Steigerung der Energieeffizienz in der Verwertung biogener … · 2019-02-26 · Abbildung 2-44: T-S Diagramm von Wasser und Pentan (Rettig, 2011)..... 80 Abbildung 2-45: Schematische

„Steigerung der Energieeffizienz in der Verwertung biogener Reststoffe“

Endbericht zu Förderprojekt 03KB022

Gefördert durch:

Technische Universität Braunschweig

Leichtweiß-Institut, Abteilung Abfall- und Ressourcenwirtschaft

Prof. Dr. –Ing. Klaus Fricke

Dr. –Ing. Tobias Bahr

Dipl. –Ing. Oliver Kugelstadt

Dipl. –Ing. Christof Heußner (Projektkoordination)

Beethovenstraße 51a

38106 Braunschweig

Institut für Chemische und Thermische Verfahrenstechnik

Prof. Dr. –Ing. Stephan Scholl

Langer Kamp 7

38106 Braunschweig

Bauhaus-Universität Weimar

Biotechnologie in der Ressourcenwirtschaft

Prof. Dr.–Ing. Eckhard Kraft

Prof. em. Dr.-Ing. Werner Bidlingmaier

Dipl. Forsting. (FH) M.Sc. Daniel Meier-Kohlstock

Dipl. –Ing. Thomas Haupt

Coudraystraße 7

99423 Weimar

Fraunhofer-Institut für Umwelt-, Sicherheits- und Energietechnik UMSICHT

Institutsteil Sulzbach-Rosenberg

M. Eng., Dipl. Wi.-Ing. (FH) Martin Meiller

Dipl. –Wi. –Ing. Fabian Stenzel

An der Maxhütte 1

92237 Sulzbach-Rosenberg

4

Inhalt Abbildungsverzeichnis ............................................................................................................................ 8

Tabellenverzeichnis ............................................................................................................................... 15

Abkürzungen ......................................................................................................................................... 19

1 Einleitung ...................................................................................................................................... 22

2 Grundlagen .................................................................................................................................... 24

2.1 Substrate ................................................................................................................................ 24

2.1.1 Aufkommen verschiedener biogener Reststoffe ............................................................ 25

2.1.2 Verwertungswege biogener Reststoffe .......................................................................... 27

2.1.2.1 Biologische Verwertungswege .............................................................................. 27

2.1.2.2 Thermische Verwertungswege .............................................................................. 28

2.2 Anlagentechnik ...................................................................................................................... 30

2.2.1 Vergärung ...................................................................................................................... 30

2.2.1.1 Anlieferung ............................................................................................................ 32

2.2.1.2 Vorbehandlung vor der Vergärung ........................................................................ 33

2. Stoffstromauftrennung vor der biologischen Behandlung ......................................................... 35

3. Aufbereitung für den biologischen Behandlungsprozess ......................................................... 36

2.2.1.3 Vergärungsverfahren ............................................................................................. 37

2.2.2 Kompostierung .............................................................................................................. 53

2.2.2.1 Notwendigkeit, Definition und Nutzpotenzial der Kompostierung ....................... 53

2.2.2.2 Stoffströme, Funktionsweise und Systeme der Kompostierung ............................ 56

2.2.2.3 Umweltbetrachtung der Kompostierung ............................................................... 60

2.2.3 Co-Vergärung ................................................................................................................ 60

2.2.3.1 Gesetzliche und finanzielle Anreize zur Nutzung von Klärgas und Klärschlamm auf Abwasserbehandlungsanlagen ............................................................................................. 60

2.2.3.2 Definition, Hintergründe und Randbedingungen zum Einsatz der Co-Vergärung auf Kläranlagen ......................................................................................................................... 62

2.2.3.3 Energiebedarf von Kläranlagen und Bedeutung der Co-Vergärung beim Optimierungspotenzial ihrer Energieeffizienz ........................................................................... 70

2.2.4 Thermische Verwertung ................................................................................................ 73

2.2.4.1 Pyrolyse ................................................................................................................. 73

2.2.4.2 Thermochemische Vergasung ............................................................................... 73

2.2.4.3 Verbrennung .......................................................................................................... 73

2.2.4.4 Verbreitung thermischer Verwertungsverfahren ................................................... 81

2.2.4.5 Energieeffizienz bei der Verbrennung ................................................................... 88

2.2.5 Abluftreinigung ............................................................................................................. 91

2.3 Stärken und Schwächen, Chancen und Risiken ..................................................................... 97

2.3.1 SWOT-Analyse ............................................................................................................. 97

5

2.3.2 Nutzwertanalyse .......................................................................................................... 100

3 Methodik ..................................................................................................................................... 103

3.1 Datenerhebung ..................................................................................................................... 103

3.1.1 Vergärung .................................................................................................................... 103

3.1.2 Kompostierung ............................................................................................................ 104

3.1.2.1 Vereinheitlichung der Datensätze ........................................................................ 105

3.1.2.2 Verifikation der Datensätze ................................................................................. 106

3.1.2.3 Datenauswertung ................................................................................................. 106

3.1.3 Co-Vergärung .............................................................................................................. 111

3.1.4 Thermische Verwertung .............................................................................................. 111

3.2 Analyse der Stärken und Schwächen der betrachteten Technologien und Verfahren im Kontext äußerer Einflussfaktoren .................................................................................................... 112

3.2.1 SWOT-Analyse ........................................................................................................... 113

3.2.1.1 Interne Analyse – Prozesskette ............................................................................ 114

3.2.1.2 Externe Analyse – PESTEL ................................................................................ 115

3.2.2 Nutzwertanalyse .......................................................................................................... 115

3.3 Verbrennungsversuche ........................................................................................................ 116

4 Ergebnisse ................................................................................................................................... 117

4.1 Vergärung ............................................................................................................................ 117

4.1.1 Massenströme Kompostierung und Vergärung ........................................................... 117

4.1.1.1 Status quo Vergärung Bio- und Grünabfälle ....................................................... 117

4.1.1.2 Status quo Vergärung Restabfälle ...................................................................... 118

4.1.1.3 Entwicklungspotenzial zusätzlich vergärbare Mengen ....................................... 118

4.1.1.4 Optimierungspotenzial durch Steigerung der Bio- und Grünabfallmengen sowie Restabfallmengen zur Vergärung ............................................................................................ 125

4.1.2 Status quo- und Leistungsdatenermittlung Anlagen- und Verfahrenstechnik bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen ........................................................................................ 126

4.1.2.1 In Betrieb befindliche Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen ............................................................................................................................ 127

4.1.2.2 In Bau befindliche Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen ............................................................................................................................ 130

4.1.2.3 Stillgelegte Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen 131

4.1.2.4 Einstellung der Behandlung von Bio- und Grünabfällen .................................... 131

4.1.2.5 Zeitliche Entwicklung Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen ............................................................................................................................ 131

4.1.2.6 Prozess- und Verfahrenstechniken zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen .. 133

4.1.2.7 Jahresgang und materialbedingte spezifische Gasausbeuten ............................... 137

4.1.2.8 Gasausbeuten und Netto-Energiebereitstellung ................................................... 138

4.1.2.9 Optimierungspotenzial durch Wahl der energetisch effizienteren Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfallmengen ............................. 149

6

4.1.2.10 Optimierungsmaßnahmen im Prozessabschnitt Anlieferung und Zwischenspeicherung .............................................................................................................. 150

4.1.2.11 Optimierungsmaßnahmen im Prozessabschnitt Vorbehandlung ......................... 152

4.1.2.12 Gasverwertung ..................................................................................................... 163

4.1.2.13 Methanschlupf/Methanverluste ........................................................................... 172

4.1.2.14 Flexible Energieerzeugung und -bereitstellung ................................................... 172

4.1.2.15 Entwässerung und Abwasser bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen ..... 173

4.1.2.16 Optmierungspotenzial Elektromotoren ................................................................ 177

4.1.2.17 Schwächen bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen ................................. 178

4.2 Kompostierung .................................................................................................................... 196

4.2.1.1 Statistisch nicht auswertbare Baumuster ............................................................. 199

4.2.1.2 Baumuster-kombinierte Anlagen ......................................................................... 200

4.2.2 Co-Vergärung .............................................................................................................. 200

4.2.3 Thermische Verwertung .............................................................................................. 204

4.3 Verbrennungsversuche ........................................................................................................ 215

4.4 Abluftreinigung ................................................................................................................... 223

4.5 SWOT-Analyse ................................................................................................................... 229

4.5.1 Beispiel zur Anwendung der SWOT-Analyse anhand der Kompostierung ................ 229

4.5.2 Beispiel zur Anwendung der Nutzerwertanalyse anhand der Vergärungstechnologie 231

4.5.3 Kriterienkataloge als Grundlage der Anwendung ....................................................... 235

4.5.3.1 Vergärung ............................................................................................................ 236

4.5.3.2 Kompostierung .................................................................................................... 237

4.5.3.3 Co- Vergärung ..................................................................................................... 239

4.5.3.4 Thermische Nutzung ........................................................................................... 241

4.6 Verfahrenskombinationen ................................................................................................... 244

4.6.1 Aus Sicht der Kompostierung ..................................................................................... 244

5 Diskussion der Ergebnisse ........................................................................................................... 246

5.1 Vergärung ............................................................................................................................ 246

5.1.1 Leistung der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - Status quo 2013 ...................... 246

5.1.2 Optimierungspotenzial bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen ...................... 246

5.1.2.1 Optimierung der Verfahrens- und Prozesstechnik ............................................... 246

5.1.2.2 Überführung derzeit verfügbare Bio- und Grünabfallmengen in die Vergärung und Erschließung zusätzlich erfassbare Bio- und Grünabfallmengen ............................................ 250

5.1.2.3 Erschließung zusätzlich erfassbarer Bio- und Grünabfallmengen ....................... 250

5.1.2.4 Gesamtpotenzial zusätzlich erschließbarer Energien durch die Vergärung von Bio- und Grünabfällen ..................................................................................................................... 251

5.2 Kompostierung .................................................................................................................... 252

5.3 Co-Vergärung ...................................................................................................................... 253

5.4 Thermische Verwertung ...................................................................................................... 254

7

Literaturverzeichnis ............................................................................................................................. 256

Anhang ................................................................................................................................................ 273

8

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 2-1: Organisches Abfallaufkommen in Deutschland für das Jahr 2006 (Witzenhausen-Institut, 2010) ........................................................................................................................................ 25

Abbildung 2-2: Jahresverteilung ausgewählter organischer Substratarten ......................................... 27

Abbildung 2-3: Biogasanlage im Verbund (Brummack) ....................................................................... 28

Abbildung 2-4: Brennstoffeinsatz in Biomasseheizkraftwerken nach Anlagenzahl und installierter elektrischer Leistung (DBFZ 2012) ....................................................................................................... 29

Abbildung 2-5: Preisentwicklung von Altholzsortimenten von 2003 bis 2012 (DBFZ 2012) ............... 29

Abbildung 2-6: Das Bioenergiekraftwerk Emsland (Knieper 2012) ..................................................... 30

Abbildung 2-7: Schematischer Verfahrensablauf von Vergärungsanlagen zur Behandlung von Bio- und Grünabfällen sowie Restabfällen ................................................................................................... 31

Abbildung 2-8: Typisierung der Vergärung nach deren Technik und Prozess- und Betriebsführung .. 37

Abbildung 2-9: Übersicht über kontinuierliche und diskontinuierliche Verfahren (verändert nach UBA, 2010) ............................................................................................................................................ 39

Abbildung 2-10: Schematische Darstellung des KOMPOGAS-Verfahrens für die Verarbeitung von Bioabfällen ............................................................................................................................................ 41

Abbildung 2-11: Schematische Darstellung eines horizontal ausgeführten Pfropfstromreaktors (Beispiel KOMPOGAS-Fermenter) ....................................................................................................... 41

Abbildung 2-12 Schematische Darstellung des Strabag-Reaktors ........................................................ 42

Abbildung 2-13: Schematische Darstellung des DRANCO-Verfahrens für die Verarbeitung von Bioabfällen ............................................................................................................................................ 43

Abbildung 2-14: Schematische Darstellung eines vertikal ausgeführten Pfropfstromreaktors (Beispiel VALORGA-Fermenter) .......................................................................................................................... 44

Abbildung 2-15: Prozessphase 1: Aerobe Startphase des Prozesses .................................................... 45

Abbildung 2-16: Prozessphase 2: Perkolation und Methangasbildung ................................................ 46

Abbildung 2-17: Prozessphase 3: Aerobisierung .................................................................................. 46

Abbildung 2-18: Schematische Darstellung des einstufigen BTA-Verfahrens für die Verarbeitung von Bioabfällen ............................................................................................................................................ 47

Abbildung 2-19: Schematische Darstellung des Strabag-Verfahrens ................................................... 49

Abbildung 2-20: Schematische Darstellung des zweistufigen BTA-Verfahrens mit Abtrennung der Feststoffe nach der Hydrolysestufe ....................................................................................................... 50

Abbildung 2-21: Perkolationsanlage für die Verarbeitung von Restmüll ............................................. 52

Abbildung 2-22: Schematische Darstellung eines Hybrid- Reaktors, einer Kombination aus Schlamm und Festbettreaktor ............................................................................................................................... 52

Abbildung 2-23: Trends und Szenarien des Managements von Siedlungsabfällen hinsichtlich Deponierung, Verbrennung, Wiederverwertung und Kompostierung in der Europäischen Union einschließlich Norwegen und der Schweiz (EEA, 2012) ....................................................................... 54

Abbildung 2-24: Zusammenhang zwischen landwirtschaftlicher Produktion und bodenverfügbaren Mengen an Stickstoff und Phosphor in den Niederlanden im Zeitraum 1970 – 1990 (Statistics Netherlands, 2011) ................................................................................................................................ 55

Abbildung 2-25: Systeme für Kompostierungsanlagen (Schuchardt, 2005) ......................................... 59

Abbildung 2-26: Klassifikation von offenen Kompostierungsformen (Schuchardt, 2005) .................... 59

9

Abbildung 2-27: Klärgaserzeugung und -Nutzung und Anzahl der Betriebe im Kläranlagensektor (Haberkern et al., 2008) ........................................................................................................................ 62

Abbildung 2-28: Stark vereinfachter schematischer Ablauf der Methan-Gärung ................................ 63

Abbildung 2-29: Abschätzen der verfügbaren Faulturmkapazität zur Co-Vergärungsnutzung (VSA, 2012) ...................................................................................................................................................... 65

Abbildung 2-30:Vergleich der Abbaugrade von Klärschlamm, Co-Substrat und Co-Vergärung (VSA, 2012) ...................................................................................................................................................... 66

Abbildung 2-31: Vergleich der Faulgasausbeute von Klärschlamm, Co-Substrat und Co-Vergärung (VSA, 2012) ........................................................................................................................................... 67

Abbildung 2-32: Allgemeiner Verfahrensablauf der Co-Vergärung auf Kläranlagen (MUNLV, 2001) ............................................................................................................................................................... 68

Abbildung 2-33: Spezifischer Strombedarf (kWh/(EGW*A) einer konventionellen Kläranlage mit 100.000 EGW (Kolisch, 2001) .............................................................................................................. 70

Abbildung 2-34: Spezifischer Wärmebedarf (kWh/(EGW*A) einer konventionellen Kläranlage mit 100.000 EGW (Kolisch, 2001) .............................................................................................................. 71

Abbildung 2-35: Spezifischer Stromverbrauch bei Kläranlagen der GK 2 und 3 (Haberkern u. a., 2008) ...................................................................................................................................................... 71

Abbildung 2-36: Spezifischer Stromverbrauch bei Kläranlagen der GK 4 und 5 (Haberkern u. a., 2008) ...................................................................................................................................................... 72

Abbildung 2-37: Einteilung automatisch beschickter Feuerungssysteme nach zunehmender Gasgeschwindigkeit (Kaltschmitt et al. 2009) ....................................................................................... 75

Abbildung 2-38 Vorschubrostfeuerung nach dem Gegenstromprinzip Kaltschmitt et al., 2009) .......... 76

Abbildung 2-39:Feuerungen nach dem Gleichstromprinzip (links) und nach dem Mittelstromprinzip (rechts) (Kaltschmitt et al. 2009) ........................................................................................................... 77

Abbildung 2-40: Schema einer Biomasseheizkraftwerkes (ESR, 20012) .............................................. 78

Abbildung 2-41: Schematische Darstellung des Dampfkraftprozesses in T-S-Diagramm und Fließbild (Rettig, 2011) ......................................................................................................................................... 79

Abbildung 2-42: Flingern’sches Korrosionsdiagramm (Spiegel et al., 2005) ...................................... 79

Abbildung 2-43: Maximale Wirkungsgrade unterschiedlicher Arbeitsmedien in Abhängigkeit von der Turbineneintrittstemperatur (Rettig, 2011) ........................................................................................... 80

Abbildung 2-44: T-S Diagramm von Wasser und Pentan (Rettig, 2011) .............................................. 80

Abbildung 2-45: Schematische Darstellung ORC-Prozess ................................................................... 81

Abbildung 2-46: Entwicklung der Biomassenutzung zur Wärmebereitstellung in Deutschland in den Jahren 1997 bis 2011 (BMU 2012) ....................................................................................................... 82

Abbildung 2-47: Struktur der Wärmebereitstellung aus Biomasse in Deutschland im Jahr 2011 (BMU 2012) ...................................................................................................................................................... 82

Abbildung 2-48: Entwicklung der Strombereitstellung aus Biomasseanlagen in Deutschland im Jahr 2011 (BMU 2012) .................................................................................................................................. 83

Abbildung 2-49: Struktur der Strombereitstellung aus Biomasse in Deutschland im Jahr 2011 (BMU 2012) ...................................................................................................................................................... 83

Abbildung 2-50: Thermochemische Vergasungsanlagen in Deutschland (DBFZ, 2012) ..................... 84

Abbildung 2-51: Entwicklung des Anlagenbestandes von Biomasseheizkraftwerken von 2000 bis 2011 (DBFZ, 2012) ........................................................................................................................................ 85

10

Abbildung 2-52: Aufteilung der Biomasseheizkraftwerke nach Anlagenzahl (links) und Anlagenleistung (rechts) (DBFZ, 2012) ................................................................................................ 85

Abbildung 2-53: Verteilung der Anlagen auf die Bundesländer (DBFZ, 2012) .................................... 86

Abbildung 2-54: Verteilung der neuen Anlagen im Jahr 2011 (DBFZ, 2012) ...................................... 87

Abbildung 2-55: Betreiberformen der Biomasseheizkraftwerke nach Anlagenzahl (links) und installierter elektrischer Leistung (rechts) (DBFZ, 2012) ..................................................................... 87

Abbildung 2-56: Betreiberformen der 2011 in Betreib genommenen Biomasseheizkraftwerke nach Anlagenzahl (links) und installierter elektrischer Leistung (rechts) (DBFZ, 2012) ............................. 88

Abbildung 2-57: Entwicklung der Anlagenzahlen von ORC-Turbinen und Dampfturbinen von 2000 bis 2011 (DBFZ, 2012) ............................................................................................................................... 88

Abbildung 2-58: Teillastverhalten des Wirkungsgrades im ORC-Prozess (Obernberger, 2012) ......... 90

Abbildung 2-59: Qualitativer Zusammenhang zwischen den Kosten und dem Rohrdurchmesser bei der Auslegung eines Wärmenetzes (Obernberger, 2007) ............................................................................ 91

Abbildung 2-60: Schema einer Abluftreinigung mittels einer Kombination aus Absorption und Desorption ............................................................................................................................................. 93

Abbildung 2-61: Adsorptionsanlage mit zwei Festbetten (Adsorber und Desorber) ............................ 94

Abbildung 2-62: Schematischer Aufbau eines Tropfkörperbiowäschers (Schwister, 2003) ................. 95

Abbildung 2-63: Bauformen von Nassabscheidern ............................................................................... 96

Abbildung 2-64: Grenzpartikelgröße und spezifischer Energiebedarf für verschiedene Nasswäscherbauform ............................................................................................................................ 96

Abbildung 2-65: Elektroabscheider. Links: Platten- bzw. Röhrenelektrofilter, rechts: Auflade- und Abscheidemechanismus von Partikeln im elektrischen Feld ................................................................. 97

Abbildung: 2-66: Wertkette nach Porter (Fischer und Pfeffel, 2010) ................................................... 98

Abbildung 2-67: Konkurrenzanalyse als Stärken-/Schwächenprofil (Fischer und Pfeffel, 2010) ........ 99

Abbildung 2-68: Matrix zur SWOT-Analyse, nach (Simon und Von der Gathen, 2010) ....................... 99

Abbildung 2-69: Hierarchie der Zielebenen (nach Littkemann, 2006) ............................................... 100

Abbildung: 2-70: Matrix für den Paarvergleich dreier Kriterien ....................................................... 101

Abbildung 2-71: Beispiel für Anwendung der Paarvergleichsmatrix ................................................. 101

Abbildung 2-72: Zielsystem mit Gewichtskriterien nach Paarvergleich, nach (Littkemann, 2006) ... 102

Abbildung 3-1: Aufbau der Bewertungsmatrix auf Grundlage des HBPS der BGK ........................... 105

Abbildung 3-2: Verteilung von Anlagenbestandteilen bei den statistisch auswertbaren Baumustern 107

Abbildung 3-3: Verteilung der Anlagenbestandteile bei Baumuster 5.2 (Angaben in %) ................... 107

Abbildung 3-4: Endenergiebedarf von Anlagenbestandteilen mit Aufschlüsselung nach Energieträger (EL – elektrisch; KS - Kraftstoffe) ....................................................................................................... 108

Abbildung 3-5: Verteilung von Markt- und Forschungsinvestitionen bei Betreibern der statistisch auswertbaren Baumuster ..................................................................................................................... 108

Abbildung 3-6: Auswertbarkeit der Datensätze nach ihrer Baumuster-Einteilung ............................ 109

Abbildung 3-7: Energieverbrauch pro Inputmenge Bio- und Grünabfälle ......................................... 110

Abbildung 3-8: Energieverbrauch pro Inputmenge Bio- und Grünabfälle, sowie Kompostabsatzstruktur ........................................................................................................................ 110

Abbildung 3-9: Funktionsebenen einer Anlage zur energetischen Biomassenutzung durch Verbrennung (eigene Darstellung)Zunächst wurde eine Anlagenbegehung durchgeführt, um den

11

Fragebogen mit Betreibern zu diskutieren und diesen hinsichtlich Aufbau und Konsistenz zu überprüfen. .......................................................................................................................................... 112

Abbildung 4-1: Häufigkeitsverteilung der Antworten auf die Frage „In welchen Gebietsstrukturen werden zu geringe Mengen an Bioabfällen eingesammelt?“ (Fricke et al. 2003) .............................. 120

Abbildung 4-2: Bioabfall-Erfassungsquoten ausgewählter örE ......................................................... 121

Abbildung 4-3: Anschlussgrade in den einzelnen örE mit dem System Biotonne (Fricke et al., 2003) ............................................................................................................................................................. 122

