Einfluss von Pflanzenkohle und Sauerkrautsaft auf den ... · Influence of biochar on nitrogen metabolism of the manure Nitrogen in the manure exists mainly in the form of ammonium

INSTITUT FÜR UMWELT UND NATÜRLICHE RESSOURCEN

Einfluss von Pflanzenkohle und Sauerkrautsaft auf den

Stickstoffmetabolismus in Güllegruben

Semesterarbeit 1

von

Nyffenegger Marc

Bachelorstudiengang 2011

Abgabedatum: 11. Juli 2013

Studienrichtung Umweltingenieurwesen

Fachkorrektoren:

Mathis Alex

ZHAW, IUNR, Grüental, CH-8820 Wädenswil

Prof. Dr. Baier Urs

ZHAW, IBT, Reidbach, CH-8057 Zürich

Agr. Ing. HTL Abächerli Fredy

Heiterstalden 1, CH-6313 Edlibach

ZÜRCHER HOCHSCHULE FÜR ANGEWANDTE WISSENSCHAFTEN

DEPARTEMENT LIFE SCIENCES UND FACILITY MANAGEMENT

Impressum

Zitiervorschlag:

Nyffenegger, M. (2013): Einfluss von Pflanzenkohle und Sauerkrautsaft auf den

Stickstoffmetabolismus in Gülle. Semesterarbeit. Institut für Umwelt und natürliche Ressourcen,

Zürcher Hochschule für angewandte Wissenschaften, unveröffentlicht

Marc Nyffenegger

Tiefenmühle

CH-8532 Warth- Weiningen

Adresse des Instituts:

Zürcher Hochschule für

Angewandte Wissenschaften

Life Sciences und Facility Management

Grüental, Postfach

CH-8820 Wädenswil

Keywords: Ammoniak NH3, Ammoniakemissionen, Stickstoffmetabolismus, Gülle, Pflanzenkohle,

Sauerkrautsaft, Emissionsreduktion, C-Sequestrierung

Zusammenfassung

Die Landwirtschaft gilt mit einem Gesamtanteil von 94% als Hauptquelle für die

Ammoniakemissionen in der Schweiz. Während seit 1990 die Emissionen beim Ausbringen der

Gülle durch neue Technik erheblich gesenkt werden konnten, stiegen sie bei der Lagerung weiter

an (BAFU, 2010). Um auch die Lageremissionen zu senken, werden neue Methoden und

Alternativen gesucht. In dieser Arbeit wird unter anderem untersucht, ob sich allenfalls

Pflanzenkohle, alleine oder in Kombination mit Sauerkrautsaft, dazu eignet, die Emissionen

während der Lagerung zu mindern. Zusätzlich zu den Untersuchungen wurden Literaturrecherchen

vorgenommen, die das Nutzungsspektrum von Pflanzenkohle zeigen sollen sowie weitere

Möglichkeiten aufzeigen, die Ammoniakemissionen während der Lagerung zu mindern.

Einfluss von Pflanzenkohle auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle

Stickstoff in der Gülle liegt vor allem in Form von Ammonium und Ammoniak vor, welche sich in

einem pH-abhängigen Gleichgewicht befinden. Bei den Untersuchungen stellte sich heraus, dass

unbehandelte Pflanzenkohle, eine durch pyrolysierte Biomasse entstandenes Produkt, basisch auf

die Gülle wirkt. Durch die basische Wirkung verschiebt sich das pH-abhängige Gleichgewicht vom

Stickstoff in der Gülle. Der Stickstoff liegt vermehrt in Form von Ammoniak vor, was zu erhöhten

Emissionen führt. Die Hoffnung, dass Pflanzenkohle Ammonium und Ammoniak aus der Gülle

bindet und so ein emittieren der Stickstoffmoleküle teilweise verhindert, konnte bei der

eingesetzten Menge nicht beobachtet werden. Wie sich Pflanzenkohle verhält, welche bereits in

Einstreu oder Silagen verwendet wurde, bleibt Gegenstand von Untersuchungen.

Einfluss von Sauerkrautsaft auf die Ammoniakemissionen während der Güllelagerung

Ebenfalls geprüft wurde in dieser Arbeit, ob sich Sauerkrautsaft dazu eignet, Gülle anzusäuern.

Dabei stellte sich heraus, dass mehr Sauerkrautsaft benötigt werden würde, um eine deutliche pH-

Senkung zu erreichen, als logistisch machbar wäre (Rippel, 2013). In Kombination mit Melasse

kann sich die Verwendung von Sauerkrautsaft durchaus zum Ansäuern der Gülle eignen.

Literaturrecherchen zeigten, dass Melasse der limitierende Faktor bei der Ansäuerung war. Mit der

Zugabe von Pflanzenkohle kann die Umsetzung von Zucker zu Lactat durch die Milchsäure-

bakterien beschleunigt werden, was in Versuchen schon beobachtet werden konnte (Meier 2012).

Nutzungsspektrum von Pflanzenkohle

Die Struktur und Porosität ermöglicht Pflanzenkohle breite Nutzungsgebiete, die in einem

landwirtschaftlichen Betrieb. Interessant ist Pflanzenkohle auch als CO2- Senke in der

Klimadiskussion. Es wird mittlerweile davon ausgegangen, dass ein Grossteil der Pflanzenkohle

über Jahrhunderte im Boden bleibt (Scheifele, 2013). Literaturrecherchen haben allerdings

gezeigt, dass punkto C-Sequestrierung von Pflanzenkohle, wie die langfristige Speicherung von

CO2 genannt wird, grosse Unsicherheiten bestehen.

Abstract

Agriculture is considered with a total amount of 94% as the main source of ammonia emissions in

Switzerland. While since 1990, emissions through land application of manure, have been reduced

significantly by new technology, they still rose during storage (BAFU, 2010). To reduce the storage

emissions, new methods and alternatives are sought. This project examines, among other things, if

whether biochar by itself or in combination with sauerkraut juice will reduce the emissions during

storage. In addition to those explorations, literature searches have been made which are meant to

show the utilization spectrum of biochar and to demonstrate other ways to reduce ammonia

emissions during storage.

Influence of biochar on nitrogen metabolism of the manure

Nitrogen in the manure exists mainly in the form of ammonium and ammonia, which are in a pH-

dependent equilibrium. During the explorations, it was found that biochar, a product which appears

through biomass pyrolizing, effects alkaline on the manure. Because of the alkline effect, the pH-

dependent equilibrium shifts from the nitrogen into the manure. The nitrogen is mostly found in

form of ammonia, which leads to emission increase. The hope that biochar will bond ammonia in

manure and so the emission from nitrogen molecules could be partially stopped, couldn't be

observed in that amount that was used. It is unsure, how biochar, which were used as silage or

bedding before adding to manure, will react due to pH and ammonia.

Influence of sauerkraut juice on ammonia emissions during manure storage

Also tested in this project was, whether sauerkraut juice is able to acidify manure. It turned out that

more sauerkraut juice would be needed to achieve a significant drop of the pH scale, as would be

logistically feasible. But in combination with molasses, the use of sauerkraut juice can be quite

useful for acidifying the manure. Literature searches showed here that molasses constituted the

limiting factor in the acidification. The addition of biochar could accelerate the implementation from

sugar to lactate by the lactic acid bacterias, which could have already be seen in tests. (Meier

2012)

Terms spectrum of biochar

Biochar has due to its porosity and structure, among other things, a high adsorption capacity, and

water holding capacity. This allows broad use areas, ranging on a farm on feed, fertilizer, compost

and silage additive to use as a soil conditioner. Biochar is also interesting as a CO2 sink in the

climate debate. It is now assumed that a large part of the biochar remains in the ground for

centuries (Scheifele, 2013). This carbon can be stored in the ground, if the consumption of CO2 for

the preparation is not bigger than the stored amount of CO2 in biochar. Literature reviews have

shown, that the amount of C-sequestration due to biochar is largely uncertain. Future studies need

to bring clarity on whether and how much CO2 can be stored by biochar.

Inhaltsverzeichnis

1. Einleitung .......................................................................................................................... 1

2. Grundlagen Theorie .......................................................................................................... 3

2.1 Emissionsquelle Güllelagerung ......................................................................................... 3

2.2 Ammoniak ......................................................................................................................... 5

2.2.1 Stickstoffkreislauf im Boden und im Stall ..................................................................... 5

2.2.2 Auswirkungen durch Ammoniakemissionen ................................................................ 5

2.2.3 Ammoniakemissionen aus der Schweizer Landwirtschaft ........................................... 8

2.2.4 Ziele bezüglich Ammoniakemissionsminderung in der Schweiz .................................. 8

2.3 Pyrolysierte Pflanzenkohle und HTC-Kohle ....................................................................... 8

2.3.1 Herstellung von PK ..................................................................................................... 9

2.3.2 Eigenschaften von PK ............................................................................................... 10

2.3.3 Kaskadennutzung von PK ......................................................................................... 11

2.3.4 PK in der Schweiz .................................................................................................... 12

2.3.5 C-Sequestrierung mit Pflanzenkohle ......................................................................... 13

3. Behandlungsmethoden zur Emissionsreduktion in Güllegruben ...................................... 16

3.1 Durch optimale Sauerstoffversorgung ............................................................................. 16

3.2 Physikalisch wirkende Behandlungsmethoden ................................................................ 18

3.3 Chemisch wirkende Behandlungsmethoden ................................................................... 19

3.4 Biologisch wirkende Behandlungsmethode ..................................................................... 21

3.4.1 Zugabe von Enzyminhibitoren ................................................................................... 21

3.4.2 Bioaktive Additive ..................................................................................................... 22

3.4.3 Vergärung durch Milchsäurebakterien....................................................................... 22

4. Material und Methoden ................................................................................................... 23

4.1 Material ........................................................................................................................... 23

4.2 Methoden ........................................................................................................................ 23

5. Resultate und Interpretation der Resultate ...................................................................... 28

5.1 Versuch 1 ....................................................................................................................... 28

5.2 Versuch 2 ....................................................................................................................... 30

5.3 Vergleich der durchschnittlichen Verluste zw. Versuch 1 und Versuch 2 ......................... 32

5.4 Versuch 3 ....................................................................................................................... 33

5.5 Feststoffanalyse .............................................................................................................. 34

5.6 Messungen der Hofgülle ................................................................................................. 35

6. Diskussion ...................................................................................................................... 36

6.1 Methodische Diskussion ...................................................................................................... 36

6.2 Effekt von Pflanzenkohle auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle .................................... 36

6.3 Effekt von Sauerkrautsaft und Kohle auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle .............. 37

6.4 Zukunft C-Sequestrierung durch PK ............................................................................... 37

6.5 Weitere Untersuchungen ................................................................................................ 38

6.5.1 Wirkung von PK-Zugaben in die Gülle ...................................................................... 38

6.5.2 Untersuchungen mit Milchsäurebakterien und einer leicht verfügbaren

Kohlenstoffquelle ...................................................................................................... 38

6.5.3 Untersuchungen auf den Boden................................................................................ 39

6.5.4 Kaskadennutzung ..................................................................................................... 39

7. Schlussfolgerung ............................................................................................................ 40

8. Literaturverzeichnis ......................................................................................................... 41

Abkürzungen

PK (Pyrolisierte) Pflanzenkohle

HTC Hydrothermale Karbonisierung

vol.% Volumenprozent

m.% Masseprozent

TS Trockensubstanz

ha Hektare

NH3 Ammonium

NH4+

Ammoniak

N2O Lachgas

PAK Polycyklische aromatische Kohlenwasserstoffe

GVE Grossvieheinheiten

1. Einleitung

Aufgrund erhöhter anthropogener Stickstoffemissionen steigt die Stickstoffdeposition auf

naturnahe Ökosysteme. Durch die erhöhte Deposition können Mykorrhiza, sowie Stresstoleranz

der Wälder reduziert werden. Auch ein Rückgang der Biodiversität durch den Stickstoffeintrag wird

beobachtet (Umweltbundesamt, 2011). Die Landwirtschaft gilt als Hauptquelle für die

Ammoniakemissionen in der Schweiz. Mineraldünger und zugekauftes Kraftfutter ermöglichen der

Landwirtschaft eine höhere Viehdichte sowie Produktivität. Mit der Viehdichte steigen auch die

Anfallmengen an tierischen Ausscheidungen, der Hauptquelle von Ammoniak (Krebs et al., 2012).

Erhöhte Emissions- und Auswaschungsrisiken sind die Folge.

Während seit 1990 die Stickstoffemissionen beim Ausbringen der Gülle durch neue Technik

erheblich gemindert werden konnten, stiegen sie bei der Lagerung an. Mittlerweile beträgt der

Anteil aus der Güllelagerung 10% an den landwirtschaftlichen Ammoniakemissionen. (BAFU,

2010). Um diesen Anteil an Emissionen aus der Landwirtschaft zu senken, werden Alternativen

gesucht. PK besitzt hohe Adhäsions- und Kationenaustauschfähigkeiten, was ermöglicht, dass

Wasser, Gülle und deren Inhaltsstoffe an der Oberfläche gebunden werden können (Schmidt,

2012). Auf diese Weise soll Ammoniakausgasung und Geruchsbelastung einer Güllegrube

gemindert werden. Zurzeit findet PK vor allem als Zuschlagsstoff für Silagen, Hofdünger und

Bodenverbesserer Verwendung.

Ziel der vorliegenden Arbeit ist zu prüfen, welchen Einfluss PK auf den Stickstoffmetabolismus von

Gülle während der Lagerung hat. Je nach Einfluss könnte die Verwenung von PK in Güllegruben

das Nutzungsspektrum erweitern. Einen Schritt weiter geht die Kombination mit Sauerkrautsaft. Ab

einem pH-Wert von 7,0 und tiefer liegt der Grossteil des Stickstoff in Güllegruben in Form von

Ammonium vor. Über den sauer wirkenden Sauerkrautsaft sollen nun Milchsäurebakterien in die

Gülle gelangen (Meier, 2012). Durch die Zugabe von PK, welche einen überaus grossen

Oberflächenanteil besitzt, finden die Milchsäurebakterien ein geeignetes Milieu zur Besiedlung. Die

Hoffnung besteht nun darin, dass die Milchsäurebakterien, die möglicherweise vorhandenen

Kohlehydratquellen in der Gülle, zu Lactat umwandeln. Durch die mögliche Lactatbildung käme es

in der Gülle zu der gewünschten Ansäuerung der Gülle.

Die zentralen Fragen, welche in dieser Arbeit versucht werden zu beantworten sind:

- Welche Methoden gibt es bereits, um die Emissionen während der Güllelagerung zu mindern?

- Was für einen Einfluss hat die Zugabe von Pflanzenkohle in Güllegruben auf den

Stickstoffmetabolismus und pH-Wert?

Dazu wurde PK zu Gülleproben hinzugefügt. Da in Güllegruben stets aerobe und anaerobe

Bereiche vorherrschen, wurde die Wirkung auf belüftete und unbelüftete Gülle getestet.

ZHAW Departement N Einleitung

2

- Wieviel Sauerkrautsaft wird benötigt, um den pH-Wert der Gülle deutlich zu senken? Und wird

über die Zeit der pH-Wert weiter abgesenkt durch eine allfällige Milchsäurebildung (Lactat)?

