebedingungen

mobilisierbaren Gaspotential identisch ist. Durch optimierte Randbedingungen

(Wasseraustausch, -gehalt und -bewegung, Temperatur) lassen sich die Abbauvor-

gänge allerdings drastisch beschleunigen.

Nach EHRIG (1989) werden ca. 99% der biologisch abbaubaren Kohlenstoffverbin-

dungen über die Gasphase emittiert. Somit geben die in Gärversuchen ermittelten

Gaspotentiale den Gesamtgehalt an biologisch abbaubarer organischer Substanz

an. Sie beschreiben also unmittelbar den Stabilisierungsgrad des Abfalls.

Der erforderliche Zeitraum zur Erfassung des Gaspotentials beträgt unter Laborbe-

dingungen Versuchszeiträume von mehreren hundert Tagen. Der enorme zeitliche

Aufwand zur Bestimmung des Gaspotentials schließt deshalb den Parameter

Gaspotential zur Charakterisierung des biologischen Stabilisierungsgrades mecha-

nisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle in der Praxis aus. Um diesen wichtigen

Stabilitätsparameter in der Praxis nutzen zu können, muß man sich auf erheblich

kürzere Versuchszeiträume einlassen (GB21, 21 Tage). In 3-wöchigen Gärtests kann

somit lediglich die anaerobe biologische Aktivität (Umsatz pro Zeiteinheit) erfaßt

werden. Im Gärtest wird ein relativ großer Anteil der abbaubaren Kohlenstoffverbin-

dungen umgesetzt. Wie groß dieser Anteil ist, hängt vom Gehalt an leicht abbauba-

rer organischer Substanz ab.

117

Im folgenden werden Zusammenhänge zwischen den Stabilitätsparametern und dem

Emissionsverhalten in den Deponiesimulationsreaktoren (Gasproduktion) aufge-

zeigt. Abbildung 65 zeigt den Zusammenhang zwischen gemessener Gasproduktion

im Gärtest (21 Tage) und der langfristigen Gasproduktion im DSR (200 Tage). Aus

der Steigung der Regressionsgeraden wird deutlich, daß im Gärtest ca. 2/3 der im

DSR gemessenen langfristigen Gasproduktion in einem etwa um den Faktor 10 kür-

zeren Meßzeitraum ermittelt werden. Es findet also ein beschleunigter anaerober

Abbau statt, der auf die optimierten Randbedingungen wie Animpfung, Wasserge-

halt (90 %) und auch auf die mechanische Aufbereitung der Proben für den Gärtest

(vermahlen auf < 1 mm) zurückzuführen ist.

y = 1,5211x + 9,2873R2 = 0,9691

0

50

100

150

200

250

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Gärtest GB21 [Nl/kg TS]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

0

10

20

30

40

0 5 10 15

Abbildung 65: Zusammenhang zwischen gemessener Gasproduktion im Gärtest und im DSR

(n = 14)

Für stabilisierte Abfälle werden im Gärtest jedoch nur etwa 20 bis 30 % der Gaspro-

duktion im DSR erfaßt, was der Ausschnitt für den unteren Datenbereich belegt.

Dieser geringere Umsatz ist auf den schwer abbaubaren Anteil der organischen

Substanz der Abfälle bzw. auf den drastisch reduzierten Anteil an leicht verfügbarer

organischer Substanz zurückzuführen. Die zuvor genannten Prozentzahlen fallen

beim Bezug auf das Gaspotential, welches nach 200 Tagen Inkubationsdauer im

118

DSR noch nicht erreicht wird, entsprechend geringer aus. Dies betrifft wiederum vor

allem die weitgehend stabilisierten Abfälle, da der leicht abbaubare Anteil der orga-

nischen Substanz der nicht stabilisierten Abfälle den größten Anteil am Gaspotential

aufweist.

Insgesamt gesehen ergeben sich jedoch gute Übereinstimmungen der Ergebnisse

zwischen Gärtest und DSR, obwohl die eingesetzte Probemenge im Gärtest fast um

den Faktor 1000 niedriger ausfällt als die im DSR.

Abbildung 66 und Abbildung 67 zeigen die Zusammenhänge zwischen der At-

mungsaktivität und der Gasbildung in den Deponiesimulationsreaktoren, differenziert

nach den beiden untersuchten Bestimmungsmethoden. Für beide Methoden wurden

recht gute Korrelationskoeffizienten mit R² > 0,9 ermittelt. Allerdings kann für die

Messung der Atmungsaktivität nach der Methode der BUGH Wuppertal eine deutlich

bessere Korrelation zur Gasbildung für weitgehend stabilisierte Restabfälle (Bereich

0 – 50 l/kg TS) ermittelt werden. Das deutet darauf hin, daß die durch das Vermah-

len der Probe auf < 0,25 mm dem aeroben Stoffwechselprozeß zugänglich gemach-

ten, eingeschlossenen, biologisch abbaubaren Kohlenstoffquellen unter anaeroben

Bedingungen durchaus zum Emissionsgeschehen beitragen.

Der Einfluß eines evtl. zu hoch eingestellten Wassergehaltes auf die Meßwerte der

Atmungsaktivität nach der BMBF-Methode (zulässig ist ein Bereich von 40 bis 50 %

FS) kann sicher ausgeschlossen werden, da an der BUGH Wuppertal alle Proben

auf die untere Grenze von 40 % FS eingestellt wurden (siehe Abbildung 18).

Werden weitgehend stabilisierte Proben auf die obere Grenze von 50 % FS einge-

stellt, sind stark verminderte Atmungsaktivitäten zu erwarten, da diese Abfälle auf-

grund des reduzierten Gehaltes an biologisch abbaubarer Substanz deutlich weni-

ger Wasser speichern können. Dies führt dazu, daß das in der Probe vorhandene

Wasser den Kapillarraum der Probe zu einem Teil belegt und damit nicht genügend

Sauerstoff für den aeroben Abbau in die Probe diffundieren kann, da die Diffusions-

geschwindikeit von der Gasphase in die Flüssigphase wesentlich langsamer als die

in der reinen Gasphase ist.

119

y = 6,6x - 2,5R2 = 0,9138

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Atmungsaktivität BMBF AT4 [mg O2/g TS]

Gas

pro

du

ktio

n D

SR

GB

200

[N

l/kg

TS

]

Abbildung 66: Korrelation zwischen Atmungsaktivität und Gasproduktion in 200 Tagen imDSR (gepunktete Linien: 95 % Vertrauensbereich für den Erwartungswert, n=18, Messung derAtmungsaktivität nach der BMBF-Verbundmethode)

y = 3,6x - 32,9R2 = 0,9302

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

220

240

0 10 20 30 40 50 60 70 80

Atmungsaktivität BUGH AT10 [mg O2/g TS]

Gas

pro

du

ktio

n D

SR

GB

200

[N

l/kg

TS

]

Abbildung 67: Korrelation zwischen Atmungsaktivität und Gasbildung im DSR (gepunkteteLinien: 95 % Vertrauensbereich für den Erwartungswert, n=18, Messung der Atmungsaktivitätnach der Methode der BUGH Wuppertal)

120

Bei der Messung nach der Methode der BUGH Wuppertal ist dieses Problem nicht

gegeben, weil hier die Sauerstoffdiffusion durch Rühren sichergestellt wird, so daß

für alle Proben optimale bzw. gleichartige und standardisierte Bedingungen vorhan-

den sind.