Abbildung 4-4: Anschlussgrade in den einzelnen örE von Niedersachsen mit dem System Biotonne, (NLSK, 2008 und eigene Daten) .......................................................................................................... 123

Abbildung 4-5: Bedingungen für die Freistellung von der Bioabfallverwertung ................................ 123

Abbildung 4-6: Differenzierung der Anlage nach Verarbeitungskapazität ......................................... 130

Abbildung 4-7: Entwicklung der Vergärungskapazitäten von Bio- und Grünabfällen ....................... 131

Abbildung 4-8: Entwicklung trockene und nasse Vergärungstechnologien in Europa (De Baere und Mattheeuws, 2010) .............................................................................................................................. 133

Abbildung 4-9: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten nassen und trockenen Betriebsweise differenziert nach kontinuierlichen und diskontinuierlichen Verfahren ...................................................................................................... 133

Abbildung 4-10: Biogaserträge bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland bei nasser und trockener Betriebsweise, differenziert nach mesophilen und thermophilen Verfahren - bezogen auf Fermenter-Input .............................................................................................................. 135

Abbildung 4-11: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten ein- und zweistufigen Verfahren .............................................................. 136

Abbildung 4-12: Gas- und Methanerträge bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland bei ein- und zweistufigen Verfahren differenziert nach mesophilen und thermophilen Verfahren - bezogen auf Fermenter-Input ........................................................................................... 136

Abbildung 4-13: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten thermophile und mesophilen betriebenen Anlagen .................................. 137

Abbildung 4-14: Spezifische Gaserträge im Jahresgang - bezogen auf Fermenter-Input .................. 138

Abbildung 4-15: Elektrische Wirkungsgrade von Biogas-BHKW (ASUE, 2011) ............................... 139

Abbildung 4-16: Elektrische und thermische Wirkungsgrade von zur Verwertung von Biogas angebotenen BHKW ............................................................................................................................ 139

Abbildung 4-17: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten bei nassen und trockenen Vergärungsverfahren von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input Bioabfall ............................................................................................................ 140

Abbildung 4-18: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Anlagen-Input ...................................................................................................................................... 142

Abbildung 4-19: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Fermenter-Input .................................................................................................................................. 144

Abbildung 4-20: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Anlagen-Input ...................................................................................................................................... 145

Abbildung 4-21: Prozentualer Wärmebedarf zur Aufrechterhaltung mesophiler bzw. thermophiler Prozesstemperaturen in Abhängigkeit der Temperaturdifferenzen zwischen gewünschter Fermentersubstrattemperatur und zugeführten Prozesswässern bzw. rückgeführten Substrate ......... 147

12

Abbildung 4-22: Typischer Wochenverlauf der Biogasproduktion einer quasi-kontinuierlich betriebenen Trockenvergärungsanlage (Frischen und Vielhaber, 2009) ............................................ 151

Abbildung 4-23: Schematische Einbindung der Vakuum-Siede-Extraktion in ein Gesamtverfahren (Bahr, 2010) ........................................................................................................................................ 160

Abbildung 4-24: Grundschema des ursprünglich projektierten Verfahrensablaufs der Vakuum Siede-Behandlung .......................................................................................................................................... 161

Abbildung 4-25: Aufbau eines Reaktors zur intermediären Belüftung (Thiel, 2013) .......................... 165

Abbildung 4-26: Elektrischer Wirkungsgrad verschiedener BHKW-Module ..................................... 168

Abbildung 4-27: Thermischer Wirkungsgrad verschiedener BHKW-Module ..................................... 168

Abbildung 4-28: Entwicklung der Wirkungsgrade von Biogas-BHKW (Schnatmann, 2011) ............. 169

Abbildung 4-29: Elektrischer Wirkungsgrad in Abhängigkeit der BHKW-Auslastung von BHKW (exemplarische Darstellung) ............................................................................................................... 170

Abbildung 4-30: Thermischer Wirkungsgrad in Abhängigkeit der Auslastung von BHKW (exemplarische Darstellung) ............................................................................................................... 170

Abbildung 4-31: Ökologische Bewertung von Konzepten zur Biogasnutzung (Knappe et al., 2012) . 171

Abbildung 4-32: Überschusswasser bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen differenziert nach Verfahrens- und Prozessarten ............................................................................................................. 175

Abbildung 4-33: Schematische Darstellung der Problembereiche im Wassermanagement bei Bio- und Grünabfallverwertungsanlagen mit integrierter Vergärungsstufe ...................................................... 183

Abbildung 4-34: Hemmwirkungen von Stickstoffverbindungen auf den anaeroben Abbauprozess (Dichtl, 1998) ...................................................................................................................................... 186

Abbildung 4-35: Aufbau zur zerstörungsfreien Strommessung mit Hilfe einer Rogowski-Klemme (PEM, 2012) ........................................................................................................................................ 194

Abbildung 4-36: Schematische Darstellung des Aufbaus der Messdatenerfassung und –verarbeitung ............................................................................................................................................................. 195

Abbildung 4-37: Durchschnittliche, prozentuale Verteilung des Elektroenergiebedarfes der betrachteten Kläranlagen nach Einführung der Co-Vergärung ......................................................... 201

Abbildung 4-38: Verallgemeinerte prozentuale Verteilung des Elektroenergiebedarfes einer Kläranlage mit anaerober Schlammstabilisierung (UBA, 2009) ........................................................ 202

Abbildung 4-39: Mittelwerte ausgewählter Kriterien im Kläranlagenbetrieb mit Co-Vergärung bei einem durchschnittlichen Einwohnergleichwert von 468.000 ............................................................. 204

Abbildung 4-40: Durchschnittliche Transportentfernung verschiedener Anlagen ............................. 205

Abbildung 4-41: Zusammenhang zwischen der installierten Feuerungswärmeleistung und der durchschnittlichen Transportentfernung ............................................................................................. 205

Abbildung 4-42: Installierte elektrische Leistung bezogen auf den Jahresnutzungsgrad ................... 206

Abbildung 4-43: Installierte Feuerungswärmeleistung bezogen auf den Jahresnutzungsgrad .......... 206

Abbildung 4-44: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad (Strom) .............. 207

Abbildung 4-45: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad (Wärme) ............ 207

Abbildung 4-46: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad ........................... 208

Abbildung 4-47: Erzeugte Energiemenge (Strom) pro Mitarbeiter .................................................... 208

Abbildung 4-48: Erzeugte Energiemenge pro Mitarbeiter .................................................................. 209

Abbildung 4-49: Erreichung der theoretisch maximalen Energieerzeugung ...................................... 209

Abbildung 4-50: Interner Transportaufwand ...................................................................................... 210

13

Abbildung 4-51: Bewertung der Brennstoffverfügbarkeit durch die Anlagenbetreiber ...................... 211

Abbildung 4-52: Zusammenhang zwischen der Bewertung der Brennstoffverfügbarkeit und dem erreichten Jahresnutzungsgrad ........................................................................................................... 211

Abbildung 4-53: Bewertung der Brennstoffqualität durch die Anlagenbetreiber ............................... 212

Abbildung 4-54: Zusammenhang zwischen der Bewertung der Brennstoffqualität und dem erreichten Jahresnutzungsgrad ............................................................................................................................. 212

Abbildung 4-55: Zusammenhang zwischen dem Abstand zur Wohnbebauung und den erreichten Jahresnutzungsgraden ......................................................................................................................... 213

Abbildung 4-56: Schematische Einteilung von Heiz(kraft)werken in verschiedene Aufgabenbereiche ............................................................................................................................................................. 214

Abbildung 4-57: Zusammensetzung des Energiebedarfs einzelner Anlagen in verschiedenen Bereichen ............................................................................................................................................................. 214

Abbildung 4-58: Zusammensetzung des Energiebedarfs einzelner Anlagen in verschiedenen Bereichen ............................................................................................................................................................. 215

Abbildung 4-59: Stickstoffgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe .......................................... 217

Abbildung 4-60: Chlorgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe ................................................ 217

Abbildung 4-61: Schwefelgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe ........................................... 218

Abbildung 4-62: Heizwert der ausgewählten Versuchsbrennstoffe ..................................................... 218

Abbildung 4-63: Feuchte der ausgewählten Versuchsbrennstoffe ...................................................... 219

Abbildung 4-64: Aschegehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe ............................................... 219

Abbildung 4-65: Stickoxidemissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen ................... 220

Abbildung 4-66: Emissionen von Schwefeloxiden bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen . 220

Abbildung 4-67: Chlorwasserstoff-Emissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen ..... 221

Abbildung 4-68: Staubkonzentration bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen ..................... 221

Abbildung 4-69: Kohlenmonoxid-Emissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen ....... 222

Abbildung 4-70: Glühverluste der Verbrennungsrückstände bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen ...................................................................................................................... 222

Abbildung 4-71: Abluftreinigung mittels Biofilter und gemeinsamer Abluftbehandlung (Desplantes 2010) .................................................................................................................................................... 223

Abbildung 4-72: Täglicher Energiebedarf einer Abluftreinigung gemäß Abbildung 4-71 ................. 224

Abbildung 4-73: Spezifischer Energiebedarf zur Behandlung von je 1000 Nm3 Abluft: Einfluss von Druckverlust und Förderwirkungsgraden ........................................................................................... 225

Abbildung 4-74: Abluftreinigung mittels Biofilter und getrennter Abluftbehandlung (Desplantes 2010) ............................................................................................................................................................. 226

Abbildung 4-75: Vergleich des spezifischen Energiebedarfs für getrennte und gemeinsame Abluftbehandlung (Desplantes, 2010) ................................................................................................. 227

Abbildung 4-76: Temperaturniveau von Wärmequellen und Wärmesenken bei industriellen Wärmepumpen (Heidelck o.J.) ............................................................................................................ 228

Abbildung 4-77: Leistungszahl in Abhängigkeit von der Temperaturdifferenz, 0,5 ⋅εc bezogen auf T0 = 273 K (0°C) (Heidelck o.J.) ................................................................................................................. 228

Abbildung 4-78: Wirkprinzipien von (links) Kompressionswärmepumpe und (rechts) Absorptionswärmepumpe (Adam o.J.) ................................................................................................ 229

Abbildung 4-79: 9x9 Paarvergleichsmatrix (leer) ............................................................................. 234

14

Abbildung 4-80: Ausgefüllte Paarvergleichsmatrix gemäß Beispiel ................................................... 235

15

Tabellenverzeichnis

Tabelle 2-1: Organische Abfallmengen nach Siedlungsstrukturen im Landkreis Neustadt / Aisch (Bayerisches Landesamt für Umweltschutz, 2002) ............................................................................... 26

Tabelle 2-2: Substrattabelle biogener Reststoffe (FNR 2005, Simon et al. 2008, Reichenberger et al. 2008, Hartmann 2006) .......................................................................................................................... 26

Tabelle 2-3: Genutzte Eigenschaften und Aggregate zur mechanischen Aufbereitung von Abfallgemischen vor der Vergärung ..................................................................................................... 35

Tabelle 2-4: Vor- und Nachteile trockener und nasser Vergärungsverfahren ...................................... 38

Tabelle 2-5: Vor- und Nachteile diskontinuierlicher und kontinuierlicher Vergärungsverfahren ...... 40

Tabelle 2-6: Milieuanforderungen bei der Vergärung biogener Roh- und Reststoffe (Weiland 2001) 48

Tabelle 2-7: Gegenüberstellung von Konzentrationen ausgewählter Nährstoffe in kg/Mg Frischmasse Bioabfall bzw. Kompost ......................................................................................................................... 55

Tabelle 2-8: Humusreproduktionsleistung verschiedener organischer Reststoffe (Witzenhausen-Institut, 2010) ........................................................................................................................................ 56

Tabelle 2-9: Typischer Verlauf der Massereduzierung bei der Kompost- und Humusbildung (EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, 2008) .................................................................................... 57

Tabelle 2-10: Wertgebende Bestandteile in Bio- und Grünabfällen (Witzenhausen-Institut, 2010) ..... 58

Tabelle 2-11:Flächenbedarf für Kompostierungsanlagen entsprechend der Betriebsform (Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern, 2006) .......................................................... 58

Tabelle 2-12: Emissionen von Ammoniak, Lachgas und Methan in Gramm pro Mg Abfall bei der Kompostierung in Abhängigkeit der Anlagenform (Werte nach Witzenhausen-Institut, 2010) ............ 60

Tabelle 2-13: Kategorien für die Hygienisierung von tierischen Nebenprodukten und für Vergärungsanlagen relevante Behandlungsoptionen (DWA, 2009) ..................................................... 64

Tabelle 2-14: Verarbeitungsmethoden nach Verordnung (EG) Nr. 1774/2002: Kapitel III (DWA, 2009) ............................................................................................................................................................... 64

Tabelle 2-15: Kennwerte einer anaeroben Stabilisierungsanlage für Klärschlamm (MUNLV, 2001) . 65

Tabelle 2-16: Maximale Biogasausbeuten bei vollständigem Abbau der organischen Inhaltsstoffe (MUNLV, 2001) ..................................................................................................................................... 67

Tabelle 2-17: Relevante Fälle der Co-Vergärung und die rechtliche Einordnung des Gärrückstandes bei stofflicher Verwertung (DWA, 2009) ............................................................................................... 69

Tabelle 2-18: Zulässige Höchstgrenzwerte für Schwermetallbelastungen biologischer Abfälle (MUNLV, 2001) ..................................................................................................................................... 69

Tabelle 2-19: Matrix von Wechselwirkungen verschiedener Faktoren beim Betrieb von kommunalen Kläranlagen (+: positiv; o: neutral; -:negativ) (HABERKERN u. a., 2008) ............................................ 70

Tabelle 2-20: Emissions- und Grenzwerte in Kompostierungs- und Vergärungsanlagen (Desplantes, 2010) ...................................................................................................................................................... 92

Tabelle 2-21: PESTEL-Analyse (nach Zingel, 2009) ............................................................................ 98

Tabelle 3-1: Schwerpunkte der Prozesskettenanalyse ......................................................................... 115

Tabelle 4-1: Mit Grün- und Bioabfällen vergorene Abfallströme ....................................................... 117

Tabelle 4-2: Status quo Behandlungsanlagen für die Bio- und Grünabfallverwertung (Stand 2012) sowie für die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung (Stand 2011) ....................................... 118

Tabelle 4-3: Prognose über zusätzlich vergär- und kompostierbare Bio- und Grünabfälle aus den schon erfassten Mengen ...................................................................................................................... 119

16

Tabelle 4-4: Ermittlung der zusätzlich abschöpfbaren Mengen an Bioabfällen bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne – Berechnungsansatz: Ermittlung über das Bioabfallpotenzial und Annahmen realisierbarer Erfassungsquoten ................................................................................ 121

Tabelle 4-5: Ermittlung der zusätzlich abschöpfbaren Bioabfallmengen bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne – Berechnungsansatz über Anzahl nicht angeschlossener Bürger .................................................................................................................................................. 124

Tabelle 4-6: Ermittlung der des Potenzials zusätzlich Vergärbarer Restabfallmengen ..................... 125

Tabelle 4-7: Prognose der Gesamtmenge an zusätzlich vergärbarer Bio- und Grünabfällen ............ 126

Tabelle 4-8: Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland - Stand 02.2012 ................................................................................................................................................ 128

Tabelle 4-9: In Bau befindliche Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen Deutschland - Stand 10-2012 .............................................................................................................. 130

Tabelle 4-10: Stillgelegte Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen Deutschland - Stand 10-2012 ................................................................................................................................... 131

Tabelle 4-11: In Betriebnahmezeitpunkte der Vergärungsanlagen für Bio- und Grünabfälle, differenziert nach Art der Verfahrens- bzw. Betriebsweise –Stand ß2-2012 ....................................... 132

Tabelle 4-12: Spezifische durchschnittliche Methangehalte der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input 134

Tabelle 4-13: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input ..................................................................................... 141

Tabelle 4-14: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Anlagen-Input ......................................................................................... 142

Tabelle 4-15: Gegenüberstellung der Netto-Strom- und Netto-Wärmeausbeute von kontinuierlichen und diskontinuierlichen Trockenverfahren (UBA, 2010) .................................................................... 143

Tabelle 4-16: Anteil des Strom- und Dieselbedarfs (umgerechnet in Elektrizität) an der erzeugten Strommenge ......................................................................................................................................... 143

Tabelle 4-17: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen, differenziert nach mesophiler und thermophiler Betriebsweise – bezogen auf Fermenter-Input ..................................... 144

Tabelle 4-18: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen, differenziert nach mesophiler und thermophiler Betriebsweise – bezogen auf Anlagen-Input ........................................ 145

Tabelle 4-19: Anteil des Wärmebedarf an der erzeugten Wärmemenge ............................................. 146

Tabelle 4-20: Gewählte Parameter zur Berechnung des Wärmebedarfs von Nassvergärungsverfahren ............................................................................................................................................................. 147

Tabelle 4-21: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Fermenter-Input ................................................................................ 148

Tabelle 4-22: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Anlagen-Input .................................................................................... 148

Tabelle 4-23: Zusammenstellung Energiedaten Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland – Ist-Situation Stand 02-2012 .............................................................................................................. 149

Tabelle 4-24: Desintegrationsverfahren für Abfälle und Schlämme (nach Bahr, 2010) .................... 152

Tabelle 4-25. Art der Biogasverwertung und Wärmenutzung ............................................................. 163

Tabelle 4-26: Übersicht über Biogasaufbereitungsverfahren (Knappe et al. 2012) ........................... 165

17

Tabelle 4-27: Energiebedarf der Biogasaufbereitung bei unterschiedlichen Methangehalten im Roh-Biogas (Thiel, 2013) ............................................................................................................................ 167

Tabelle 4-28: Beispielhafte Aufstellung der Verwertungs- und Entsorgungswege für Überschusswasser verschiedener Bioabfallvergärungsanlagen (ergänzt nach Fricke et al. 2004) .................................. 175

Tabelle 4-29: Vergleichende Abschätzung des Strombedarfs einer Entwässerungsstufe bei einer nassen und kontinuierlichen trockenen Vergärungsanlage mit einem Jahresdurchsatz von 30.000 Mg

............................................................................................................................................................. 177

Tabelle 4-30: Mineralstoffanteil ausgewählter Bioabfälle differenziert nach Korngrößen (Kranert et al., 2002) ............................................................................................................................................. 179

Tabelle 4-31: Störstoffanteil im Bioabfall und Zusammensetzung der Störstoffe bezogen 100% (Fricke et al., 2003) ............................................................................................................................. 179

Tabelle 4-32: Stickstoff-Gehalte im Prozesswasser bei der Bio- und Grünabfallverwertung und MBA mit und ohne Vergärung (nach Fricke et al., 2009) ............................................................................ 185

Tabelle 4-33: Korrosive Wirkkomponenten ........................................................................................ 188

Tabelle 4-34: Korrosive Effekte und Wirkungen MIC ......................................................................... 189

Tabelle 4-35: Organische Belastungen im Prozesswasser bei Bioabfall- und Restabfallbehandlungsanlagen mit und ohne Vergärung (Fricke et al., 2009) .................................. 190

Tabelle 4-36: Abluftqualität (Rohluft) am Beispiel einer MBA (Tafelniete) mit integrierter Anaerobstufe (Fricke et al., 2009) ....................................................................................................... 191

Tabelle 4-37: Gegenüberstellung von geometrischen (bzgl. Mietenform) und baulichen (bzgl. Anlagenkomponenten) Randbedingungen entsprechend HBPS mit den lt. Befragung überwiegend vorhandenen Anlagenbestandteilen bei den 4 statistisch auswertbaren Baumusterklassen ............... 197

Tabelle 4-38: Gegenüberstellung und Bewertung relevanter Vergleichskriterien der 4 statistisch auswertbaren Baumusterklassen ......................................................................................................... 198

Tabelle 4-39: Übersicht über die ausgewählten Versuchsbrennstoffe ................................................ 216

Tabelle 4-40: Teilnutzenwerte Verfahren A - Nassvergärung ............................................................. 232

Tabelle 4-41: Teilnutzenwerte Verfahren B – Trockenvergärung, kontinuierlich .............................. 233

Tabelle 4-42: Teilnutzenwerte Verfahren C – Trockenvergärung, diskontinuierlich ......................... 233

Tabelle 4-43: Stärke-Schwächen, Chancen-Risiken Katalog .............................................................. 236

Tabelle 4-44: SW - Stärken-Schwächen-Katalog Kompostierung ...................................................... 237

Tabelle 4-45: OT - Chancen-Risiken-Katalog Kompostierung ........................................................... 238

Tabelle 4-46: SW - Stärken-Schwächen-Katalog Co-Vergärung ........................................................ 239

Tabelle 4-47: OT - Chancen-Risiken-Katalog Co-Vergärung ............................................................ 240

Tabelle 4-48: Stärken-Schwächen-Katalog ......................................................................................... 241

Tabelle 4-49: Chancen-Risiken-Katalog ............................................................................................. 244

Tabelle 5-1: Verwendete Optimierungsansätze bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen –Angaben bezogen auf den Anlageninput ............................................................................................. 248

Tabelle 5-2: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Anlagen-Input bei Greifen der Optimierungsansätze ........................ 249

Tabelle 5-3: Bewertung betrieblicher Aspekte bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen differenziert nach den unterschiedlichen Verfahrens- und Prozesstypen ............................................ 249

Tabelle 5-4: Gegenüberstellung der Leistung der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - Status quo 2013 incl. 2012 in Bau befindlichen Anlagen und bei greifen der Optimierungsansätze ................. 250

18

Tabelle 5-5: Energieausbeute bei zusätzlicher Vergärung derzeitig schon erfassten aber kompostierten Bio- und Grünabfälle ........................................................................................................................... 250

Tabelle 5-6: Energieausbeute bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne ........... 251

Tabelle 5-7: Gesamtpotenzial zusätzlich erschließbarer Energien (Nettoausbeute) durch die Vergärung von Bio- und Grünabfällen ................................................................................................ 251

19

Abkürzungen AbfKlärV Klärschlammverordnung

Afex Ammonia Fibre Expansion

BBodSchV Bundes - Bodenschutz- und Altlastenverordnung

BF Biofilter

BGK Bundesgütegemeinschaft Kompost

BHKW Blockheizkraftwerk

BimSchV Bundes Immissions Schutz Gesetz

BioAbfV Bioabfallverordnung

BM Baumuster

BMHKW Biomasseheizkraftwerk

B maximale zulässige Raumbelastung des Faulturms R

BSB biologischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen 5

C/N-Verhältnis Kohlenstoff-Stickstoff-

COP Coefficient of Performance (Leistungszahl)

CRC Clausius-Rankine-Cycle

CSB chemischer Sauerstoffbedarf

DEA Diethanolamin-Wäsche

DüMV Düngemittelverordnung

DüV Düngemittelverordnung

DVWK Deutscher Verband für Wasserwirtschaft und Kulturbau e.V.