- Welche Nutzungsmöglichkeiten bietet PK auf einem landwirtschaftlichen Betrieb?

Dabei wird eine allfällige Kaskadennutzung genauer beschrieben.

- Wie gross ist das Sequestrierungspotenzial durch PK in der Schweiz?

ZHAW Departement N Grundlagen Theorie

3

2. Grundlagen Theorie

2.1 Emissionsquelle Güllelagerung

Die Schweiz ist sowohl aufgrund der nationalen Gesetzgebung (USG, LRV) als auch aufgrund

internationaler Abkommen (UNECE) verpflichtet, die Belastung der Umwelt mit Luftschadstoffen zu

erheben und über den Stand der Emissionen und Immissionen regelmässig Bericht zu erstatten.

Sowohl die Emissions-als auch die Immissionsdaten helfen, den Handlungsbedarf betreffend

Minderung der Belastungen gezielt beurteilen zu können (Krebs et al., 2012).

Während der Lagerung von Gülle entstehen teilweise toxische, klimarelevante und

umweltschädigende Gase, die in die Atmosphäre emittieren. Durch die immer grösseren

gesetzlichen Vorgaben werden Methoden gesucht, um die Freisetzungsmenge dieser Gase an die

Atmosphäre zu mindern. Alternativen zur Erfüllung dieser gesetzlichen Vorgaben, zu den bereits

bestehenden Massnahmen, müssen gefunden werden (Pflug et al., 2007).

Je nach Luftversorgung entstehen Risiken erhöhter Emissionen schädlicher oder klimarelevanter

Gase (Abbildung 1).

Abbildung 1 Schematische Darstellung ausge-wählter Prozesswege bei der Lagerung von Gülle (Zürcher 2009)


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Bei anaerober bis semi-anaerober Lagerung der Gülle

- Lachgas (N2O): Laut IPCC Bericht ist Lachgas mit 6% am anthropogenen Treibhauseffekt

beteiligt (Umweltbundesamt, 2012). Lachgas ist pro entstehendes Molekül deutlich

klimawirksamer als CO2. Überdies schädigen Lachgaskonzentrationen die Ozonschicht.

Hauptursache sind unter anderen biologische Denitrifikations- und Nitrifikationsprozesse im

Boden, oftmals hervorgerufen durch hohe Stickstoffgaben (Wichmann, 2012).

Denitrifikationsprozesse können auch in Güllegruben ablaufen, sind aber vor allem bei der

Lagerung von Festmist ein Problem.

- Kohlendioxid (CO2): CO2 ist das mengenmässig relevanteste klimawirksame Gas. Laut

der sächsischen Landesanstalt für Landwirtschaft beläuft sich der Anteil des CO2-

Ausstosses aus der Landwirtschaft in Deutschland auf rund 3.9% der Gesamtemissionen.

Dabei ist der Anteil aus der Güllelagerung nur in verschwindend kleinem Masse beteiligt.

Durch Biogasproduktion könnte die Energie, welche in der Biomasse der Gülle enthalten

ist, zurückgewonnen werden (Sächsische Landesanstalt für Landwirtschaft, 1999).

- Ammoniak (NH3): Ammoniak ist ein geruchsintensives Gas. Es reagiert in der Luft mit

sauren Molekülen, was zur Bildung von nachweisbaren Aerosolen führt. Ammoniak reizt die

Augen, Schleimhäute und Atemwege (Sozialversicherung für Landwirtschaft, Forsten und

Gartenbau). Bei falscher Lagerung der Gülle kann sehr viel Ammoniak in die Atmosphäre

emittieren. Ammoniak gilt als Verursacher erhöhter Stressanfälligkeit von Wäldern, was im

Kapitel “Auswirkungen durch Ammoniakemissionen“ genauer beschrieben wird.

Bei strikt anaerober Lagerung der Gülle

- Methan (CH4): Methan ist laut IPCC-Bericht mit rund 20% am anthropogenen

Treibhauseffekt beteiligt (Umweltbundesamt, 2012). Die Emissionen von Methan aus der

Landwirtschaft belaufen sich auf schätzungsweise 25%-35% des anthropogen

verursachten Treibhauseffektes, wobei rund 2% durch den Abbau tierischer Exkremente

und damit im Laufstall und über die Gülle anfallen.

- Schwefelwasserstoff (H2S): Schwefelwasserstoff ist das gefährlichste Gas für den

Menschen, welche bei der Lagerung von Gülle entstehen können. In niedrigen

Konzentrationen erinnert der Geruch von Schwefelwasserstoff an faule Eier. In höheren

Konzentrationen lähmt es die Sinneswahrnehmung der Nase, weshalb der Geruch nicht

mehr wahrgenommen wird. Wird Gülle stark aufgerührt, kann es auf diese Weise

entweichen. Da Schwefelwasserstoff vor allem in äusserst sauerstoffarmen und sauren

Bereichen der Gülle vorkommt, könnte durch gelegentliches, sanftes Aufrühren deren

Bildung gemindert werden (Sozialversicherung für Landwirtschaft, Forsten und Gartenbau).

Aufgrund der hohen Entstehungsmengen liegt das Hauptaugenmerk der entstehenden Gase

während der Lagerung vor allem auf Ammoniak.


5

Abbildung 2 Entwicklung der Ammoniakemissionen aus der Landwirtschaft (BAFU, 2010)

Während die Gesamtemissionen aus der Landwirtschaft seit 1990 zurückgegangen sind, stiegen

laut BAFU die Emissionen während der Güllelagerung um 50% an (Abbildung 2). Der Grund

hierfür liegt vor allem in der Erhöhung des durchschnittlichen Lagervolumens, sowie Veränderten

Oberflächen/ Volumenverhältnissen der Güllegruben. Bei Milchkuhbetrieben nahm das

Lagervolumen durchschnittlich um 39 % zu, während die Höhe der Güllelager jeweils konstant

blieb. Damit wurde der Anteil der emittierenden Oberfläche erhöht. Ebenfalls steigend sind die

Emissionen aus Stall und Laufhof. Der Grund hierfür sind die stark erhöhten Anteile an Laufställen

in Milchkuhbetrieben (BAFU, 2010).

2.2 Ammoniak

2.2.1 Stickstoffkreislauf im Boden und im Stall

Stickstoff ist in seinen verschiedenen Formen ein lebenswichtiger Nährstoff. Im Boden und in der

Gülle kann es aber auch zu Verlusten von den jeweiligen Formen in unerwünschte Sphären

kommen. Bekannte Beispiele wären das Emittieren von Ammoniak in die Atmosphäre oder das

auswaschen von Nitrat ins Grundwasser (Krebs et al., 2012). Hier soll kurz aufgezeigt werden, wie

die wichtigsten Formen von Stickstoff entstehen (Abbildung 3).


6

Abbildung 3 Stickstoffkreislauf gemäss Kulli et al. (2011)

Ammoniak/ Ammonium

Ammonium entsteht durch den Abbau von Proteinen. In Nutztierhaltungsbetrieben wird der

anfallende Harnstoff durch das Enzym Urease unter anderem in Ammonium/Ammoniak und

Kohlendioxid/ Carbonat gespalten (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009).

Entstehung von Ammoniak aus Harnstoff (Hersener et al., 2002):

CO(NH2)2 2 NH4+ + CO3

2-

NH4+ NH3↑ + H+

Ammonium und Ammoniak bilden hierbei ein pH-Abhängiges Gleichgewicht. Das Gleichgewicht

liegt bei einem pH-Wert von 9,3. Liegt in der Gülle ein pH-Wert von 5 und tiefer vor, liegt das

Gleichgewicht laut Hersener et al. nahezu vollständig auf der Seite des Ammoniums. Die

Temperatur beeinflusst das Ausgasungsverhalten von Ammoniak entscheidend. Versuche zeigten,

dass bei Temperaturen um den Gefrierpunkt 5% des Ammoniak emittierten, bei Temperaturen um

30°C waren es hingegen 15-60% (Hersener et al., 2002).

Nitrat

Als Nitrifikation wird die Oxidation von Ammonium über Nitrit zu Nitrat beschrieben. Die Bildung

von Nitrat im Boden oder der Gülle wirkt Versauernd, da H+- Ionen durch die Reaktion freigesetzt

werden. Nitrat wird gemäss Kulli et al. vor allem bei aeroben Verhältnissen, einer Temperatur von

20-25°C und neutralen pH-Wert gebildet. Nitrat ist aufgrund der negativen Ladung ein Anion, und


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wird deshalb nicht an Kationentauscher im Boden gebunden. Aufgrund dieser Tatsache sind hohe

Ausbringmengen an Nitrat, welches in hohen Mengen auf den Menschen toxisch wirkt, durch die

Düngeausfuhr ein Risiko für erhöhte Auswaschung und Emissionen aus dem Boden (Kulli et al.,

2011).

Molekularer Stickstoff und Lachgas

Denitrifikation ist der Prozess, bei dem Nitrat und Nitrit im anaeroben Milieu zu Stickoxyden und

molekularem Stickstoff reduziert werden. Denitrifikation in der Gülle bedeutet zum einen ein

Verlust vom pflanzenverfügbaren Stickstoff. Zum anderen führt Denitrifikation aber auch zu einer

eventuellen Bildung des klimawirksamen Lachgas (Kulli et al., 2011). Lachgas reagiert in Gülle in

der Regel vollständig zu molekularem Stickstoff, trotzdem kann es unter bestimmten Bedingungen

entstehen. Unregelmässiges Belüften und Homogenisieren der Gülle fördert die Bildung von

aeroben und anaeroben Milieu in der Gülle. Dadurch kann es an einem Ort zur Nitrifikation und an

einem anderen Ort wieder zur Denitrifikation kommen.

Anaerobe Ammonium Oxidation (Anammox)

Beim Anammox-Prozess wird Ammonium durch bestimmte Mikroorganismen in molekularen

Stickstoff umgewandelt. Über diesen Prozess in der Gülle ist noch wenig bekannt (Krebs et al.,

2011).

2.2.2 Auswirkungen durch Ammoniakemissionen

In natürliche und naturnahe Landökosysteme gelangen die Nährstoffe vor allem via Deposition aus

der Luft. Stickstoff bildet oftmals den limitierenden Faktor des Pflanzenwachstums. Durch

anthropogen erhöhte Stickstoffemissionen in die Atmosphäre steigt auch die Menge an

Stickstoffdeposition auf Landökosysteme. Auf diese Weise gelangen laut Krebs et al. jährlich 10-

80kg/ha Stickstoff auf die Mitteleuropäischen Wälder, was sich durch verstärktes

Pflanzenwachstum kennzeichnet. Das verstärkte Pflanzen- und Baumwachstum wirkt sich auf die

Nährstoffbilanz eines Waldes aus. Reduzierte Mykorrhiza, sowie Stresstoleranz der Wälder

gegenüber Witterungseinflüssen und Schädlingen sind die Folge. Der erhöhte Bedarf an Wasser

und Mineralstoffe durch die Pflanzen erhöhen auch die Gefahr, dass Mangelsituationen an diesen

Ressourcen entstehen. Anzeichen solcher Stresssymptome finden sich beispielsweise in den

Bergregionen, wo vergilbte Fichtenblätter auf den Magnesiummangel zurückzuführen sind (Krebs

et al., 2012). Des weiteren führt die Stickstoffbelastete Deposition in naturnahe Ökosysteme zu

einem Rückgang der Artenvielfalt (Umweltbundesamt, 2011) und zu einer Erhöhung der

Lachgasemissionen. Ammoniak bildet in der Luft Aerosole, was zu erhöhten Feinstaubbelastungen

führen kann (Clough et al., 2011).


8

2.2.3 Ammoniakemissionen aus der Schweizer Landwirtschaft

Pro Jahr emittieren rund 40‘000 Tonnen Stickstoff aus der Landwirtschaft. Damit emittiert rund ein

Drittel des jährlich anfallenden Stickstoffs. Die Emissionen in Form von Ammoniak aus der

Landwirtschaft entsprechen laut BAFU 94% aller Ammoniakemissionen, die in der Schweiz

anfallen. Der Anteil aus der Tierproduktion lag indes bei 90%. Zwischen 1990 und 2007 konnten

die landwirtschaftlichen Emissionen um 14% gesenkt werden. Durch die niedrigeren Emissionen

aus der Landwirtschaft wurde der Grundstein zur Einhaltung des Göteborg-Abkommens gelegt.

Die Ursachen des Rückgangs liegen vor allem in den abgenommenen Mastschweinebeständen,

sowie effizienterer Ausbringtechnik bezüglich Ammoniakausgasung (Schleppschlauchverteiler etc.)

(BAFU, 2010).

Gewisse Massnahmen auf landwirtschaftlichen Betrieben (z.B. Abdeckungen der Gülle), werden

durch den Bund mittlerweile übernommen, sofern ein Landwirt einer Optimierung des

Hofdüngermanagements zustimmt. Eine Optimierung des Hofdüngermanagements sieht laut

Fischler et al. vor, dass:

- Gülle möglichst wenig gerührt wird

- Gülle mit Wasser verdünnt wird

- Witterung, Boden und Vegetation bei der Ausbringung der Gülle mitberücksichtigt werden

- die Ausbringung der Gülle zumindest teilweise mit Schleppschlauchverteiler erfolgt

- Spaltenöffnungen im Boden nicht mehr als 6% der Gesamtfläche betragen (Fischler et al.,

2012)

2.2.4 Ziele bezüglich Ammoniakemissionsminderung in der Schweiz

Im Rahmen des Übereinkommens über weiträumige, grenzüberschreitende Luftverunreinigung in

Göteborg 1990, hat sich die Schweiz dazu verpflichtet, bis 2020 die Ammoniakemissionen um 13%

zu senken. Dieses Ziel konnte bereits im Jahre 2007 erreicht werden. Das Luftreinhaltekonzept

des Bundes im September 2009 hielt fest, dass eine weitere Emissionsreduktion von Ammoniak

um rund 40% erforderlich sei, um die Schutzziele einzuhalten (BAFU, 2010).

2.3 Pyrolysierte Pflanzenkohle und HTC-Kohle

Kohle, ein bräunlich-schwarzes Sedimentgestein mit hohen Anteilen an Kohlenstoff, entstand

durch die Karbonisierung resp. Inkohlung von Pflanzenresten. Durch die wertvollen Eigenschaften

von Kohle, entstanden über die Zeit technische Nachahmungen des Inkohlung-Prozess.

Momentan verspricht man sich vor allem von der hydrothermalen Karbonisierung (HTC), sowie

pyrolytischer Pflanzenkohle (PK) einiges. HTC-Kohle ist ein durch hydrothermale Karbonisierung

entstandenes Produkt. Bei diesem Verfahren entstehen laut Betzenberger et al., aus einem

wässerigen Ausgangsprodukt eine Braunkohle-ähnliche Substanz, sowie flüssige Erdöl-Vorstufen.


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Der Vorgang der hydrothermalen Karbonisierung verläuft unter erhöhtem Druck und Temperatur

(um 200°C). Der Vorteil von HTC-Kohlen gegenüber PK bestehen laut Betzenberger et al.

einerseits darin, dass deutlich mehr (bis 85%) des im Ausgangsprodukt enthaltenen Kohlenstoffes

erhalten bleiben und dass auch Biomasse mit hohen Wasseranteilen als Ausgangsprodukt

verwendet werden kann. HTC-Kohle als Bodenverbesserer ist nahezu unerforscht (Betzenberger

et al.).