Die im Kapitel 4.2 dargestellten Eluatuntersuchungen ergaben, daß für mechanisch-

biologisch vorbehandelte Restabfälle eine stark reduzierte Wasserlöslichkeit der

organischen Substanz festzustellen ist ( TOC, CSB, BSB5, ges.N (im wesentlichen

organisch gebundener Stickstoff)). Da die Löslichkeit/Verfügbarkeit der organischen

Substanz bzw. deren Mobilisierbarkeit in die Wasserphase für den anschließenden

biologischen Abbau von entscheidender Bedeutung ist, korreliert der TOC im Eluat

ebenfalls mit der Gasbildung (Abbildung 68). Gleiches gilt für das BSB5/CSB-

Verhältnis im Eluat und für den ges. N im Eluat (Abbildung 69 und Abbildung 70).

y = 0,07x + 6,15R2 = 0,91

0

50

100

150

200

250

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

TOC Eluat [mg/l]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Abbildung 68: Korrelation zwischen TOC im Eluat und Gasproduktion (produzierte Gasmenge

im DSR innerhalb von 200 Tagen)

Die Korrelationen der Eluat-Parameter TOC, BSB5/CSB und ges. N zur Gasproduk-

tion im DSR fallen deutlich schlechter als die der Atmungsaktivität zur Gasbildung

aus.

121

y = 322,03x + 1,93R2 = 0,87

0

50

100

150

200

250

0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 0,70 0,80

BSB5/CSB Eluat [mg/l]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Abbildung 69: Korrelation zwischen dem BSB5/CSB-Verhältnis im Eluat und der Gasprodukti-

on im DSR (n = 18)

y = 1,15x - 40,95R2 = 0,81

0

50

100

150

200

250

0 50 100 150 200 250

ges. N Eluat [mg/l]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Abbildung 70: Korrelation zwischen ges. N im Eluat und Gasproduktion im DSR

122

Das ist damit zu begründen, daß in den Auslaugversuchen nur der kurzfristig lösli-

che Anteil der organischen Substanz mobilisiert wird, und nicht der durch den biolo-

gischen Abbau der organischen Substanz mobilisierte Anteil.

Als Stabilitätskriterium kann für den TOC im Eluat ein Bereich von < 300 mg/l ange-

setzt werden. Meßwerte in diesem Bereich deuten auf eine Restgasproduktion

(GB200 DSR) von < 30 Nl/kg TS hin. Eine genauere Prognose der Gasproduktion ist

aufgrund der Schwankungen nicht möglich. Der TOC im Eluat liefert also nur einen

groben Anhaltswert zum Stabilisierungsgrad. Für Werte von > 300 mg/l lassen sich

wegen der nach oben hin größer werdenden Schwankungsbreite fast keine Rück-

schlüsse auf die Gasproduktion ziehen, was auch die Untersuchungen von MÜLLER

1998 belegen.

Die Ergebnisse zum stoffgruppenspezifischen Aufschluß korrelieren ebenfalls mit

der Gasbildung in den Deponiesimulationsreaktoren (Abbildung 71). Es sind die Kor-

relationen von leicht löslicher organischer Substanz (OLL), Cellulose und korrigier-

tem Glühverlust, als Summe aus OLL und Cellulose, aufgetragen. Dabei weist die

Korrelation von korrigiertem Glühverlust zur Gasbildung mit R² = 0,87 den besten

Korrelationskoeffizienten auf.

Abbildung 71 belegt weiterhin, daß nur ein Teil der mittels Stoffgruppenanalytik

identifizierten biologisch abbaubaren Anteile im DSR abgebaut werden. So beträgt

der x-Achsenabschnitt 18 % TS für den korrigierten Glühverlust, 11 % TS für den

organisch leicht löslichen Anteil (OLL) und 6 % der TS für den Cellulose-Anteil. Das

liegt vor allem daran, daß durch die Probenaufbereitung (vermahlen auf < 1 mm) alle

potentiell mikrobiell abbaubaren Stoffe den Löse- und Hydrolyseprozessen sehr gut

zugänglich sind. Die Überbefunde sind wahrscheinlich im wesentlichen auf die Ab-

fallfraktionen Holz (korrigierter Glühverlust ca. 75 % (50 % Cellulose und 25 % OLL),

Papier und Pappe (ca., 85 % korrigierter Glühverlust) zurückzuführen (AMIN und

LEPOM (1995), ZACH (1996)).

Unter Deponiebedingungen ist diese Voraussetzung nicht gegeben, so daß mit einer

deutlich geringeren mikrobiellen Verfügbarkeit gerechnet werden muß.

Die Ergebnisse zum stoffgruppenspezifischen Aufschluß zeigten, daß durch die me-

chanisch-biologische Vorbehandlung die Cellulosefraktion mit bis 82 % die höchste

Reduzierung aufweist.

123

CelluloseR2 = 0,79

korrigierterGlühverlust

R2 = 0,87

OLLR2 = 0,65

GlühverlustR2 = 0,65

0

50

100

150

200

250

300

0 10 20 30 40 50 60 70

[% TS]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Glühverlust

korrigierter Glühverlust

Cellulose

OLL

Abbildung 71: Korrelation zwischen den Ergebnissen der Stoffgruppenanalytik und Gaspro-

duktion

y = 105,23x - 48,11R2 = 0,88

0

50

100

150

200

250

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50

C/L-Verhältnis [-]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Abbildung 72: Korrelation zwischen Cellulose/Lignin-Verhältnis (C/L) und Gasproduktion

124

BARLAZ ET AL. (1989) konnten in anaeroben Inkubationsversuchen einen Abbau der

Cellulosefraktion um 71 % und der Hemicellulosefraktion um 77 % nachweisen. Auf

der Basis einer stöchiometrischen Umsatzgleichung (empirisch veränderte Buswell-

Formel, nach PARKIN & OWEN (1986)) schätzten BARLAZ ET AL. (1989) den Anteil der

Fraktionen Cellulose und Hemicellulose am Gaspotential mit 91 % ab, wovon 73 %

des Abbaus auf Cellulose und 18 % auf Hemicellulose basieren.

Cellulose scheint also der relevanteste Parameter für den biologischen Abbau zu

sein. Der Ligninanteil in den untersuchten Restabfällen bleibt im Verlauf der Rotte in

etwa konstant. Tendenziell ist ein geringer Anstieg mit zunehmender Rottedauer

festzustellen, was ebenfalls die Untersuchungen von MÜLLER (1995) bestätigen.

Das Verhältnis von Cellulose/Lignin könnte deshalb besser geeignet sein, als Stabi-

litätskriterium herangezogen werden. Außerdem weist die Korrelationsgerade für

Cellulose eine starke Steigung auf, so daß geringe Schwankungen im Cellulosege-

halt der Probe, vor allem durch den Schwankungsbereich bei Restabfällen aus un-

terschiedlichen Entsorgungsgebieten, zu Fehlinterpretationen führen können. Das

Verhältnis von Cellulose/Lignin gleicht diese Schwankungen in einem gewissen Ma-

ße aus und führt weiterhin zu einer wesentlich flacher verlaufenden Korrelationsge-

rade. Diese Gerade schneidet bei einem Cellulose/Lignin-Verhältnis von 0,5 die Ab-

szisse, d.h. bei diesem Verhältnis liegt eine sehr weitgehende Stabilisierung vor.

Ergebnisse von SCHERER (1996) und BECKER (1996) bestätigen das Cellulo-

se/Lignin-Verhältnis von 0,5 als Maß für die maximale Stabilisierung.

Für einen C/L-Quotienten von 0,75 kann in etwa eine Restgasproduktion (GB200

DSR) von 20 bis 40 Nl/kg TS abgeschätzt werden.

Insgesamt betrachtet liefert die Atmungsaktivität (AT4 BMBF bzw. AT10 BUGH) siche-

rere Abschätzungen der Restgasproduktion als der C/L-Quotient. Der Vorteil des

C/L-Quotienten ist insbesondere mit dem geringeren zeitlichen Analyseaufwand zu

begründen.