DWW Druckwasserwäsche

EEG Erneuerbare Energien Gesetz

EFF europäische Effizienzklassen

EGW Einwohnergleichwerten

El Elektrisch

EVU Energieversorgungsunternehmen

EW Einwohnerwert

Fe Eisen

FM Frischmasse

FuE Forschung und Entwicklung

GE Geruchseinheit

GIS Geoinformationssysteme

GV Glühverlust

GV Glühverlust Rohschlamm KS

HBPS Hygiene-Baumusterprüfsystem

HCl Chlorwasserstoff

HKW Heizkraftwerk

20

HRT Hydraulic retention time (Hydraulische Verweilzeit)

HW Heizwerk

KEA Kumulativer Energieaufwand

KrWG Kreislaufwirtschaftsgesetz

kW Kilowatt

kWh Kilowattstunde

KWK Kraft-Wärme-Kopplung

m/s Meter pro Sekunde

MBA Mechanisch-biologische Abfallbehandlungsanlage

MBS mechanisch-biologische Stabilisierung

MCFC-Brennstoffzelle Schmelzcarbonat-Brennstoffzelle

MEA Monoethanolamin-Wäsche

MPS Mechanisch-physikalische Stabilisierung

MUNLV Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz

MVA Müllverbrennungsanlage

MW Megawatt

MWel elektrische Leistung (MW)

NaWaRo Nachwachsende Rohstoffe

Ne Nicht-Eisen Metalle

Nm³ Normkubikmeter

o.g. oben genannt

ORC Organic Rankine Cycle

örE öffentlich-rechtliche Entsorgungsträger

oTS organische Trockensubstanz

oTS biolgisch abbbaubare Organische Trockensubstanz bio

Pa Pascal

PCDD/F Polychlorierte Dibenzodioxine bzw. Furane

PEMFC-Brennstoffzelle Polymerelektrolyt-Brennstoffzelle

PESTEL-Analyse Political, Economic, Social, Technical, Ecological, Legal

P Gesamtphosphat ges

PSA Pressure Swing Adsorption (Druckwechsel-Adsorbtion)

RAL Deutsches Institut für Gütesicherung und Kennzeichnung e.V.

RASH Rapid-Steam-Hydrolysis

s.o. siehe oben

SCR Selektive katalytische Reduzierung

SNCR Selektive nicht-katalytische Reduzierung

SWOT Strength Weaknesses Opportunities Threats

21

TA-Luft Technische Anleitung Luft

t Tonne Trockenmasse atro

TierNebV Tierische Nebenprodukte Beseitigungsverordnung

TM Trockenmasse

TOC Total Organic Carbon

TR Trockenrückstand im Co-Substart CO

TRKS Trockenrückstand im Rohschlamm

TS Trockensubstanz

UASB-Prinzip Upflow anaerobic sludge blanket

V Volt

V Faulturmvolumen F

Vol-.% Volumenprozent

VZÄ Vollzeitäquivalent

22

1 Einleitung Die effektive Nutzung der in Rest- und Abfallstoffen enthaltenen Wertstoffe leistet einen wichtigen Beitrag zur Schonung von Ressourcen und zum Klimaschutz. Hierzu gehören auch Biomasseprodukte, die als Nebenprodukt, Reststoff oder Abfall/Abwasser in unterschiedlichen Wirtschaftsbereichen neben dem eigentlichen Produkt entstehen. Hierbei überspringt die aktuell geführte Diskussion zur Optimierung der biologischen Abfallbehandlung festgefahrene Denkkategorien. Bei der Suche nach dem optimalen Weg zur Verwertung biogener Reststoffe geht es längst nicht mehr um eine Abwägung der infrage kommenden Technologien, also Vergärung, Kompostierung oder thermische Verwertung, sondern um deren Integration in ganzheitliche Betrachtungsweisen eines organischen Stoffstrommanagements (UBA, 2010). Wendenburg und Bergs (2008) sprechen in diesem Zusammenhang von „Reststoff-Biomassen“ und weisen darauf hin, dass diese hinsichtlich des Treibhausverminderungspotenzials in der Gesamtökobilanz besser abschneiden als solche Materialien, welche eigens zum Zweck der energetischen Nutzung angebaut werden wie beispielsweise nachwachsende Rohstoffe. Um eine nachhaltige Ressourcenbewirtschaftung zu gewährleisten, muss jedoch das gesamte darin enthaltende Potenzial zur energetischen wie auch stofflichen Verwertung genutzt werden. Neben einer technischen Nutzung von zugänglichen Energiepotenzialen sind hierbei relevante Mengen organischer und mineralischer Düngemittel und Bodenverbesserer zu nennen, durch deren Nutzung über die Substitution mineralischer Dünger und Nährstoffe wiederum Energie und Rohstoffe aus fossilen Ressourcen eingespart werden können.

Die ökonomische Vorteilhaftigkeit und ökologische Wirksamkeit werden maßgeblich durch die Effizienz der zum Einsatz kommenden Systeme und technischen Verfahren beeinflusst. Potenzial- und Stoffstromanalysen mit entsprechenden Lösungsansätzen zur Optimierung der Verfügbarkeit biogener Reststoffe zur energetischen und stofflichen Nutzung liegen in großem Umfang vor, ebenso wie auf hypothetischer Grundlage erstellte Optimierungsszenarien zur grundsätzlichen Abschätzung der Potenziale aktueller und künftiger Verwertungstechnologien. Hierbei zeigen die getroffenen Annahmen Entwicklungskorridore für technologische Lösungen auf, errechnen die angegebenen Zielgrößen jedoch auf Basis theoretischer, überschlägiger, zum Teil grober Abschätzungen. Die resultierenden Angaben sind zur Umsetzung konkreter Optimierungsmaßnahmen auf spezifischen Anlagen nur bedingt geeignet, da bestehende Probleme und Lösungsansätze nur sehr allgemein benannt werden können.

Um die Effizienz einzelner Technologien, Verfahrensweisen oder auch einzelner Anlagen bewerten und hieraus Optimierungspotenziale ableiten zu können, bedarf es jedoch eines vergleichenden Ansatzes und einer Datenmatrix, die es ermöglichen auch Anlagen unterschiedlicher Bauart und Verfahren zu vergleichen. Diesen Ansatz zu entwickeln und die notwendige Datenbasis zu schaffen ist Ziel der vorliegenden Studie. Zu diesem Zweck haben die beteiligten Forschungseinrichtungen umfangreiche Erhebungen zu technischen Daten von Verwertungsanlagen durchgeführt, ergänzt durch Untersuchungen zu internen wie externen Einflussfaktoren nichttechnischer Art. Weiterhin wurden Recherchen zum Aufkommen verschiedener Substrate und deren Eignung für unterschiedliche Verwertungswege durchgeführt, um hieraus Optimierungspotenziale im Bereich der Erfassung wie auch des Stoffstrommanagements aufzuzeigen und zu quantifizieren. Ergänzt werden diese Recherchen durch die Ergebnisse von Verbrennungsversuchen, welche das Fraunhofer-Institut für Umwelt-, Sicherheits- und Energietechnik UMSICHT (UMSICHT) im Rahmen dieser Studie durchgeführt hat.

Die Datenerhebung wurde anhand der untersuchten Technologien in vier Teilbereiche untergliedert, welche jeweils von einem der beteiligten Institute untersucht wurden. Diese Bereiche sind:

Vergärung, untersucht durch die Abteilung für Abfall- und Ressourcenwirtschaft des Leichtweiß-Institutes der Technischen Universität Braunschweig (TUBS)

Kompostierung, untersucht durch die Bauhausuniversität Weimar (BUW)

Co-Vergärung, untersucht durch BUW

Thermische Verwertung, untersucht durch UMSICHT

23

Des Weiteren führt das Institut für chemische und thermische Verfahrenstechnik Untersuchungen zur Energieeffizienz der Abluftreinigung bei der Verwertung biogener Reststoffe durch. Unterstützung erfuhren die Projektbeteiligten im Bereich Stärken- und Schwächenanalyse durch das Center for Performance Management UG.

24

2 Grundlagen 2.1 Substrate Im Zuge der Projektbearbeitung wurden viele Daten zu diversen Abfallsubstraten zusammengetragen, welche teilweise für die technologiespezifischen Betrachtungen von Bedeutung waren, aber auch für die spätere Betrachtung von Technologiekombinationen. Daneben wurden jedoch auch Daten gesammelt, welche nicht weiter in der Projektarbeit verwendet wurden, da sie bei näherer Betrachtung nicht relevant waren. Insgesamt wurde so ein reicher Fundus an Substratdaten zusammengestellt, welcher ein Teilergebnis der Projektarbeit darstellt. Um dieses Ergebnis für weitere Forschungsarbeiten zugänglich zu machen, wurden alle Daten in einer gemeinsamen Tabelle zusammengestellt. Der Tabellenaufbau erfolgte entsprechend der Liste zulässiger Ausgangsstoffe der Bundesgütegemeinschaft Kompost e. V. für die Herstellung gütegesicherter Komposte und Gärprodukte, welche sich an den Güte- und Prüfbestimmungen der RAL-GZ 251 und der RAL-GZ 245 orientiert (Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V., 2012). Als weiterer strukturgebender Hintergrund wurden die zulässigen Ausgangsstoffe für die Aufbereitung von Düngemitteln, Bodenhilfsstoffen, Kultursubstraten und Pflanzenhilfsmitteln der Düngemittelverordnung herangezogen (DüMV, Tabellen 11 und 12 der Anlage 2) sowie Substratlisten der Bioabfallverordnung (BioAbfV) und der Tierische Nebenprodukte- Beseitigungsverordnung (TierNebV). Die Tabelle beinhaltet im Einzelnen Informationen über Abfallstoffe aus den folgenden Bereichen:

• Privathaushalte und Gewerbe (Kategorie A)

• Rückstände aus der Lebens-, Genuss- und Futtermittelherstellung oder -verarbeitung (Kategorie B)

• Rückstände aus der betriebseigenen Abwasserbehandlung der Lebens-, Genuss- und Futtermittelproduktion (Kategorie C)

• Wirtschaftsdünger tierischer und pflanzlicher Herkunft (Kategorie D)

• Rückstände aus der Verarbeitung landwirtschaftlicher Rohstoffe (Kategorie E)

• Rückstände aus technischen Prozessen (Kategorie F)

• Rückstände aus der Forstwirtschaft und Holzverarbeitung (Kategorie G)

• Sonstige pflanzliche Materialen (Kategorie H)

• Sonstige Rückstände mit tierischen Anteilen (Kategorie I)

• Mineralische Stoffe (Kategorie J)

• Erntegut aus der Landwirtschaft (ehemalige Kategorie K)

• Aufbereitungs- und Anwendungshilfsmittel (Kategorie L).

Die folgenden Substrateigenschaften wurden jeweils als Minimum-, Mittel- und Maximalwert zusammengetragen, sofern sie verfügbar waren:

• Trockensubstanz (TS)

• organische Trockensubstanz (oTS)

• Schüttdichte

• Gesamtstickstoff (NGES

• Phosphat (P

)

2O5

• Kalium (K

)

2

• Biogaspotenzial pro Mg oTS

O)

• Methangehalt im Biogas.

25

Die Datensammlung enthält zusätzlich Angaben zu möglichen Nutzungsschienen der Substrate. Dabei sind die Nutzungen Kompostierung, Vergärung, Co-Vergärung und Verbrennung unter Nennung der jeweils relevanten rechtlichen Verordnungen berücksichtigt.

Zur Nachvollziehbarkeit der zusammengetragenen Daten wurden die entsprechenden Quellenangaben in numerischer Struktur in die Sammlung eingearbeitet. Es gibt sowohl jeweils übergreifende Quellen, bei denen mehrere Angaben aus einer Quelle stammen, als auch spezifische Angaben, bei denen einzelne Substratwerte aus verschiedenen Quellen stammen.

2.1.1 Aufkommen verschiedener biogener Reststoffe

Die getrennte Erfassung vom Bio- und Grünabfällen hat in Deutschland ein hohes Niveau erreicht. Allerdings ist der Anteil der daraus gewonnenen Energie noch vergleichsweise gering, die Biomasse wird überwiegend über den Weg der Kompostierung verwertet.

Nach Angaben des Statistischen Bundesamtes wurden im Jahr 2010 8,73 Mio. Mg Bio- und Grünabfälle erfasst (Destatis 2012). Die erfassten Bio- und Grünabfälle werden in ca. 990 Kompostanlagen und 63 Vergärungsanlagen (Stand 4/2012) verarbeitet. Bei den 63 Vergärungsanlagen handelt es sich ausschließlich um Anlagen, die überwiegend Bioabfälle verarbeiten, die über die Biotonne erfasst werden.

Die organischen Abfälle aus urbanen Räumen (Siedlungsabfälle) haben in Deutschland ein weitaus größeres Volumen als alle übrigen organischen Abfälle aus der Land- und Forstwirtschaft und der Fischerei zusammen (s. Abbildung 2-1). Die Mengen getrennt gesammelter biologischer Abfälle in Deutschland entsprachen in den Jahren 2006/2007 in etwa der Hälfte des existierenden Gesamtpotenzials (Barth u. a., 2008). Insofern bestehen noch Spielräume für eine Steigerung der getrennten Erfassung.

Abbildung 2-1: Organisches Abfallaufkommen in Deutschland für das Jahr 2006 (Witzenhausen-

Institut, 2010)

Die Siedlungsstruktur beeinflusst die Menge und die Qualität der gesammelten Bioabfälle in Deutschland entscheidend. Während im Innenstadt- und Mehrfamilienhausbereich unabhängig des anfallenden spezifischen Bioabfallvolumens ein relativ hoher Fremdstoffanteil zu erwarten ist, herrscht im ländlichen Bereich ein umgekehrtes Verhältnis vor (Witzenhausen-Institut, 2010). Aufgrund des dezentralen Charakters der Abfallentsorgung mit einem relativ geringen Anschlussgrad

26

der Haushalte an die Biotonne wird oft eine Vor-Ort-Kompostierung im Hinterhof praktiziert, welche durch eine für ihre Zwecke etwas günstigere organische Abfallzusammensetzung als in Stadtgebieten noch zusätzlich gefördert werden kann (siehe Tabelle 2-1). Die tatsächlich vorhandene Bioabfallmenge kann dadurch regional deutlich über den statistisch erfassten Mengen liegen.

Tabelle 2-1: Organische Abfallmengen nach Siedlungsstrukturen im Landkreis Neustadt / Aisch (Bayerisches Landesamt für Umweltschutz, 2002)

Verwertbare organische Fraktionen (kg/E u.a)

Urbane Struktur

Land Stadt Innenstadt

Küchenabfälle 15,50 13,86 12,28

Gartenabfälle 2,33 0,63 0,87

Sonst. Organik 0,28 0,15 0,04

In Tabelle 2-2 ist eine Auswahl an Substraten dargestellt, die hinsichtlich ihrer physikalisch-chemischen Beschaffenheit sowie in Bezug auf ihre Potenziale für eine thermische Verwertung besonders geeignet sind.

Tabelle 2-2: Substrattabelle biogener Reststoffe (FNR 2005, Simon et al. 2008, Reichenberger et al. 2008, Hartmann 2006) Abfallbezeichnung gemäß AVV Stoffeigenschaften

Nr. Abfall-schlüssel Bezeichnung TS (%) oTS von TS (%)

Schütt-dichte

(kg/m³)

unterer Heizwert Hu

(MJ/kg)

1 02 01 07 Waldrestholz 80,0 - 88,0 99,0 - 99,5 195 -260 18,4 - 18,8

2 02 01 07 Schwachholz 80,0 - 88,0 99,0 - 99,5 195 -260 18,4 - 18,8

4 Landschaftspflegeholz 80,0 - 88,1 99,0 - 99,6 196 -260 18,4 - 18,9

5 02 01 07 Rinde 60,0 - 85,0 95 -96,2 205 - 320 19,2

6 Industrierestholz 76,8 99,5 195 -260 18,4 - 18,8

7 03 01 05 Sägerestholz 99,0 90 - 170 18,4 - 18,8

8 unbehandeltes Altholz 85,0 91,0 195 -260 12 – 15

9 behandeltes Altholz 85,0 91,0 195 -260 12 – 15

10 02 01 03 Stroh 60,0 - 90,0 93,8 - 95,2 65 - 140 17,1 - 17,5

11 Landschaftspflegeheu 30,0 - 55,0 94,3 17,4

14 02 01 03 Abfall- und Mindergetreide

84,0 - 91,0 97,3 - 97,9 760 17,0

15 02 01 03 Mühlennebenprodukte 90,0 93,3 - 93,9 360 16,4 - 17,3

17 19 06 06 Gärreste 87,0 90,0 10 – 17

Gleichzeitig zu den verfügbaren Heizwertpotenzialen bei Grünabfällen sind auch ihre natürlichen saisonbedingten Mengenschwankungen zu beachten (Abbildung 2-2). Anders verhält es sich mit Substraten aus Küchen und Haushalten – ihre Monatsmengen sind im ganzen Jahr relativ konstant.

27

Abbildung 2-2: Jahresverteilung ausgewählter organischer Substratarten

Die im novellierten Kreislaufwirtschaftsgesetz (Anonym 2012) geforderte Recyclingquote von 65% und die Pflicht zur getrennten Sammlung der Bioabfälle ab Januar 2015 wird eine Schlüsselfunktion hinsichtlich des Ausbaus der Bioabfallverwertung einnehmen.

Im Bericht wird folgende Definition für Bio- und Grünabfälle verwendet.

• Bioabfälle: Über die Biotonne erfasste Küchenabfälle bei anteiliger Miterfassung von Gartenabfällen (Abfallschlüssel 20030104 „Abfälle aus der Biotonne“).

• Grünabfälle: Über separate Sammelsysteme (Hol- und/oder Bringsysteme) erfasste Gartenabfälle und Strauchschnitt (ohne Vermischung mit nassen Küchenabfällen) (Abfallschlüssel 200201 „Biologisch abbaubare Abfälle aus Garten- und Parkabfällen“).

Diese Definition weicht damit von der EU-Abfallrahmenrichtlinie aus dem November 2008 (Art. 2 Nr. 4) ab, nachdem Bioabfälle die Gesamtheit der „biologisch abbaubaren Garten- und Parkabfälle, Nahrungs- und Küchenabfälle aus Haushalten, aus dem Gaststätten- und Cateringgewerbe und aus dem Einzelhandel sowie vergleichbare Abfälle aus Nahrungsmittelverarbeitungsbetrieben“ umfassen.

2.1.2 Verwertungswege biogener Reststoffe

Biogene Reststoffe sind, je nach ihrer stofflichen Zusammensetzung für einen einzelnen oder mehrere Verwertungswege prädestiniert. In der folgenden Betrachtung wird zuerst auf die biologische Verwertung fokussiert, welche die Kompostierung, die Vergärung und die Co-Vergärung einschließt. Im zweiten Teil der Betrachtung wird auf die thermische Verwertung eingegangen, welche Verbrennung und Pyrolyse umfasst.

2.1.2.1 Biologische Verwertungswege

Die biologische Abfallverwertung wird grundsätzlich in Kompostierung (aerob) und Vergärung (anaerob) unterschieden. Allerdings können Gärreste sehr wohl nachträglich kompostiert werden – beide Verfahren schließen sich somit nicht gegenseitig aus, sondern können teilweise aufeinander

28

aufbauen. Einer Kompostierung zugeführte Gärrückstände können sowohl den Kompostierungsablauf, als auch das Endprodukt quantitativ und qualitativ positiv beeinflussen. Auch eine „Vorschalt-Vergärungsanlage“ (siehe Abbildung 2-3) in Kompostwerken kann aufgrund des bei der Vergärung vorhandenen Energieüberschusses zu einer besseren Gesamtenergiebilanz beitragen und wirtschaftliche Vorteile mit sich bringen.

Abbildung 2-3: Biogasanlage im Verbund (Brummack)

Bei dem für die Vergärung und insbesondere Co-Vergärung infrage kommenden Material handelt es sich weitgehend um organische Reststoffe tierischen oder menschlichen Ursprungs (inkl. Nahrungsmittelabfälle), welche bundesweit ein jährliches Gesamtpotenzial von ca. 20 TWh aufweisen (Institut für Energetik und Umwelt gGmbH (IE), 2004).

Organische Abfälle vorwiegend pflanzlichen Ursprungs sind nur dann für eine Co-Vergärung auf Kläranlagen geeignet, wenn sie die Schadstoffgrenzwerte für Schwermetalle einhalten und möglichst wenig mit holzigem Material vermischt sind. Grün- und Holzabfälle aus der Park- und Gartenunterhaltung werden aufgrund ihrer Zusammensetzung eher einer Kompostierung zugeführt, während die Biogasgewinnung aus reinem Energiepflanzenanbau wie beispielsweise Mais in separaten Vergärungsreaktoren erfolgt. Die Zugabe faseriger, holzhaltiger Bioreststoffe als Co-Vergärungssubstrat erfordert zum Zwecke ihrer Pumpfähigkeit und guten Durchmischungsfähigkeit im Faulturm eine vorgeschaltete Zerkleinerung des Materials (Lampert et al. 2011). In Verbindung mit dem relativ niedrigen Nährstoffgehalt solcher strukturreichen pflanzlichen Abfälle erscheint ihr Einsatz in Co-Vergärungsreaktoren technologisch zwar möglich, energetisch jedoch weniger sinnvoll.

2.1.2.2 Thermische Verwertungswege

Die Verwertung von Altholz und naturbelassenem Restholz erfolgt fast ausschließlich über thermische Verfahren. Andere biogene Reststoffe werden jedoch nur in einem äußerst begrenzten Maße für die thermische Verwertung herangezogen.

Auf Grund von Nachweispflichten aus dem EEG werden die Einsatzstoffe in Biomasseheizkraftwerken besonders gut dokumentiert. Der Brennstoffeinsatz in BMHKW wird für 2011 auf ca. 7,8 Mio tatro

Abbildung 2-4

geschätzt. Der Einsatzstoff ist nahezu ausschließlich Holz. Es kommen vor allem Altholzsortimente, aber auch naturbelassenes Holz bzw. Mischsortimente zum Einsatz. Über die Hälfte aller Anlagen verwenden ausschließlich naturbelassenes Holz, was bezogen auf die Leistung jedoch nur einem Drittel der gesamten Leistung entspricht (vgl. ). Unter

29

naturbelassenem Holz kann Waldrestholz, unbelastetes Sägerestholz, Rinde sowie Landschaftspflegeholz subsumiert werden. Alle anderen Anlagen setzen zumindest zu bestimmten Anteilen Altholz ein. (DBFZ, 2012)

Abbildung 2-4: Brennstoffeinsatz in Biomasseheizkraftwerken nach Anlagenzahl und installierter

elektrischer Leistung (DBFZ 2012)

Durch einen erheblichen Anstieg beim Einsatz in der thermischen Verwertung hat sich Altholz von einem Abfallstoff, für dessen Entsorgung bezahlt werden musste, hin zu einem nutzbaren Rohstoff entwickelt.