2.3.1 Herstellung von PK

Wird Biomasse in luftgesättigter Umgebung verbrannt oder verrottet, werden die organischen

Bestandteile oxidiert, und hauptsächlich in Form von CO2 und Wasser wieder freigesetzt. Wird

Biomasse jedoch unter Luftabschluss erhitzt, wird die Ausgangsbiomasse nicht verbrannt, sondern

thermisch gespalten respektive pyrolysiert. Dahmen beschreibt, dass beim Vorgang Koks

(kohlenstoffreiches, energiedichtes Produkt), Asche, organische oder wässerige Kondensate und

Abgase, aus den flüchtigen Verbindungen, entstehen (Abbildung 4). Wie hoch die prozentualen

Anteile der jeweiligen Bestandteile eines Pyrolysevorgangs sind, hängt von diversen Faktoren wie

beispielsweise Ausgangsmaterial (Gehalt an Mineralien und Kohlenstoff), Dauer und Temperatur

im Reaktor ab (Dahmen, 2008). Je höher die Temperatur und das Vakuum während der Pyrolyse

ist, desto höher der pH-Wert, sowie KAK des Endproduktes (Clough et al., 2011).

Abbildung 4 Ergebnisse einer Schnellpyrolyse bei 500°C (Quelle: (Dahmen, 2008 ))

Zur industriellen Herstellung pyrolysierter Kohle hat unter anderem die Pyreg GmbH eine Anlage

entwickelt, welche auch die beiden Schweizer Firmen Verora und Swiss Biochar benutzen

(Abbildung 5). Bei der Anlage gelangt das getrocknete Ausgangmaterial in eine Dosiereinrichtung.

Von dort wird eine dosierte Menge an Ausgangsmaterial kontinuierlich in den Reaktor

weitergegeben und dort während 15 bis 30 Minuten auf bis zu 800° C erhitzt. Der Reaktor wird

einmalig durch einen Flüssiggas- oder Erdgasbrenner erhitzt. Ist die Temperatur einmal erreicht,

läuft die Reaktion unabhängig von thermischer Zufuhr von selbst ab und die Anlage kann einige


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Tage in Dauerbetrieb laufen. Durch die Erhitzung wird das Ausgangmaterial nicht verbrannt

sondern verkohlt, respektive karbonisiert. Durch diesen Vorgang entstehen Abgase, welche in eine

Brennkammer geleitet werden und bei 1250°C verbrannt werden, um die gesetzlichen Grenzwerte

nicht zu überschreiten. Das Ausgangssubstrat sollte jeweils einen Trockensubstanzgehalt (TS) von

50% und mehr aufweisen (Hammond & Rödger).

Abbildung 5 Verfahrensschema Pyreg-Anlage (Quelle: (Gerber))

2.3.2 Eigenschaften von PK

PK besitzt dank ihrer Porosität und Struktur eine Oberfläche von 100-500m2 pro Gramm Kohle. Auf

der Oberfläche der PK finden Mikroorganismen ein geeignetes Milieu und mineralisieren allenfalls

vorhandene Nährstoffe bei geeigneten Bedingungen. Die Struktur verleiht der PK beträchtliche

Adhäsionskräfte, Anionen-, Kationenaustausch- und Wasseraufnahmekapazität (zwischen 100%

(Meier, 2012) und 500% (Schmidt, 2012, S.4)).

Durch diese Eigenschaften ist PK in der Lage, Nährstoffe aus der Umgebung aufzunehmen und zu

speichern. Diese Eigenschaften macht sie zunehmend als Bodenzuschlagsstoff interessant. Um so

mehr, da Untersuchungen bestätigten, dass an PK gebundener Stickstoff für Pflanzen verfügbar ist

(Clough et al., 2011).

Aufgrund ihrer Sorptionseigenschaften kann angenommen werden, dass PK bei Tieren gewisse

giftige Stoffe aus dem Magen-Darm-Trakt zu binden vermögen und sie so der Verdauung

entziehen können (Schmidt, 2013).

Über die Beständigkeit und die Dynamik der HTC- und Pflanzenkohle auf Schweizer Ackerböden

ist allerdings noch nicht viel bekannt. Ob und welche Abbauprozesse der stabilen Verbindungen

der Kohlen in Ackerböden stattfinden, ist laut Scheifele Gegenstand von laufenden

Untersuchungen. Es konnten bisher erst kurzfristige Reaktionen durch das Ausbringen der beiden


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Kohletypen beobachtet werden. Kurz nach dem Ausbringen konnte eine erhöhte Respiration durch

Mikroorgansimen im Boden festgesellt werden. Diese war vor allem auf die leicht abbaubaren

Kondensate zurückzuführen, welche den beiden Kohletypen anhaften (Scheifele et al., 2012, S14).

Weitere Inkubationsexperimente von Scheifele kamen zum Ergebnis, dass HTC-Kohlen rund

dreimal so stabil waren wie das Ausgangsmaterial (Maisstroh). PK (langsame Pyrolysemethode

während 20 Minuten bei 700°C) hingegen wies eine, um das mindestens 1000-fach, höhere

Stabilität auf als das Ausgangsmaterial (pers. Kommunikation Scheifele, 2013). Dies unterstreicht

die potentielle Verwendungsmöglichkeit von PK als CO2-Senke.

2.3.3 Kaskadennutzung von PK

Die Wasseraufnahme- und Adsorbtionsfähigkeit der PK, sowie die Ausstattung an geeignetem

mikrobiellem Milieu erlauben eine vielfältige Nutzung in der Tierhaltung. Eine breite

Kaskadennutzung von PK bietet einen Nutzungs- und Preisvorteil gegenüber einer reinen

Ausbringung auf dem Feld. In der Schweiz wird PK nicht pur ausgebracht, sondern vor allem als

Zusatz für Dünger, Silage und Kompost verwendet (pers. Kommunikation F. Abächerli 2013).

Kaskadennutzung von PK:

Beimischung zur Silage

Pflanzenkohle adsorbiert Wasser in feuchten Silagen. Damit kann das Risiko von Schimmel und

Pilzbefall gemindert werden (Hammond et al., 2013).

Angereicherte Silage als Futtermittel

Laut Gerlach zeigten Kühe, welche mit PK behandelter Silage gefüttert wurden, geringere

Klauenprobleme und Mortalitätsraten, eine höhere Futtereffizienz, sowie verminderte Zellzahlen in

der Milch. Die PK wird ausgeschieden und gelangt anschliessend in die Güllegrube. Dort wird PK

weiter mit Nährstoffen und Mineralien beladen (Gerlach, 2012).

Verwendung von PK in der Einstreu, in Kompost oder Mist/ Gülle

Durch die Kationen- sowie Wasserspeicherkapazität eignet sich PK als Einstreu. Harn wird

aufgesaugt und die darin enthaltenen Nährstoffe wie Ammonium und Phosphor können so an der

Oberfläche der PK adsorbieren, was zu verminderten Emissionen führen kann (Hammond et al.).

Die PK wird dabei zusätzlich aufgeladen, was vor dem Ausbringen notwendig ist. Durch das Saug-

sowie Wasserrückhaltevermögen kann PK bis zu einem gewissen Teil den Mist und Kompost vor

zu hoher Feuchtigkeit schützen. Bei starker Trockenheit gibt sie einen Teil dieser Feuchtigkeit

wieder ab, was den Mist oder Kompost vor wiederum zu tiefer Feuchtigkeit schützen kann.

Durch hohe Güllegaben werden hohe Mengen an Ammonium und Ammoniak ausgetragen, dies

wirkt ätzend auf gewisse Organismen, sowie schädigend auf die Krümelstruktur eines Bodens.


12

Werden diese Stoffe schon während der Lagerung in Kompost oder PK gebunden, wird deren

negative Wirkung auf den Boden reduziert (pers. Kommunikation F. Abächerli, 2013).

Nährstoffspeicher und Bodenverbesserer

Durch das Ausbringen “beladener“ PK können dank ihren Eigenschaften bezüglich Aufbau und

Stabilität verschiedene Mineralien, Nährstoffe und Wasser langfristig im Boden gespeichert und bei

geeigneten Bedingungen mineralisiert werden. Geeignet ist das Ausbringen von Pflanzenkohle vor

allem bei Nährstoffarmen, degradierten Sandböden mit tiefer Wasser-, Anionen- und

Kationenaustauschkapazität (KAK) (Betzenberger & Kammann). Ammonium und Phosphor, als

wichtigste Pflanzennährstoffe binden vor allem an organischen und tonmineralischen

Bodenbestandteile (Kulli, Matile, Krebs, Berger, Daniel, & Pazeller, 2011). Je tiefer also der Gehalt

an Humus und Ton, desto grösser ist der Nutzen von ausgebrachter Pflanzenkohle. Durch den

basischen Effekt von PK auf saure Böden kann der Auswaschungsgefahr von Schwermetallen

entgegengewirkt werden (Kulli, Matile, Krebs, Berger, Daniel, & Pazeller, 2011). Wie sich PK-

Zugaben auf ertragsreiche, schwere Böden mit neutralen pH-Werten, wie sie im Schweizer

Mittelland häufig zu finden sind, auswirken, ist gemeinhin umstritten. Ein Lehmboden

beispielsweise mit 25% Ton- und 2% Humusanteil besitzt eine KAK von 27cmolc/kg (Rowell, S.

224). Damit liegt die KAK eines solchen Bodens höher als jene von Clough et al. untersuchten PK

mit KAK-Werten zwisch 2,7 bis 8,0 cmolc/kg (2011). Somit wird auf Lehmböden kaum eine erhöhte

Nährstoffspeicherung durch die Zugabe von PK erreicht. Trotzdem kann ein Ausbringen von PK

dank des breiten Porenspektrums auch auf solche Böden unter Umständen Vorteile bezüglich

Belüftung bieten. Aufgrund falscher Bewirtschaftung und des jeweils hohen Anteils an Feinporen

herrschen in tonreichen Böden oftmals Luftmangel, Stauhorizonte sowie eine allgemein schlechte

Durchwaschung vor. Lachgasemissionen können dadurch vermehrt gebildet werden (Ehlers et al.

2006). Studien haben gezeigt, dass die Zugabe von Pflanzenkohle Lachgasemissionen im Boden

mindern kann (Clough et al. 2011).

Laut Schmidt (2013) ist bei der Ausbringung auf das Feld wichtig, dass die PK zuerst in einem

biologisch hochaktiven Milieu (Tiermagen, Kompost, Güllegrube etc.) mit Nährstoffen und

Mikroorgansimen beladen wird, bevor sie den Boden eingebracht wird. Wird die PK in den Boden

eingebracht, ohne vorher mit Mikroorganismen, Mineralien oder Nährstoffen angereichert worden

zu sein, besteht die Gefahr, dass Nährstoffe im Boden zurückgehalten und so den Pflanzen

entzogen werden.

2.3.4 PK in der Schweiz

Am 23. April 2013 hat das Bundesamt für Landwirtschaft entschieden, die Ausbringung von PK als

Bodenverbesserer zu bewilligen. Als Ausgangsmaterial erlaubt ist nur naturbelassenes Holz.

„Hierunter fallen u.a. Wurzelstöcke, Baum-, Reben- und Strauchschnitt, Baumschnitt aus


13

Biomasseplantagen, Rinde, Holzschäl- und Häckselgut, Schnittholz, Holzreste, Sägemehl,

Sägespäne, Holzwolle und Schalen“ (Schmidt, 2013). Es müssen verschiedene Vorgaben

bezüglich Herstellung und Ausgangsmaterial erfüllt werden. Zusätzlich dürfen die Grenzwerte an

Schwermetallen, diejenigen der Recyclingdünger nicht überschreiten. „Die Schadstoffgehalte an

PAK, Dioxinen und Furanen dürfen die Richtwerte für Kompost und Gärgut nicht überschreiten.

Der Gehalt an Nährstoffen und der pH-Wert müssen angegeben werden“ (Schmidt, 2013). Im

Biolandbau darf Pflanzenkohle allerdings noch nicht ohne weiteres eingesetzt werden.

Zur Zeit werden in der Schweiz 700t zertifizierte PK produziert (Schmidt, 2013). Mit Swiss Biochar

in Belmont-sur-Lausanne und der Verora GmbH in Edlibach ZG, stehen derzeit zwei Pyreg

Reaktoren in der Schweiz in Betrieb. Als Ausgangssubstrat werden Siebreste aus der

Holzhackschnitzelproduktion verwendet.

Thomas Rippel von Organic Standard rechnet pro GVE eine potentielle Einsatzmenge von 0,5m3

PK im Jahr, was rund 170kg entspricht. Wenn somit bei 1,65 Millionen GVE ein halber Kubik PK

eingesetzt wird, läge das Potential für PK in der Schweizer Landwirtschaft bei 280‘500 Tonnen

(pers. Kommunikation T. Rippel, 2013).

2.3.5 C-Sequestrierung mit Pflanzenkohle

Die in den Böden gebundene Kohlenstoffmenge übertrifft, Global gesehen, die in der Atmosphäre

und Vegetation gebundene Kohlenstoffmengen um ein Mehrfaches (Betzenberger et al.). In der

Klimadiskussion erfahren Methoden, welche Kohlenstoff im Boden speichern, deshalb vermehrt

Anklang.

C- Sequestrierung, bezeichnet die Idee, Kohlenstoff zu speichern und somit langfristig dem

Kohlenstoffkreislauf entziehen. Die Ansätze einer solchen CO2 Speicherung sind unterschiedlich.

Bekanntester davon bildet das abtrennen und einlagern von CO2 aus Verbrennungsabgasen in

tiefe unterirdische Gesteinsschichten. Der Schweizer Bundesrat schätzt das Potential für die CO2

Einlagerung in Schweizer Gesteinsschichten aufgrund fehlender emissionsintensiver Punktquellen,

sowie geeigneter Standorte und als gering ein (Bundesrat, 2008).

Da im Boden sehr viel Kohlenstoff gespeichert wird, kann eine humusaufbauende

Bewirtschaftungsmethoden in der Landwirtschaft, mit dem Ziel, das fliessende Gleichgewicht des

Humusgehalts zu erhöhen, prinzipiell zum gleichen Effekt führen. Der Aufbau von Humus im

Boden kann unter Umständen durch Fruchtfolge, angepasste Düngung und Bodenbearbeitung

aber vor allem durch Zufuhr organischer Substanz (z.B. Stroh) erreicht werden. Pflanzen binden

durch Photosynthese CO2 aus der Luft und fixieren das Gas in Form von Kohlenstoffverbindungen.

Mit der ackerbaulichen Landnutzung vermindert sich gegenüber der natürlichen Vegetation fast

immer die Humusmenge. Bei gleichbleibenden Bewirtschaftungsmethoden stellt sich im Boden ein

neues, fliessendes Gleichgewicht des Humushgehaltes ein. Laut Prof. Dr. agr. habil. Kurt-Jürgen


14

Hülsbergen kann besonders durch die Umstellung von Ackerbau- auf Grünlandnutzung sehr viel

Kohlenstoff gebunden werden. Bei der organischen Düngung ist die Qualität des Mistes,

Kompostes oder der Gülle von entscheidender Bedeutung für die Humusersatzleistung

(Hülsbergen, 2011). Durch das Produzieren von Biotreibstoffen steigt allerdings die Tendenz von

der Humuszehrung in den Böden durch die Abfuhr organischen Materials aus Ackerböden, sowie

Abholzen von Wäldern zwecks Energiegewinnung (Braun et al., 2009).