Die Untersuchungen zum Rohfettgehalt der Restabfallproben ergaben, daß bereits

nach 8 Wochen Rotte ein Massenverlust der Rohfettfraktion von 70 % erreicht wird

und es im weiteren Verlauf der Behandlung zu keinem weiteren nennenswerten Ab-

bau mehr kam. Nach 52 Wochen Rotte konnte ein Massenverlust der Rohfettfraktion

von 81 % erreicht werden.

125

Abbildung 73 zeigt den Zusammenhang zwischen Rohfettgehalt und Gasproduktion

mit einem relativ hohen Korrelationskoeffizienten von R² = 0,85. Der hohe Wert für

R² ist wahrscheinlich auf den einzigen hohen Meßwert der unbehandelten Probe

zurückzuführen. Untersuchungen von MÜLLER (1995) ergaben aber ähnliche Ergeb-

nisse, die zu der aufgezeigten Tendenz passen.

y = 6,46x - 47,14R2 = 0,85

0

50

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Rohfett [mg/g TS]

DS

R G

B 2

00 [

Nl/k

g T

S]

Abbildung 73: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Gasbildung (n = 14)

Daher sollten Rohfettgehalte als Stabilitätsparameter mit Vorsicht betrachtet werden,

vor allem, wenn der Rohfettgehalt der unbehandelten Ausgangsprobe nicht bekannt

ist. Weiterhin kann hier auch nicht der Einfluß der möglichen Schwankungsbreite

des Rohfettgehaltes unterschiedlicher Restabfälle abgeschätzt werden, da vorwie-

gend der Quarzbichler Restabfall untersucht wurde (8 von 14 Werten, unbehandel-

ter Restabfall: nur aus Quarzbichl).

5.2 Sickerwasserbelastung als Beurteilungsmaßstab

Für das langfristige Emissionsverhalten von Siedlungsabfalldeponien ist die Bela-

stung des Sickerwassers von besonderer Bedeutung, da diese die erforderliche

126

Dauer der Nachsorge bestimmt. Die Emissionen über den Gaspfad sind für das

langfristige Emissionsverhalten dagegen vernachlässigbar, da sie in relativ kurzen

Zeiträumen auf ein unbedenkliches Maß reduziert werden. Für die Ablagerung von

weitgehend stabilisierten Abfällen aus der MBA (AT4 BMBF < 5 mg O2/gTS), spielen

die Gasemissionen kaum noch eine Rolle, da die verbleibende Restgasbildung mit

großer Wahrscheinlichkeit in geeigneten Oberflächenabdeckungen oxidiert werden

(vgl. Kapitel 4.3.1.3).

Im folgenden werden Korrelationen zwischen den Sickerwasseremissionen (TOC

und ges. N) und den Parametern Atmungsaktivität, den Eluatparametern TOC, ges.

N, BSB5, BSB5/CSB, und dem C/L-Quotienten dargestellt.

Als Beurteilungsmaßstab für die Sickerwasserbelastung wurde die bis zum Was-

ser/Feststoff-Verhältnis (W/F) von 1l/kg TS ausgetragene Stofffracht an TOC bzw.

ges. N gewählt. Dividiert man diese Fracht (in mg/kg TS) durch das Was-

ser/Feststoffverhältnis (hier 1l/kg TS), so erhält man die mittlere Konzentration (in

mg/l) der Sickerwasserbelastung bis zum W/F von 1l /kg TS. Aufgrund der unter De-

poniebedingungen zu erwartenden niedrigen Wasserdurchlässigkeit / Sickerwas-

sermenge, stellt diese Fracht bzw. mittlere Konzentration ein Maß für die langfristige

Sickerwasserbelastung dar.

Abbildung 74 zeigt den Zusammenhang zwischen TOC im Eluat und ausgetragener

TOC-Fracht bis zum Wasser/Feststoff-Verhältnis von 1l/kg TS. Es besteht mit

R² = 0,9 ein signifikanter Zusammenhang zwischen TOC im Eluat und langfristiger

Sickerwasserbelastung. Besonders interessant ist der lineare Zusammenhang im

unteren Bereich bis 600 mg TOC/l, welcher als Ausschnitt der Gesamtkorrelation

dargestellt wurde. Dieser gute Zusammenhang deutet darauf hin, daß der langfristi-

ge Stofftransport im wesentlichen durch Auslaugungsprozesse charakterisiert wer-

den kann. Die Steigungen der angegebenen Regressionsgeraden geben an, daß für

die Gesamtkorrelation ca. 46 % der TOC-Fracht im Eluat (W/F = 10 l/kg TS) bis zum

W/F von 1l/kg TS im DSR über das Sickerwasser ausgetragen werden, für die stabi-

lisierten Abfälle etwa 34 %. Für den Abfall aus Wilhelmshaven (Kaminzugverf. 56),

der den niedrigsten TOC im Eluat mit 100 mg/l aufwies wurden nur 18,5 % der TOC-

Fracht im Eluat bis zum W/F von 1l/kg TS im DSR ausgetragen. Insgesamt bedeutet

das, je stabiler der Restabfall ist, desto besser charakterisieren Auslaugungsversu-

che die langfristige Sickerwasserbelastung.

127

y = 4,60xR2 = 0,90

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

TOC Eluat [mg/l]

TO

C-S

icke

rwas

serf

rach

t im

DS

R b

is z

um

W

asse

r/F

ests

toff

-Ver

häl

tnis

vo

n 1

l/kg

TS

[mg

TO

C/k

g T

S]

y = 3,40x

R2 = 0,72

0

500

1000

1500

2000

2500

0 200 400 600

Abbildung 74: Korrelation zwischen TOC im Eluat ausgetragener TOC-Fracht im DSR-

Sickerwasser bis zum W/F von 1l/kg TS

Die bei weitgehend stabilisierten Abfällen noch vorhandene Restaktivität scheint

demnach nur einen geringen Einfluß auf die langfristige Sickerwasserbelastung zu

haben. Könnte die biologische Aktivität (Gasbildung) vollständig unterbunden wer-

den, so müßte bei gleichem W/F in DSR-Versuchen eine nahezu identische Stoff-

fracht mobilisiert werden wie in Auslaugungsversuchen.

Abbildung 75 verdeutlicht die Beziehung zwischen ges. N im Eluat und ausgetrage-

ner ges. N-Fracht im DSR bis zum Wasser/Feststoff-Verhältnis von 1 l/kg TS. Hier

zeigt sich, daß unabhängig von der biologischen Stabilität des Restabfalls ca. 95 %

der ges. N-Fracht im Eluat im DSR bis zum W/F von 1 l/kg TS mobilisiert werden. Es

handelt sich also um eine höhere Löslichkeit/Mobilisierbarkeit der ges. N-

Verbindungen unter anaeroben Bedingungen, die auf die biologischen Umsetzungs-

prozesse zurückzuführen ist. So liegt der Stickstoff im DSR-Sickerwasser zu ca.

80 % als NH4-N vor, im Eluat hingegen im wesentlichen als organisch gebundener

Stickstoff.

128

y = 9,48xR2 = 0,85

0

500

1000

1500

2000

2500

0 50 100 150 200 250

ges. N Eluat [mg/l]

ges

. N -

Sic

kerw

asse

rfra

cht

bis

zu

m

Was

ser/

Fes

tsto

ff-V

erh

ältn

is v

on

1 l/

kg T

S

[mg

/kg

TS

]

Abbildung 75: Zusammenhang zwischen ges. N im Eluat und ausgetragener ges.N-Fracht im

DSR-Sickerwasser bis zum W/F von 1l/kg TS

Insgesamt betrachtet liefern die Eluatparameter TOC und ges. N jedoch gute Korre-

lationen bzgl. der zu erwartenden Sickerwasserbelastung.