Abbildung 2-5: Preisentwicklung von Altholzsortimenten von 2003 bis 2012 (DBFZ 2012)

Stroh als Einsatzstoff zur energetischen Nutzung werden große Potenziale zugeschrieben, da keine Nutzungskonkurrenz zur Herstellung von Nahrungsmitteln auftritt. Vor allem in Dänemark und Schweden findet Stroh breite Anwendung als Brennstoff. In Deutschland gibt es bisher jedoch nur einzelne Projekte, bei denen Stroh eingesetzt wird. Das Strohheizwerk Schkölen lief 13 Jahre, ehe es wegen sinkender Nachfrage nach Wärme aus wirtschaftlichen Gründen außer Betrieb genommen wurde. In diesem Heizwerk wurden pro Jahr ca. 2.500 Tonnen Stroh verbrannt (Peisker 2008). Im

30

Strohheizwerk Jena werden in einem 1,7 MW Kessel jährlich in etwa 500 Tonnen Stroh als Regelbrennstoff eingesetzt. (Reinhold 2008)

Ende des Jahres 2012 soll das erste Großprojekt in Deutschland zur energetischen Verwertung von Stroh, das Bioenergiekraftwerk Emsland in Emlichheim, in Betrieb gehen. Jährlich 75.000 Tonnen Stroh sollen in einem Kessel mit einer Feuerungswärmeleistung von knapp 50 MW verbrannt werden, dabei sollen Strom und Prozessdampf produziert sowie ein Nahwärmenetz versorgt werden. Für weitere Standorte möglicher Strohheizkraftwerke sind Kyritz und Cloppenburg im Gespräch. (Knieper 2012)

Abbildung 2-6: Das Bioenergiekraftwerk Emsland (Knieper 2012)

Während vor allem in den skandinavischen Staaten Stroh auch in vielen Einzelfeuerungen zur Beheizung von Gebäuden eingesetzt wird, existierten in Deutschland bis 2010 weniger als 150 vergleichbare Feuerungen. (Hering 2012)

Die thermische Verwertung von Holz findet flächendeckend Anwendung und ist technisch ausgereift, andere biogene Reststoffe werden hingegen derzeit kaum in relevanten Mengen einer energetischen Verwertung zugeführt. Lediglich bei der energetischen Nutzung von Stroh zeichnen sich bereits Zuwächse ab.

2.2 Anlagentechnik 2.2.1 Vergärung

Die gezielte Vergärung organischer Abfälle wird im Bereich der Abwasserreinigung (Klärschlamm) und der Landwirtschaft (Gülle) schon seit langem praktiziert. Anaerobtechnologien zur Verarbeitung fester Abfallstoffe, wie Bio- und Grünabfall, wurden erst mit Beginn der 90ger Jahre eingesetzt. In der Boomphase der Installation des Systems „Getrenntsammlung und Verwertung von Bioabfällen“, 1988-1995, verfügte die Vergärungstechnologie noch nicht über den erforderlichen Entwicklungsstand. Erst in den letzten Jahren gewann die Vergärung an Bedeutung. Verantwortlich für die anfängliche Zurückhaltung waren technische und wirtschaftliche Probleme. Technische Mängel traten hauptsächlich durch funktionelle Störungen im Gesamtprozess (Mechanik und Biologie) sowie durch auffallend hohen Verschleiß auf. Hohe Investitions- und Betriebskosten, die für Anaerobverfahren gegenüber Aerobverfahren aufgewandt werden mussten, hemmten anfangs deren Etablierung - trotz vielfältiger ökologischer Vorteile, die der Anaerobtechnologie attestiert werden.

Zwischenzeitlich ist die Vergärungstechnik weiterentwickelt und optimiert worden, sodass technische Probleme auf ein akzeptables Maß reduziert werden konnten.

31

Finanziell sind durch das EEG positive Rahmenbedingungen für Anaerobtechnologien geschaffen worden. Zwar sind für Vergärungsanlagen nach wie vor höhere Investitionskosten zu veranschlagen, die Kostendifferenz zu Aerobanlagen fällt jedoch heute deutlich geringer aus als noch Mitte der 90er Jahre. Bedingt durch die Energieerlöse in Verbindung mit dem EEG, die mit Anaerobverfahren erzielt werden können, befinden sich die Betriebskosten für Anaerob- und Aerobtechnologien mittlerweile auf gleichem Niveau. Unter besonderen Rahmenbedingungen können Vergärungsverfahren ökonomische Vorteile aufweisen.

Unterstützung finden Vergärungsverfahren auch durch die höheren Anforderungen an die Begrenzung der Abluftemissionen durch die novellierte TA-Luft und die 30. BImSchV, da Vergärungsanlagen im Vergleich zu Kompostanlagen durch deren geringere Abluftemissionen bevorteilt werden.

Die im novellierten Kreislaufwirtschaftsgesetz (Anonym 2012) geforderte Recyclingquote von 65% und die Pflicht zur getrennten Sammlung der Bioabfälle ab Januar 2015 wird eine Schlüsselfunktion hinsichtlich des Ausbaus der Bioabfallverwertung und damit auch der Vergärungstechnologien einnehmen.

Im Bericht wird folgende Definition für Bio- und Grünabfälle verwendet.

• Bioabfälle: Über die Biotonne erfasste Küchenabfälle bei anteiliger Miterfassung von Gartenabfällen (Abfallschlüssel 20030104 „Abfälle aus der Biotonne“).

• Grünabfälle: Über separate Sammelsysteme (Hol- und/oder Bringsysteme) erfasste Gartenabfälle und Strauchschnitt (ohne Vermischung mit nassen Küchenabfällen) (Abfallschlüssel 200201 „Biologisch abbaubare Abfälle aus Garten- und Parkabfällen“).

Diese Definition weicht damit von der EU-Abfallrahmenrichtlinie aus dem November 2008 (Art. 2 Nr. 4) ab, nachdem Bioabfälle die Gesamtheit der „biologisch abbaubaren Garten- und Parkabfälle, Nahrungs- und Küchenabfälle aus Haushalten, aus dem Gaststätten- und Cateringgewerbe und aus dem Einzelhandel sowie vergleichbare Abfälle aus Nahrungsmittelverarbeitungsbetrieben“ umfassen.

Anlagenkonzepte für die Verwertung von Bioabfällen und die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung beinhalten, mit Ausnahme von Sonderverfahren, im Grundsatz die gleichen Techniken. Der Verfahrensablauf kann in mehrere Hauptfunktionsbereiche unterteilt werden (siehe Abbildung 2-7).

Im vorliegenden Kapitel werden die hauptsächlich eingesetzten Vergärungstechnologien beschrieben, Leistungsdaten sind in Kapitel 4.1 aufgeführt.

Abbildung 2-7: Schematischer Verfahrensablauf von Vergärungsanlagen zur Behandlung von Bio-

und Grünabfällen sowie Restabfällen

32

2.2.1.1 Anlieferung

Abfallannahme, Zwischenlagerung und erste Stör- und Problemstoffentnahmen sind die Hauptaufgaben im Anlieferungs- und Lagerungsbereich. Zur Annahme und Zwischenlagerung der angelieferten Abfälle werden verschiedene Arten von Bunkersystemen eingesetzt. Folgende Bauarten sind in der Praxis von Bedeutung:

• Flachbunker • Tiefbunker • kombinierter Flach-/Tiefbunker • Direktaufgabebunker • Tanks/Silos.

Die Entlade- und Bunkerfläche liegt bei Flachbunkern auf gleichem Niveau. Lieferfahrzeuge entleeren die Abfälle unmittelbar im Flachbunker. Dieses Bunkerkonzept bietet die Möglichkeit, spezifische Abfallqualitäten in speziellen Bunkersegmenten oder Boxen zwischenzulagern, um sie dem Abfallstrom gezielt zu dosieren oder speziellen Aufgabepunkten zuführen zu können. Eine gezielte Stoffstromtrennung im Bunkerbereich in vergärbare und nicht vergärbare Abfallkomponenten ist bei diesem Bunkerkonzept möglich. Die Übergabe des Materials in die Aufbereitung erfolgt mittels Radlader, bei der Restabfallbehandlung auch mit mobilem oder stationärem Bagger mit Polypgreifer. Die Aufgabepunkte werden als aufgeständerte Aufgabetrichter und/oder als im Bunkerboden eingelassene Abzugsbänder ausgeführt. Die aufgeständerte Konzeption bietet im Hinblick auf den konstruktiven Aufwand und die Sicherheit gegen unbeabsichtigtes Hinunterstürzen, die Zugänglichkeit bei Reparaturen sowie die Steighöhe deutliche Vorteile.

Die Lieferfahrzeuge entleeren bei diesem Bunkerkonzept, überwiegend auf Anlagen zur Restabfallbehandlung eingesetzt, die Abfälle unmittelbar an einer Abkippkante in den Tiefbunker. Die Bunkerauslegung erfolgt in Abhängigkeit der geforderten Speicherkapazität, der erforderlichen Abkippstellen, der Flächenverfügbarkeit und des Baugrundes. Die Übergabe des Materials in die Aufbereitung erfolgt vorwiegend mittels Brückenkrananlagen mit Polypgreifern. Tiefbunker mit Kratz- oder Schubböden als Entleerung und Dosiervorrichtung, wie vereinzelt bei Vergärungsanlagen von Bioabfällen im Einsatz, sind für die Bunkerung von Restabfällen nicht geeignet. Insbesondere die begrenzte Schütthöhe – zur Verhinderung von Brückenbildungen und Verkantungen – lassen diese Tiefbunkermodifikation als nicht wirtschaftlich/praktikabel erscheinen. Die vollständige Entleerung und Reinigung des Tiefbunkers ist im Gegensatz zu anderen Bunkerkonzepten schwierig. Die Ausbildung des Bunkers sollte daher der Greifergeometrie angepasst und die Bunkersohle gegen eine Beschädigung durch den Greifer geschützt werden. Die Auskleidung des Tiefbunkers mit einer speziellen Betonschicht (Opferbeton) zum Schutz vor mechanischen Beschädigungen wird ebenfalls praktiziert. Eine gezielte Stoffstromtrennung im Bunkerbereich in vergärbare und nicht vergärbare Abfallkomponenten ist bei diesem Bunkerkonzept nicht möglich.

Kombinierte Flach-/Tiefbunkerkonzepte versuchen, die Vorteile des Flach- und Tiefbunkers zu vereinigen. Die anliefernden Fahrzeuge entleeren den Restabfall über eine Kippkante von maximal 3m Höhe in einen Flachbunker. Die Materialaufgabe in die Aufbereitung oder Zwischenlagerungsboxen erfolgt in der für die Flachbunker bereits beschriebenen Weise.

Bei Direktaufgabebunkern entladen die Lieferfahrzeuge direkt, in Abhängigkeit von der Anlieferfrequenz in einen oder mehrere nebeneinander ebenerdig angeordnete, mit einem Abzugsband versehene Bunker. Als Fördereinrichtung haben sich Kettengurte und Plattenbänder bewährt. Dieser Bunkertyp kann in den geschlossenen Annahmebereich integriert oder separat installiert werden. Im letzteren Fall ist der Direktaufgabebunker vollständig gekapselt mit Abluftfassung auszuführen.

Vergärungsverfahren eignen sich im Gegensatz zur Kompostierung insbesondere für die Verarbeitung flüssiger und pastöser Abfälle, die überwiegend in der Nahrungsmittel- und Agroindustrie anfallen. Die stofflichen Eigenschaften der Abfälle machen in der Regel eine von den festen Abfällen getrennte Lagerung erforderlich. Die flüssigen und pastösen Abfälle werden von den anliefernden Fahrzeugen zumeist direkt über einen Tankstutzen in ein Schlammsilo oder einen Tank abgepumpt, um Geruchsemissionen zu vermeiden. Die Behälter sind kontinuierlich oder periodisch zu durchmischen, um die Bildung von Schwimm-, Sinkschichten und Sedimenten zu verhindern. Speise- und

33

Kantinenabfälle werden in separaten flüssigkeitsdichten Mülltonnen, Müllgroßbehältern oder Containern angeliefert, die meist direkt in den Aufgabetrichter einer Zerkleinerungsmühle entleert werden. Die notwendige Reinigung der geleerten Transportbehälter sollte möglichst unmittelbar in der Annahmehalle erfolgen, sofern die Transportfahrzeuge nicht über eine eigene Behälterreinigung verfügen (ATV, 2003).

2.2.1.2 Vorbehandlung vor der Vergärung

Um hinreichende enzymatische Abbauvorgänge bei der Produktion von Biogas oder auch Bioethanol zu erreichen, sind Vorbehandlungsverfahren meist unerlässlich. Effektive und ökonomische Vorbehandlungsverfahren sollten folgende Bedingungen erfüllen (Taherzadeh und Karimi, 2008):

• Produktion reaktiver organischer Strukturen für den enzymatischen Angriff

• Vermeidung der Bildung möglicher Inhibitoren für hydrolytische Enzyme und fermentative Mikroorganismen

• minimaler Energieaufwand / hohe Energieeffizienz

• geringe spezifische Betriebskosten der Korngrößenzerkleinerung und des Aufschlusses

• geringe Investitionskosten für den Bau einer Vorbehandlungsanlage

• geringe Mengen an Rückständen

• kein oder möglichst geringer Bedarf kostengünstiger und nicht inhibierender zusätzlicher Betriebsstoffe (z.B. Chemikalien).

Bei der Auswahl der Aufbereitungstechnik für feste Abfallstoffe ist insbesondere die Zusammensetzung der Ausgangssubstrate entscheidend. Restabfälle zeichnen sich beispielsweise durch stark unterschiedliche stoffliche Zusammensetzungen, physikalische Eigenschaften und Schadstoffpotenziale aus. Sie erfordern somit umfangreichere Aufbereitungsmaßnahmen, als dies beispielsweise für Bioabfälle der Fall ist.

Die Abfallaufbereitung vor der anaeroben Behandlung fester Abfallstoffe umfasst drei Funktionen:

• Abtrennung von Stör- und Schadstoffen

• Stoffstromtrennung • Konfektionierung für den anaeroben Behandlungsprozess.

Bedingt durch materialspezifische Anforderungen bezüglich der zum Einsatz kommenden Vergärungstechniken - trockene oder nasse Prozessführung - bietet sich eine Systematisierung der Aufbereitung nach zwei prinzipiell unterschiedlichen Methoden an, der trockenen und der nassen Aufbereitung.

Die zur Aufbereitung der Stoffströme eingesetzten Verfahrensschritte bestehen aus den Hauptkomponenten Zerkleinerung, Siebung und Fe-und Ne-Scheidung. Hierbei handelt es sich in der Regel um Standardaggregate, die nicht spezifisch den Anaerobtechnologien zuzuordnen sind. Nasse Aufbereitungsverfahren, wie Hydroklassierer, Pulper/Stofflöser und Perkolatoren, kommen dagegen bei Verfahren mit nasser Anaerobstufe zu Einsatz.

Eine Übersicht über die eingesetzten Aggregate, ihre Funktionsweisen sowie die genutzten Abfalleigenschaften zeigt Tabelle 2-3.

.

1. Abtrennung von Stör- und Schadstoffen

Die Abtrennung von Abfallkomponenten, die den Verfahrensablauf und die Gewährleistung der Transportfähigkeit in den Fördersystemen beeinträchtigen, sind elementare Bestandteile der mechanischen Aufbereitung vor der Vergärungsstufe. Die erste Störstoffentnahme findet im Anlieferungsbereich statt und erfolgt manuell und durch Ladegeräte.

34

In der mechanischen Aufbereitung erfolgt eine systematische Störstoffabtrennung vorwiegend über Siebstufen, Sortierstationen und Metall-/Nichtmetallscheider. Grobe und sperrige Abfallbestandteile werden vor der Aufgabe in nachgeschalteten Aufbereitungs- und Behandlungsstufen zerkleinert, um die Transportfähigkeit in den Fördersystemen zu gewährleisten. Gebinde (z.B. verschlossene Müllsäcke) werden durch den Zerkleinerungsvorgang geöffnet.

Die Forderungen nach weitestgehender Fremdstofffreiheit bei organischen Bodenverbesserern und Düngemitteln macht eine intensive Fremdstoffelimination bei der Bioabfallverwertung unumgänglich. Sie erfolgt bei trockenen Aufbereitungsverfahren in der Regel durch manuelle Aussortierung vom Sortierband aus dem gesamten Stoffstrom oder aus dem mit Störstoffen angereicherten Siebüberlauf in einer gesonderten Sortierstation. Nasse Verfahren nutzen das Schwimm-Sink-Prinzip (s.u.), vereinzelt auch in Verbindung mit Siebschnitten. Schwerstoffe z. B. Glasscherben, Steine, NE-Metalle und Fe-Metalle werden nach einem Stofflösungs-/Anmaischprozess über Schwerstoffschleusen am Boden der Aufbereitungsbehälter abgezogen. Aufschwimmende grobe Störstoffe (z.B. Kunststoffe, Textilien, Holz) werden über so genannte Leichtstoffrechen abgezogen oder durch spezielle nasse Siebstufen abgetrennt.

35

Tabelle 2-3: Genutzte Eigenschaften und Aggregate zur mechanischen Aufbereitung von Abfallgemischen vor der Vergärung

Aggregate Genutzte

Stoffeigenschaften

Funktionen Ausführungen

Zerkleinerer Aufbau, Härte, Sprödigkeit und Spaltbarkeit

Vergrößerung der spezifischen Oberfläche Korngrößenverkleinerung Öffnung von Gebinden Volumenverkleinerung/ -vergrößerung, Homogenisierung

Walzenmühle Schneidmühle Kugelmühle

Siebe Partikelgröße Trennung in Kornklassen Öffnung von Gebinden Homogenisierung

Trommelsieb Spannwellensieb Sternsieb

Pressen Partikelgröße

Konsistenz

Trennung in nasse organikangereicherte Feinfraktion und trockene brennstoffangereicherte Grobfraktion

Extruderpressen

Windsichter Gleichfälligkeit Trennung in Leicht- und Schwerfraktion

Vertikal-, Zickzack-, Rotationswindsichter, Zyklon

Hydro-

klassierer

Fliehkraft Sinkgeschwindigkeit

Trennung in Leicht- und Schwerfraktionen

Hydrozyklon

Perkolatoren Löslichkeit Trennung in lösliche flüssige und nicht lösliche feste Phasen

Perkolator

Stofflöser Dichte

Zugfestigkeit

Löslichkeit

Quellfähigkeit

Öffnung von Gebinden

Vergrößerung der spezifischen Oberfläche

Korngrößenverkleinerung und Oberflächenvergrößerung

Anmaischung

Stofflöser/Pulper

Sandscheider Dichte Abtrennung sinkfähiger Stoffe Sandscheider mit und ohne Gegenstrom

Magnet-scheider

Magnetisierung Fe-Metallscheidung Überbandmagnet, Trommelmagnete

Ne-Scheider Oberflächen-leitfähigkeit

Ne-Metallscheidung

Wirbelstromseparator

2. Stoffstromauftrennung vor der biologischen Behandlung

Die Stoffstromauftrennung erfolgt mit dem Ziel, spezielle Abfallkomponenten abzutrennen, um sie unterschiedlichen nachgelagerten Verwertungs- und Behandlungsverfahren zuzuführen. Bei MBA-Verfahren werden insbesondere die heizwertreichen Komponenten abgeschieden und der thermischen

36

Behandlung und/oder energetischen Verwertung zugeführt. Die Fe- und Ne-Metall-Scheidung erfolgt mit dem Ziel der Metallverwertung und der Schadstoffentfrachtung des Materials. Einzelne Behandlungskonzeptionen sehen eine Inertstoffscheidung vor, mit der Zielsetzung der Verwertung, der Entlastung nachgelagerter Verfahrensstufen und der Steigerung der Produktqualität der verbleibenden Reststoffe für thermische Verwertungs- und Behandlungsprozesse.

Insbesondere bei der Bioabfallverwertung, vereinzelt auch bei der Restabfallbehandlung, wird eine Auftrennung der biologisch abbaubaren Fraktion in einen Stoffstrom für Anaerobprozess und einen Stoffstrom für Aerobprozess vorgenommen.

Die meisten Anlagenkonzeptionen sehen eine Stoffstromtrennung vor oder nach einer Zerkleinerung vor, um grobe Materialien, die vergleichsweise geringe Anteile anaerob abbaubarer Komponenten enthalten, abzutrennen und diese direkt der Kompostierungsstufe zuzuführen. Dieser Stoffstrom umfasst bei Bioabfällen je nach Vergärungsverfahren zwischen 0 und 30% (siehe auch Kapitel 4.1.2.8.1). Ein weiterer Grund für die Abtrennung grober Komponenten sind verfahrensspezifische Anforderungen der Fermentertechnik. Hier sind bei den meisten Verfahren klare Vorgaben zur Korngößenbegrenzung gegeben (s.u.).

Eine Sonderform der Stoffstromtrennung stellen Extruderpressen dar. Hier wird das Abfallgemisch durch Verpressen mit Drücken von 600–1000 bar durch Matrizen mit unterschiedlichen Lochweiten in eine nasse organikangereicherte Feinfraktion und eine trockene brennstoffangereicherte Grobfraktion getrennt. Eingesetzt werden die Extruderpressen bei der Aufbereitung von Bioabfällen und Restabfällen.

Nasse Aufbereitungsverfahren trennen vorwiegend durch Schwimm-Sink-Trennung in Stofflöser mit nachgeschaftetem Sandfang (s.u.).

3. Aufbereitung für den biologischen Behandlungsprozess

Wesentliche Funktion der Konfektionierung für die biologische Behandlungsstufe ist die Schaffung optimaler Abbaubedingungen. Folgende Konfektionierungsschritte werden der Vergärung vorgeschaltet:

• Zerkleinerung zur Verbesserung des Materialaufschlusses und der Transportfähigkeit • Einstellung des gewünschten Nährstoff- und Wassergehaltes • Homogenisierung.

Trockene Aufbereitung.

Die trockene Aufbereitung besteht im Wesentlichen aus den Verfahrensschritten Siebung und Zerkleinerung und kommt bei trockenen Anaerobverfahren zum Einsatz. Der Fermenterinput wird bei trockenen kontinuierlichen Anaerobverfahren auf Korngrößen von maximal 30 - 60mm eingestellt. Dies erfolgt durch kombinierte Sieb- und Zerkleinerungsschritte. Bei diskontinuierlichen Verfahren sind Kornbegrenzungen nicht zwingend. Einige Verfahren sehen Kornbegrenzungen auf <100mm vor.

Bei Verwertungs- und Behandlungsverfahren mit integrierter Vergärung sind vorwiegend Trommelsiebe im Einsatz. Falls ein zweiter Siebschritt in die Aufbereitung integriert ist, werden zunehmend Sternsiebe verwendet.

Die Menge an oTSbio

Nasse Aufbereitung

im Restabfall setzt sich aus den biologisch abbaubaren Anteilen unterschiedlicher Fraktionen zusammen. Dazu zählen insbesondere Küchen- und Gartenabfälle, Papier/Pappe, Windeln und Kartonverbundverpackungen. Durch die Zerkleinerung findet eine deutliche Massenanreicherung der biologisch abbaubaren Komponenten in die Feinfraktionen <80mm statt.