Ein anderer Ansatz zur Kohlenstoffspeicherung ist die Produktion und das Ausbringen von

Pflanzenkohle in die Böden. Durch die Verkohlung organischen Materials mittels Pyrolyse, kann

boraussichtlich ein beachtlicher Anteil des von der Pflanze fixierten Kohlenstoffs über viele Jahre

gespeichert werden. Es ist jedoch miteinzubeziehen, dass Umwelteinflüsse wie Klima,

Bodentemperatur, Bodenart und autochthone Mikrobiologie die Abbaubarkeit der PK

mitbeeinflussen. Gemäss Schätzungen von Michael Scheifele, welcher Untersuchungen am FiBL

mit PK anstellt, beträgt die Verweildauer von PK in Schweizer Mittellandböden mindestens 400 bis

1000 Jahre (pers. Kommunikation Scheifele, 2013).

Helmut Gerber, Ingenieur bei der Pyreg GmbH, hat ein Sequestrierungspotential von PK

offengelegt (Tabelle 1), welche beschreibt, dass unter optimalen Bedingungen, mit einer Tonne

Holzschnitzel als Ausgangsmaterial, rund 489 kg CO2 fixiert werden können (Schmidt, 2013). Unter

der Annahme, dass mit drei Tonnen Holzschnitzel rund eine Tonne PK produziert wird, fixiert eine

Tonne PK rund 1,63 Tonnen CO2. Andere Berechnungen gehen von einem wesentlich höheren

Sequestrierungspotential vonn3,7 Tonnen CO2nausn(Lehmann,n2007).

Tabelle 1 Sequestrierungspotential Grüngutpyrolyse, vereinfachte Darstellung gemäss Gerber (2009)

Abzugsgrund Abzugsmenge in kg CO2

pro Tonne Grüngut

Bereitstellung, Ernte und Transport 5

Aufbereitung Grüngut 9,4

Thermischer Verlust (Unter Annahme, dass Koksanteil 30%) 1281,0

Elektrischer Verbrauch Pyrolyse (0,55kgCO2/kWhel) 31

Transport zum Landwirt 1,2

Ausbringung durch Landwirt 3,0

Summe 1341,0

CO2 Einlagerung pro t Grüngut 1830,0

CO2 Sequestrierung pro t Grüngut -500,0


15

Die Schweizer Organisation Organic Standard hat kürzlich damit begonnen, CO2-Zertifikate durch

das Ausbringen von PK auf Schweizer Felder zu handeln. Die Organisation sucht Abnehmer für

die Zertifikate, sowie Bauern, welche PK auf ihrem Feld ausbringen. Laut Organic Standard beläuft

sich das Potential für nachhaltige PK-Produktion aus Landwirtschaft und Forstwirtschaft zwischen

231‘000 und 423‘000 Tonnen PK (pers. Kommunikation T. Rippel, 2013) und stammt vor allem aus

produktivem Wald. Damit könnten je nach Berechnungsmethodik (Lehmann und Delinat) zwischen

690‘000 und 1‘570‘000 Tonnen CO2 fixiert werden. Dies entspräche laut EIA ungefähr 1,5 -3,3%

der Schweizer CO2-Gesamtemissionen (Gruhnwald, 2012)

Clough et al. gehen hingegen davon aus, dass die heutigen Netto-Emissionen von CO2, Lachgas

und Methan um 12% reduziert werden könnten, wenn Pflanzenkohle in den Boden eingearbeitet

werden würde (Clough et al., 2011).

ZHAW Departement N Behandlungsmethoden zur Emissionsreduktion in Güllegruben

16

3. Behandlungsmethoden zur Emissionsreduktion in Güllegruben

3.1 Durch optimale Sauerstoffversorgung

Aerobe Lagerung

Aerob gelagerte Gülle, sowie anaerob gelagerte Gülle weisen beide einen höheren pH-Wert auf

als unbehandelte Gülle. Der Grund hierfür ist unterschiedlich. Bei der Anaerob gelagerten Gülle

liegt der Stickstoff vor allem in Form von Ammonium und Ammoniak vor, welche im Gegensatz zu

Nitrat, das nur bei aeroben Bedingungen aus Ammonium mineralisiert wird, basisch wirken. Bei

der aerob gelagerten Gülle hingegen bauen Mirkoorganismen die organischen Säuren ab, was

eine basische Wirkung zur Folge hat (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009).

Güllebelüftung führt zu geringeren Geruchsbelastungen und verhindert unter anderen die Bildung

von Benzoesäure, Phenol und Schwefelwasserstoff (Universität Innsbruck). Durch die Belüftung

steigt aber der pH-Wert der Gülle an und der Stickstoff entweicht in Form von Ammoniak und Nitrat

(Meier, 2012).

Biogasanlage

Mit der zunehmenden Bedeutung erneuerbarer Energien steigt auch die Bedeutung der

Biogasvergärung. Da den Mikroorganismen beim Gärprozess der Sauerstoff als

Elektronenakzeptor fehlt, wird im Vergleich zu aeroben resp. semiaeroben Verhältnissen wie bei

herkömmlich gelagerter Gülle mehr Kohlenstoff als Energiequelle veratmet. Dies führt dazu, dass

der Trockenmassegehalt des vergärte Restmaterials deutlich unter dem des Ausgangsmaterials

liegt. Durch die Absenkung des Trockenmassegehalts kommt es zu einer niedrigeren Viskosität,

welche ein rasches Ablaufen und eine rasche Infiltration der Gülle während des Ausbringens auf

dem Feld ermöglichen. Da der Anteil an Trockenmasse im Verhältnis zu herkömmlich gelagerten

Gülle tiefer ist, steigen der Ammoniumanteil und damit auch der pH-Wert. Durch die geringere

Viskosität und den leicht alkalischen pH wird die ätzende Wirkung auf die Oberirdischen Pflanzteile

vermindert (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009).

Durch den erhöhten Ammoniumanteil und pH-Wert liegt eine erhöhte Gefahr von

Ammoniakemissionen während der Endlagerung bei offenen Behältern, sowie bei der Ausbringung

auf dem Feld, vor. Falls die Endlagerung in geschlossenen Behältern erfolgt und die Gülle mit

Emissionsmindernden Verfahren ausgebracht wird, kann vergorene Gülle durchaus als effizienter

Stickstoffdünger betrachtet werden. Für eine erfolgreiche Vergärung sind gut abbaubare,

energiereiche organische Substanzen nötig, welche oftmals in Form von Silagen oder Abfällen

dazugegeben werden (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009). Da der Bau

einer Biogasanlage teuer ist, sind die Minderungskosten bezüglich Ammoniakemissionen hoch.


17

Abdeckung der Güllegruben und schonendes Umwälzen der Gülle

Im Gegensatz zu Schweinegülle entsteht bei

Rindergülle mit einem Trockenmassenanteil

von ca. 5%, auf natürliche Art und Weise eine

Schwimmschicht. Falls die Schwimmschicht

die ganze Oberfläche bedeckt und mindestens

15cm. dick ist, mindert diese die Emissionen

um bis zu 80%. Damit die Schwimmdecke

möglichst dick und flächig aufrechterhalten

bleibt, sollte das Umwälzen der Gülle bis kurz

vor dem Ausbringtermin unterlassen werden,

sowie das Umrühren so gewählt werden, dass

keine Blasen entstehen. Des Weiteren wäre

ein Befüllen der Grube erwünscht, bei der die

frisch anfallende Gülle an der Behältersohle eingespeist wird und so die Schwimmdecke nicht

beeinträchtigt wird. Fehlt die Abdeckung werden durch den Luftzutritt die Stickstoffemissionen

erhöht (IBK Arbeitsgruppe für Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009).

Schwimmende Abdeckungen wie Leichtschüttungen (z.B. Perlite) oder Folien besitzen zwar die

leicht schlechteren Minderungspotentiale und benötigen mehr Wartungsarbeiten als feste

Abdeckungen (Tabelle 2), führen aber dank tiefen Investitionskosten zu relativ geringen

Minderungskosten (Döhler et al., 2011).

Permanentes, schonendes Umrühren der Gülle kann die Sorption von Stickstoffteilchen an

Schwebstoffen fördern, sowie zu einem leichten Sauerstoffnachschub führen, was das Aufkommen

der strikt anaeroben Flora, welche unter anderem Schwefelwasserstoffbildung begünstigen,

hemmt. (Somitsch, Wenzl, Pilch , & Gilhofer, 2008) Zu starkes Rühren erhöht die Gefahr, dass

Schwefelwasserstoff freigesetzt wird und so in der Luft toxische Konzentrationen entstehen.

Wird die Gülle stark und nicht permanent umgewälzt, entstehen sehr hohe Emissionen. Es kann zu

Nitrifikations- und Denitrifikationsprozessen kommen, was zur Entstehung und Freisetzung von

Lachgas führen kann (Kulli et al., 2011).

Separierung der Gülle

Durch die Separation werden in der Gülle die Feststoffe von den löslichen Komponenten mit Hilfe

eines Separators getrennt. Es entstehen so je eine Fraktion Feststoff und Dünngülle, welche

räumlich voneinander getrennt sind. Die hohe Fliessfähigkeit der Dünngülle benötigt keinen

Wasserzusatz als Verdünnung und erlaubt ein rasches ablaufen und infiltrieren in den Boden,

ohne dass dabei ein sogenannter Gülleschock beim bestehenden Pflanzenbestand bewirkt wird.

Tabelle 2 Relative Emissionsminderung durch verschiedene Abdeckvarianten (Döhler et al., 2011)


18

Des weiteren können die Feststoffe kostengünstig transportiert und exportiert werden und als

Grunddünger oder auch als Einstreu verwendet werden (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und

Umweltschutz, 2009). Durch die hohen Investitionskosten ist die Gülleseparierung in der Schweiz

meist unwirtschaftlich. Trotzdem wird sie von Hersener et al. empfohlen und als durchaus

praxistauglich empfunden (Hersener et al., 2002). Aufgrund der fehlenden Schwimmschicht wird

kein Güllemixer oder Rührwerk benötigt, was die Ammoniakemissionen mindert. Allerdings

emittiert vermehrt Ammoniak während der Lagerung, aufgrund der fehlenden Schwimmschicht,

weshalb eine künstliche Abdeckung sinnvoll wäre.

Gülleverdünnung mit Wasser

Um die Viskosität der Gülle zu senken, kann Wasser in die Güllegrube zugegeben werden. Durch

die bessere Fliessfähigkeit kann der Rühraufwand in der Güllegrube verringert werden, was

Emissionen mindert. Zudem wird die Infiltration in den Boden beim Ausbringen erhöht. (IBK

Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009)

3.2 Physikalisch wirkende Behandlungsmethoden

Zugabe von Gülleadditiven mit hoher Sorptionsfähigkeit

In der Landwirtschaft werden mehrere Produkte angeboten, die der Güllegrube zugesetzt werden

können. Diese Gülleadditive sollen beispielsweise allfällige Geruchs- und Ammoniakemissionen

mindern, sowie die Fliessfähigkeit der Gülle verbessern (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und

Umweltschutz, 2009).

Anders als reaktive Kohlenstoffquellen verhalten sich Zugaben wenig reaktiver Biomasse oder

Mineralien mit hohem Sorptionsvermögen. Beispiele hierfür wären Ton, Torf, Terra Preta,

Braunkohlestaub oder Pflanzenkohle. Durch die Stabilität und Sorptionsmechanismen an der

Oberfläche sind diese Stoffe dazu in der Lage, verschiedene Nährstoffe und Mineralien, unter

anderem Ammonium, aus der Gülle zu adsorbieren. (Pötsch, 2011).

Vorteile von Gülleadditive welche Stickstoffmoleküle aus der Gülle binden, haben durchaus auch

Vorteile gegenüber Lagerabdeckungen. Mit solchen Gülleadditiven kann nicht nur während der

Lagerung eine Emissionsminderung von Ammoniak bewirkt werden, sondern auch während des

Ausbringens und einer Allfälligen Einarbeitung auf dem Feld. Durch die Zugabe der

Zuschlagsstoffe wird das Aufnahmepotential von Stickstoff im Boden erhöht und das

Ausgasungs-, sowie Auswaschungsrisiko somit vermindert (Pflug & Staub, 2007). Trotzdem ist die

Behandlung der Gülle mit Hilfe solcher Additive nicht ohne Probleme verbunden. Beispielsweise

bei der Verwendung von Torf als Zusatzstoff kommen, nebst ökologischen Bedenken, auch

Probleme bei der Herstellung und Erhaltung einer 20 cm dicken Schwimmdecke hinzu (IBK

Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz, 2009).


19

Braunkohlestaub

Bei einem Versuch von Pflug et al wurden 2m.% Braunkohlestaub in Schweinegülle eingeblasen.

Dabei konnten keine Änderungen bezüglich pH-Wert, Gas- und Gülletemperatur festgestellt

werden. Allerdings wurde eine Minderung der Ausgasungsmenge von Ammoniak und anderen

Geruchsstoffen festgestellt. Beim Ammoniak stellte sich bei hohem Vermischungsgrad eine

Minderungsrate von 95% ein (Pflug et al., 2007). Allerdings müssen bestimmte Vorkehrungen

getroffen werden, um die Explosionsgefahr zu kontrollieren, weshalb das Einblasen von

Braunkohlestaub nicht als praxistauglich gilt (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz,

2009).

Zugabe von Mineralstoffen

Einige Minerale besitzen aktive Oberflächen mit hoher Mikroporosität, welche einen

Kationenaustausch ermöglichen. Führt man nun solche Minerale als Zuschlagsstoff der Gülle

hinzu, können unter anderem auch Stickstoffmoleküle an deren Oberfläche adsorbieren. Obwohl

laut der IBK viele Landwirte den mineralischen Güllezusätzen positive Wirkungen auf

Geruchsemission und Fliessfähigkeit bescheinigen, konnten deren Eigenschaften bezüglich

Stickstoffemissionen noch kaum wissenschaftlich nachgewiesen werden (2009). Relativ

unbestritten hingegen sind die positiven Eigenschaften auf die Homogenisierung, Fliessfähigkeit

und Geruchsentwicklung der Gülle. Solche Zuschlagsstoffe sind verschiedene Gesteinsmehle wie

zerkleinertes Kalk-, Dolomit- oder Granitgestein, sowie Tonminerale wie beispielsweise Illit oder

Chlorit. Gemäss IBK müssen jedoch Beträchtliche Mengen an Mineralstoffen eingesetzt werden,

um aufgrund der hohen Ammoniumgehalte von Gülle eine Wirkung zu erzielen, da verschiedenste

Kationen an den Oberflächen adsorbieren, und nicht nur Ammonium. Bisher ist noch kein

wirtschaftlich rentables Präparat bekannt (IBK Arbeitsgruppe Landwirtschaft und Umweltschutz,

2009).