In Abbildung 76 und Abbildung 77 sind die ermittelten Zusammenhänge zwischen

BSB5 bzw. BSB5/CSB im Eluat und der bis zum W/F von 1l/kg TS emittierten Stoff-

fracht für TOC und ges. N im DSR dargestellt. Rein rechnerisch ergeben sich recht

hohe Korrelationskoeffizienten, die aber auf die nicht normalverteilten x- bzw. y-

Werte zurückzuführen sind. So ergibt sich jeweils eine „Punktwolke“ für vorbehan-

delten und unbehandelten Restabfall, die durch die Regressionsgerade miteinander

verbunden sind und so zwangsweise einen hohen Korrelationskoeffizienten erge-

ben. Die dargestellten Ausschnitte ohne Berücksichtigung der Maximalwerte der je-

weiligen Gesamtregression belegen, daß kein statistischer Zusammenhang zwi-

schen diesen Parametern besteht.

129

ges.N = 0,33x + 454,99R2 = 0,80

TOC = 2,69x + 1042,50R2 = 0,91

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

0 1000 2000 3000 4000 5000 6000

BSB5 Eluat [mg/l]

TO

C-F

rach

t im

DS

R-S

icke

rwas

ser

[mg

/kg

TS

]

0

500

1000

1500

2000

2500

ges

.N-F

rach

t im

DS

R-S

icke

rwas

ser

[mg

/kg

TS

]

TOC-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS ges.N-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS

R2 = 0,12

R2 = 0,10

0

2000

4000

6000

8000

0 100 200 300 400 500

-150

50

250

450

650

850

1050

1250

Abbildung 76: Zusammenhang zwischen BSB5 im Eluat und ausgetragener Stoff-fracht (TOC

und ges. N) im DSR-Sickerwasser bis zum W/F von 1l/kg TS

ges. N = 2757,95x + 260,06R2 = 0,72

TOC = 22617,17x - 539,70R2 = 0,80

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

18000

0,00 0,20 0,40 0,60 0,80 1,00

BSB5/CSB-Verhältnis Eluat [mg/l]

TO

C-F

rach

t im

DS

R-S

icke

rwas

ser

[mg

/kg

TS

]

0

500

1000

1500

2000

2500

ges

.N-F

rach

t im

DS

R-S

icke

rwas

ser

[mg

/kg

TS

]

TOC-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS ges.N-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS

R2 = 0,00

R2 = 0,01

0

2000

4000

6000

8000

0,00 0,20 0,40

0

500

1000

Abbildung 77: Zusammenhang zwischen BSB5/CSB-Verhältnis im Eluat und ausgetragener

Stofffracht (TOC und ges. N) im DSR-Sickerwasser bis zum W/F von

1l/kg TS

130

Dies dürfte in erster Linie daran liegen, daß in den Auslaugversuchen nur die was-

serlöslichen leicht abbaubaren Verbindungen durch Abwaschen von der Abfallober-

fläche ins Elutionsmittel überführt werden, und nicht die durch Exoenzyme in der

Hydrolysestufe des anaeroben Abbaus gespaltenen und in lösliche Bruchstücke

überführten hochmolekularen Stoffe. Das läßt die Vermutung zu, daß die Zusam-

mensetzung des TOC im Eluat sich grundsätzlich von der des TOC im DSR-

Sickerwasser bzw. Deponiesickerwasser unterscheiden könnte.

Weiterhin ist ein tendenzieller Zusammenhang zwischen Atmungsaktivität und lang-

fristiger Sickerwasserbelastung (Fracht bis zum W/F von 1l/kg TS) in den Deponie-

simulationsversuchen festzustellen (Abbildung 78 und Abbildung 79).

R2 = 0,73

R2 = 0,86

0

10

20

30

40

50

60

70

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000 14000 16000

TOC-Sickerwasserfracht im DSR bis zum Wasser/Feststoff-Verhältnis von 1 l/kg TS

[mg TOC/kg TS]

AT

[m

g O

2/g

TS

]

AT4 BMBFAT10 BUGH

Abbildung 78: Zusammenhang zwischen Atmungsaktivität und ausgetragener TOC-Fracht im

DSR-Sickerwasser bis zum W/F von 1 l/kg TS

Die Schwankungsbreiten um die Regressionsgeraden, vor allem im unteren Bereich,

sind allerdings sehr groß, so daß anhand des Parameters Atmungsaktivität keine

verwertbaren Aussagen zur möglichen Sickerwasserbelastung abgeleitet werden

können.

131

R2 = 0,71

R2 = 0,82

0

10

20

30

40

50

60

70

0 500 1000 1500 2000 2500

ges. N-Sickerwasserfracht im DSR bis zum Wasser/Feststoff-Verhältnis von 1 l/kg TS

[mg TOC/kg TS]

AT

[m

g O

2/g

TS

]

AT4 BMBFAT10 BUGH

Abbildung 79: Zusammenhang zwischen Atmungsaktivität und ausgetragener ges. N-Fracht

im DSR-Sickerwasser bis zum W/F von 1 l/kg TS

Es kann lediglich festgestellt werden, daß Restabfälle, die eine Atmungsaktivität von

AT4 < 5 mg O2/g TS aufweisen, sich durch eine geringe Sickerwasserbelastung aus-

zeichnen. Diese wird durch eine mittlere TOC-Konzentration von < 1000 mg/l bzw.

durch eine mittlere ges. N-Konzentration von < 300 mg/l zu charakterisiert.

Der C/L-Quotient liefert nur sehr grobe Anhaltswerte zur möglichen Sickerwasser-

belastung (Abbildung 80). Weiterhin ergibt sich nicht eindeutig ein linearer Zusam-

menhang. Aufgrund der Meßwerte könnte ebensogut ein exponentieller Zusammen-

hang zwischen C/L-Quotient und Sickerwasserbelastung bestehen, was die Aussa-

gefähigkeit aber nicht wesentlich steigern würde.

Insgesamt gesehen scheinen sich nur die Parameter TOC und ges. N im Eluat zur

Charakterisierung der langfristigen Sickerwasserbelastung zu eignen. Im Vergleich

zu den Korrelationen zwischen Gasbildung und Atmungsaktivität, anhand derer sich

die Gasbildung relativ exakt voraussagen läßt, können für die mögliche Sickerwas-

serbelastung nur relativ grobe Schätzwerte ermittelt werden.

132

ges.N = 871,34*C/L - 136,48R2 = 0,75

TOC = 7071,89*C/L - 3703,73R2 = 0,82

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50

C/L-Verhältnis [-]

TO

C-F

rach

t im

DS

R-

Sic

kerw

asse

r [m

g/k

g T

S]

0

500

1000

1500

2000

2500

ges

.N-F

rach

t im

DS

R-

Sic

kerw

asse

r [m

g/k

g T

S]

TOC-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS ges.N-Fracht bis W/F = 1 l/kg TS

Abbildung 80: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und ausgetragener Stofffracht im DSR-

Sickerwasser (TOC und ges. N) bis zum W/F von 1l/kg TS

5.3 Korrelation der Stabilitätsparameter untereinander

Im folgenden werden die Korrelationen zwischen den zuvor dargestellten und als

relevant erachteten Parametern Atmungsaktivität, Gärtest, TOC und ges. N im Eluat,

C/L-Quotient und Rohfett untereinander dargestellt ( Abbildungen 81 bis 86).

Einen Überblick zur Güte der Korrelationen aller untersuchten Parameter zueinander

gibt Tabelle 17. Die Betrachtung der ermittelten Werte für des Quadrat des Pear-

sonschen Korrelationskoeffizienten zeigt, daß ein statistischer Zusammenhang zwi-

schen vielen untersuchten Parametern besteht. Zur Beurteilung sollten aber auch

immer die graphischen Auftragungen der Meßwerte gegeneinander betrachtet wer-

den, da nicht in jedem Fall von normalverteilten bzw. gleichverteilten x- und y-

Werten ausgegangen werden kann, was streng genommen für die Angabe eines

gesicherten statistischen Zusammenhanges vorauszusetzen wäre. Teilweise er-

rechneten sich aufgrund der nicht normal-/gleichverteilten Wertepaare hohe Werte

für R².