Nasse Verfahren zur Aufbereitung und Konfektionierung kommen ausschließlich vor nassen Vergärungsstufen zum Einsatz. Die Behandlung unterliegt folgenden Zielsetzungen:

• Stoffstromauftrennung in Schwimm- und Sinkstoffe sowie Flüssigphase • Aufschluss durch Friktion und Einstellung des gewünschten Wassergehaltes

37

• Überführung der für die Vergärung nutzbaren Organik in eine pumpfähige Maische • Abtrennung anaerob abbaubarer Substanzen durch eine Kombination von Hydrolyse und

Perkolation/Auswaschung.

Bei nassen Verfahren erfolgt die Konfektionierung vorwiegend in Pulpern/Stofflösern. In der jüngeren Vergangenheit wurden zur Stoffstromtrennung und Konfektionierung auch Perkolationsaggregate eingesetzt. Hierbei handelt es sich um Verfahren, die physikalische und biologische Prozesse miteinander verbinden, sie werden daher im Kapitel Vergärungsverfahren (s.u.) beschrieben.

Der Pulper/Stofflöser kombiniert die Verfahrensschritte Zerkleinerung, Anmaischen und Klassieren. Der Stofflöser selbst erfüllt die Funktionen des Zerkleinerns und des Anmaischens, gleichzeitig erfolgt eine Schwimm-Sink-Trennung. Das Aggregat stammt ursprünglich aus der Altpapieraufbereitung und wurde dem Eingangsmaterial angepasst. Zunächst als Batchverfahren konzipiert, arbeitet das Verfahren mittlerweile auch semi-kontinuierlich. Zuerst werden Prozesswasser und Abfallstoffe in den Behälter eingefüllt, sodass eine Suspension mit ca. 5-12% Trockensubstanz entsteht. Die Prozesswasserdosierung hierfür ist variabel einstellbar und für das jeweilige Inputgemisch anpassbar. Durch einen kontinuierlich mit hoher Drehzahl laufenden Rotor wird das eingefüllte Abfallgemisch in eine fließfähige Suspension überführt, Scherbeanspruchung ausgesetzt, intensiv durchmischt und in der wässrigen Phase aufgeschlossen. Durch die zentrisch unten am Behälter angeflanschte Schwerstoffschleuse werden die schweren Störstoffe (Steine, Glasscherben, Metalle usw.) abgezogen. Nach einer bestimmten Auflösezeit wird der gesamte Behälterinhalt in eine mechanische Nachbehandlungsstufe eingetragen. Sie trennt die aus dem Stofflöser gewonnene Rohsuspension in eine vergärbare Suspension und in verschiedene Reststofffraktionen. Schwimmstoffe und Sand werden abgetrennt.

2.2.1.3 Vergärungsverfahren

Die für die Vergärung von festen Abfallstoffen eingesetzten Verfahren können nach folgenden prozesstechnischen Merkmalen differenziert beschrieben werden (siehe Abbildung 2-8):

• Trockene und nasse Prozesstechnologien, differenziert nach kontinuierlicher und diskontinuierlicher Verfahrensweise

• ein- oder mehrstufige Prozesstechnologien • mesophile oder thermophile Betriebsweise • Sonderformen.

Abbildung 2-8: Typisierung der Vergärung nach deren Technik und Prozess- und Betriebsführung

Nassvergärung Trockenvergärung

kontinuierliche Verfahren

kontinuierliche Verfahren

diskontinuierliche Verfahren

Aufstau - verfahren

Haufwerks - verfahren

Perkolations - verfahren

Vergärungsverfahren mesophil / thermophil

38

2.2.1.3.1 Trockene und nasse Prozesstechnologien, differenziert nach kontinuierlicher und diskontinuierlicher Verfahrensweise

Vergärungsverfahren werden je nach Trockensubstanzgehalt im Reaktorzulauf in nasse und trockene Verfahren untergliedert. Eine weitere Differenzierung der trockenen Verfahrenstechnologien erfolgt nach kontinuierlicher und diskontinuierlicher Betriebsweise.

Trockenverfahren arbeiten bei der kontinuierlichen Betriebsweise mit Trockensubstanzgehalten oberhalb von 25 bis 30% mit Werten bis zu ca. 45%. Diskontinuierliche Verfahren arbeiten bei Trockensubstanzgehalten oberhalb 30 bis 40% mit Werten bis zu 50%.

Nassverfahren zeichnen sich durch Trockensubstanzgehalte unterhalb 12 bis 15% aus, die unteren TS-Werte z.B. bei der Verwendung von Festbettreaktoren liegen bei unter 1%. Sollen Substrate verarbeitet werden, die höhere TS-Werte aufweisen, ist eine Zugabe von Prozesswasser erforderlich um die gewünschten Werte zu erzielen (Anmaischung). Es entsteht eine pump- und rührfähige Suspension.

Der Bereich zwischen 15 und 20% Trockensubstanz wird als Semi-Trockenvergärung bezeichnet, spielt aber in der Praxis nur eine untergeordnete Rolle.

Vor und Nachteile nasser und trockener Verfahren listet Tabelle 2-4 auf.

Tabelle 2-4: Vor- und Nachteile trockener und nasser Vergärungsverfahren

Nasse Vergärungsverfahren Trockene Vergärungsverfahren

Aufwändige Anmaischprozesse vor der Fermentation entfallen

Aufwändige Anmaischprozesse entfallen

Schwimm-Sink-Trennung schafft gute Voraussetzung für hohe Trennschärfe für Schwerstoffscheidung (Steine, Metalle, Glas)

Schwerstoffscheidung i.d.R. erst im Rahmen der Konfektionierung nach der Nachrotte möglich mit weniger scharfen Trennschnitten

Gute Substratdurchmischung in Flüssigphase, gute Entgasung

Aufwändigere Substratdurchmischung der Feststoffe und Entgasung

Günstige anaerobe Verfügbarkeit der bereitgestellten Organik, günstigere Wärme- und Stoffaustauschbedingungen

Etwas geringere anaerobe Verfügbarkeit der bereitgestellten Organik und ungünstigere Wärme- und Stoffaustauschbedingungen

Aufwändige Entwässerungsstufe am Ende des Fermentationsprozesses erforderlich. Häufig höhere Abwassermengen.

Weniger aufwändige Entwässerungsstufe am Ende des Fermentationsprozesses. Häufig geringere Abwassermengen.

Höherer Fermentervolumenbedarf Geringerer Fermentervolumenbedarf

Größere Stoffströme führen zu höherer Durchsatzleistung, Apparate und Maschinen müssen entsprechend größer ausgelegt werden

Vergleichsweise geringe Stoffströme

Höhere Störanfälligkeit durch komplexere und aufwändigere Prozesstechnik

Geringere Störanfälligkeit

Verluste an Organik über Schwimmschicht und Schwerstoffe (Grit)

Verluste an Organik über Siebüberlauf

Bei den kontinuierlichen Verfahren wird dem Fermenter in regelmäßigen Zeitintervallen Substrat zugeführt und eine entsprechende Menge Gärrest entnommen. Hierdurch wird eine mehr oder weniger kontinuierliche Biogasproduktion mit gleichbleibender Qualität erreicht.

Bei den diskontinuierlichen Verfahren hingegen werden die Fermenter (Boxen bzw. Tunnel) mit Rohabfall, bei einzelnen Verfahren auch gemeinsam mit vorvergärtem Material befüllt und

39

anschließend verschlossen. Eine Zerkleinerung der Abfälle ist nicht zwingend erforderlich. Eine Durchmischung im Fermenter entfällt.

Über einen Zeitraum von 3 bis 4 Wochen wird das Gärgut mit Prozesswasser bzw. Perkolat berieselt. Durch den dadurch eingeleiteten anaeroben Abbau entsteht Biogas in den Tunneln bzw. Boxen. Zusätzlich entsteht Biogas in den Perkolatspeichern.

Dadurch ist keine gleichbleibende Biogasproduktion und -qualität der einzelnen Fermenter zu erreichen, was durch die Parallelschaltung mehrerer - mindestens vier - Fermenter, die zeitversetzt die verschiedenen Phasen durchlaufen und durch Perkolatspeicher weitgehend kompensiert wird. Der Gärrest der diskontinuierlichen Vergärungsverfahren wird nicht entwässert. Die Zugabe von Strukturmaterialien in der nachgeschalteten Rotte wird von einigen Betreibern jedoch für notwendig gehalten und entsprechend praktiziert.

Die am Markt angebotenen Verfahren unterscheiden sich im Wesentlichen durch die Art und Weise der Perkolation (periodisch, stoßweise oder kontinuierlich), der Beheizung der Fermenter (biologische Vorerwärmung durch eine Belüftung, Beheizung der Fermenter, Erwärmung des Perkolatwassers) und durch die Ausgestaltung des Fermenterinnenraumes.

Abbildung 2-9 liefert einen Überblick fokussiert auf eine Differenzierung nach kontinuierlichen und diskontinuierlichen Verfahren mit den wesentlichen betriebs- und verfahrenstechnischen Merkmalen.

Abbildung 2-9: Übersicht über kontinuierliche und diskontinuierliche Verfahren (verändert nach UBA, 2010)

40

Tabelle 2-5: Vor- und Nachteile diskontinuierlicher und kontinuierlicher Vergärungsverfahren

Diskontinuierliche Vergärungsverfahren Kontinuierliche Vergärungsverfahren

Aufwändige Materialaufbereitungen vor der Fermentation entfallen

Aufwändige Materialaufbereitung vor der Fermentation

Die mechanische Durchmischung während der Fermentation entfällt. Im Fermenter befinden sich keine mechanischen Komponenten.

Mechanische Durchmischung während der Fermentation. Im Fermenter befinden sich bei den meisten Verfahren mechanische Komponenten. Die Folge sind erhöhte Korrosionen und Abrasionen sowie Störanfälligkeiten.

Kaum Gefahr von Fermenterhavarien durch Zusammenbruch der Biologie und den damit zusammenhängenden langwierigen Anfahrprozessen.

Gefahr von Fermenterhavarien durch Zusammenbruch der Biologie und den damit zusammenhängenden langwierigen Anfahrprozessen.

Keine aufwändige Entwässerungsstufe am Ende des Prozesses erforderlich. Damit entfallen auch wesentliche Abwassermengen.

Aufwändige Entwässerungsstufe am Ende des Prozesses ist erforderlich mit der Folge erhöhter Abwasserwassermengen.

Geringere Gasausbeute Höhere Gasausbeute

Geringerer Eigenenergiebedarf wg. geringerem Aufwand bei Materialaufbereitung vor der Fermentation, nicht erforderliche Durchmischung im Fermenter und Entwässerung nach Fermentation vor Kompostierung

Höherer Eigenenergiebedarf wg. höherem Aufwand bei Materialaufbereitung vor der Fermentation, erforderliche Durchmischung im Fermenter und Entwässerung nach Fermentation vor Kompostierung

Höherer Fermentervolumenbedarf Geringerer Fermentervolumenbedarf

Höhere Verfügbarkeit wegen geringerer Störanfälligkeit

Höhere Störanfälligkeit insbesondere in der Fermentation und der Entwässerung

2.2.1.3.1.1 Ausführungsbeispiele kontinuierlicher trockener Vergärungsverfahren

Die Aufbereitung und Konditionierung der Rest- und Bioabfälle erfolgt bei den Trockenverfahren verfahrensunabhängig überwiegend durch eine Zerkleinerung, Klassierung und Störstoffentfrachtung. Verfahrensbedingt können bei der Trockenvergärung zwei grundsätzlich unterschiedliche Verfahrenskonzeptionen eingesetzt werden. Die Trennung der verschiedenen, an dem Abbau der organischen Substanzen beteiligten, Mikroorganismen wird bei den quasi-volldurchmischten Reaktoren nicht vorgenommen, während bei dem Pfropfstrom- bzw. PlugFlow-Prinzip die Ausbildung einer Hydrolyse- und Versäuerungszone sowie einer Methanisierungszone angestrebt wird. Trotz der Viskosität des Materials und der Art der Durchmischung ist zu vermuten, dass Kurzschlussströmungen und Rückvermischungen auch bei Pfropfstromverfahren nicht vollständig unterbunden werden. Die Prozessstabilität von Pfropfstromverfahren wird durch die Rückführung aktiver Biomasse in den Reaktorzulauf gesteigert.

KOMPOGAS-Verfahren

Bioabfälle werden bei dem KOMPOGAS-Verfahren vorzerkleinert bzw. auf Korngrößen < ca. 80mm gesiebt, einer Fe-Scheidung unterzogen und in einer zweiten Zerkleinerungsstufe mit einer Schneidscheibenmühle auf eine Korngröße <40mm konfektioniert und in einem Zwischenbunker gespeichert (Abbildung 2-10). Die Speicherkapazität ist auf einen Zeitraum von ca. 3 Tagen ausgelegt und ermöglicht eine kontinuierliche Beschickung der Vergärung auch über das Wochenende. Eine gezielte aerobe Hydrolyse wird nicht vorgenommen. Die aufbereiteten Bioabfälle werden mit

41

Prozesswasser auf einen Trockensubstanzgehalt zwischen ca. 25 und 30% angemaischt und mittels Feststoffpumpen quasi-kontinuierlich in den Reaktor eingetragen. Der liegende Reaktor arbeitet nach dem Pfropfstrom- bzw. PlugFlow-Prinzip (Abbildung 2-11). Ein axial angeordnetes Rührwerk durchmischt das Gärsubstrat. Zusätzlich soll hiermit eine verbesserte der Gasfreisetzung bewirkt und die Bildung von Schwimmschichten unterbunden werden. Die anaerobe Behandlung des Substrates erfolgt ausschließlich bei thermophilen Temperaturen zwischen ca. 55 und 58°C. Der Reaktorzulauf wird in Doppelrohr-Wärmeübertragern erwärmt, während die Abstrahlungsverluste über eine Reaktorbeheizung ausgeglichen werden. Die Verweilzeit im Reaktor beträgt etwa 15-21 Tage.

Der Reaktorablauf wird teilweise zur Animpfung des Inputmaterials mit aktiver Biomasse rückgeführt. Das überschüssige Material wird in einer zweistufigen Entwässerung mittels Siebschneckenpresse und Dekanter behandelt und der Dekanterablauf teilweise zur Anmaischung der Abfälle genutzt. Die weitergehende Aufreinigung des Prozesswassers erfolgt in der Regel unter Zuhilfenahme von Flockungshilfsmitteln, wodurch der Trockensubstanzgehalt des Abwassers auf unter 2% reduziert wird (Hüttner et al. 1998). Erfahrungen liegen für Bio- und Restabfälle vor.

Abbildung 2-10: Schematische Darstellung des KOMPOGAS-Verfahrens für die Verarbeitung von

Bioabfällen

Abbildung 2-11: Schematische Darstellung eines horizontal ausgeführten Pfropfstromreaktors

(Beispiel KOMPOGAS-Fermenter)

42

Strabag-Verfahren (ehemals LINDE-BRV-Verfahren)

Die aufbereiteten Abfälle werden bei dem Strabag-Verfahren ebenfalls in einem Zwischenpuffer gespeichert und nach einer Feinkalibrierung auf eine Korngröße <30 bis 40mm kontinuierlich der Vergärung zugeführt. Die Aufenthaltszeiten im Zwischenbunker betragen ca. 2-4 Tage. Der Zwischenpuffer wird gezielt belüftet und zur aeroben Hydrolyse des Materials genutzt. Der aerobe Abbau führt darüber hinaus zu einer Eigenerwärmung des Materials, sodass auf eine Erwärmung des Reaktorzulaufes mittels Wärmeübertrager verzichtet wird. Die Beschickung des Reaktors erfolgt mit einer Fermenterdosierschnecke, die einen vergleichsweise schonenden und verschleißarmen Materialeintrag in den Reaktor gewährleistet. Die Einstellung des Trockensubstanzgehaltes von ca. 30% wird durch die Zudosierung von Prozesswasser in den Eintragsbereich erreicht. Die Dosierschnecke fördert das angemaischte Substrat in den Reaktor. Die Abdichtung des Reaktors wird durch den ständig im Förderrohr verbleibenden Pfropfen sichergestellt.

Die Reaktoren werden in der Regel in Betonbauweise als liegende Gärreaktoren gefertigt (Abbildung 2-12). Das Substrat durchströmt den liegenden Reaktor in Längsrichtung als quasi-kontinuierlicher Pfropfstrom ähnlich dem KOMPOGAS-Verfahren. Die mittlere hydraulische Verweilzeit beträgt etwa 21 Tage. Der Reaktor ist mit mehreren quer angeordneten Rührwerken mit Rührpaddeln ausgestattet. Die Drehrichtung der Rührwerke ist zur Vermeidung einer Förderung gegenläufig und wird periodisch geändert. Bei der Vergärung von Abfällen anfallende inerte Stoffe wie Steine, Sand und Glas können sich im Reaktor absetzen. In der ursprünglichen Fermenterausführung wurden diese Komponenten mittels eines Schubbodens zum Reaktoraustrag gefördert und dort entnommen. Mittlerweile sind diese Kratzböden auf Grund mangelnder Funktionalität in den deutschen Anlagen entfernt worden.

Das Gärsubstrat wird am Reaktoraustrag durch mehrere über die Reaktorhöhe angeordnete Absaugrohre mittels Vakuumsystem entnommen. Eines der Entnahmerohre ist bodennah angeordnet und dient auch zur Entnahme der durch den Schubboden geförderten Sedimente. Der Gärrest wird entwässert und nachkompostiert. Die Entwässerung erfolgte ursprünglich mit Vakuum-Siede-Trocknungsanlagen. Diese wurden mittlerweile aufgrund mangelnder Funktionalität entfernt und durch Schneckenpressen ersetzt.

Abbildung 2-12 Schematische Darstellung des Strabag-Reaktors

O.W.S.-DRANCO-Verfahren

Bei dem DRANCO-Verfahren wird zur Aufbereitung von Bioabfällen zunächst eine manuelle Störstoffabtrennung vorgenommen. Anschließen erfolgt eine Zerkleinerung und Siebung auf Korngrößen <40mm (Abbildung 2-13). Der Siebunterlauf gelangt nach einer Fe-Scheidung in eine Dosiereinheit, mit deren Hilfe Anlieferungsschwankungen aufgefangen werden. Eine gezielte aerobe Hydrolyse findet nicht statt. In einem Mischer wird das Material auf einen Trockensubstanzgehalt von ca. 25-45% angemaischt und mit Hilfe einer Kolbenpumpe mit Vorpresseinrichtung in den Reaktor eingetragen.

Die Vergärung wird ausschließlich im thermophilen Temperaturbereich betrieben, wobei die Erwärmung des Materials durch die Zugabe von Sattdampf erfolgt. Die Reaktoren werden als stehende

43

zylindrische Behälter in Betonbauweise erstellt. Die Entnahme des Materials erfolgt am konisch ausgeführten Boden des Reaktors, während die angemaischten Abfälle und das rezirkulierte Material am Reaktorkopf zugeführt werden, sodass das Material den Reaktor nach unten durchströmt. Die hydraulische Verweilzeit beträgt etwa 20-30 Tage. Durch den großen Umwälzstrom bei dem Substrateintrag wird der Reaktorinhalt innerhalb zweier Arbeitstage umgewälzt, es liegt somit eine quasi-volldurchmischte Betriebsweise vor. Die Entwässerung des Gärrestes erfolgt mittels Siebschneckenpressen. Da die Reaktoren mit vergleichsweise hohen TS-Werten gefahren werden können, fällt der Aufwand für die Entwässerung bei entsprechen trocken gefahrenen Fermentern vergleichsweise gering aus. Bei Anlagen, die als Teilstromverfahren betrieben werden, wird in der Praxis vollständig auf eine Entwässerung verzichtet.

Abbildung 2-13: Schematische Darstellung des DRANCO-Verfahrens für die Verarbeitung von

Bioabfällen

VALORGA-Verfahren

Das VALORGA-Verfahren ist der Aufbereitung der Abfälle dem des DRANCO-Verfahrens sehr ähnlich. Die Abfälle werden zunächst zerkleinert, auf eine Korngröße <40mm abgesiebt und die Feinfraktion dem Reaktor nach Anmaischung auf TS-Gehalte von 25 bis 35% mit einer Feststoffpumpe in den Reaktor gefördert. Die Erwärmung des Gärsubstrates erfolgt sowohl durch die Erwärmung des Prozesswassers für die Anmaischung als auch durch Eindosierung von Sattdampf in den Reaktor.

Ausgeführt sind die Reaktoren als stehende zylindrische Betonbehälter (Abbildung 2-14). Eine Besonderheit des Reaktors stellt die Mittelwand im Reaktor dar, die über etwa 2/3 des Reaktorsdurchmessers verläuft. Sie trennt den Ein- und Austrittsbereich des Gärmaterials, wodurch Kurzschlussströmungen vermieden werden sollen. Das Gärmaterial wird somit zu einer horizontalen kreisförmigen Förderrichtung gezwungen, sodass das System als Pfropfstromverfahren angesehen werden kann. Die Durchmischung des Reaktorinhaltes erfolgt ohne mechanische Einbauten durch ein

44

pneumatisches System. Periodisch wird Biogas im Kreislauf unter einem Druck von bis zu ca. 10 bar über Düsen am Reaktorboden vertikal eingepresst und auf diese Weise eine effektive Durchmischung angestrebt. Die Betriebsweise erfolgt wahlweise mesophil oder thermophil, mit hydraulischen Verweilzeiten zwischen etwa 14 und 28 Tagen. Ohne den Einsatz mechanischer Fördereinrichtungen werden die Gärreststoffe mittels Schwerkraft ausgetragen. Die Entwässerung ist zweistufig und besteht zumeist aus Siebschnecken- und Bandfilterpresse. Bei Bedarf wird eine Abscheidung feiner Inertstoffe aus dem Prozesswasser durch Hydrozyklone (Sandabscheidung) und Zentrifugen durchgeführt.

Abbildung 2-14: Schematische Darstellung eines vertikal ausgeführten Pfropfstromreaktors

(Beispiel VALORGA-Fermenter)

2.2.1.3.1.2 Ausführungsbeispiel diskontinuierliche trockene Vergärungsverfahren

Das diskontinuierliche trockene Vergärungsverfahren wird am Beispiel des KOMPOFERM-Verfahrens beschrieben. Bei der Verarbeitung von Bioabfall wird das Material beinigen Ausführungen unbehandelt in die Fermenter eingeführt, bei einigen Ausführungen wird eine Siebung auf < 100mm dem Fermenter vorgeschaltet.

Bei dem Verfahren wird der zu vergärende Abfall mit einem Radlader in die Fermentertunnel eingebracht und dort in einem Batch-Verfahren behandelt. Der Abfall wird während der Prozessdauer mit konditioniertem Prozesswasser (Perkolat) berieselt. Dieses Perkolat wird zwischen den Trockenfermentern und dem Perkolatfermenter im gesteuerten Kreislauf und in Anpassung an die unterschiedlichen Prozessphasen geführt. Der Perkolatfermenter dient neben der Kreislaufführung auch der Mischung von qualitativ unterschiedlichen Perkolatströmen aus den einzelnen Trockenfermentertunneln, die sich jeweils in einer zeitlich versetzten Prozessphase befinden.