3.3 Chemisch wirkende Behandlungsmethoden

Säurezugabe

Die pH-Wert bezogene Bildung von Ammoniak und Schwefelwasserstoff verhalten sich bei gerade

umgekehrt (Abbildung 6). Niedrige pH-Werte erhöhen die Emission von Schwefelwasserstoff und

flüchtigen Fettsäuren. Hohe pH-Werte erhöhen dagegen die Emission von Ammoniak (Somitsch et

al.). Das Absenken des pH-Wertes der Gülle führt zu einer Minderung der Stickstoffemissionen.

Stickstoff liegt in den Güllegruben vor allem in Form von Ammonium und Ammoniak vor, welche

sich in einem Gleichgewicht befinden. Die Ausgasung von Stickstoff in Form von Ammoniak findet

überwiegend bei neutralen bis basischen Milieu stattfindet (Hersener et al., 2002).

Rindergülle hat im Normalfall einen pH-Wert um 7,5. Wird der pH-Wert nun durch Ansäuern auf

einen stabilen Wert von 6 abgesenkt, führt dies laut UN-ECE zu einer Reduktion der


20

Stickstoffemissionen um mindestens 50%. Zum Ansäuern bieten sich organische Säuren

(Milchsäure), anorganische Säuren (Salpetersäure) und Futterzusätze (Benzoesäure) an.

Verschiedene Salze sowie andere saure Verbindungen sind aufgrund der theoretisch benötigten

Menge nicht geeignet (UN-ECE, 2007).

Abbildung 6 pH-Abhängigkeit von Schwefelwasserstoff und Ammoniak (Somitsch et al., 2008)

Versuche, bei der Gülle mit Milchsäure auf einen Wert von 4,8 angesäuert wurden, ergaben

Ammoniakemissionsreduktionen von 70%. Lachgas-Emissionen konnten dabei nicht

nachgewiesen werden. Bei der Anwendung von Salpetersäure war das Emissionsverhalten des

Ammoniaks ähnlich wie bei der Anwendung von Milchsäure. Allerdings wurden beträchtliche

Lachgas- und Methanemissionen festgestellt (Hersener et al., 2002). Entscheidend beim Ansäuern

von Gülle durch Salpetersäure ist, dass ein tiefer Wert von 4-5 erreicht und beibehalten werden

muss, um Nitrifikations- und Denitrifikationsprozesse zu verhindern (UN-ECE, 2007).

Ein Vorteil dieser Methodik ist, dass die Nitratbildung durch einen tieferen pH-Wert gehemmt wird.

Dies vermindert damit auch den gasförmigen Verlust von Lachgas, welcher durch die

Denitrifikation bei anaeroben Milieu gebildet wird (Kulli et al., 2012).

Nachteile dieser Methode sind unter anderem, das grosse Mengen an organischen und

anorganischen Säuren verwendet werden müssen, um eine pH-Senkende Wirkung zu erhalten.

Durch diese hohen Zugabemengen entstehen teils hohe Kosten, sowie Risiken durch aggressive

Chemikalien. Die Gefahr von Schwefelwasserstoffbildung wird erhöht. Auch erhöhte

Lachgasemissionen können auftreten, falls der tiefe pH-Wert nicht beibehalten werden kann (IBK



21

Zugabe organischer Kohlenstoffquellen

Energiereiche, reaktive organische Kohlenstoffquellen dienen den Mikroorganismen als

Nährmedium. Durch die Zugabe der Biomasse kommt es zu einem verstärkten Abbau in der Gülle,

was zur erhöhten Bildung von Kohlensäure führt. Durch die Bildung von Kohlensäure in wässriger

Gülle sinkt deren pH-Wert, und es kann laut Angaben der IBK zu einer Reduktion der

Ammoniakemissionen von bis zu 45% kommen (2009). Als ökologisch sinnvoll wären vor allem die

Verwendung organischer Abfall- oder Nebenprodukte, wie Melasse, Kleie oder Kartoffelschälabfall,

als zusätzliche Kohlenstoffquelle in Güllegruben zu betrachten. Allerdings kommt es, aufgrund des

semianaeroben Milieus in Güllegruben, durch die Verwendung zusätzlicher energiereicher

Biomasse zu einer Erhöhung der Geruchs- und Methanemissionen. Deshalb wird die Zugabe von

organischer Biomasse nur Biogasanlagen empfohlen. Laut einer durchgeführten Studie, welche

von Dr. Erich M. Pötsch in einer Präsentation festgehalten wurde, führte die Zugabe von Molke zur

Gülle in einem Verhältnis von 1:1, innerhalb 30 Tage, zu einer Senkung des pH-Wertes von 6.25

auf 4.0. Die Molkezugabe führte allerdings zu erhöhter Geruchsintensität.

3.4 Biologisch wirkende Behandlungsmethode

3.4.1 Zugabe von Enzyminhibitoren

Ureaseinhibitoren

Das Enzym Urease spielt bei der Hydrolyse von Harnstoff die entscheidende Rolle. Der Harnstoff

wird nach der Ausscheidung auf die Laufflächen durch das Enzym Urease unter anderem in

Ammonium gespalten. Die Enzymkonzentration bestimmt hierbei die Reaktionsgeschwindigkeit.

Werden die Laufflächen mit Ureaseinhibitoren besprüht, werden Enzyme dem Substrat, in diesem

Fall dem Harnstoff, entzogen. Damit wird die Reaktionsgeschwindigkeit des Harnstoffes gesenkt,

und es wird weniger Ammonium am eigentlichen Ort der Entstehung gebildet. Da weniger

Ammonium gebildet wird, entstehen deshalb auch weniger Emissionen in Form von Ammoniak in

den Laufställen, aber auch später in den Güllegruben. Da die Anwendung allerdings regelmässig

wiederholt werden muss, werden noch Mittel- und Applikationskosten verursacht (IBK


Nitrifikationinhibitoren

Im Gegensatz zu Güllegruben kommen in Wirtschaftsdüngern Nitrifikationhemmer schon zum

Einsatz. Diese hemmen die Bodenorganismen Nitrosomonas. Auf diese Weise wird die

Umsetzung von Ammonium zu Nitrat gehemmt. In der Schweiz werden Nitrifikationhemmer unter

Antragsstellung erlaubt (Dettwyler et al., 2006). Durch die Zugabe von Nitrifikationsinhibitoren wird

die Bildung von Nitrat in den aeroben Bereichen und damit auch deren Denitrifikation in anaeroben

Bereichen, der Gülle gehemmt.


22

3.4.2 Bioaktive Additive

Mit der Förderung bestimmter Mikroorganismen, können gewisse Vorgänge in der Gülle gefördert

oder gehemmt werden. Ein Beispiel hierfür bildet der Versuch von Somitsch et al, welche

Mikroorganismenpopulationen gezielt versuchten zu aktivieren, die verhältnismässig wenig

geruchsaktive Stoffe als Stoffwechselmetabolite produzieren sollten und ihr Wachstumsoptimum

im leicht sauren Bereich (pH 6,1-6,5) und mikroaerophilen Milieu besassen. Tatsächlich konnten

Ammoniak-Emissionen verhindert werden, sowie die Viskosität gesteigert werden. Ausarbeitungen

zur Wirtschaftlichkeit und zur praktischen Betriebsanwendungen fehlen derzeit noch (Somitsch et

al., 2008).

3.4.3 Vergärung durch Milchsäurebakterien

Bei der Milchsäuregärung, wird bei anaeroben Milieu, Glucose zu Lactaten metabolisiert. Durch die

entstehende Milchsäure (Lactat) findet eine Absenkung des pH-Wertes statt. Ein saures Milieu wie

dieses unterdrückt das Aufkommen von schädlichen Keimen (vor allem Sporenbildner, Bakterien

und Enzyme), was zur einem konservierenden Effekt führt. Des Weiteren wird durch den Abbau

der Zuckerverbindungen, sowie dem fixieren von Schwefel durch die Milchsäurebakterien, den

Fäulnisbakterien teilweise die Nahrungsgrundlage genommen (Schmidt, 2011).

Milchsäuregärung mit Sauerkrautsaft, Melasse und PK

Sauerkrautsaft zeichnet sich dadurch aus, dass er Milchsäurebakterien enthält und einen tiefen

pH-Wert besitzt. Der von Landwirt Pirmin Koller bezogene Sauerkrautsaft besitzt einen pH-Wert

von 3,5. Meier hat in seiner Masterthesis Versuche mit Sauerkrautsaft, Melasse und Kohle als

Zuschlagsstoff zur Gülle durchgeführt. Dabei kam er zum Schluss, dass die verwendete Menge an

Melasse das entscheidende Kriterium für eine erfolgreiche Ansäuerung darstellte. Mit 0,5%

Sauerkrautsaft, 3% Melasse und 1% PK konnte der pH-Wert von 500l Gülle innerhalb einer Woche

von 7,5 auf einen Wert von 5,0 gesenkt und über einen Monat lang gehalten werden. Wurde nur

1% Melasse verwendet, wurde nie ein tieferer pH-Wert als 6,0 erreicht. Die Pflanzenkohle besitzt

durch ihre Porosität eine grosse Oberfläche, welche von den Mikroorganismen besiedelt werden

kann. Dadurch kann die Umsetzung der Melasse in Lactat durch die Milchsäurebakterien

gesteigert werden, was im Versuch von Meier auch beobachtet werden konnte (Meier, 2012).

Alternativ zum Sauerkrautsaft können auch andere Milchsäurebakterienhaltige Produkte oder

Präparate verwendet werden.

ZHAW Departement N Material und Methoden

23

4. Material und Methoden

4.1 Material

Analytik:

Die Feststoffanalyse der Sedimentproben wurden auf den prozentualen Anteil an

Kohlenstoff und Stickstoff gemessen, mittels dem Mikroelementanalysegerät

„TruSpec CNH Macro Analyser“ der Firma Leco. Vor der Analyse wurden die

Sedimente 24 Stunden in einem geeigneten Ofen für 24 Stunden getrocknet.

Liste der Ausgangsmaterialien (Tabelle 2)

Tabelle 2 Liste der verwendeten Ausgangsmaterialien

Ausgangsmaterial Bezogen von… Hersteller Menge

Pflanzenkohle Landwirt Pirmin Koller,

Stein SG

Verora GmbH, Edlibach 2,5dm3

Sauerkrautsaft Landwirt Pirmin Koller,

Stein SG

Schöni Swissfresh AG,

Oberbipp

3dm3

Rohgülle

(Rindergülle)

Landwirt Pirmin Koller,

Stein SG

50dm3

Materialliste für Laborarbeiten (Tabelle 3)

Tabelle 3 Materialliste Labor

Material Hersteller Typ Messbereich

Küvettentest Hach-Lange Gesamtstickstoff LCK 238 5-40 mg/l TNb

Küvettentest Hach-Lange Ammonium LCK 303 2-47 mg/l NH4-N

Photometer Hach-Lange DR3800

4.2 Methoden

In der vorliegenden Arbeit wurden Methoden ausgearbeitet, die die Möglichkeit bieten, den Effekt

von Pflanzenkohle auf den Stickstoffmetabolismus in Gülle aufzuzeigen. Es wurden drei

verschiedene Versuche vorgenommen. Der erste Versuch besteht aus 4 Proben wofür rund 3,2

Liter Rohgülle verwendet werden, der zweite Versuch aus fünf Proben und insgesamt 4 benötigten


24

Litern Rohgülle und der dritte Versuch aus drei Proben aus insgesamt 2,4 Liter Rohgülle. Die rund

40 Liter Rindergülle (Rohgülle) werden aus der Güllegrube aus dem Betrieb von Pirmin Koller

entnommen. Für jeden Versuch wurde die jeweils benötigte Menge Rohgülle entnommen,

anschliessend homogenisiert und gleichmässig auf die jeweiligen Proben verteilt, damit innerhalb

eines Versuchs eine möglichst grosse Homogenität erreicht werden kann. Die Proben werden

jeweils auf Magnetrührer gestellt, um eine gewisse Umwälzung zu erreichen. Dabei dürfen keine

Blasen oder Trichter entstehen.

Vorgenommene Messungen

Die pH-Messungen werden jeweils in allen Versuchen direkt in den Proben vorgenommen. Für die

Ammonium, Gesamtstickstoffmessungen, sowie die CNH-Analysen, wird eine unbestimmte Menge

Probe in ein Falcontube pipettiert. Die Falcontubes werden anschliessend in einer Zentrifuge

sedimentiert. Dadurch entsteht in den Falcontubes jeweils eine Sedimentschicht, sowie der

Überstand. Die Gesamtstickstoff- und Ammoniumwerte werden mittels Hach-Lange Photometrie

Tests aus dem Überstand ermittelt. Um die Gesamtstickstoff und NH4-N-Werte zu ermitteln,

werden die Messproben aus dem Überstand jeweils im Verhältnis 1:20 mit deionisierten Wasser

verdünnt.

Die Stickstoff-, Wasserstoff- und Kohlenstoffwerte der Sedimente wurden mittels CNH-Analyse

ermittelt.

Aufbau Versuch 1

Abbildung 7 Aufbau Versuch 1. Probe 1: links hinten; Probe 2: Ganz links vorne; Probe 3: 2.v. rechts; Probe 4: ganz rechts (Foto M. Nyffenegger, 2013)


25

Probe 1: Rohgülle (Kontrolle der unbelüfteten Probe)

Probe 2: Rohgülle mit 2 m.% Kohle versetzt

Probe 3: Rohgülle mit 2 m.% Kohle und Luft (mittels Fischpumpe) versetzt

Probe 4: Rohgülle mit Luft (mittels Fischpumpe) versetzt (Kontrolle der belüfteten Probe)

Die Proben von Versuch 1 wurden in Kunststoffbehältern gehalten (Abbildung 7). Es fand eine

Startmessung von NH4-N und Gesamtstickstoff im Überstand statt, sowie nach 0,5h., 1,5h., 18h.

und 72h. Zudem wurde der Start- sowie End-pH ermittelt. Dadurch soll der Effekt der PK auf den

Stickstoffmetabolismus von Rohgülle untersucht werden. Um den Effekt der PK bei belüfteter

Rohgülle zu testen, wurden jeweils eine PK-versetzte, sowie eine Probe ohne PK als Kontrolle,

mittels einer Fischpumpe mit Sauerstoff versetzt.

Aufbau Versuch 2

Probe 1: Rohgülle (Kontrolle der unbelüfteten Probe)

Probe 2: Rohgülle mit 2 m.% PK versetzt

Probe 3: Rohgülle mit 2 m.% PK und Luft (mittels Fischpumpe) versetzt

Probe 4: Rohgülle mit Luft (mittels Fischpumpe) versetzt (Kontrolle der belüfteten Proben)

Probe 5: Rohgülle 2vol.% PK versetzt und in Kunststoffbehälter.

Es fand eine Startmessung von NH4-N und Gesamtstickstoff im Überstand statt, sowie nach 17h,

70h und 90h. Im Gegensatz zum Versuch 1 wurde bei jeder Messung zusätzlich noch der pH-Wert

Abbildung 8 Aufbau Versuch 2: Von links nach rechts: Probe 5; Probe 1; Probe 2; Probe 3; Probe 4 (Foto M. Nyffenegger, 2013)


26

gemessen und auf einen ursprungsnahen Wert mittels einer verdünnten HCl-Lösung eingestellt.