133

Tabelle 17: Korrelationen aller betrachteten Parameter zueinander (angegeben als Quadrat des

Pearsonschen Korrelationskoeffizienten R, Anzahl der Werte: n = 14 für GB21 und Rohfett, für

alle anderen Parameter gilt n = 18)

R² DSRGB200

GB21 AT4BMBF

AT10BMBF

AT4BUGH

AT10BUGH

TOCEluat

BSB5Eluat

ges. NEluat

BSB5/CSBEluat

C/L Cellu-lose

OLL GVkorr.

GV Roh-fett

TOCSiWa-Fracht

ges. NSiWa-Fracht

DSRGB200 1 0,97 0,92 0,90 0,94 0,93 0,91 0,85 0,81 0,87 0,88 0,79 0,65 0,87 0,65 0,85 0,88 0,82

GB210,97 1 0,94 0,90 0,96 0,97 0,92 0,89 0,81 0,93 0,84 0,69 0,58 0,79 0,53 0,93 0,85 0,77

AT4BMBF 0,92 0,94 1 0,97 0,72 0,80 0,79 0,72 0,71 0,88 0,78 0,68 0,53 0,73 0,53 0,88 0,73 0,71

AT10BMBF 0,90 0,90 0,97 1 0,84 0,84 0,77 0,65 0,74 0,81 0,80 0,73 0,52 0,75 0,59 0,81 0,73 0,72

AT4BUGH 0,94 0,96 0,72 0,84 1 0,98 0,85 0,76 0,78 0,88 0,77 0,70 0,62 0,80 0,55 0,90 0,81 0,80

AT10BUGH 0,93 0,97 0,80 0,84 0,98 1 0,86 0,76 0,81 0,88 0,79 0,74 0,62 0,83 0,58 0,87 0,86 0,82

TOCEluat 0,91 0,92 0,79 0,77 0,85 0,86 1 0,95 0,88 0,91 0,76 0,66 0,71 0,83 0,66 0,26 0,90 0,83

BSB5Eluat 0,85 0,89 0,72 0,65 0,76 0,76 0,95 1 0,76 0,89 0,72 0,59 0,64 0,74 0,49 0,54 0,91 0,80

ges. NEluat 0,81 0,81 0,71 0,74 0,78 0,81 0,88 0,76 1 0,75 0,68 0,64 0,62 0,76 0,63 0,00 0,84 0,83

BSB5/CSBEluat 0,87 0,93 0,88 0,81 0,88 0,88 0,91 0,89 0,75 1 0,68 0,58 0,64 0,74 0,55 0,47 0,80 0,72

C/L0,88 0,84 0,78 0,80 0,77 0,79 0,76 0,72 0,68 0,68 1 0,93 0,42 0,79 0,65 0,57 0,82 0,75

Cellu-lose 0,79 0,69 0,68 0,73 0,70 0,74 0,66 0,59 0,64 0,58 0,93 1 0,42 0,83 0,75 0,44 0,75 0,67

OLL0,65 0,58 0,53 0,52 0,62 0,62 0,71 0,64 0,62 0,64 0,42 0,42 1 0,82 0,85 0,50 0,65 0,65

GVkorr. 0,87 0,79 0,73 0,75 0,80 0,83 0,83 0,74 0,76 0,74 0,79 0,83 0,82 1 0,97 0,18 0,87 0,82

GV0,65 0,53 0,53 0,59 0,55 0,58 0,66 0,49 0,63 0,55 0,65 0,75 0,85 0,97 1 0,13 0,50 0,47

Roh-fett

0,85 0,93 0,88 0,81 0,90 0,87 0,26 0,54 0,00 0,47 0,57 0,44 0,50 0,18 0,13 1 0,67 0,58TOC

SiWa-Fracht 0,88 0,85 0,73 0,73 0,81 0,86 0,90 0,91 0,84 0,80 0,82 0,75 0,65 0,87 0,50 0,67 1 0,92ges. NSiWa-Fracht 0,82 0,77 0,71 0,72 0,80 0,82 0,83 0,80 0,83 0,72 0,75 0,67 0,65 0,82 0,47 0,58 0,92 1

Zur sicheren statistischen Absicherung der jeweiligen Zusammenhänge müßten

deshalb noch zahlreiche weitere Ergebnisse vorliegen, die unter gleichen Bedingun-

gen erzielt wurden (DSR-Versuche (breiteres Spektrum unbehandelter bzw. nur kurz

gerotteter Restabfälle, Meßwerte der angegebenen Parameter, gleiche Analysen-

methodik usw.)), was aus Kosten- und auch aus Zeitgründen nicht zu erfüllen ist.

Es ist allerdings auch nicht die Zielstellung, daß jeder Parameter möglichst exakt in

einen anderen umgerechnet werden soll, sondern die Abschätzung von abgesi-

134

cherten Bereichen eines Meßwertes (zum Beispiel der zu erwartende Bereich der

Gasproduktion bei einem vorgegebenen Wert für Atmungsaktivität).

In Abbildung 65 konnte bereits gezeigt werden, daß zwischen der Gasproduktion im

Gärtest GB21 und der langfristigen Gasproduktion im DSR GB200 ein höchst signifi-

kanter Zusammenhang besteht, ebenso zwischen Atmungsaktivität (AT4

BMBF/BUGH, AT10 BMBF/BUGH) und Gasbildung im DSR. Damit ergibt sich

zwangsweise auch eine enge Korrelation zwischen Atmungsaktivität und Gärtest

(Abbildung 81).

y = 0,20x + 2,64 R2 = 0,94

y = 0,16x + 6,54 R2 = 0,96

y = 0,37x + 7,06 R2 = 0,90

y = 0,37x + 12,65 R2 = 0,97

0

10

20

30

40

50

60

70

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Gärtest GB21 [Nl/kg TS]

AT

[m

g O

2/g

TS

]

AT4 BMBF

AT4 BUGH

AT10 BMBF

AT10 BUGH

Abbildung 81: Korrelation zwischen Gärtest und Atmungsaktivität (Methoden: BUGH und

BMBF, jeweils AT4 und AT10)

Die Korrelation zwischen TOC im Eluat und Atmungsaktivität entspricht (Lage der

Meßwerte in den Abbildungen 68 und 82) weitgehend der von TOC im Eluat und

Gasbildung im DSR, was auf die enge Korrelation zwischen Atmungsaktivität und

Gasproduktion zurückzuführen ist.

135

AT10 BUGH = 0,0174x + 12,303R2 = 0,8613

AT4 BMBF = 0,009x + 2,332R2 = 0,790

0

5

10

15

20

25

30

35

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

TOC Eluat [mg/l]

AT

4 B

MB

F [

mg

O2/

g T

S]

0

10

20

30

40

50

60

70

80

AT

4 B

UG

H [

mg

O2/

gT

S]

AT4 BMBF AT10 BUGH

Abbildung 82: Korrelation zwischen TOC im Eluat und Atmungsaktivität

Aufgrund der guten Korrelationen zwischen der langfristigen Gasproduktion im DSR

und den Parametern C/L-Quotient und Rohfett (Abbildungen 72 und 73), bestehen

ebenfalls gute Korrelationen zwischen C/L-Quotient und GB21 bzw. Atmungsaktivität

(Abbildungen 83 und 84) sowie zwischen Rohfett und GB21 bzw. Atmungsaktivität

(Abbildungen 85 und 86).