Im Perkolatfermenter ist eine konstante Methanbiologie etabliert, die einerseits der Animpfung von frisch befüllten Fermentertunneln dient und andererseits die zeitweilig hohen Mengen an organischen Säuren aus den Startphasen der einzelnen Trockenfermenter effektiv puffert und der weiteren Methanogenese unterzieht. Damit leistet der Perkolatfermenter einen wesentlichen Beitrag zur Biogasproduktion.

Durch die hohen Perkolatumlaufmengen wird ein effektiver Austausch und Transport von Stoffwechselprodukten erreicht, ähnlich der Verhältnisse in mechanisch volldurchmischten Vergärungssystemen. Durch die ständige Kreislaufführung über den beheizten Perkolatfermenter wird ebenso die Aufrechterhaltung der erforderlichen Prozesstemperatur von etwa 38°C in den

45

Fermentertunneln sichergestellt. Neuere Ausführungen werden auch thermophil betrieben. Der Perkolatfermenter hat durch eine spezielle Ausbildung von Trennwänden innen eine zwangsgeführte Strömung (Pfropfenstrom), so dass sich die Verweilzeit optimal für die gesamte Perkolatflüssigkeit darstellt.

Nach dem Befüllvorgang, wird das Tor der gasdichten Fermentertunnel verschlossen. Die Gasdichtigkeit des Tores wird durch ein umlaufendes Druckluftdichtungsprofil mit Drucküberwachung sichergestellt. Innerhalb der ersten 6-24 h wird das Material durch aktive Belüftung (3 Belüftungsstränge im Fermenterboden) zunächst aerob vorbehandelt (siehe Abbildung 2-15: Prozessphase 1: Aerobe Startphase des Prozesses). In dieser Phase wird die erforderliche mesophile Prozesstemperatur von etwa 38°C bis 40°C durch die aerobe Selbsterhitzung schnell erreicht und bereits ein hydrolytischer Aufschluss der Biomasse eingeleitet. Die Abluft aus der Belüftung wird zur Reduktion der geruchsintensiven Stoffe einem Biofilter zugeführt.

Abbildung 2-15: Prozessphase 1: Aerobe Startphase des Prozesses

Mit Abschalten der Belüftung und der Animpfung mit anaerober Biologie aus der Berieselung mit vorgewärmtem Perkolat beginnt die anaerobe Prozessphase (siehe Abbildung 2-16). Zunächst wird die Hydrolyse unter Bildung von CO2 fortgesetzt. Die in der Hydrolyse entstehenden organischen Säuren werden über Zwischenstufen von methanbildenden Bakterien zu CO2 und CH4

umgesetzt. Nach einigen Tagen etablieren sich auch im Fermentertunnel die methanbildenden Bakterien. Ab diesem Zeitpunkt wird vollwertiges Biogas mit hohem Methangehalt produziert. Dennoch kann das innerhalb der frühen Phase anfallende Biogasgemisch bereits in das Gassystem abgegeben und verwertet werden, da alle Trockenfermenter im zeitlichen Versatz zueinander im Batch-Verfahren betrieben werden. Eine Nivellierung der Biogasqualität wird durch Vermischen in der Biogassammelleitung und im Perkolatfermenter erreicht. Das erzeugte Biogas wird in Biogasspeichern, angeordnet auf den Fermentertunneln zwischengespeichert und der Gasverwertung zugeführt.

46

Abbildung 2-16: Prozessphase 2: Perkolation und Methangasbildung

Nach der ca. 3 Wöchigen Verweilzeit wird der Vergärungsprozess durch Beendigung der Perkolatwasserführung und intensive Belüftung des Substrates mit Frischluft (Sauerstoffzufuhr) abgebrochen und das Material aerob stabilisiert (Abbildung 2-17). Die entstehende Abluft weist zum Beginn des Abfahrbetriebs noch ausreichende Methankonzentrationen auf. Deshalb kann dieses anfänglich abgeführte Volumen noch dem Gassystem zugeführt werden. Dies kann bis zu einem einstellbaren Methangehalt im Spülvorgang durchgeführt werden. Die Abluftströme ohne ausreichenden Methangehalt werden dem Biofilter.

Abbildung 2-17: Prozessphase 3: Aerobisierung

2.2.1.3.1.3 Ausführungsbeispiele kontinuierliche nasse Vergärungsverfahren

Bioabfälle werden in einem Stofflöser (BTA-Abfall-Pulper) aufbereitet. In einigen Anlagen wird zuvor eine Zerkleinerung vorgenommen. Unter Zugabe von Prozesswasser wird eine pumpfähige Maische im Pulper mit ca. 10-12% TS erzeugt und über einen Siebboden abgezogen. Die Leichtstoffe

47

werden durch einen Rechen abgeschöpft, während die Schwerstoffe durch eine Schleuse aus dem Stofflöser entnommen werden.

Um die nachfolgenden Aggregate vor hoher Abrasion, Sedimentation und Verstopfungen zu schützen, wird die Suspension einem so genannten BTA-Grit-Abscheider (Hydrozyklon) zugeführt – hier werden kleinkörnige Inertstoffe entfernt (Abbildung 2-18). Eine Zwischenspeicherung der Suspension zur kontinuierlichen Beschickung des Reaktors wird bei Bedarf vorgenommen. Bei dem Reaktor handelt es sich um ein volldurchmischtes System, das bevorzugt pneumatisch durch Einpressen von Biogas über Gaslanzen schlaufenförmig durchmischt wird. Die Methanisierung wird vorwiegend im mesophilen Temperaturbereich betrieben mit hydraulischen Verweilzeiten zwischen 15 und 20 Tagen.

Abbildung 2-18: Schematische Darstellung des einstufigen BTA-Verfahrens für die Verarbeitung

von Bioabfällen

2.2.1.3.2 Ein- und mehrstufige Prozesstechnologien

Der anaerobe Abbau organischer Substanzen läuft in vier aufeinander folgenden Schritten ab, an denen verschiedene Mikroorganismen beteiligt sind:

• Hydrolyse

• Versäuerung

• Acetatbildung und

• Methanisierung.

Bei einstufigen Verfahren laufen alle Abbauschritte in einem Behälter ab, weshalb die Bedingungen nicht an die spezifischen Milieuanforderungen der verschiedenen am Abbau beteiligten Mikroorganismen angepasst werden können. Der simultane Ablauf der Abbauschritte bedingt daher eine erhöhte Gefahr für Prozessinstabilitäten. Besonders die Vergärung von leicht abbaubaren Abfallstoffen kann zu einer Anreicherung von Versäuerungsprodukten führen, die eine Hemmung des Prozesses hervorrufen. Ebenso weisen einstufige Prozesse eine höhere Gefährdung einer Ammoniakhemmung auf, da die Möglichkeit einer Adaption der Mikroorganismen an höhere Konzentrationen weitgehend fehlt. Einstufige Verfahren werden sowohl als Nass- als auch als Trockenverfahren angeboten und können mesophil sowie thermophil betrieben werden. Die im Vergleich zum zweistufigen Verfahren pro Zeiteinheit geringere Abbauleistung kann durch eine

Grobzerkleinerung

Fe-MetalleFe-Scheidung

M Feststoff

Entwässerung

(Aerobe Nachbehandlung)

(FlüssigdüngerAbwasserbehandlung)

Abfall

Schwere undleichte Störstoffe

Sand

Biogas

Prozesswasser-speicher

Biogasreaktor

Sandabscheidung

Stofflöser/Pulper

Überschusswasser

48

längere Aufenthaltszeit im Reaktor kompensiert werden. Die Aufenthaltsdauer beträgt je nach Verfahren zwischen 18 und 30 Tagen.

Zweistufige Verfahren trennen den Hydrolyseschritt und die einsetzende Bildung niedermolekularer Säuren von der Methanisierung. Die Trennung der Abbauschritte eröffnet bei zweistufigen Verfahren die Möglichkeit, die Prozessbedingungen den jeweiligen Milieubedingungen der Mikroorganismen anzupassen, führt jedoch zu einem erhöhten apparativen und baulichen Aufwand (Tabelle 2-6). Klassische zweistufige Verfahren sind auf nasse Verfahren begrenzt.

Ist eine Abtrennung der Feststoffe zwischen dem Hydrolyse- und Methanreaktor vorgesehen, wird ein weiterer Entwässerungsschritt notwendig. Die Abtrennung der Feststoffe bietet aber die Möglichkeit, kompakte Hochleistungsreaktoren einzusetzen. Hochleistungsreaktoren bieten den Vorteil, aufgrund höherer erzielbarer Raumbelastung durch Rückhaltung oder Fixierung der Mikroorganismen, kürzere Verweilzeiten und dadurch geringere Reaktorvolumen zu realisieren. Die Aufenthaltsdauer beträgt zwischen 4 und 20 Tagen.

Tabelle 2-6: Milieuanforderungen bei der Vergärung biogener Roh- und Reststoffe (Weiland 2001)

Einflussgröße Hydrolyse/Versäuerung Methangärung

Temperatur 25 – 35 °C mesophil: 32 – 42 °C

thermophil: 50 – 58 °C

pH-Wert 5,2 – 6,3 6,7 – 7,5

C:N-Verhältnis 10 – 45 20 – 30

Feststoffgehalt < 40% TS < 30% TS

Redox-Potenzial +400 - -300 mV < -250 mV

Nährstoffbedarf C:N:P:S 500 : 15 : 5 : 3 600 : 15 : 5 : 3

Spurenelemente keine spez. Ansprüche essentiell: Ni, Co, Mo, Se

Die Berücksichtigung der mikrobiologischen Grundlagen, wie beispielsweise der sequentielle Abbau organischer Verbindungen unter anaeroben Bedingungen und die spezifischen Milieubedingungen der beteiligten Mikroorganismen führen zu einer Vielzahl möglicher Verfahrensvarianten.

Als quasi-zweistufige Verfahren werden Verfahrenskombinationen aus vorgeschalteter aerober Prozessstufe vor der anaeroben Prozessstufe bezeichnet. Ein Großteil der versäuernden Bakterien zählt zu den fakultativ anaeroben Organismen, die sowohl in Gegenwart als auch in Abwesenheit von Sauerstoff zu wachsen vermögen. Bei quasizweistufigen Verfahren wird gezielt Sauerstoff in der ersten Stufe zugegeben, um hierdurch eine schnellere, effektivere Hydrolyse und Versäuerung zu erreichen.

2.2.1.3.2.1 Ausführungsbeispiel Zweistufige Nassvergärung

Zweistufige Systeme eröffnen, neben der Einstellung der spezifischen Milieubedingungen der Mikroorganismen, die Möglichkeit, Feststoffe nach der Hydrolyse abzutrennen und nur die Flüssigphase dem Methanreaktor zuzuführen. Die Abtrennung der Feststoffe ermöglicht den Einsatz von Hochleistungsreaktoren zur Vergärung der flüssigen Phase, während die Reaktoren einstufiger Verfahren in der Regel als volldurchmischte Behälter ausgeführt sind. Ziel ist es, eine Erhöhung der aktiven Biomasse zu erreichen, da Methanbakterien vergleichsweise hohe Generationszeiten aufweisen (Dellweg 1987). Die Rückhaltung bzw. Rückführung von konzentriertem Schlamm in den Methanreaktor ermöglicht es, die mittlere Aufenthaltszeit der Mikroorganismen gegenüber der hydraulischen Verweilzeit (HRT) des Substrates zu erhöhen und somit die Stoffumsetzungsrate zu beschleunigen. Grundlegende Voraussetzung für eine Betriebsweise mit Hochleistungsmethanreaktoren ist die effektive Trennung von Schlamm- und Wasserphase.

49

STRABAG-Verfahren (ehemals LINDE-KCA-Verfahren)

Als Beispiel für ein zweistufiges Nassverfahren ohne Abtrennung der Feststoffe nach der Hydrolyse wird das Strabag-Verfahren dargestellt. Die aufbereiteten Abfälle werden in einem Stofflöser/Pulper einer Nassaufbereitung unterzogen. Die Suspension weist einen Trockensubstanzgehalt von ca. 9% auf und wird in ein Hydrolysebecken geleitet (siehe Abbildung 2-19). Hier findet in einem Zeitraum von 1-3 Tagen unter mesophilen Betriebsbedingungen die Versäuerung und Hydrolyse statt. In Abhängigkeit vom Substrat können optional durch eine Belüftung aerobe Verhältnisse (intermittierende Hydrolyse) eingestellt werden. Das Hydrolysebecken ist zur Homogenisierung mit Rührvorrichtungen ausgerüstet. Das vorversäuerte Substrat wird anschließend mittels einer selbstschneidenden Pumpe auf eine Korngröße von 5mm zerkleinert und quasi-kontinuierlich in den Methanreaktor gefördert.

Der Reaktor ist mit einem Leitrohr versehen (Schlaufenreaktor), das als Doppelmantelrohr ausgeführt ist und als Wärmeübertrager genutzt wird. Die Durchmischung des Reaktorinhaltes erfolgt pneumatisch durch die Einpressung von Biogas in das Leitrohr. Das mittig im Leitrohr zugeführt Biogas steigt auf und reißt Substrat aus dem Rohrinnenraum nach oben, sodass eine vollständige Durchmischung des Reaktorinhaltes gewährleistet wird. Die Zuführung der Suspension erfolgt am Reaktorkopf, die Gärrestentnahme am Reaktorboden. Unterhalb des Leitrohres sinken die mineralisierten Bestandteile der Suspension aufgrund der geringeren Strömungsgeschwindigkeiten ab und können dort abgezogen werden. Der Reaktorboden ist mit einer um etwa 10° geneigten Bodenfläche ausgestattet, sodass durch den „Teetasseneffekt“ das Sediment zum Zentrum verschoben wird und hierdurch signifikante Sedimentschichten vermieden werden können (Langhans 1996). Die Vergärung wird in Abhängigkeit von Substrat sowohl mesophil als auch thermophil betrieben bei hydraulischen Verweilzeiten von ca. 16 Tagen.

Abbildung 2-19: Schematische Darstellung des Strabag-Verfahrens

BTA-Verfahren (Zweistufiges Nassverfahren)

Das BTA-Verfahren wird beispielhaft für ein zweistufiges Nassverfahren mit einer Feststoffabtrennung nach der Hydrolysestufe dargestellt (Abbildung 2-20). Die Aufbereitung der Abfälle erfolgt in der gleichen Weise wie beim einstufigen Verfahren. Die zwischengespeicherte Suspension wird entwässert und die Flüssigphase einer Methanisierungsstufe zugeführt, während die Feststoffe mit Flüssigkeit versetzt und dem mesophil betriebenen Hydrolysereaktor zugeführt werden. Bei dem Hydrolysereaktor handelt es sich um einen volldurchmischten Behälter, der vorzugsweise mit einem pneumatischen Mischsystem ausgestattet ist. Die suspendierten Feststoffe verbleiben etwa 4 Tage in der Hydrolysestufe, ehe sie erneut entwässert und aus dem Prozess ausgeschleust werden. Die

50

mit hydrolysierten Stoffen angereicherte Flüssigphase wird einem im Upflow-Modus betriebenen Festbettreaktor, ausgestattet mit einer losen Füllkörperschüttung, zugeführt. Die Methanisierung erfolgt bei mesophiler Temperatur mit Verweilzeiten von ca. 2 Tagen. Eine pneumatische oder hydraulische Durchmischung des Systems wird nicht vorgenommen.

Abbildung 2-20: Schematische Darstellung des zweistufigen BTA-Verfahrens mit Abtrennung der

Feststoffe nach der Hydrolysestufe

2.2.1.3.3 Mesophile und thermophile Betriebsweise

Ähnlich wie bei aeroben Prozessen, sind unterschiedliche Organismen für den Abbau verantwortlich, deren Art und Leistungsfähigkeit von der Prozesstemperatur abhängig ist. Bei den mikrobiellen Prozessen existieren drei eng umgrenzte Temperaturbereiche, in denen die jeweiligen Organismen ihr Leistungsoptimum aufweisen:

• psychrophiler Temperaturbereich <25°C

• mesophiler Temperaturbereich 30-38°C

• thermophiler Temperaturbereich 50-60°C.

Die psychrophile Gärung ist in den hiesigen Breitengraden von untergeordneter Bedeutung. Langsame Abbauvorgänge und der damit verbundene große Bedarf an Behältervolumen lassen diese Verfahren in der Regel als nicht wirtschaftlich erscheinen, ausgenommen vorhandene Behälter können genutzt oder mitbenutzt werden. Die thermophile Prozessführung führt gegenüber der mesophilen Prozessführung zu höheren Abbauraten. Die höhere Prozesstemperatur führt ebenso zu einer verbesserten mikrobiellen Verfügbarkeit fetthaltiger Substrate und damit zu einer höheren Gasausbeute und bei einer ausreichend langen Verweilzeit ebenfalls zu einem höheren Hygienisierungsgrad. Der erhöhte thermische Energiebedarf thermophiler Prozesse stellt in der Regel gegenüber einer mesophilen Betriebsweise keinen realen Nachteil dar, da die überschüssige Wärme lediglich unter speziellen von dem Anlagenstandort abhängigen Randbedingungen nutzbar ist.

Grobzerkleinerung

Fe-Scheidung

Abfall

Stofflöser/Pulper

Fe-Metalle

BTA-Grit-Abscheidung

Suspensions-speicher

Biogas

M

Hydrolyse-reaktor

M

Sand

HydrolyserestKompostierung

Biogas

Festbett-Methanreaktor

Schwer- undLeichtstörstoffe

Abwasseraufbereitung

Proz

essw

asse

r

Proz

essw

asse

r

Grobzerkleinerung

Fe-Scheidung

Abfall

Stofflöser/Pulper

Fe-Metalle

BTA-Grit-Abscheidung

Suspensions-speicher

Biogas

M

Hydrolyse-reaktor

M

Sand

HydrolyserestKompostierung

Biogas

Festbett-Methanreaktor

Schwer- undLeichtstörstoffe

Abwasseraufbereitung

Proz

essw

asse

r

Proz

essw

asse

r

51

Die mesophile Prozessführung ist demgegenüber durch eine höhere Prozessstabilität gekennzeichnet, da eine höhere mikrobielle Artenvielfalt vorliegt und die Hemmwirkung von Ammoniumstickstoff aufgrund des geringeren Anteils hemmend wirkendem freien Ammoniak geringer ist (Weiland 2001a).

2.2.1.3.4 Sonderverfahren

Perkolationsverfahren nehmen eine Sonderform ein. Die Perkolation selbst kann der nassen Aufbereitung zugeordnet werden. Die anschließende Vergärung ist den kontinuierlichen nassen Vergärungsverfahren zuzuordnen. Diese Verfahren spielen bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen sowie Restabfällen nur eine sehr untergeordnete Rolle.

Das Verfahrenskonzept der Perkolation geht auf ein bereits 1978 von Gosch beschriebenes zweistufiges, zweiphasiges biologisches Verfahren zum schnelleren Abbau von organischen Substanzen in Reaktordeponien zurück. In der ersten Stufe wird der feste Abfall einer anaeroben Hydrolyse unterworfen. Die entstehenden löslichen Abfallprodukte werden von der zugegebenen wässrigen Phase aufgenommen und anschließend einem nassen Fermentationsprozess zugeführt. Das Verfahren wurde u.a. von Rijkens (1981) und Hoffenk et al. (1985) mit organischen Abfällen (Gemüse und Früchte, Schlachtereiabfälle, Mist etc.) weiterentwickelt und optimiert. Es wurde zweimal im industriellen Maßstab umgesetzt als sogenanntes AN-Verfahren in Ganderkesee, mit dem ca. 3.000 Mg/a Bioabfälle behandelt werden, und in Breda als Prethane-Rudad-Verfahren, mit dem Gemüseabfälle behandelt werden. Wellinger und Suter (1986) sowie Widmer et al. (1985) führten in den 80er Jahren weitere Versuche zum zweistufigen, zweiphasigen Abbau von organischen Abfällen (Festmist, Markt- und Schlachthofabfälle) durch. Dabei konnte die Extraktionsleistung der Perkolationsstufe und dementsprechend der Biogasertrag durch eine Belüftung des Perkolationsreaktors sowie durch Einbau eines Rührwerks deutlich erhöht werden. In Laborversuchen und Versuchen im halbtechnischen Maßstab zeigten Wellinger und Widmer (1998) die grundsätzliche Anwendbarkeit des Perkolationsverfahrens auch für Restabfälle. Hier wurden in Deutschland drei Großanlagen gebaut, von denen noch eine in Betrieb ist.

Bei einem der ausgeführten Verfahren wird das Material im Fermenter durch ein axial angeordnetes Rührwerk umgewälzt und durch den Reaktor transportiert. Durch zyklisches Eindüsen von Luft vom Reaktorboden wird das Material im mesophilen Temperaturbereich aerob hydrolysiert, um vermehrt organische Substanzen in die lösliche Phase zu überführen. Quasi-kontinuierlich zugegebenes Waschwasser durchströmt das Material und bewirkt eine Auswaschung der löslichen organischen Substanzen bzw. eine Überführung der organischen Substanz aus dem Abfall in die flüssige Phase. Nach Durchlauf durch den Perkolator (Retentionszeit 2-4 Tage) wird der Feststoff entnommen und mittels Schneckenpresse entwässert. Das Prozesswasser wird zusätzlich über den Siebboden des Perkolators abgeleitet, zusammen mit dem Presswasser aus der Entwässerung einer Sandwäsche und Faserscheidung unterzogen und anschließend einem nach dem UASB-Prinzip arbeitenden Hochleistungsreaktor zugeführt (siehe Abbildung 2-22). Der so genannte Hybrid-Reaktor ist ein stehender Behälter, in den das Prozesswasser am Reaktorboden eingespeist und am Reaktorkopf entnommen wird. Der Reaktor ist eine Kombination aus Schlamm- und Festbettreaktor. Der untere Teil wird als Schlammbett betrieben, während der obere Teil mit einem Festbett ausgerüstet ist. Das Festbett besteht aus einer losen Füllkörperschüttung. Die Durchmischung des Reaktors erfolgt hydraulisch durch das Umwälzen eines Teilstromes des ausgegorenen Prozesswassers. Der Reaktorinhalt kann ebenfalls pneumatisch durch das Einpressen von Biogas durchmischt werden. Die Einpressung von Biogas wird vorwiegend zum Abspülen überschüssiger Bakterienmasse im Festbett eingesetzt. Noch im Presswasser vorhandene Feststoffe werden im Reaktor zurückgehalten, sodass eine Entkopplung der flüssigen und festen Phase erfolgt. Die inerten Feststoffe werden daher periodisch aus dem System ausgetragen. Die optimale Raumbelastung des Reaktors liegt zwischen 8 und 12 kg CSB/m³ d (mündliche Mitteilung Wellinger, 2003). Der Reaktor wird mesophil betrieben, die Verweilzeit beträgt 2-6 Tage (Santen et al., 2004).