Durch das Einstellen des pH-Wertes sollte der Einfluss des pH-Effekts auf den

Stickstoffmetabolismus eingeschränkt werden.

Probe 5 wird in einem Kunststoffbehälter gehalten und mit 2vol.% resp. 0,68m.%-PK aber nicht mit

Sauerstoff versetzt. Damit liegt Probe 5 mit ihrem Mengenanteil an PK zwischen Probe 1(keine

PK-Zugabe) und Probe 2 (2m.%PK). Der Kunststoffbehälter der Probe 5 hat zudem ein kleineres

Oberflächen/ Volumenverhältnis als die verwendeten Bechergläser der Proben 1-4 (Abbildung 8).

Probe 5 soll aufzeigen, wie gross der Einfluss verschiedener Behälter auf den

Stickstoffmetabolismus und pH-Wert ist und gibt ein Indiz für Vergleichbarkeit von Versuch 1 und

Versuch 2.

Die Sedimente wurden nach 17h und am Ende des Versuchs (90h) mittels C-H-N Analyser

ausgewertet (unter Feststoffanalyse bei den Resultaten zu finden).

Vergleich der durchschnittlichen Werte aus Versuch 1 und 2

Um den Einfluss der jeweiligen Säurezugabe beim Versuch 2 sichtbar zu machen, werden die die

durchschnittlichen Ammonium- und Gesamtstickstoffverluste der jeweiligen Versuche berechnet.

Anschliessend werden die durchschnittlichen Verluste von Versuch 1 und Versuch 2 miteinander

verglichen.

Versuch 3

Dieser Versuch soll zeigen, wie PK den pH-Wert von Gülle beeinflusst und wieviel Sauerkrautsaft

benötigt wird, um eine klare Absenkung des pH-Wertes zu erzielen.

Um den pH-Effekt von PK aufzuzeigen, wurde je eine Probe Rohgülle (bei Probe 1) und eine

Probe deionisiertes Wasser (bei Probe 2) mit PK zugesetzt (Abbildung 9).

Zusätzlich wurde geprüft, wie sich der pH-Wert von mit Kohle versetzter Rohgülle über die Zeit

verhält, wenn man diese auf einen Wert von 5,85 mit Sauerkrautsaft einstellt. Des weiteren soll

geprüft werden, ob durch die Zugabe der in Sauerkrautsaft enthaltenen Milchsäurebakterien eine

weitere Absenkung des pH-Wert über die Zeit erzielt werden kann. Um den Mikroorganismen

zusätzliches Milieu zu bieten, wurde ebenfalls PK dazugegeben.

Dazu wurde der pH-Wert am Anfang, sowie nach 0,5h, 1h, 2h, 2,5h und 72h. gemessen. Am Ende

(nach 72h) wurden noch Ammonium und Gesamtstickstoff aus dem Überstand der Proben 1 und 3

ermittelt.


27

Probe 1 (KG): Rohgülle wurde anfangs Messung mit 2m.% PK versetzt. Nach einer Stunde wurde

der Anteil weiter auf 5 m.% PK erhöht.

Probe 2 (WG): Deionisiertes Wasser mit 2 m.% PK versetzt

Probe 3 (SG): Rohgülle wurde mit 2 m.% PK versetzt. Nach der Zugabe von PK wurde die Probe

mit 27,1% Sauerkrautsaft (pH-Wert 3,5) auf einen pH-Wert von 5,85 angesäuert.

Abbildung 9 Aufbau Versuch 3. Von links nach rechts: Probe 3 (SG); Probe 1 (KG); Probe 2 (WG) (Foto M. Nyffenegger, 2013)

ZHAW Departement N Resultate und Interpretation der Resultate

28

5. Resultate und Interpretation der Resultate

5.1 Versuch 1

Tabelle 4 Entwicklung pH-Wert über 72h. Grau hinterlegt sind belüftete Proben; Proben mit PK rot

geschrieben

Belüftete Proben zeigen bei Versuch 1 einen höheren pH-Wert auf, als unbelüftete Proben

(Tabelle 4). Des weiteren zeigten mit PK versetzte Proben einen höheren pH-Wert auf als die

jeweiligen Kontrollen. Zwischen P2, P3 und P4 gab es allerdings nur einen kleinen Unterschied.

Interpretation: In diesem Versuch konnte der pH-Effekt durch Güllebelüftung schön aufgezeigt

werden. Durch den basischen Effekt von PK, sind auch die Werte der PK-haltigen Proben höher

als derjenigen der Kontrollen. Der überaus hohe Wert von P2 lässt auf eine geringe Pufferwirkung

der verwendeten Rohgülle schliessen oder auf Luftzutritt durch einen falsch eingestellten

Magnetrührer (konnte aber nicht beobachtet werden). Auch zwischen P3 und P4 könnten Einfluss

von Sauerstoffzufuhr und unterschiedlich eingestellte Magnetrührer das Resultat entscheidend

beeinflusst haben.

Abbildung 10 Verlauf NH4-N in mg/l. des Überstandes

0.00

100.00

200.00

300.00

400.00

500.00

600.00

0:00:00 36:00:00 72:00:00

NH

4-N

in m

g/l

Stunden

P1: Rohgülle

P2: Rohgülle mit 2m.-% PK

P3: Rohgülle mit 2m.-% PKund belüftet

P4: Rohgülle belüftet

Probe Anfangs-pH End-pH

P1 Rohgülle 7,3 7,44

P2 Rohgülle mit 2m.% PK 7,3 8,56

P3 Rohgülle mit 2m.% PK und belüftet 7,3 8,84

P4 Rohgülle belüftet 7,3 8,76


29

Wie aus Abbildung 10 ersichtlich ist, zeigt die Rohgülle einen konstanten NH4-N Verlauf. Die

beiden belüfteten Proben hingegen zeigten jeweils die grössten Verluste. Die Unterschiede von P3

und P4 sind zu klein, um daraus Tendenzen zu bilden.

Interpretation: Die NH4-N-Werte der einzelnen Proben verhalten sich korrelativ zu den pH-

Werten aus Tabelle 4. Ob NH4-N an die Kohle sorbiert und so dem Überstand zusätzlich entzogen

wurde, kann nicht signifikant nachgewiesen werden.

Abbildung 11 Verlauf N-Ges. in mg/l. im Überstand

Die Proben mit zugesetzter PK hatten tendenziell die höchsten Verluste an Gesamtstickstoff im

Überstand aufzuweisen (Abbildung 11).

Interpretation:

Die Verluste durch die Belüftung sind bei den Gesamtstickstoffmessungen (Abbildung 11) nicht so

deutlich ersichtlich wie bei den NH4-N Messungen aus Abbildung 10. Dies könnte darauf

schliessen, dass Ammonium in P4 teilweise in Nitrat umgewandelt wurde und so noch mit der

Gesamtstickstoffmessung erfasst wird. Diese Tendenz wird durch das Verhältnis zwischen

Ammonium und Gesamtstickstoff in Abbildung 12 noch besser ersichtlich. Da die Resultate jedoch

P1 bis P3 nur kleine Differenzen zeigen, wären Wiederholungen nötig, um die Resultate

bestätigen, resp. verwerfen zu können.

0.00

100.00

200.00

300.00

400.00

500.00

600.00

700.00

0:00:00 36:00:00 72:00:00

Ge

s.-N

in m

g/l.

Stunden

P1: Rohgülle

P2: Rohgülle mit 2m.-%PK

P3: Rohgülle mit 2m.-%PK und belüftet



30

Abbildung 12 Verlauf Verhältnis NH4-N/ Ges.-N im Überstand

5.2 Versuch 2

Abbildung 13 Verlauf NH4-N in mg/l. im Überstand

Proben P1-P4 waren in ihrem Verlauf so ähnlich, dass keine Tendenzen innerhalb dieser gebildet

werden konnten. P5 unterscheidet sich jedoch deutlich von den restlichen Proben (Abbildung 13).

Der Verlust an NH4-N bei P5 betrug 25,2%.

Interpretation: Die Proben P1 bis P4 wurden in Bechergläsern gehalten. P5 jedoch wurde in

einem Kunststoffbehälter mit kleineren Oberflächen/ Volumen-Verhältnis wie die Bechergläser

gehalten, was zu verminderter Diffusion geführt haben kann, was den NH4-Verlauf erklären

könnte. Um weitere Interpretationen über die Werte P1-P4 zu machen, müssten aufgrund der

fehlenden Signifikanz Wiederholungen angestellt werden. Die annähernd gleichen Werte der

0.00

50.00

100.00

150.00

200.00

250.00

300.00

350.00

400.00

450.00

0:00:00 60:00:00 120:00:00

NH

4-N

in m

g/l

Stunden

P1: Rohgülle


P3:Rohgülle mit 2m.-% PKund belüftet


P5: Rohgülle mit 2vol.-% PK


31

Proben 1 bis 4, können daher rühren, dass der Einfluss des pH-Wertes im Vergleich zu Versuch 1

teilweise eingeschränkt wurde. Mit vermindertem pH-Einfluss verhalten sich PK-haltige Proben und

nicht PK-haltige Proben sehr ähnlich. Dies könnte als Indiz dienen, dass PK-Zugabe ohne pH-

Effekt keinen grossen Einfluss auf den Stickstoffmetabolismus hat.

Abbildung 14 Verlauf Ges-N in mg/l. im Überstand

Auffällig sind der relativ konstant bleibende Wert der Probe 5 bezüglich Gesamtstickstoff

(Abbildung 14) und Verhältnis zwischen Ammonium und Gesamtstickstoff (Abbildung 15), sowie

das Abfallen der ersten Messung von P2.

Interpretation: Durch die vergleichsweise geringeren Emissionsverluste von P5 an Ammonium,

konnte ein relativ hohes Verhältnis beibehalten werden (Abbildung 15). P1 bis P4 zeigten ein

0.00

100.00

200.00

300.00

400.00

500.00

600.00

0:00:00 60:00:00 120:00:00

Ge

s.-N

in m

g/l

Stunden

P1: Rohgülle





0.00

0.10

0.20

0.30

0.40

0.50

0.60

0.70

0.80

0.90

0:00:00 36:00:00 72:00:00 108:00:00

Ve

rhäl

tnis

NH

4-N

/ G

es.

-N

Stunden

P1: Rohgülle





Abbildung 15 Verlauf Verhältnis NH4-N/ Ges.-N im Überstand


32

deutlich gemindertes Verhältnis. Dies könnte teilweise auf den leichteren Gasaustausch der

Bechergläser im Vergleich zum Kunststoffbehälter von P5 zurückzuführen sein. Es müssten

unbedingt Wiederholungen aus diesem Versuch gemacht werden, um Tendenzen zwischen P1 bis

P4 zu bilden, da die Unterschiede bezüglich NH4N/ Ges.-N-Verhältnis zu klein sind. P2 sinkt

auffällig stark am Anfang. Dieses Absinken könnte aufgrund eines Messfehlers entstanden sein.

Weitere Erklärungen wären Sauerstoffeintrag oder erhöhte mikrobielle Tätigkeit durch die Zugabe

der PK.

5.3 Vergleich der durchschnittlichen Verluste zw. Versuch 1 und Versuch 2

Tabelle 5 Vergleich durchschnittlicher Verlust von NH4-N und Gesamtstickstoff in den Überstanden

von Versuch 1 und 2

NH4-N Gesamtstickstoff

Versuch 1 -15,8 -16,4

Versuch 2 -48,8 -24,3

Versuch 2 wies beträchtlich höhere Verluste von Stickstoff im Überstand auf, als Versuch 1

(Tabelle 5).

Interpretation: Bei Versuch 1 wurden die Proben jeweils in Kunststoffbehälter mit nicht

angeschraubten Abdeckung gehalten. Dagegen wurden beim Versuch 2 Bechergläser verwendet.

Versuch 2 fand über 90 Stunden statt, im Vergleich zu 72 Stunden von Versuch 1. Des weiteren

hatten die Bechergläser im Vergleich zu den Kunststoffbehältern ein höheres Oberflächen/

Volumen-Verhältnis, sowie keine Abdeckvorrichtung, was den Luftmassenaustausch und somit die

Diffusion von Stickstoff förderte. Dafür fand beim Versuch 2 eine regelmässige Anpassung des pH-

Wertes statt. Jedoch wurde der pH nicht auf einen Wert eingestellt, bei der kein Ammoniak mehr

vorliegt, sondern auf einen Wert zwischen 7,6 und 7,9. Zudem lag der Anfangs-pH bei Versuch 2

über dem des ersten Versuch. Während der Anfangs-pH Wert bei Versuch 1 bei 7,3 lag, entsprach

der pH-Wert der Rohgülle von Versuch 2 dem Wert von 7,55. Das Resultat zeigt auf, dass der

Einfluss von der Kombination Zeitdauer, Oberflächen/ Volumenverhältnis und Abdeckung einen

grossen Einfluss auf die Emissionen haben. Diese Resultate bestätigen auch die Werte von der

Probe 5 während des zweiten Versuchs. Zusätzlich die Messung mitbeeinflusst hat die

Heterogenität der verwendeten Rohgülle zwischen Versuch 1 und 2, was sich wie schon erwähnt

in einem unterschiedlichen Anfangs-pH-Wert äusserte.


33

5.4 Versuch 3

Abbildung 16 pH-Verlauf Versuch 3 Ausgangs-pH-Wert der Rohgülle lag bei 7,03.

P1: Rohgülle mit 5m.% PK; P2: Rohgülle mit 2m.% PK und 27vol.% Sauerkrautsaft;

P3: Rohgülle mit 2m.% PK

Die Zugabe von PK führte bei P1 und P2 zu einer Erhöhung des pH-Wertes, wobei der Einfluss auf

den pH-Wert bei deionisierten Wasser deutlich grösser war. Nach der Zugabe von Sauerkrautsaft

zur mit 2m.% PK versetzten Rohgülle kam es zu verzögerten Reaktionen mit basischer Wirkung.

Interpretation: Ohne Zugabe einer leicht verfügbaren Kohlenhydratquelle fand also keine weitere

ansäuernde Wirkung durch eine allfällige Lactatbildung mehr statt. Dieses Resultat lässt sich auch

durch die Untersuchungen von Meier bestätigen (2012). Pufferwirkungen in der Rohgülle

verhinderten einen ähnlich hohen pH-Anstieg durch die PK-Zugabe als bei deionisierten Wasser.

Trotzdem kann, mit Berücksichtigung der Werte von Versuch 1, von einer pH-steigernden Wirkung

durch PK-Zugabe zu Rohgülle ausgegangen werden. Bei P1 wurde die PK-Menge nach einer

Stunde erhöht, was den pH-Wert nochmals ansteigen liess.

Tabelle 6 NH4-N und Gesamtstickstoffgehalt im Überstand am Ende der Messung (72h) Probe 1: Rohgülle mit 5m.% PK; Probe 2:

NH4-N Gesamtstickstoff

Probe 1 292 382

Probe 3 478 654

Wie in Tabelle 6 ersichtlich ist, zeigt Probe 3 die höheren Ammonium- sowie Gesamtstickstoffwerte

als Probe 3.