136

y = 69,75x - 41,54R2 = 0,84

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50

C/L-Verhältnis [-]

Gär

test

GB

21

[Nl/k

g T

S]

Abbildung 83: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und Gärtest

AT4 BMBF = 14,25x - 5,05

R2 = 0,78

AT10 BUGH = 26,64x - 0,88R2 = 0,79

AT4 BUGH = 10,94x + 0,99R2 = 0,77

AT10 BMBF = 28,20x - 9,22R2 = 0,80

0

10

20

30

40

50

60

70

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50

C/L-Verhältnis [-]

AT

[m

g O

2/g

TS

]

AT4 BMBF AT10 BUGH AT10 BMBF AT4 BUGH

Abbildung 84: Korrelation zwischen C/L-Verhältnis und Atmungsaktivität

137

y = 4,58x - 39,58R2 = 0,93

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Rohfett [mg/g TS]

Gär

test

GB

21

[Nl/k

g T

S]

Abbildung 85: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Gasproduktion im Gärtest

AT10 BUGH = 1,62x - 1,37R2 = 0,87

AT4 BMBF = 1,01x - 6,95R2 = 0,88

0

5

10

15

20

25

30

35

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Rohfett [mg/g TS]

AT

4 B

MB

F [

mg

O2/

g T

S]

0

10

20

30

40

50

60

70

AT

10 B

UG

H [

mg

O2/

g T

S]

AT4 BMBFAT10 BUGH

Abbildung 86: Korrelation zwischen Rohfett-Gehalt und Atmungsaktivität

138

5.4 Ableitung der zu erwartenden Emissionen für Deponien mechanisch-bio-

logisch vorbehandelter Restabfälle auf der Basis der Regressionsanalysen

Aus den zuvor dargestellten Regressionsanalysen lassen sich zusammenfassend

die in Tabelle 18 und Tabelle 19 dargestellten Bereiche für die zu erwartenden

Emissionen ableiten.

Tabelle 18 stellt Wertebereiche der als relevant erachteten Parameter Atmungsakti-

vität (AT4 BMBF, AT10 BUGH), Gärtest (GB21), TOC im Eluat, C/L-Quotient und

Rohfettgehalt in Abhängigkeit von der zu erwartenden langfristigen Gasproduktion

(GB200 DSR) dar. Anhand der Parameter Atmungsaktivität und Gärtest läßt sich die

zu erwartende Gasproduktion am besten abschätzen. Der Parameter Gärtest hat

den Vorteil, daß er die tatsächliche biologische Aktivität unter anaeroben Randbe-

dingungen abbildet. Da die Ergebnisse der Atmungsaktivitätsmessungen jedoch die

gleiche Aussagekraft aufweisen, ist der Parameter Atmungsaktivität aufgrund des

geringeren zeitlichen Analyseaufwandes vorzuziehen.

Tabelle 18: Wertebereiche relevanter Alternativparameter in Abhängigkeit von der Zielgröße

Gasproduktion im DSR GB200

Zielgröße

DSR GB200

[Nl/kg TS]

AT4 BMBF AT10 BUGH

[mg O2/g TS]

GB21

[Nl/kg TS]

TOC Eluat

[mg/l]

C/L

[-]

Rohfett

[% TS]

< 20 < 3,5 < 15 < 7,0 < 200 < 0,5

20 - 40 3,5 - 6,5 15 - 20 7,0 - 20,0 200 - 400 0,5 - 0,75< 1,2

40 - 60 6,5 - 9,5 20 - 26 20 - 33

60 - 100 9,5 - 15,5 26 - 35 33 - 60400 -1500 0,75 - 1,3 1,2 - 2,5

> 100 bis 200 15,5 - 50 35 - 120 60 - 125 1500 - 3000 1,3 - 2,3 2,5 - 4

Die Parameter TOC im Eluat, C/L-Quotient und Rohfettgehalt können die biologi-

sche Aktivität des Restabfalls im Vergleich zur Atmungsaktivität weniger detailliert

charakterisieren, so daß für diese Parameter ein gröberes Raster für die zu erwar-

tende Gasproduktion angegeben werden mußte. Liegt der TOC im Eluat in einem

139

Bereich von < 300 mg/l, so kann mit großer Wahrscheinlichkeit auf eine weitgehen-

de biologische Stabilität (GB200 DSR < 40 Nl/kg TS) geschlossen werden. Gleiches

gilt für einen C/L-Quotient von < 0,75. Der Vorteil der Parameter TOC im Eluat und

C/L-Quotient liegen im zeitlichen Analyseaufwand.

Die Korrelation zwischen Rohfettgehalt und Gasproduktion läßt nur sehr grobe Ab-

schätzungen zu. Weiterhin erscheint die Datenbasis, selbst in der Literatur, für einen

abgesicherten Zusammenhang zu gering zu sein, weshalb der Parameter insgesamt

nur von untergeordneter Bedeutung ist. Aus Literaturangaben geht oftmals nicht

hervor, ob Rohfett oder Gesamtfett bestimmt wurde.

Bereiche der Alternativparameter in Abhängigkeit von der Zielgröße Sickerwasser-

belastung sind in Tabelle 19 wiedergegeben.

Tabelle 19: Wertebereiche relevanter Alternativparameter in Abhängigkeit von der Zielgröße

Sickerwasserbelastung

mittlere Sickerwasser-

belastung TOC [mg/l]

TOC Eluat [mg/l] AT4 BMBF

[mg O2/gTS]

AT10 BUGH

[mg O2/gTS]

< 600 < 200

600 - 1000 200 - 300

< 5 < 15

1000 - 2000 300 - 500 5 - 20 15 - 35

> 2000 > 500 10 - 50 30 - 120

mittlere Sickerwasser-

belastung ges. N [mg/l]

ges. N Eluat

[mg/l]

AT4 BMBF [mg

O2/gTS]

AT10 BUGH [mg

O2/gTS]

200 - 400 30 - 50 < 5 < 15

400 - 1000 50 - 100 5 - 20 15 - 35

> 1000 100 - 250 > 20 > 35

Insgesamt läßt sich die zu erwartende Sickerwasserbelastung deutlich schlechter

prognostizieren als die zu erwartende Gasproduktion. Als Beurteilungsmaßstab wur-

de hier wiederum die bis zum W/F von 1 l/kg TS im DSR ausgetragene Stofffracht

140

für TOC und ges. N gewählt. Diese Fracht entspricht, wie bereits erwähnt wurde, der

mittleren Sickerwasserkonzentration bis zum Erreichen des W/F von 1l/kg TS im

DSR, also einer aufgrund der geringen Wasserdurchlässigkeit von MBA-Abfällen,

langfristigen Sickerwasserbelastung.

Zur Abschätzung der TOC-Belastung des Sickerwassers eignet sich insbesondere

der TOC im Eluat, zur Abschätzung der Stickstoffbelastung des Sickerwassers der

ges. N im Eluat. Zum Vergleich wurden in Tabelle 19 noch die entsprechenden Be-

reiche der Atmungsaktivitätsmessungen angegeben. Daraus ergibt sich, daß bei

Einhalten des zur Zeit diskutierten Grenzwertes für die Atmungsaktivität (AT4 BMBF

< 5 mg O2/g TS) mit niedrigen Sickerbelastungen sowohl für TOC als auch für ges. N

zu rechnen ist. Diese liegen in einem Bereich von 600 – 1000 mg TOC/l bzw. bei

200 bis 400 mg ges.N/l, womit sich nur die Stickstoffkonzentrationen von der Bela-

stung des Sickerwassers aus Deponien unbehandelter Restabfälle in der Methan-

phase unterscheiden.