Teilströme des behandelten Prozesswassers werden direkt als Waschwasser in der Perkolationsstufe eingesetzt. Zur Unterbindung einer Stickstoff-Anreicherung im Prozesswasserkreislauf müssen Teilmengen des Prozesswassers vor der erneuten Nutzung einer Entstickung unterzogen werden.

52

Abbildung 2-21: Perkolationsanlage für die Verarbeitung von Restmüll

Abbildung 2-22: Schematische Darstellung eines Hybrid- Reaktors, einer Kombination aus

Schlamm und Festbettreaktor

53

2.2.2 Kompostierung

2.2.2.1 Notwendigkeit, Definition und Nutzpotenzial der Kompostierung

Mit dem Inkrafttreten der Richtlinie 1999/31/EG (Rat der Europäischen Union, 1999) über Abfalldeponien wurde ein wichtiger Meilenstein zur Begrenzung und Verringerung der unkontrollierten Lagerung insbesondere unbehandelter Abfälle auf Mülldeponien gesetzt. Danach sollen Abfälle verstärkt wiederverwendet bzw. verwertet werden. Um dies konsequenter zu erreichen, wurde der Betrieb einer Abfalldeponie mit zusätzlichen Anforderungen verknüpft. So ist für sich aus dem Betrieb einer Deponie ergebenden Umweltschäden der Verursacher haftbar. Ebenso sollen alle anfallenden Deponiekosten hinsichtlich Errichtung, Betrieb, Überwachung, Stilllegung und Nachsorge durch angemessene Entgelte für die Abfallbeseitigung abgedeckt werden. Zur Vermeidung von Umweltschäden wurde die Ausarbeitung und Einführung von Abfallannahmeverfahren für die in verschiedenen Deponieklassen zugelassenen Abfallarten vorgeschrieben. Als primäres Ziel wurde die schrittweise Verringerung biologisch abbaubarer Abfälle in festgesetzten Zeiträumen definiert – als Bezugsgröße wurden feste Gewichtsprozentanteile bezogen auf ihrer Gesamtmenge im Jahre 1995 festgelegt. Obwohl die Richtlinie inzwischen von allen Mitgliedsländern der Europäischen Union in nationales Recht umgesetzt wurde, benötigten einige Staaten bereits 2006 eine längere Aufschubfrist für ihre endgültige Realisierung.

Der Begriff der Kompostierung beschreibt die gesteuerte mikrobielle Weiterbehandlung von zu einem homogenen Haufen vermischten, überwiegend festen organischen Abfällen, welche aufgrund ihrer Struktur, Zusammensetzung und Entstehungsort für eine reine Biogaserzeugung physiko-chemisch oder wirtschaftlich wenig geeignet sind. Hierfür kommen vor allem pflanzliche Abfälle aus der Wald-, Park- und Gartenunterhaltung, Straßenrandgrünschnitt, feste Küchenabfälle aus Haushalten und feste organische Abfälle aus Lebensmittelindustriebetrieben infrage. Der biologische Ab- und Umbauvorgang während der Kompostierung bewirkt eine Massen- und Volumenabnahme des Abfalls und führt am Ende des Behandlungsprozesses zu einer Hygienisierung des fertigen Kompostes hinsichtlich der Freiheit von gesundheitsgefährdenden Keimen und zur Bildung eines vielseitig einsetzbaren Humus- und Düngungsmaterials.

Der Anteil recycelter und kompostierter Abfälle innerhalb der Europäischen Union, Norwegen und der Schweiz hat sich zwischen 1995 und 2008 mehr als verdoppelt, und liegt aktuell etwa im Bereich von ca. 85 Mio. Mg/a (Abbildung 2-23). Ausgehend von der noch weitgehend lückenhaften Anwendung der Kompostierung im ost- und südosteuropäischen Raum, aber auch von der noch bevorstehenden Optimierung der Systeme für getrennte Abfallsammlung in vielen westeuropäischen Ländern, ist auch kurz- bis mittelfristig von einer fortlaufenden Tendenz zur Steigerung der Menge kompostierter Abfälle auszugehen.

54

Abbildung 2-23: Trends und Szenarien des Managements von Siedlungsabfällen hinsichtlich

Deponierung, Verbrennung, Wiederverwertung und Kompostierung in der Europäischen Union einschließlich Norwegen und der Schweiz (EEA, 2012)

Dem Komposteinsatz als Humus- und Düngemittel kommt aufgrund der verstärkten landwirtschaftlichen Bodennutzung der vergangenen Jahrzehnte eine weitere sehr wichtige Bedeutung zur Wiederherstellung des natürlichen Nährstoffkreislaufes zu.

Der Entzug von Mineralstoffen aus dem Boden liegt zwar einerseits in die sehr hohen Ernteertragsmengen pro Flächeneinheit begründet. Andererseits kann er auch durch eine unsachgemäße Ausbringungstechnik beim Einsatz alternativer Düngemittel wie Gülle landwirtschaftlicher Nutztiere aufgrund der Verdunstung bei bzw. der Auswaschung nach dem Anbringen zusätzlich noch verstärkt werden (Möller et al. 2009). Jahreszeit und Außentemperaturen beeinflussen die im Boden verbleibende Nährstoffmenge ebenfalls stark. Die Gesamtwirkungsgrade höher konzentrierter Wirtschaftsdünger liegen insbesondere bei den Stickstoffverbindungen aufgrund obengenannter Sachverhalte ebenfalls bei teilweise weit unter 100% (LfL, 2011).

Ein Beispiel über den trotzt der Anwendung von Wirtschaftsdüngern immer stärker ausgeprägten Nährstoffaustrag aus dem Ackerboden auf Landesebene zeigt Abbildung 2-24. In den Niederlanden nahm nach statistischen Angaben die bodenverfügbare Menge an Stickstoff zwischen 1970 und 2008 um ca. 20% ab, während im selben Zeitraum die Menge an Phosphor um etwa 70% zurückging. Damit verbunden ist ein Zuwachs der landwirtschaftlichen Produktion um den Faktor 5,1.

55

Abbildung 2-24: Zusammenhang zwischen landwirtschaftlicher Produktion und bodenverfügbaren

Mengen an Stickstoff und Phosphor in den Niederlanden im Zeitraum 1970 – 1990 (Statistics Netherlands, 2011)

Der Gehalt von Stickstoff, Phosphor und Kohlenstoff in Bioabfall und Kompost ist variabel und hängt hauptsächlich von der stofflichen Zusammensetzung von Abfällen, der Sammlung und der jeweiligen Behandlung ab. Tabelle 2-7 zeigt einige Angaben zu untersuchten Nährstoffgehalten auf.

Tabelle 2-7: Gegenüberstellung von Konzentrationen ausgewählter Nährstoffe in kg/Mg Frischmasse Bioabfall bzw. Kompost

Bioabfall Kompost

Stic

ksto

ff

5,6 ((EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, 2008))

10,0 (Bioabfallkompost, (Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft, 2005))

5,4 ((Bayerisches Landesamt für Umweltschutz, 2003))

8,5 (NGES als Medianwert gütegesicherter Kompost 2007, (Witzenhausen-Institut, 2010))

6,3 (NGES, (Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern, 2006))

4,0 ((Edelmann & Schleiss, 2001)) 8,6 (Mittelwert NGES von untersuchten gütegesicherten Kompostprodukten, (Edelmann & Schleiss, 2001))

Phos

phor

0,9 ((EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, 2008))

4,3 (Bioabfallkompost, (Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft, 2005))


4,1 (NGES als Medianwert gütegesicherter Kompost 2007, (Witzenhausen-Institut, 2010))

1,1 ((Edelmann & Schleiss, 2001)) 0,9 ((Bayerisches Landesamt für Umweltschutz, 2003))

2,7 (Phosphat, (Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern, 2006))

Koh

lens

toff

141,0 ((Witzenhausen-Institut, 2010))

62,0 (EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, 2008),(Witzenhausen-Institut, 2010)


162,4 ((Edelmann & Schleiss, 2001))

56

Unabhängig der verschiedenen Konzentrationsangaben weist der Kompost als Düngemittel einen bessere Humusreproduktionsleistung als Alternativdünger wie Klärschlamm, Rindergülle und Stallmist auf (siehe Tabelle 2-8).

Tabelle 2-8: Humusreproduktionsleistung verschiedener organischer Reststoffe (Witzenhausen-Institut, 2010)

Die stetig wachsende Rolle von Kompost als Rohstofflieferant findet verstärkt Ausdruck in seiner Bezeichnung als Industrieprodukt – vor allem in denjenigen EU-Ländern West- und Mitteleuropas, welche selbst große Akzente einer Bioabfallkompostierung setzen. Dies trifft aktuell vor allem für Deutschland, Österreich, Italien, Frankreich und Großbritannien zu. Die dort im industriellen Maßstab stattfindende Kompostverarbeitung führte bereits im vergangenen Jahrzehnt zur Schaffung von Gütekriterien entsprechend der erzielten Kompostqualität und ist für einen organisierten Düngemittelvertrieb durch inzwischen etablierte Marktstrukturen geeignet.

In vielen Ländern Ost- und Südosteuropas hingegen wird der Kompost auch nach seiner Bildung aufgrund der dezentralen Düngemittelversorgungsstruktur, der fluktuierenden Marktentwicklung und der aktuell noch zu geringen Herstellungsmengen als Restabfall deklariert und ist nicht durch entsprechende Regelwerke erfasst (Barth et al. 2008).

2.2.2.2 Stoffströme, Funktionsweise und Systeme der Kompostierung

Vor Initiierung des eigentlichen Kompostvorganges wird der gesammelte feste organische Abfall zunächst einer Separierung entsprechend geeigneter Fraktionsgrößen unterzogen – bevorzugt eingesetzt wird organisches Material mit einer Siebgröße zwischen 40 und 80 mm (Flamme, 2008). Störstoffe wie Steine und Metalle werden beim Siebvorgang entfernt. Zur bedarfsorientierten Anpassung des Strukturanteils des kompostierbaren Materials findet gegebenenfalls eine Beimischung von Rückständen aus der Siebung bereits fertiger Komposte statt. Das Ausgangsmaterial wird anschließend in Rotten- bzw. Mieteneinheiten zusammengefasst.

Bei dem Vorgang der Kompostierung findet unter mikrobiellem Einfluss und mithilfe von passiven oder aktiven Sauerstoff- und Feuchtigkeitseinträgen eine teilweise Zersetzung der organischen Stickstoff- und Kohlenstoffverbindungen zu Stickstoff und Kohlenstoff statt. Die Ausgangsfrischmasse wird dabei auf ca. 40% reduziert und gleichzeitig damit ca. 30% des darin gebundenen Stickstoffs und ca. 56% des gebundenen Kohlenstoffs freigesetzt (siehe Tabelle 2-9). Spurenelemente wie Phosphor, Kalium, Magnesium und Kalzium gehen mit unveränderten Masseanteilen in das Kompost über, ihr Austrag findet bei den Umwandlungsprozessen nicht statt. Kommt es jedoch während der Kompostierung zu Sickerwasserbildung, ist aufgrund der Materialauswaschung von einem prinzipiell verringerten Masseanteil aller im Kompost verbleibenden Nährstoffe auszugehen. Reine Grünabfallkomposte weisen aufgrund ihrer Zellulosehaltigkeit insgesamt geringere Masseverluste als Mischabfälle mit tierischen Abfallprodukten auf.

57

Tabelle 2-9: Typischer Verlauf der Massereduzierung bei der Kompost- und Humusbildung (EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, 2008)

Bei der Veratmung während der Kompostierung kommt es unter Normalbedingungen vor allem zur Freisetzung von Kohlendioxid (CO2) und Wasserdampf sowie von geringen Mengen Methan (CH4), Stickstoff (N2), Ammoniak (NH3) und Lachgas (N2

Die Abbauprozesse sind in der Vor- und Hauptrottephase am stärksten ausgeprägt – entsprechend ist die Temperaturentwicklung dann auch am höchsten, dies bewirkt eine Abtötung unerwünschter Keime und trägt wesentlich zur Hygienisierung des Kompostes bei. Der Temperaturanstieg bewirkt ebenfalls eine Verdunstung des im Kompost befindlichen Wassers, was zur Vermeidung von Sickerwasserbildung führen kann, gleichzeitig jedoch eine bedarfsgerechte Systembewässerung notwendig macht.

O). Die durchgehend exotherm verlaufenden Prozesse werden in die Rottephasen Vorrotte, Hauptrotte und Nachrotte entsprechend der biologischen Wirksamkeit unterteilt.

Die Nachrottephase ist durch einen Rückgang der Temperatur und der Bildung von Humussubstanzen gekennzeichnet und wird auch als Stabilisierungs- bzw. Aufbauphase bezeichnet. Bei allen drei Rottephasen ist auf einen ausreichenden Sauerstoffeintrag durch entsprechende Umsetzung der Rottekörper und mithilfe der Nutzung von zersetzungsarmem Strukturmaterial zu achten. Die Gesamtrottezeit kann je nach Kompostierungsverfahren

Dabei sollte jedoch ein möglichst optimales Masseverhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff (kurz: C/N-Verhältnis) eingehalten werden, um den Verlauf der Mikroorganismenvermehrung und somit des Kompostierungsvorganges und der entstehenden Nebenprodukte zu regulieren. In der Praxis sind große Schwankungen im C/N-Verhältnis von Bio- und Grünabfällen gegeben (siehe Tabelle 2-10).

Ein zu hohes C/N-Verhältnis bewirkt in Verbindung mit mangelnder Belüftung des Rottekörpers die verstärkte Bildung von Lachgas und Methan und ist dadurch hinsichtlich der dadurch entstehenden deutlich verstärkten Treibhauswirkung unbedingt zu vermeiden. Ein zu niedriges C/N-Verhältnis wiederum führt zum Anstieg der Ammoniak-Produktion und hemmt den Kompostfortgang entsprechend ebenfalls (Hellebrand o.J.).

58

Tabelle 2-10: Wertgebende Bestandteile in Bio- und Grünabfällen (Witzenhausen-Institut, 2010)

Der durchschnittliche Flächenbedarf von Kompostierungsanlagen für Grünmaterial (Tabelle 2-11) richtet sich von allem danach, ob die Kompostierung industriell (intensiv) oder Vor-Ort im privaten Bereich (extensiv) betrieben wird. Ein Intensivbetrieb erlaubt wesentlich gezieltere Steuerungsmöglichkeiten und erfordert einen deutlich geringeren Platzbedarf. Der erforderliche befestigte Platz für 1 Mg Grünabfall beträgt bei Feldrandanlagen ca. 0,2 bis 0,75 m2

Kompostierungssysteme können grundsätzlich in Reaktor- und Nichtreaktorsysteme nach

(Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern, 2006).

Abbildung 2-25 unterteilt werden. Tabelle 2-11:Flächenbedarf für Kompostierungsanlagen entsprechend der Betriebsform (Amt für

Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern, 2006)

59

Abbildung 2-25: Systeme für Kompostierungsanlagen (Schuchardt, 2005)

Die Reaktorsysteme sind gekennzeichnet durch einen eingeschlossenen Raum, in welchem sich das Ausgangsmaterial befindet und der Kompostierungsvorgang statisch (ohne Materialumsetzung) oder dynamisch (durch Drehbewegung des Kompostkörpers) und oft unter Zwangsbelüftung abläuft. In Deutschland verbreitete Reaktorsysteme sind das Boxen- und Containerverfahren, das Brikollare-System, das Tunnel- und Zeilenverfahren und das Trommelverfahren.

Bei Nichtreaktorsystemen wird das Ausgangsmaterial auf offene, überdachte oder eingehauste Flächen in Form von Mieten angebracht (siehe Abbildung 2-26). Eine Belüftung kann passiv oder durch Über- bzw. Unterdruck aktiv erfolgen. Eine Umsetzung der Rottekörper mit entsprechender Bewässerung erfolgt bedarfsweise. Bei allen Kompostierungssystemen mit geschlossener bzw. eingehauster Bauweise sind die Belastungen von Abluft und Sickerwasser mittels Biofilter- oder Biowaschanlagen zu vermeiden.

Abbildung 2-26: Klassifikation von offenen Kompostierungsformen (Schuchardt, 2005)

Nichtreaktorsysteme Reaktorsysteme

Feldkompostierung Mietenkompostierung Horizontalreaktor Vertikalreaktor Drehtrommel

dynamisch unbelüftet

belüftet

statisch dynamisch statisch

60

2.2.2.3 Umweltbetrachtung der Kompostierung

In Kapitel 2.2.2.1 wurde bereits die positive Auswirkung der Kompostierung hinsichtlich einer Verringerung des Deponievolumens organischer Abfälle dargestellt. Die Nutzung der Kompostprodukte aus Grünabfall als Torfersatz kann weitere CO2

Die bei der Kompostierung verstärkt emittierten Treibhausgase Ammoniak, Lachgas und Methan sind nicht immer vermeidbar, ihre Freisetzung kann jedoch durch die Anwendung von teilgeschlossenen und geschlossenen Anlagenformen mit vorhandener Abluftreinigung deutlich minimiert werden (siehe

-Einsparungen bewirken, vor allem unter Heranziehen von Kombinationsmöglichkeiten stofflich-energetischer Verwertungssysteme (Witzenhausen-Institut, 2010). Eine Steigerung des systeminternen Verwertungsanteils und der kompostierten Grünabfallmenge kann zu einem proportionalen Anstieg der eingesparten Menge an Kohlendioxid führen.

Tabelle 2-12).

Tabelle 2-12: Emissionen von Ammoniak, Lachgas und Methan in Gramm pro Mg Abfall bei der Kompostierung in Abhängigkeit der Anlagenform (Werte nach Witzenhausen-Institut, 2010)

Anlagenform Ammoniak (NH3 Lachgas (N) 2 Methan (CHO) 4

Wertebereich

)

Mittelwert Wertebereich Mittelwert Wertebereich Mittelwert

Offen 550 – 1400 910 120 - 270 190 1600 - 2100 1800

teilgeschlossen und geschlossen

15 – 110 63 49 - 120 68 120 - 1500 680

2.2.3 Co-Vergärung

2.2.3.1 Gesetzliche und finanzielle Anreize zur Nutzung von Klärgas und Klärschlamm auf Abwasserbehandlungsanlagen

Die zur Biogaserzeugung auf Kläranlagen verwendeten Co-Substrate unterliegen keiner abfallrechtlichen Bewertung, da diese in eine Abwasseranlage eingeleitet werden. Auch das Faulgas selbst unterliegt nicht der Regelung des KrWG, wohl aber der anfallende Klärschlamm, insofern dieser nach den Vorgaben der Klärschlammabfallverordnung als Abfall zur stofflichen (Kompostierung) oder energetischen (Energienutzung als Hauptverwendungszweck) Verwertung genutzt werden darf.

Das KrWG findet beim Klärschlamm nur dann Anwendung, wenn dieser als Substitutionsenergieträger für fossile Brennstoffe genutzt wird, und wenn gleichzeitig damit die Mindestanforderungen des unteren Heizwertes (bzgl. des Substitutionsenergieträgers) und des Feuerungswirkungsgrades der Verbrennungsanlage (mind. 75%) erfüllt werden. Dass die Substitutionspotenziale von energiereichen biologischen Gärrückständen in Deutschland bereits genutzt werden, ist an der Anzahl von etwa 30 Ersatzbrennstoff-Kraftwerken mit einer Gesamtkapazität von jährlich etwa 4,5 Mio. Mg zu erkennen (UBA, 2011).

Werden die obengenannten Kriterien beim Klärschlamm nicht eingehalten, handelt es sich bei der Klärschlammverbrennung um einen Beseitigungsvorgang, dieser unterliegt somit der Nachweisverordnung (MUNLV, 2001). Nicht nur für Kläranlagenbetreiber, sondern auch für Lieferanten bzw. Hersteller von Co-Substraten ist diese gesetzliche Betrachtungsweise eine interessante Alternative zu anderweitigen, möglicherweise gesetzlich enger verpflichten Entsorgungsmöglichkeiten.

Das Erneuerbare-Energien-Gesetz (EEG) bringt einerseits die Ziele der Bundesregierung hinsichtlich der Steigerung des Anteils erneuerbarer Energien an der Stromversorgung zum Ausdruck. Andererseits bietet es damit gleichzeitig Förderungsmöglichkeiten für die Netzeinspeisung von Strom aus regenerativen Energien, darunter auch aus Klärgas. Die zum aktuellen Zeitpunkt gültige EEG-Fassung vom 01.01.2012 subventioniert bei Neuanlagen die Kilowattstunde aus Klärgas hergestellten Stroms nach § 25 mit 6,79 Cents für Anlagen mit einer Bemessungsleistung bis einschließlich 0,5 MW, und mit 5,89 Cents für eine höhere Anlagenleistung bis einschließlich 5 MW.

61

Demgegenüber beträgt die Stromvergütung bei der reinen Vergärung von Bioabfällen nach § 27a pro Kilowattstunde 16,00 Cents für Anlagen mit einer Bemessungsleistung bis einschließlich 0,5 MW, und 14,00 Cents für eine höhere Anlagenleistung bis einschließlich 20 MW. Als weitere Voraussetzung gilt jedoch, dass dabei der Anteil getrennt erfasster Bioabfälle nach der Abfallschlüsselnummer 200201, 200301 und 200202 mindestens 90% beträgt. Außerdem müssen Anlagen bis 0,5 MW unmittelbar eine Nachrotte-Einrichtung für die festen Gärrückstände, sowie deren stoffliche Verwertung nachweisen.

Allein der Reststoffstrom aus Gülle in der Landwirtschaft weist ein enormes, zur Zeit noch weitgehend ungenutztes Biogas-Potenzial aus – in diesem Bereich wurden im Jahr 2000 lediglich ca. 11% einer Biogasanlage zugeführt (Ifeu, 2007).

Statistiken des Bundesministeriums für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit aus dem Jahr 2009 weisen auf eine Gesamtmenge biologisch abbaubarer Abfälle von 12,1 Mio. Tonnen hin, die in Kompostierungs- und Vergärungsanlagen behandelt wurden. Davon wurden getrennt gesammelt ca. 4,3 Mio. Tonnen Abfälle aus der Biotonne, sowie ca. 4,8 Mio. Tonnen Garten- und Parkabfälle. Von der gesamten Bioabfallmenge wurden ca. 4,3 Mio. Tonnen einer Vergärungsanlage zugeführt. Insgesamt entstanden somit in 987 Biogas- und Vergärungsanlagen knapp 3 Mio. Tonnen Gärsubstanzen und ca. 3,7 Mio. Tonnen Kompost (BMU, 2012). Weiterhin gibt das Umweltbundesamt die Anzahl reiner Bioabfall-Vergärungsanlagen (inkl. Co-Vergärungsanlagen) im Jahre 2009 mit 85 an (UBA, 2012). Sehr wahrscheinlich sind die meisten Co-Vergärungsanlagen innerhalb von Kläranlagen Bestandteil dieser Statistiken – ein expliziter Hinweis darauf ist jedoch nicht gegeben. Dabei werden aktuell bei weitem nicht alle biogenen Abfallstoffe einer Behandlung zugeführt. Angaben der Bundesregierung zufolge beträgt allein die jährliche Wegwerf-Menge verdorbener Nahrungsmittel in Deutschland ca. 20 Mio. Tonnen (Bundesregierung, 2012).