0.00

1.00

2.00

3.00

4.00

5.00

6.00

7.00

8.00

9.00

10.00

0.00 24.00 48.00 72.00

pH

-We

rt

Stunden

Rohgülle mit 5m.%Pflanzenkohle

Rohgülle mit 2m.%Pflanzenkohle und 27,1vol.%Sauerkrautsaft

deion. Wasser mit 2m.%Pflanzenkohle


34

-50.00

-40.00

-30.00

-20.00

-10.00

0.00

Rohgülle 2% Kohle 2% Kohlebelüftet

Rohgülle belüftet

N [%] Sediment

N-Ges Überstand

Interpretation: Durch die höheren pH-Werte in Probe 1 kam es zu erhöhten Stickstoffverlusten im

Überstand.

5.5 Feststoffanalyse

Feststoffanalyse von Versuch 2:

Es konnte Beobachtet werden, dass die Belüftung der Rohgülle einen starken Stickstoffverlust im

Überstand zur Folge hatte. Hingegen führte die Belüftung zu keinem erhöhten Verlust in den

Sedimenten im Vergleich zu den unbelüfteten Versuchen. Die belüfteten Proben hatten in ihren

Sedimenten verhältnismässig einen geringen Verlust resp. sogar Anreicherung an Stickstoff.

Interpretation: In Anbetracht der fehlenden Signifikanz, sowie anhand der Resultate lässt sich

keine Veränderung der Stickstoffmenge durch die Zugabe von PK feststellen. Um allfällige

Tendenzen zu erhärten müssten zwingend Wiederholungen stattfinden.

Abbildung 17 Vergleich der Veränderungen bezüglich N-Gesamt -Werten aus dem Überstand und N(%)-Werten aus der Feststoffanalyse vom Versuch 2 zwischen 17h und 92h nach Messbeginn


35

Sorption von Stickstoff durch Pflanzenkohle

Tabelle 7 Grau unterlegt sind die erhaltenen Werte aus der C-H-N-Analyse; blau hinterlegt sind die

berechneten Sollwerte für die mit 2m.% versetzte Rohgülle(5%ige Abweichung entspricht einem

Wert von 0,13 N(%))

Kontrolle(unbehandelte PK) C [%] H [%] N [%]

78,84 1,770 0,618

Werte der Sedimente der Rohülle C [%] H [%] N [%]

40,06 5,200 4,640

C [%] H [%] N [%]

Werte der Rohülle versetzt mit 2Masse% Kohle 59,39 3,300 2,570

C [%] H [%] N [%]

Sollwerte der Rohülle mit 2% Kohle versetzt 59,39 2,63 2,635

Es wurden die C-N-H-Werte der Sedimente aus dem Versuch 2 bestimmt, sowie die Werte reiner

Pflanzenkohle (tabelle 7). Anhand dieser Daten konnten mittels Mischkreuz Sollwerte berechnet

werden, wie hoch N(%) ausfallen müssten, wenn Pflanzenkohle keinen zusätzlichen Stickstoff

sorbiert (blau hinterlegt in Tabelle 7).

Interpretation: Der Sollwert weicht gegenüber dem mit 2m.% PK versetzten Probe so schwach

vom tatsächlichen Wert ab, dass davon ausgegangen werden kann, dass PK nur wenig

zusätzlichen Stickstoff aus der Rohülle bindet.

5.6 Messungen der Hofgülle

Es wurden Proben mit einem Kessel entnommen, und einige Wochen später untersucht. Die

Rohgülle mit zugesetzten Sauerkrautsaft und Kohle wies einen merklich höheren pH-Wert auf, als

die unbehandelte Rohgülle. Grund dafür ist die Heterogenität der Gülle. Bei der angeimpften Probe

fehlte eine Schwimmschicht aufgrund eines niedrigen Biomasseanteils. Dadurch konnte Sauerstoff

besser eindringen, was zu erhöhten Abbau von Fettsäuren und damit zu einem Anstieg des pH-

Wertes in der Rohgülle führt. Da sich die jeweiligen Proben stark von ihrem TS-Anteil

unterschieden, konnten keine Schlüssigen Ergebnisse aus den Untersuchungen der Hofgülle

gezogen werden.

ZHAW Departement N Diskussion

36

6. Diskussion

6.1 Methodische Diskussion

Im Rahmen der Semesterarbeit wurde entschieden, keine wissenschaftlich abgelegten

Untersuchungen durchzuführen, da diese mit zu hohem Zeitaufwand verbunden gewesen wären.

Durch die erhaltenen Resultate konnten dennoch Tendenzen aufgezeigt werden. Jedoch handelt

es sich nur um Tendenzen und keine Feststellungen. Um die jeweiligen Tendenzen zu bestätigen,

müssen unbedingt künftige Untersuchungen durchgeführt werden, damit diese wissenschaftlich

belegt werden können.

Da die Rohgülle nur innerhalb eines jeweiligen Versuchs homogenisiert und gleichmässig auf die

Proben verteilt wurden, kam es zu einer gewissen Heterogenität zwischen Versuch 1, 2 und 3.

Dies äusserte sich vor allem in unterschiedlichen Biomasseanteilen. Aber auch die pH-Werte

zeigten Unterschiede. Deshalb sind die Resultate bezüglich Stickstoffmenge und pH-Wert von

Versuch 1, 2 und 3 nicht miteinander vergleichbar.

Probe 5 bei Versuch 2 hat zusätzlich gezeigt, dass der Einfluss des Behälters auf den

Stickstoffmetabolismus sehr gross ist. Dadurch ist ein Vergleich der Werte von Versuch 1 und

Versuch 2 bezüglich Stickstoff nicht möglich.

Da es sich nicht um Praxisversuche handelte, sondern um Labormessungen mit relativ kleinen

Probevolumen (600 bis 820ml), können verschiedene Einflüsse, im Verhältnis zu Güllegruben,

grosse Effekte bewirkt haben.

Es wurde unbehandelte PK verwendet. PK, welche schon als Einstreu verwendet wurde, könnte

bezüglich pH-Wirkung und Stickstoffmetabolismus unterschiedlich in der Gülle reagieren.

6.2 Effekt von Pflanzenkohle auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle

Die erhaltenen Resultate zeigen vor allem auf, dass PK basisch auf deionisiertes Wasser und auch

die Gülle wirkt. Durch die basische Wirkung der PK, kommt es zu einem erhöhten Stickstoffverlust

im Überstand der Gülle. Eine Kombination mit einer Ansäuerung, der ganzen Gülle oder auch nur

der PK, wäre deshalb von Vorteil. In den Sedimenten konnte keine Stickstoffanreicherung durch

PK-Zugabe festgestellt werden. Mögliche Erklärungen hierfür könnten in der Gülle enthaltene

Inhaltsstoffe, vor allem Kationen wie Calcium oder Magnesium, sein, welche besser an PK binden.

Ammonium und andere Stickstoffmoleküle könnten dadurch evtl. erst vermehrt an der PK

sorbieren, wenn der Anteil gelöster Moleküle, welche ebenfalls an die PK binden, in der Gülle

abnimmt. Ergebnisse von Widmer zeigten indes eine Tendenz, wonach die Adsorptionsfähigkeit

von PK effizienter wurde, je näher 40vol.% PK der Lösung hinzugefügt wurde. Wurde mehr PK als

40vol.% PK eingesetzt, wurde pro Milligramm eingesetzte PK weniger Stickstoff adsorbiert

(Widmer, 2011). Zudem zeigte sich, dass die Adsorptionseffizienz von PK grösser war, je höher


37

die Ammoniumkonzentration in der Lösung lag. Dies könnte darauf schliessen, dass die

eingesetzte Menge an PK von 2m.% (5,7vol.%) in Gülle zu gering war, um eine Adsorption von

Stickstoff zu erzielen resp. zu erkennen. Die Versuche zeigten, dass die unterschiedlich

verwendeten Behälter einen grösseren Einfluss auf den Stickstoffmetabolismus hatten, als die

jeweiligen PK-Zugaben. Laut Schmidt kann PK 0,5-1% des Eigengewichts an Ammonium

aufnehmen (pers. Kommunikation Schmidt, 2013). Um 80% des Ammoniums in der Gülle von

Pirmin Koller mit 480mg/l NH4-N binden zu können, müssten pro Liter Gülle mindestens 110-220%

PK zugesetzt werden.

Da unbehandelte PK den Proben zugesetzt wurden, können evtl. leicht abbaubare Kondensate

und eine allfällige Sauerstofffreisetzung den Stickstoffmetabolismus und so die Resultate mit

beeinflusst haben.

Auch Fehler durch Messungen oder angewendete Methodik können hier nicht ausgeschlossen

werden.

6.3 Effekt von Sauerkrautsaft und Kohle auf den Stickstoffmetabolismus der

Gülle

Um den pH-Wert der mit 2m.% PK versetzten Rohgülle mit einem Ausgangs-pH-Wert von 7,03,

schlussendlich auf einen Wert von 6,45 einzustellen, wurden 27,1% Sauerkrautsaft benötigt. Laut

Organic Standard wäre eine Einsatzmenge bis zu 7% logistisch machbar (pers. Kommunikation

Rippel, 2013). Dieses Ergebnis zeigt auf eine deutliche Art und Weise, dass eine Zugabe von

Melasse, oder einer anderen leicht verfügbaren Kohlenstoffquelle, unbedingt nötig und sinnvoll ist.

Da in der Praxis die Güllegruben regelmässig beschickt werden, würde der pH-Wert mit der Zeit

noch weiter ansteigen, sofern keine Sauerkrautsaftzugabe parallel zur Beschickung erfolgt.

In Kombination mit einer leicht verfügbaren Kohlenstoffquelle kann mit relativ wenig Sauerkrautsaft

resp. anderen Produkten mit Milchsäurebakterien, eine Ansäuerung erreicht werden. Wird parallel

zur Beschickung die Kohlenstoffquelle der Güllegrube hinzugefügt, kann der pH-Wert dauerhaft tief

gehalten werden. Da H2S vor allem bei pH-Werten unter 7 entsteht, sind diese Werte genau zu

beobachten.

Das Bestäuben von Sauerkrautsaft über die Laufflächen, wo sich die unvergorene Frischgülle

befindet, könnte allenfalls emissionsmindernd, sowie Milchsäurebakterienvermehrend wirken.

6.4 Zukunft C-Sequestrierung durch PK

Dass die Ökobilanz von PK negativ bleibt, also mehr Kohlenstoff stabil im Boden gebunden wird

als CO2 für dessen Herstellung und Transport (etc.) benötigt wird, muss Transparenz gewährleistet

sein. Die verschiedenen Zahlen bezüglich Sequestrierungspotential (VCS, Delinat, Lehmann …)

zeigen auf, dass Unklarheiten, vor allem bezüglich des Anteils an stabilen


38

Kohlenstoffverbindungen, bestehen, und noch viele Untersuchungen und Anstrengungen

unternommen werden müssen.

Ein grossangelegter Handel mit Pflanzenkohle als Emissionsminderer, würde das Verkohlen von

Biomasse zusätzlich interessant machen. Lehmann geht davon aus, dass ab einem Preis von 36

US-Dollar pro Tonne fixiertes CO2, die Produktion von PK ökonomisch attraktiv wird (Lehmann,

2007). Neue Monokulturen für die Gewinnung von Ausgangsmaterialien zur PK Herstellung

könnten den Druck auf die Nahrungsmittelproduktion, sowie die Gefahr von Landraub und

Abholzung erhöhen (Biofuelwatch, 2011). Durch den Anbau dieser Monokulturen und der

Verwendung der gesamten Pflanze, wird die Abfuhr organischen Materials aus dem Boden

zusätzlich erhöht, was den Humus- und damit Kohlenstoffanteil im Boden reduzieren kann.

Des weiteren könnte durch diese sogenannte End-of-pipe-Lösung das Bestreben gesenkt werden,

den fossilen Brenn- und Treibstoffverbrauch zu mindern, welche die Hauptverursacher des

anthropogenen CO2-Ausstoss bilden (BAFU, 2013).

Mit verbesserter Technik, aufschlussreichen Studien, Transparenz und einem wohlüberlegten

Einsatz von PK, in der man beispielweise Nebenprodukte aus der Holzschnitzelverarbeitung

verwendet, wie die Verora GmbH, kann PK durchaus eine sinnvolle Möglichkeit darstellen,

Kohlenstoff im Boden zu sequestrieren. Durch die Verwendung regionaler Nebenprodukte als

Ausgangsprodukt der PK können Kreisläufe geschlossen und noch nicht genutzte Biomasse

nutzbar gemacht werden.

6.5 Weitere Untersuchungen

Um einen praxisnahen, wirtschaftlichen Vergleich der in dieser Arbeit genannten

Minderungsmethoden machen zu können, könnten allenfalls die Minderungskosten „pro nicht

emittierter Stickstoff“ berechnet werden.

6.5.1 Wirkung von PK-Zugaben in die Gülle

Um die Auswirkungen von PK auf den Stickstoffmetabolismus zu erfahren, sind Untersuchungen

bezüglich Einfluss anderer Gülleinhaltsstoffe auf die Adsorption von Stickstoffmolekülen an die PK

nötig. Interessant wäre in einer mit PK versehenen Ammoniumlösung zu sehen, wie sich Zugaben

an Kationen wie Calcium oder Magnesium auf die Adsorption von Stickstoff auswirken. Dazu

würden die jeweiligen Mengen an Kationen und PK in den Lösungen variieren.

Interessant wäre der Einfluss von bereits “aktivierter“ PK aus der Fütterung oder Einstreu zu testen

und zu vergleichen. Die Untersuchungen von Scheifele et al. (2012) zeigten bei Ausbringung von

PK auf den Boden eine erhöhte Respiration. Dies legt die Vermutung nahe, dass durch die Zugabe

unbehandelter PK leicht abbaubare Kondensate auch in die Gülleproben der vorliegenden Arbeit

gelangten. Dadurch könnten Mikroorganismen teilweise das gelöste Ammonium in ihre Biomasse

einbauen. Ebenfalls möglich ist, dass nach der Zugabe von PK Sauerstoff in der Gülle freigesetzt


39

wird. Um zu prüfen, wie gross diese Einflüsse auf den Stickstoffmetabolismus ist, müssten weitere

Untersuchungen zeigen.

Bei den Versuchen von Meier blieb ein Teil der Pflanzenkohle in der Schwimmschicht enthalten.

Dadurch könnten allenfalls die Ammoniakemissionen gemindert werden (Meier, 2012). Wie sehr

PK diese Schicht unterstützt, wäre zu prüfen.

6.5.2 Untersuchungen mit Milchsäurebakterien und einer leicht verfügbaren

Kohlenstoffquelle

Die Versuche von Meier zeigten eine Tendenz, dass zugesetzte Kohle das Ansäuern der Gülle

beschleunigen kann. Deshalb wären Messungen von Stickstoffdioxid und Schwefelwasserstoff

während der Lagerung und nach dem Ausbringen durchzuführen, da diese bei tieferen pH-Werten

vermehrt auftreten könnten (Vilsmeier & Amberger, 1988). Die Wirkung der milchsauer vergorenen

Gülle auf den Boden und die Pflanzen müsste dabei ebenfalls untersucht werden. Auch

Alternativen zur Melasse, wie beispielsweise Kartoffelschälabfälle oder Kleie, wären zu prüfen.