Tabelle 20: Vergleich der Sickerwasserbelastung von MBA-Abfällen mit der Sickerwasserbela-

stung aus Ablagerungen unbehandelter Siedlungsabfälle in der Methanphase

Parameter

EHRIG

(1989)

KRUSE

(1994)

KÜMPELBECK 1998

Deponiealter 6– 10 a

MBA-Deponie

AT4 < 5 mg O2/gTS

TOC

[mg/l]

1000

(CSB: 3000)660 (DOC) 845 600 - 1000

ges. N

[mg/l]1250 920 (TKN) 600 (NH4-N) 200 - 400

Da mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfall sich durch eine wesentlich hö-

here Einbaudichte als unbehandelter Restabfall auszeichnet und aufgrund der me-

chanischen Aufbereitung in der Regel maximale Korngrößen von 40 bis 60 mm ab-

gelagert werden, kann es unter Umständen auch zu einer Aufkonzentrierung des

Sickerwassers kommen. So ergaben sich in den DSR-Versuchen Maximalwerte der

Sickerwasserbelastung für Restabfälle mit einer Atmungsaktivität von < 5 mg O2/gTS

141

von 2500 mg TOC/l und 900 mg ges.N/l (NH4-N: 400 mg/l) zu Beginn der Inkubation

im DSR (siehe Abbildung 38).

6 Zusammenfassung

Insgesamt zeigen die Untersuchungen, daß die mechanisch-biologische Restabfall-

behandlung zu einer drastischen Verminderung des Emissionspotentials führt.

Es ist möglich, das Gasbildungspotential um ca. 90 % zu reduzieren. Generell wird

die dazu erforderliche Rottedauer bzw. die Dauer bis zum Erreichen des Grenzwer-

tes von AT4 (BMBF-Verbundmethode) < 5 mg O2/g TS für die Atmungsaktivität maß-

geblich vom technischen Aufwand der Rottetechnik bzw. von der Kombination aus

mechanischer Aufbereitung und Rottetechnik beeinflußt.

Das nach der mechanisch-biologischen Vorbehandlung im Restabfall verbleibende

geringe Restemissionspotential ist als schwer abbaubar zu bezeichnen. Das führt

dazu, daß die biochemische Mobilisierung des Restemissionspotentials extrem

langsam erfolgt, da gegenüber unbehandeltem Restabfall mit signifikant längeren

Halbwertszeiten für die Gasbildung zu rechnen ist. Im Labormaßstab wurde eine

Verlängerung der Halbwertszeit um den Faktor 10 gemessen.

Es ist daher anzunehmen, daß unter Deponiebedingungen ebenfalls mit wesentlich

längeren Halbwertszeiten zu rechnen ist. Aufgrund vergleichender Betrachtungen

der Gasemissionen von Altdeponien und von denen aus dem Deponierückbau las-

sen sich grobe Anhaltswerte der zu erwartenden Halbwertszeiten der Gasproduktion

in einem Bereich von 15 a – 30 a abschätzen. Aufgrund des geringen Restgaspo-

tentials für stabilisierte Abfälle (AT4 BMBF < 5 mg O2/gTS), welches im Bereich von

20 bis maximal 40 l/kgTS liegt, kann davon ausgegangen werden, daß die restlichen

Methanemissionen in geeigneten Abdeckschichten der Deponieoberfläche durch die

biologische Methanoxidation sehr weitgehend reduziert werden. Auf eine aktive De-

ponieentgasung kann also verzichtet werden. Besonders hohe Methanoxidationsra-

ten werden in der Literatur für Kompost bzw. Kompost-Boden-Mischungen als

Bodensubstrat angegeben. Sie weisen einen hohen Nährstoffgehalt, ein hohes

Wasserrückhaltevermögen und besonders gute Struktureigenschaften auf, die eine

142

ausreichende Durchlüftung des Bodens gewährleisten. Insgesamt sind damit die

Gasemissionen als nicht relevant einzustufen.

Wichtig für eine funktionstüchtige Methanoxidationsschicht ist, daß es zu einem

gleichmäßigen Ausströmen des Deponiegases über die gesamte Oberfläche kommt.

Eine Kombinationsabdichtung nach TASi ist daher nicht sinnvoll, da die weitgehende

Methanoxidation an möglichen Leckagestellen, aufgrund des dann konzentriert aus-

tretenden Gases, kaum möglich ist.

Das Potential der Sickerwasseremissionen kann für die organische Sickerwasser-

belastung und für die Stickstoffbelastung durch die Verhinderung der Belastungs-

spitzen merklich reduziert werden. Das heißt, durch den weitgehenden Abbau der

leicht abbaubaren organischen Substanz kann das Auftreten einer Sauren Phase,

die den größten Anteil des Emissionspotentials der organischen Sickerwasserbela-

stung ausmacht, vollständig unterbunden werden. Die Belastung des Sickerwassers

aus Ablagerungen mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle wird in einem

ähnlichen Bereich wie die aus Ablagerungen unbehandelter Restabfälle in der

Methanphase liegen. Für die Stickstoffbelastung kann jedoch von einer um ca. 50 %

niedrigeren Belastung ausgegangen werden.

Die Toxizitätsuntersuchungen mit DSR-Sickerwässern ergaben, daß die gemesse-

nen Toxizitäten primär auf die organische Sickerwasserbelastung zurückgeführt

werden können. Gegenüber Sickerwässern aus unbehandelten Restabfällen zeigen

die Ergebnisse der beiden betrachteten Toxizitätstests (Leuchtbakterienhemmtest

und Protozoenhemmtest) für Sickerwässer aus mechanisch-biologisch vorbehan-

delten Restabfällen wesentlich geringere Toxizitäten. Bestimmt wurden jeweils die-

jenigen Verdünnungsstufen der Sickerwasserproben, die eine Hemmung von < 20 %

gegenüber dem Kontrollansatz aufwiesen. In Abhängigkeit von der Stabilisierung

des Restabfalls bzw. in Abhängigkeit von der organischen Sickerwasserbelastung

reduzierten sich die Toxizitätswerte zu Beginn der Inkubation im DSR von GL = 256

auf GL = 16 für den Leuchtbakterienhemmtest bzw. von GP = 512 auf GP = 32 für den

Protozoenhemmtest.

Die mit aufwendiger chemischer Analytik ermittelten Schadstoffkonzentrationen

(Schwermetalle, PCB, PAK, BTEX) liegen im Sickerwasser in der Regel in niedrigen

143

Konzentrationen unterhalb der Toxizitätsschwelle der Organismen vor. Die geringen

Schadstoffkonzentrationen stehen den hohen Konzentrationen an „Störstoffen“

(TOC, Huminstoffe) gegenüber, die deutlich größere Effekte auf die Toxizitäten ha-

ben.

Als Stabilitätskriterium erweisen sich die Toxizitätskennwerte als nicht geeignet, da

sie eine schlechtere Aussagekraft als die analytisch einfacher zu bestimmenden

Summenparameter TOC bzw. CSB aufweisen.

Die langfristige Sickerwasserbelastung wird aufgrund der geringen biologischen

Restaktivität im wesentlichen durch physikalische Auslaug- und Desorptionsprozes-

se bestimmt. Die Dauer der Nachsorgephase wird nach den Ergebnissen vor allem

durch den Stickstoffgehalt des Sickerwassers bestimmt. Die Abschätzung der lang-

fristig stattfindenden Elutionsprozesse zeigt, daß die Dauer der Nachsorgephase

direkt proportional zum Wasserdurchsatz durch den Deponiekörper ist.

Da das hydraulische Verhalten von Ablagerungen mechanisch-biologisch vorbehan-

delter Restabfälle weitgehend ungeklärt ist, ergeben sich große Unsicherheiten be-

züglich der zeitlichen Prognose der Sickerwasseremissionen. Dennoch ist selbst bei

Annahme einer hohen Wasserdurchlässigkeit, im Bereich der aus Deponien unbe-

handelter Restabfälle, mit Emissionszeiträumen bis zum Erreichen der Einleitgrenz-

werte von ca. 200 Jahren zu rechnen. Orientierende Untersuchungen von DACH ET

AL. (1996 A), DOEDENS (1997), RETTENBERGER (1997), BENSON & OTHMANN (1996)

sowie von BEAVEN & POWRIE (1995) deuten darauf hin, daß die zu erwartenden Sik-

kerwassermengen mindestens um den Faktor 3 gegenüber Ablagerungen unbehan-

delter Restabfälle vermindert werden.

Durch zusätzliche deponietechnische Maßnahmen wie :

• möglichst trockener Einbau zur Erzielung einer maximalen Verdichtung, zur Re-

duzierung der Konsolidierungssetzungen bzw. zur Verringerung von Presswas-

seraustritten und

• Erhöhung des Oberflächenabflusses durch Walzen der Deponieoberfläche und

durch Gestaltung eines entsprechenden Gefälles

144

kann eine weitere Verminderung der zu behandelnden Sickerwassermengen erwar-

tet werden. Wieviel Sickerwasser dann noch tatsächlich anfallen wird, läßt sich zur

Zeit nur grob abschätzen, evtl. nur ca. 5 % des Niederschlags.

Aufgrund der hydraulischen Eigenschaften von mechanisch-biologisch vorbehan-

delten Restabfällen ist demzufolge einerseits ein deutlich reduzierter Stoffaustrag

(Emissionsraten) anzunehmen, andererseits aber auch eine Ausweitung der Emissi-

onszeiträume. Grundsätzlich würde eine verminderte Emissionsrate im Sinne des

Schutzzieles der TASi „Verminderung der Sickerwassermenge“ im Falle eines Scha-

dens an der Basisabdichtung die umweltverträglichere Variante bedeuten, auf der

anderen Seite aber dem Schutzziel der nachsorgefreien/-armen Deponie (keine

Verlagerung von Entsorgungsproblemen auf künftige Generationen) entgegenste-

hen. Diese konträren Schutzziele treffen aber auf jede Ablagerung, auch auf die

Ablagerung von MVA-Schlacken, deren Sickerwasser ebenfalls einer Behandlung

bedarf, zu.

Insgesamt ergeben sich Kostenvorteile bei der Sickerwasserbehandlung (kleinere

Dimensionierung). Weiterhin könnte man die Anforderungen der TASi an die Ober-

flächenabdichtung für Deponien der Deponieklasse 2 an die günstigen hydrauli-

schen Eigenschaften mechanisch-biologisch vorbehandelter Restabfälle anpassen,

womit weitere Kostenvorteile für die Ablagerung von Abfällen aus der MBA entste-

hen würden.

Die Untersuchungen zu möglichen Alternativparametern für den Glühverlust bzw.

TOC im Feststoff bestätigten zu den zur Zeit diskutierten Grenzwert von AT4 < 5 mg

O2/g TS (Bestimmung nach der BMBF-Verbundmethode). Der Parameter Atmungs-

aktivität ist zur Beschreibung des Emissionsverhaltens gut geeignet, da er sehr gut

mit der Gasproduktion korreliert. Dabei sollte darauf geachtet werden, daß zur siche-

ren Beurteilung des Stabilisierungsgrades die Methode zur Bestimmung der At-

mungsaktivität einen hohen Standardisierungsgrad aufweisen muß, so daß für jede

Probe gleiche Bedingungen vorherrschen und limitierende Einflußgrößen wie Was-

sergehalt und –kapazität bzgl. der optimalen Sauerstoffversorgung ausgeschlossen

werden. Anhand der Bestimmung der Atmungsaktivität im aquatischen Milieu mit auf

< 0,25 mm vermahlenen Proben und einer durch intensives Rühren sichergestellten

Sauerstoffversorgung (Methode der BUGH Wuppertal, HÖRING (1995)) kann der

145

Stabilisierungsgrad des Restabfalls besser charakterisiert werden als bei der Mes-

sung im Feststoff nach der BMBF-Verbundmethode (Wassergehalt 40 – 50 % FS,

Sauerstoffversorgung durch Diffusion in die feuchte Probe, MÜLLER ET AL. (1997)).

Allerdings weisen beide Methoden eine höchst signifikante Korrelation zur Gaspro-

duktion auf.

Die Ergebnisse zum stoffgruppenspezifischen Aufschluß nach der Methode von

AMIN und LEPOM (1995) zeigen, daß der korrigierte Glühverlust ebenfalls mit der

Gasbildung korreliert. Eine generelle Differenzierung der organischen Substanz in

leicht und schwer abbaubar konnte nicht nachgewiesen werden. Der Celluloseanteil

der nativ organischen Substanz wurde durch die biologische Vorbehandlung bzw.

während der Inkubationsversuche in den Deponiesimulationsreaktoren am stärksten

reduziert. Das Verhältnis von Cellulose/Lignin eignet sich ebenfalls zur Beschrei-

bung der Restabfallstabilisierung, da es den Vernetzungsgrad der Cellulose mit

Lignin und somit die mikrobielle Verfügbarkeit des Celluloseanteils beschreibt. Der

Vorteil dieses Parameters liegt im kurzen zeitlichen Analyseaufwand, allerdings ist

die Aussagekraft geringer als die des Parameters Atmungsaktivität einzustufen.

Als Qualitätskriterium zur Beurteilung der zu erwartenden Sickerwasserbelastung

eignen sich die Parameter TOC und ges. N im Eluat. Die Prognose der zu erwarten-

den Sickerwasserbelastung ist jedoch mit größeren Unsicherheiten behaftet als die

der zu erwartenden Gasproduktion.

Die Anforderungen an die biologische Stabilität orientieren sich an den akzeptablen

Restemissionen während der Ablagerung. Es konnte gezeigt werden, daß ein Rest-

gaspotential von < 40 l/kg TS als unbedenklich eingestuft werden kann, da aufgrund

der zu erwartenden längeren Halbwertszeit der Gasproduktion, eine weitgehende

Oxidation des Methans in der Deponieabdeckung stattfinden wird.

Das Restgaspotential von < 40 l/kg TS wird bei Einhaltung eines AT4 (BMBF-

Verbundmethode) von < 5 mg O2/gTS sicher unterschritten. Der TOC im Eluat weist

bei einem AT4 BMBF von < 5 mg O2/g TS Werte von < 300 mg/l auf.

Die Ergebnisse der Gärtests (GB21) korrelierten sehr gut mit der in den Deponiesi-

mulationsreaktoren gemessenen langfristigen Gasproduktion. Der Vorteil des Para-

146

meters GB21 ist damit zu begründen, daß er die tatsächliche biologische Stabilität

unter anaeroben Bedingungen erfaßt. Weiterhin wird, im Gegensatz zum Parameter

Atmungsaktivität, ein relativ großer Anteil (abhängig vom Gehalt an biologisch leicht

abbaubarer Substanz) des Gaspotentials innerhalb der 3-wöchigen Inkubationsdau-

er erfaßt. Dieser Anteil sinkt allerdings mit zunehmender Stabilisierung des Abfalls.

Aufgrund der engen Korrelationen zwischen Atmungsaktivität und langfristiger

Gasproduktion im DSR sowie zwischen Atmungsaktivität und Gärtest wäre es sinn-

voll, den Parameter Atmungsaktivität als regelmäßigen Kontrollparameter zur Qua-

litätssicherung heranzuziehen. Der Parameter GB21 könnte dann in größeren Ab-

ständen zur Absicherung der Ergebnisse herangezogen werden. Die Ergebnisse

zeigten, daß ein GB21 von < 12 l/kg TS einem AT4-Wert (BMBF) von < 5 mg O2/g TS

bzw. einem AT10 (Methode der BUGH Wuppertal) von < 15 mg O2/gTS entsprechen.

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