6.5.3 Untersuchungen auf den Boden

Weitere Untersuchungen bezüglich Beständigkeit und Dynamik von PK im Boden, sowie

Ausgasungsverhalten und Ammoniakbildung der an PK gebundenen Stickstoffmolekülen im Boden

sollten folgen (Meier, 2012). Nitrat bindet im Gegensatz zu Ammonium nicht an Tonmineralien.

Deshalb könnte die Nitratauswaschung durch PK-Zugabe in die Böden gemindert werden.

Pflanzenkohle kann ein Habitat für humusaufbauende Mikroorganismen darstellen. Es scheint aber

möglich, dass durch das erhöhte Mineralisierungspotential aufgrund von PK-Zugaben in die

Böden, ein erhöhter Abbau organischer Substanz im Oberboden bewirkt werden könnte. Unter

welchen Umständen welche Wirkung auf den Humusgehalt ablaufen, gäben Aufschluss über die

bodenverbessernde Wirkung von PK auf unterschiedliche Standorte.

6.5.4 Kaskadennutzung

Je breiter das Nutzungsspektrum der PK wird, desto interessanter wird deren Herstellung. Deshalb

sind Untersuchungen bezüglich C-Sequestrierungspotential, Ammoniakemissionen innerhalb der

Kettenglieder einer Kaskadennutzung, sowie der Effekt auf den Boden bezüglich Einfluss von PK

auf den Humusgehalt anzustreben.

Bei PK Zugabe zum Futter, sowie der Beimischung zu Silagen könnten nebst Giftstoffen auch

wichtige Nährstoffe dem Verdauungstrakt entzogen werden. Zudem ist eventuell die entgiftende

Wirkung der PK kleiner, aufgrund der erhöhten Sättigung an Anionen und Kationen, sowie der

geringeren Saugwirkung, wenn sie zuerst zur Silage zugesetzt wird, als wenn sie direkt verfüttert

wird.

ZHAW Departement N Schlussfolgerung

40

7. Schlussfolgerung

Mit der Zugabe von 2m.% PK zur Gülle, konnte durch die hier angewendeten Methoden keine

Emissionsminderung durch die PK beobachtet werden. Um eine allfällige Emissionsminderung

durch PK durch Adsorption zu erzielen, müssten beträchtlich höhere Mengen an PK verwendet

werden.

Durch die Verwendung von einem Milchsäurehaltigen Produkt, beispielsweise Sauerkrautsaft,

zusammen mit einer leicht verfügbaren Kohlenstoffquelle wie Melasse, kann eine Ansäuerung der

Gülle erreicht werden. Unter der Beobachtung der H2S-Werte eignet sich diese Kombination als

emissionsmindernde Massnahme. Pflanzenkohle kann durch ihre grosse Oberfläche den

Milchsäurebakterien ein geeignetes Milieu bieten. Durch die zusätzliche Oberfläche kann eine

bestimmte Beschleunigung der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzung in Lactat, herbeiführt werden.

Ob es sich bei dieser Methode um eine effektive, wirtschaftliche und ökologische Alternative zu

Grubenabdeckungen handelt, hängt auch von den eingesetzten Milchsäurebakterienprodukten,

sowie Kohlenstoffquellen ab.

Durch die schwammähnlichen Eigenschaften der PK bietet eine Kaskadennutzung entscheidende

Vorteile. In Tiermägen können sie toxische Stoffe der Verdauung entziehen. Die PK kann in

nassen Bereichen von Mist und Kompost Wasser aufnehmen und in trockenen Bereichen Wasser

abgeben. Dadurch werden Denitrifikationprozesse gemindert, die zu einem Verlust an Stickstoff in

molekularer Form sowie Lachgas führen. In kargen Böden erhöhen PK-Zugaben die Wasser-

sowie Nährstoffspeicherfähigkeit. In schweren, nährstoffreichen Böden können Zugaben

möglicherweise den Lufthaushalt verbessern und so ebenfalls die Lachgasemissionen mindern.

Bereits in der Fütterung oder in den Laufflächen verwendete PK könnte in konventionellen

Güllegruben allenfalls die Bildung einer Schwimmschicht unterstützen. Dadurch könnten die

Ammoniakemissionen gemindert werden, weshalb sich eine PK-Zugabe zur Gülle als weiteres

Kettenglied einer Kaskadennutzung durchaus empfiehlt.

ZHAW Departement N Literaturverzeichnis

41

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45

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1 Schematische Darstellung ausge-wählter Prozesswege bei der Lagerung von Gülle

(Zürcher 2009) ................................................................................................................................ 3

Abbildung 2 Entwicklung der Ammoniakemissionen aus der Landwirtschaft (BAFU, 2010) ............. 5

Abbildung 3 Stickstoffkreislauf gemäss Kulli et al. (2011) ............................................................... 6

Abbildung 4 Ergebnisse einer Schnellpyrolyse bei 500°C (Quelle: (Dahmen, 2008 )) ...................... 9

Abbildung 5 Verfahrensschema Pyreg-Anlage (Quelle: (Gerber)) ................................................. 10

Abbildung 6 pH-Abhängigkeit von Schwefelwasserstoff und Ammoniak (Somitsch et al., 2008) .... 20

Abbildung 7 Aufbau Versuch 1. Probe 1: links hinten; Probe 2: Ganz links vorne; Probe 3: 2.v.

rechts; Probe 4: ganz rechts (Foto M. Nyffenegger, 2013) ............................................................ 24

Abbildung 8 Aufbau Versuch 2: Von links nach rechts: Probe 5; Probe 1; Probe 2; Probe 3; Probe

4 (Foto M. Nyffenegger, 2013) ...................................................................................................... 25

Abbildung 9 Aufbau Versuch 3. Von links nach rechts: Probe 3 (SG); Probe 1 (KG); Probe 2 (WG)

(Foto M. Nyffenegger, 2013).......................................................................................................... 27

Abbildung 10 Verlauf NH4-N in mg/l. des Überstandes ................................................................. 28

Abbildung 11 Verlauf N-Ges. in mg/l. im Überstand ....................................................................... 29

Abbildung 12 Verlauf Verhältnis NH4-N/ Ges.-N im Überstand ...................................................... 30

Abbildung 13 Verlauf NH4-N in mg/l. im Überstand ....................................................................... 30

Abbildung 14 Verlauf Ges-N in mg/l. im Überstand ........................................................................ 31

Abbildung 15 Verlauf Verhältnis NH4-N/ Ges.-N im Überstand ...................................................... 31

Abbildung 16 pH-Verlauf Versuch 3 Ausgangs-pH-Wert der Rohgülle lag bei 7,03. P1: Rohgülle mit

5m.% PK; P2: Rohgülle mit 2m.% PK und 27vol.% Sauerkrautsaft; P3: Rohgülle mit 2m.% PK ... 33

Abbildung 17 Vergleich der Veränderungen bezüglich N-Gesamt -Werten aus dem Überstand und

N(%)-Werten aus der Feststoffanalyse vom Versuch 2 zwischen 17h und 92h nach Messbeginn . 34


46

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1 Sequestrierungspotential Grüngutpyrolyse (Delinat-Institut) ........................................... 14

Tabelle 2 Liste der verwendeten Ausgangsmaterialien .................................................................. 23

Tabelle 3 Materialliste Labor.......................................................................................................... 23

Tabelle 4 Entwicklung pH-Wert über 72h. Grau hinterlegt sind belüftete Proben; Proben mit PK rot

geschrieben ................................................................................................................................... 28

Tabelle 5 Vergleich durchschnittlicher Verlust von NH4-N und Gesamtstickstoff in den

Überstanden von Versuch 1 und 2 ................................................................................................ 32

Tabelle 6 NH4-N und Gesamtstickstoffgehalt im Überstand am Ende der Messung (72h) Probe 1:

Rohgülle mit 5m.% PK; Probe 2: ................................................................................................... 33

Tabelle 7Grau unterlegt sind die erhaltenen Werte aus der C-H-N-Analyse; blau hinterlegt sind die

berechneten Sollwerte für die mit 2m.% versetzte Rohgülle(5%ige Abweichung entspricht einem

Wert von 0,13 N(%)) ...................................................................................................................... 35

Anhang

Semesterarbeit 1

Zürcher Hochschule für Angewandte Wissenschaften, CH-8820 Wädenswil

Nyffenegger Marc

11.07.2013

Quellen:

[1] BAFU. (2010). Ammoniakemissionen in der Schweiz: Neuberechnung 1990-2007, Prognose bis 2020. Abteilung Luftreinhaltung

und NIS, Sektion Luftqualität, 3003 Bern

[2] Hersener, J.-L., Meier, U., & Dinkel, F. (2002). Ammoniakemissionen aus Gülle und deren Minderungsmassnahmen- unter

besonderer Berücksichtigung der Vergärung. Amt für Umweltschutz Kanton Luzern in Zusammenarbeit mit dem Bundesamt für

Energie

[3] Meier, D. (2012). Potential von Pflanzenkohle zur Reduktion von Ammoniakemissionen in der Landwirtschaft. Master Thesis

2012Umwelttechnik und -management, Fachhochschule Nordwestschweiz, Hochschule für Life Sciences, unveröffentlicht

[4] Delinat-Institut: Sequestrierungspotential Grüngutpyrolyse. Abgerufen am 28. Juni 2013 von http://www.ithaka-journal.net/ithaka/

wpForschung1/uploads/2009/01/ sequestrierungspotential.pdf

[5] Scheifele, M., & Gattinger, A. (Februar 2012). Wie verhält sich Pflanzenkohle in Ackerböden? Kompost Forum Schweiz, 2/2012,

S. 13-14.

Einfluss von Pflanzenkohle und Sauerkrautsaft auf den

Stickstoffmetabolismus in Güllegruben

Die Landwirtschaft gilt mit einem Gesamtanteil von 94% als

Hauptquelle für die Ammoniakemissionen in der Schweiz.

Während seit 1990 die Emissionen beim Ausbringen der

Gülle durch neue Technik erheblich gesenkt werden

konnten, stiegen sie bei der Lagerung weiter an [1]. Um

auch die Lageremissionen zu senken, werden neue

Methoden und Alternativen gesucht.

In dieser Arbeit wurden Literaturrecherchen getätigt, um Möglichkeiten aufzuzeigen, die Emissionen in den Güllegruben zu senken. Über Pflanzenkohle wurde nach möglichen Einsatzgebieten recherchiert. Des weiteren wurde in dieser Arbeit untersucht, welchen Einfluss die Zugabe von Pflanzenkohle alleine und in Kombination mit Sauerkrautsaft auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle hat. Diese Untersuchungen gaben einen Anhaltspunkt, ob sich diese Zugaben dazu eignen, die Ammoniakemissionen in Güllegruben zu mindern.

Tabelle 1: Sequestrierungspotential von Pflanzenkohle gemäss Delinat

[4]

Abb. 3: Entwicklung Ammoniakgehalt im Überstand über 72 Stunden.

Abb. 2: Entwicklung pH-Wert über 72 Stunden. Grau hinterlegt sind belüftete Proben;

Ansätze mit Pflanzenkohle rot geschrieben

Abb. 4: pH-Verlauf Versuch 3 P1: Rohgülle mit 5m.% PK;

P2: Rohgülle mit 2m.% PK und 27vol.% Sauerkrautsaft; P3: Rohgülle mit 2m.% PK

Einfluss von Pflanzenkohle auf den Stickstoffmetabolismus der Gülle

Stickstoff in der Gülle liegt vor allem in Form von Ammonium und Ammoniak vor,

welche sich in einem pH-abhängigen Gleichgewicht befinden. Bei den

Untersuchungen stellte sich heraus, dass Pflanzenkohle, eine durch pyrolysierte

Biomasse entstandenes Produkt, basisch auf deionisiertes Wasser und die Gülle

wirkt (Abbildung 4). Durch die basische Wirkung verschiebt sich das pH-

abhängige Gleichgewicht vom Stickstoff in der Gülle. Der Stickstoff liegt vermehrt

in Form von Ammoniak vor [2] , was zu erhöhten Verlusten von Ammonium

(Abbildung 3) und Gesamtstickstoff führt. Die Verluste an Ammonium verhalten

sich daher korrelativ mit den pH-Werten (Abbildung 2). Die Hoffnung, dass

Pflanzenkohle Ammonium und Ammoniak aus der Gülle bindet und so ein

emittieren der Stickstoffmoleküle teilweise verhindert, konnte bei der

eingesetzten Menge nicht beobachtet werden.

Nutzungsspektrum von Pflanzenkohle

Die Struktur und Porosität ermöglicht Pflanzenkohle breite Nutzungsgebiete, die in

einem landwirtschaftlichen Betrieb über Futter-, Dünger, Kompost- und Silagezusatz

bis zum Einsatz als Bodenverbesserer reichen.

Interessant ist Pflanzenkohle auch als CO2- Senke in der Klimadiskussion. Es wird

mittlerweile davon ausgegangen, dass ein Grossteil der Pflanzenkohle über

Jahrhunderte im Boden bleibt [5] . Sofern nicht mehr CO2 für die Herstellung und

den Transport verbraucht wird, als durch die Pflanzenkohle langfristig gespeichert

wird, kann die Pyrolyse von Grüngut CO2 sequestrieren. Das Delinat-Institut hat eine

Sequestrierungspotential von PK offengelegt (Tabelle 1), welche beschreibt, dass

unter optimalen Bedingungen mit einer Tonne Holzschnitzel als Ausgangsmaterial

rund 489 kg CO2 fixiert werden können. Unter der Annahme, dass mit drei Tonnen

Kohlenstoff aus Holzschnitzel rund eine Tonne stabilen Kohlenstoff in PK produziert

wird, fixiert eine Tonne PK rund 1,63 Tonnen CO2. Literaturrecherchen haben

allerdings gezeigt, dass punkto C-Sequestrierung von Pflanzenkohle, grosse

Unsicherheiten und Differenzen bestehen.

Einfluss von Sauerkrautsaft auf die Ammoniakemissionen während der

Güllelagerung

Ebenfalls geprüft wurde in dieser Arbeit, ob sich Sauerkrautsaft dazu eignet, Gülle anzusäuern. Dabei stellte sich heraus, dass mehr Sauerkrautsaft benötigt werden würde, um eine deutliche pH-Senkung zu erreichen, als logistisch machbar wäre (pers. Kommunikation Rippel, 2013). Bei den Untersuchungen dieser Arbeit wurden 27vol.% Sauerkrautsaft benötigt, um den pH-Wert von ursprünglich 7,03 auf 6,45 zu senken (Abbildung 4). In Kombination mit Melasse kann sich die Verwendung von Sauerkrautsaft durchaus zum Ansäuern der Gülle eignen. Literaturrecherchen zeigten, dass Melasse der limitierende Faktor bei der Ansäuerung war. Mit der Zugabe von Pflanzenkohle kann die Umsetzung von Zucker zu Lactat durch die Milchsäure-bakterien beschleunigt werden, was in Versuchen schon beobachtet werden konnte [3] .

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Einfluss von Pflanzenkohle und Sauerkrautsaft auf den ... · Influence of biochar on nitrogen metabolism of the manure Nitrogen in the manure exists mainly in the form of ammonium