Eine detaillierte Analyse der derzeit tatsächlich vorhandenen Bioabfallvergärungsanlagen und der vergorenen Bio- und Grünabfallmengen wird auf Basis der im Rahmen dieses Vorhabens durchgeführten Erhebung (siehe Kapitel 4.1.1).

Die Anzahl von Abwasserbehandlungsanlagen und die produzierte Klärgasmenge sind in den letzten Jahrzehnten kontinuierlich angestiegen, wobei etwa 90% des erzeugten Gases für den Eigenverbrauch der Kläranlagen selbst verbraucht wird (siehe Abbildung 2-27). Das jährliche Klärschlammaufkommen betrug im Jahre 2004 ca. 2,2 Mio. Tonnen TS, mit einem Verbrennungsanteil von ca. 38% - etwa 33% davon wurden in Kraftwerken verbrannt (Ifeu, 2007). Die Faulgasnutzung geschieht bei 63% der Anlagen über ein eigenes Blockheizkraftwerk (BHKW). Dabei werden insgesamt 68% des gewonnenen Klärgases dem BHKW zugeführt und die gewonnene Elektrizität wird zu 86% durch die Kläranlage verbraucht - lediglich 14% gelangen in das öffentliche Stromnetz. Obwohl die Blockheizwerke nach dem KWK-Prinzip arbeiten, werden sie seitens der Betreiber wärmelastig gefahren – also für die Wärmebereitstellung optimiert. Die dadurch gewonnene Wärme deckt zwar den technischen Bedarf der vorhandenen Faultürme und weiterer Bauwerke ab, bedingt jedoch einen niedrigen mittleren Eigenversorgungsgrad an Elektroenergie von ca. 20 bis 30% (Haberkern u. a., 2008).

Die Tatsache, dass weniger als 10% aller Kläranlagen bundesweit eine Co-Vergärung betreiben (Böning, 2006), reflektiert das grundsätzlich vorhandene Wachstumspotenzial dieser biologischen Verwertungstechnologie. Die finanziellen Anreize zur Co-Substratnutzung auf Kläranlagen werden durch das flächendeckende Kläranlagennetz, die vorhandenen fachlichen und infrastrukturellen Bedingungen auf dem Kläranlagengelände, sowie der deutlich ausgeprägte Non-Profit-Charakter von Kläranlagen als öffentlich-rechtliche Abwasserbehandlungsanlagen ergänzt. Eine Gesamtbetrachtung des Co-Vergärungssystems sollte aber auch die sich dadurch ergebenden baulichen, logistischen und genehmigungsrechtlichen Hemmnisse aufgrund der erhöhten Nährstofffrachten des Prozesswassers aus Faulturm und Schlammentwässerung mit einschließen.

62

Abbildung 2-27: Klärgaserzeugung und -Nutzung und Anzahl der Betriebe im Kläranlagensektor

(Haberkern et al., 2008)

2.2.3.2 Definition, Hintergründe und Randbedingungen zum Einsatz der Co-Vergärung auf Kläranlagen

In Anlehnung an die Definition des Merkblattes DWA-M 380 bezeichnet die Co-Vergärung die Zugabe begrenzter Mengen eines biogenen Abfallmaterials in einer vorhandenen anaeroben Vergärungsanlage, das den technologischen oder rechtlichen Bemessungsparametern dieser Anlage nicht voll und ganz entspricht.

Der eigentliche Vergärungsvorgang innerhalb der Anlage darf jedoch dadurch nicht verändert werden, und folgt weiterhin dem nach Abbildung 2-28 schematisch dargestellten anaeroben Abbauprozess der Methan-Gärung.

63

Abbildung 2-28: Stark vereinfachter schematischer Ablauf der Methan-Gärung

Die heute eingesetzten Vergärungsverfahren werden hinsichtlich des Vorhandenseins einer zeitlichen Rhythmik bei der Beschickung der Fermenteranlagen und somit bei der Faulgasproduktion unterteilt. Ist diese nicht gegeben, kann sie beispielsweise durch die Schaffung von verfahrenstechnisch vorgeschalteten Abfallsammelbunkern oder durch Parallelschaltung mehrerer Fermenter erreicht werden. Der geringste Anteil Trockensubstanz (TS) im Input-Material wird in der Regel bei der Nassfermentation im kontinuierlichen Verfahren benötigt (ca. 12 bis 15%). Eine Trockenfermentation hingegen kann sowohl kontinuierlich, als auch diskontinuierlich erfolgen, und benötigt je nach Verfahren einen Anteil organischer Trockensubstanz von 20 bis 40%.

Faultürme auf Kläranlagen sind insbesondere als Nassfermenter im kontinuierlichen Verfahren sehr gut geeignet und bereits darauf technologisch ausgerichtet. Ihre dem ununterbrochenen Kläranlagenbetrieb angepasste Arbeitsweise im mesophilen Temperaturbereich von etwa 34 - 38°C, und die biologische Beschaffenheit des kommunalen Abwassers machen den Einsatz einer ganzen Reihe von verschiedenen Co-Substraten möglich. Dies können sein: Abfälle von Nutztieren (Gülle, Schlachtabfälle), Inhalte von Fettabscheidern, oder kommunale bzw. industrielle Reststoffe (Speisereste, Reste der Nahrungsmittel- und Getränkeindustrie, Sonderabfälle aus Kliniken, Fallgrubenabfälle usw.).

Eine Reihe biologischer Abfälle kann grundsätzlich ohne oder mithilfe eines vereinfachten Einzelnachweises ihrer biologischen Umweltverträglichkeit zur Mitbehandlung in Faulbehältern genutzt werden – es handelt sich hierbei um eine sogenannte „Positivliste“.

Bioabfälle tierischen Ursprungs unterliegen grundsätzlich dem Tierabfallnebenproduktgesetz und der EG-Hygieneverordnung und bedürfen speziellen Behandlungsmethoden in Form von notwendigen Zerkleinerungen und Temperaturvorbehandlungen zum Erreichen der seuchenhygienischen Unbedenklichkeit entsprechend den Angaben in Tabelle 2-13 und Tabelle 2-14.

64

Tabelle 2-13: Kategorien für die Hygienisierung von tierischen Nebenprodukten und für Vergärungsanlagen relevante Behandlungsoptionen (DWA, 2009)

Material-Kategorie I II III

Material

Alle Körperteile einschließlich Haut BSE-verdächtiger Tiere, Versuchstiere, Wildtiere /

Küchen- und Speiseabfälle aus dem grenzüberschreitenden Verkehr

Gülle sowie Magen- und Darminhalte (Sonderregelung) /

Tiermaterial, das bei der Behandlung von Abwässern aus Schlachthöfen gesammelt wird, einschließlich Siebreste, Abfall aus Sandfängen, Fett- bzw. Ölgemische, Schlämme und Material aus den Abflussleitungen solcher Anlagen

Schlachtkörperteile: Häute, Hufe, Hörner, Schweineborsten, federn, Blut von anderen Tieren als Wiederkäuern; Blur, Häute, Hufe, Federn, Wolle, Hörner, Haare, Pelze von Tieren, die keine Anzeichen einer über diese Erzeugnisse übertragbaren Krankheit zeigen; Rohmilch; Küchen- und Kantinenabfälle

Behandlung

Unverzügliche Abholung und Verbrennung oder Behandlung nach Methode 1 bis 5 (Methode 1 auf Verlangen der Behörde) und Geruchsstoffmarkierung und Verbrennung

Wie Kategorie I oder

Behandlung nach Methode 1 und Geruchsstoffmarkierung

und Verarbeitung in einer nach Artikel 15 zugelassenen Biogas- oder Kompostierungsanlage

Wie Kategorie II oder Verarbeitung in einer nach Artikel 15 zugelassenen Biogas- oder Kompostierungsanlage, d.h. Hygienisierung (12 mm, 70°C, 60 min). Ausnahme: Milch, Kolostrum und Milcherzeugnisse sofern Genehmigung durch zuständige Behörde erfolgt

Tabelle 2-14: Verarbeitungsmethoden nach Verordnung (EG) Nr. 1774/2002: Kapitel III (DWA, 2009)

Methode 1 Methode 2 Methode 3 Methode 4 Methode 5 „Standard“ Anlagenzulassung

Zerkleinerung 50 mm 150 mm 30 mm 30mm 20 mm 12 mm

Zeit und Temperatur

20 min

133°C

125 min

100°C oder

120 min

110°C oder

50 min 120°C

95 min 100°C oder

55 min 110°C

oder

13 min

120°C

16 min 100°C

oder

13 min

110°C oder

8 min

120°C

oder

3 min

130°C

120 min

80°C

oder

60 min

100°C

60 min

70°C

(Chargenbetrieb)

Druck ≥ 3 bar keine Vorgabe keine Vorgabe keine Vorgabe keine Vorgabe keine Vorgabe

Sehr vorteilhaft bei der Co-Vergärung ist die Nutzung vorhandener Faulturm-Kapazitäten. Bedingt durch den geringeren Trinkwasserverbrauch der privaten Haushalte, sowie in Verbindung mit den hohen Auslegungsreserven aus vergangenen Jahrzehnten, sind heute ca. 75% der Faultürme aller deutschen Kläranlagen im Mittel nur zu 50% ausgelastet. Allein im Bundesland Hessen existiert unter Annahme einer Schlammaufenthaltsdauer von 20 Tagen eine Reservekapazität der dortigen Faultürme von mindestens 100% Die im Kläranlagensektor bei insgesamt ca. 75% aller Anlagen vorhandenen Faultürme sind bedingt durch einen geringeren Trinkwasserverbrauch, sowie durch regionale Bevölkerungsabnahmen in den letzten Jahren nur mit einem mittleren Auslastungsgrad von ca. 50% belegt. Allein im Bundesland Hessen existiert unter Annahme einer Schlammaufenthaltsdauer von 20

65

Tagen eine Reservekapazität der dortigen Faultürme von mindestens 100% (Haberkern et al., 2008; (Kolisch, 2001).

Da die Einbringung von Co-Substraten eine Beeinträchtigung des Faulturmbetriebes und der Ablaufwerte der Kläranlage nicht verursachen darf, wurden zur rechnerischen Abschätzung der theoretisch möglichen Zugabemenge an Co-Substrat durch das Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (MUNLV) des Landes Nordrhein-Westfalen die Kennwerte einer anaeroben Stabilisierungsanlage für Klärschlamm nach Tabelle 2-15 empfohlen, welche in den unten aufgeführten Formeln Anwendung finden. Daraus resultierend kann beispielsweise eine Veranschaulichung nach Abbildung 2-29 ausgearbeitet werden, die die Einhaltung der maximalen Raumbelastung verdeutlicht.

Tabelle 2-15: Kennwerte einer anaeroben Stabilisierungsanlage für Klärschlamm (MUNLV, 2001)

Abbildung 2-29: Abschätzen der verfügbaren Faulturmkapazität zur Co-Vergärungsnutzung (VSA,

2012)

Die auf die erforderliche Aufenthaltszeit im Faulturm bezogene zulässige Co-Substrat-Zulaufmenge QCO in (m3

/d) beträgt (MUNLV, 2001):

66

QCO = (VF / TF) – Q

mit KS,

VF = Vorhandenes Faulturmvolumen in (m3

T

),

F

Q

= erforderliche Aufenthaltszeit des Klärschlamms im Faulturm in (d)

KS = Klärschlammvolumen zum Faulturm in (m3

Die hinsichtlich der maximalen Raumbelastung des Faulturmes einzuhaltende zulässige Co-Substrat-Menge wird andererseits auch definiert durch (MUNLV, 2001):

/d)

QCO = (10*(BR * VF) – QKS * TRKS * GVKS) / ( TRCO * GVCO

mit

),

BR

V

= maximale zulässige Raumbelastung des Faulturms in (kg oTR/(m³ u. d))

F = vorhandenes Faulturmvolumen in (m3

Q

)

KS = Rohschlammvolumen zum Faulturm in (m3

TR

/d)

KS

GV

= Trockenrückstand im Rohschlamm in (%)

KS

TR

= Glühverlust Rohschlamm in (%)

CO

GV

= Trockenrückstand im Co-Substart in (%)

CO

Die Co-Substrate selbst sollten einen organischen Anteil (bezogen auf die Trockensubstanz) und eine Abbaubarkeit des organischen Anteils (oTR) von jeweils mindestens 50% aufweisen. Der spezifische Gasertrag sollte mindestens 0,25 m

= Glühverlust Co-Substrat in (%)

3

Geht man von einem idealisierten Mischungsverhältnis von Co-Substrat und Klärschlamm von 1:1, kann durch die gestiegene Effizienz des Faulturmbetriebes ein deutlicher Anstieg der Abbaurate des organischen Trockenrückstandes oTR (siehe

Methan pro Kilogramm oTR betragen. Das Kohlenstoff-Stickstoff-Verhältnis (C/N-Verhältnis) muss bei mindestens 15 liegen (DWA, 2009), wobei ein niedriger Stickstoffanteil generell günstig ist. Als Stabilisierungsgrad des ausgefaulten Klärschlamms gilt weiterhin eine mittlere Essigsäureäquivalenzkonzentration von unter 300 mg/l (MUNLV, 2001).

Abbildung 2-30) und der damit verbundenen Biogasausbeute (siehe Abbildung 2-31) erwartet werden.

Abbildung 2-30:Vergleich der Abbaugrade von Klärschlamm, Co-Substrat und Co-Vergärung

(VSA, 2012)

67

Abbildung 2-31: Vergleich der Faulgasausbeute von Klärschlamm, Co-Substrat und Co-Vergärung

(VSA, 2012)

Die Annahmen in Abbildung 2-31 basieren auf der Zusammensetzung von Biogas und den damit verbundenen spezifischen Gasmengen nach Tabelle 2-16.

Tabelle 2-16: Maximale Biogasausbeuten bei vollständigem Abbau der organischen Inhaltsstoffe (MUNLV, 2001)

Vor dem Einbringen in den Faulturm bedarf es einer Vor- und Aufbereitung des Co-Substrates bezüglich seiner Pumpfähigkeit (6-8% Trockenmasseanteil) und der Befreiung von Störstoffen. Dazu kann bedarfsweise eine dem Faulturm vorgeschaltete Vorrats- und Aufbereitungsanlage notwendig sein, insofern die Substrate nicht schon durch Externe entsprechend vorbehandelt das Kläranlagengelände erreichen. Zu fetthaltige Substanzen sollten eine Temperatur von 20 bis 25°C aufweisen, und die Fette sollten im Klärschlamm emulgierbar sein (Haberkern u. a., 2008). Auf Maßnahmen zur Minderung unangenehmer Gerüche bei Anlieferung ist zu achten. Eine Beschränkung auf wenige Co-Substrate kann sinnvoll sein. Der allgemeine Verfahrensweg ist in Abbildung 2-32 schematisch dargestellt.

68

Abbildung 2-32: Allgemeiner Verfahrensablauf der Co-Vergärung auf Kläranlagen (MUNLV, 2001)

Von entscheidender Bedeutung für die normgerechte Funktion der Belebung und somit für den reibungslosen Kläranlagenbetrieb insgesamt ist die Beachtung der Belastung des vom Faulturm zurück zur Belebungsstufe geführten Prozesswassers. Erfolgt die Reinigung nach diesem Hauptstromverfahren, bringt dies unumgänglich eine erforderliche Vergrößerung der Belebungsstufe, mindestens jedoch einen erhöhten Strombedarf der Belüftung aufgrund der ansteigenden Stickstoffbelastung mit sich. Liegen keine ausreichenden Messwerte vor, ist entsprechend ATV-Arbeitsblatt A 131 eine Belastungserhöhung der Belebungsstufe von 20% anzunehmen. Bei zu hoher Belastung des Prozesswassers ist die separate Nachbehandlung im Nebenstromverfahren sinnvoll, allerdings nur unter Schaffung weiterer, speziell darauf abgestimmter Bauwerke und Verfahrensschritte. Aus Gründen der Wirtschaftlichkeit sollte in dieser Hinsicht eine Analyse der Vor- und Nachteile beider Behandlungsalternativen des Prozesswassers durchgeführt werden.

Der in Verbindung mit einer Co-Substratnutzung anzuwendende rechtliche Rahmen kann vielfältig ausgeprägt sein und ist in Tabelle 2-17 zusammenfassend dargestellt.

Prozesswasser

69

Tabelle 2-17: Relevante Fälle der Co-Vergärung und die rechtliche Einordnung des Gärrückstandes bei stofflicher Verwertung (DWA, 2009)

Co-Vergärung Kommunale Kläranlagen Anlagen zur Bioabfallvergärung Landwirtschaftliche

Biogasanlagen

Input

Grundsubstrat Klärschlamm Bioabfälle Gülle, Mist, Reststoffe, Energiepflanzen, NaWaRo

Co-Substrat Bioabfälle / biogene Stoffe

Klärschlamm / biogene Stoffe

Gülle/ NaWaRo/

biogene Stoffe

Bioabfälle Klärschlamm

Prinzipielle Zulassung der Anlage nach Wasserrecht

BauR (< 10Mg/d)

BimSchG

Rechtliche Einordnung Gärrückstand Klärschlamm Klärschlamm Bioabfall Bioabfall Klärschlamm

Verwertung Gärrückstand

Landwirtschaft AbfKlärV,

DüV, DüMV

AbfKlärV,

DüV, DüMV

BioAbfV,

DüV, DüMV

BioAbfV,

DüV,DüMV

AbfKlärV,

DüV, DüMV

Landschaftsbau AbfKlärV, BBodSchV

Im Folgenden sind die wichtigsten Anhaltspunkte für eine gesetzlich konforme Co-Substratnutzung aufgeführt. Die maximal zulässige Schwermetall-Schadstoffbelastung im Co-Substrat richtet sich nach dem Wasserhaushaltsgesetz und der Abwasserverordnung und ist Tabelle 2-18 zu entnehmen.

Tabelle 2-18: Zulässige Höchstgrenzwerte für Schwermetallbelastungen biologischer Abfälle (MUNLV, 2001)

Schwermetall Anforderungen

(mg/kgTR) Untersuchungsmethode(n)

Blei 80 DIN 38406E 6-2

Cadmium 2,0 DIN-EN-ISO 5961, Teil 3

Chrom 80 DIN 38405-D 24

Kupfer 120 DIN-EN-ISO 11885

Nickel 60 DIN-EN-ISO 11885

Quecksilber 1,0 DIN-EN 1483

Zink 600 DIN-EN-ISO 11885

AOX 150 DIN-EN 1485

Die bisher aufgeführten sowie weitere hier nicht näher beschriebene Zusammenhänge und Wechselwirkungen, können mithilfe einer Matrix entsprechend Tabelle 2-19 dargestellt werden, woraus der gegenseitige Einfluss zwischen Betriebsfaktoren und ökologischen und wirtschaftlichen Aspekten erkennbar wird.

70

Tabelle 2-19: Matrix von Wechselwirkungen verschiedener Faktoren beim Betrieb von kommunalen Kläranlagen (+: positiv; o: neutral; -:negativ) (HABERKERN u. a., 2008)

2.2.3.3 Energiebedarf von Kläranlagen und Bedeutung der Co-Vergärung beim Optimierungspotenzial ihrer Energieeffizienz

Alle Bestandteile einer idealisierten kommunalen Abwasserbehandlungsanlage mit 100.000 Einwohnergleichwerten (EGW) haben bei konventioneller Ausrüstung und Arbeitsweise einen durchschnittlichen elektrischen Energiebedarf von insgesamt ca. 25,0 kWh /(EGW*a) und einen durchschnittlichen Wärmeenergiebedarf von insgesamt ca. 15,5 kWh /(EGW*a). Die entsprechende Energieaufteilung nach Energieverwendungszweck kann Abbildung 2-33 und Abbildung 2-34 entnommen werden.

Abbildung 2-33: Spezifischer Strombedarf (kWh/(EGW*A) einer konventionellen Kläranlage mit

100.000 EGW (Kolisch, 2001)

71

Abbildung 2-34: Spezifischer Wärmebedarf (kWh/(EGW*A) einer konventionellen Kläranlage mit

100.000 EGW (Kolisch, 2001)

Der so ermittelte mittlere gesamte Endenergieverbrauch von etwa 4 GWh resultiert in ca. 2,5 GWh elektrischer und ca. 1,5 GWh thermischer Energie pro Jahr. Die Ergebnisse und die Energieverteilung dieser Modellkläranlage sind bei Kläranlagen verschiedener Größenklassen mit Belebungsverfahren (Belüftung) ähnlich, wie Abbildung 2-35 und Abbildung 2-36 zeigen. Lediglich die Einwohnergleichwert-Effizienz ist bei größeren Anlagen etwas besser.

Abbildung 2-35: Spezifischer Stromverbrauch bei Kläranlagen der GK 2 und 3 (Haberkern u. a.,

2008)

72

Abbildung 2-36: Spezifischer Stromverbrauch bei Kläranlagen der GK 4 und 5 (Haberkern u. a.,

2008)

Mit einer für diese virtuelle Kläranlage angenommenen durchschnittlichen Klärgasproduktion von 20l/(EGW*d), einem Methangas-Gehalt von 64% und einem Wirkungsgrad eines Blockheizkraftwerkes von 57% thermisch und 33% elektrisch resultieren eine Stromproduktion von 14,9 kWh/EGW und eine Wärmeproduktion von 25,7 kWh/EGW jährlich. Bedingt durch die jahreszeitliche Temperaturschwankung ergibt sich somit eine Überproduktion an Wärme in der warmen Jahreszeit, die im Normalfall dann über Wärmetauscher an die Umgebung abgegeben wird.

Bereits an dieser Stelle können erste Optimierungsvorschläge in Form eines Nahwärmeversorgungskonzeptes umliegender Wohnsiedlungen oder auch einer Netzeinspeisung des überschüssigen Faulgases nach entsprechender Konditionierung erfolgen. Beide Varianten erfordern jedoch zusätzliche Infrastrukturkapazitäten bzw. Gasaufbereitungsanlagen.

Während bei einer potentiellen Gaseinspeisung ins Erdgasnetz zwingend die Möglichkeit zur Selbstversorgung der Kläranlage mit elektrischer Energie entfällt, bietet die Option einer Nahwärmeversorgung unter der Bedingung einer kompletten Klärgasverstromung auf der Kläranlage neben der bereits gegebenen Erdgassubstitution als Brennstoff insgesamt einen ökologisch besseren Optimierungsansatz, insbesondere auch dann, wenn in Kläranlagennähe eine größere Bebauungsdichte mit vorzugsweise bereits vorhandenem Nahwärmenetz vorliegt. Dieser Synergieeffekt kann zusätzlich durch weitere Bemühungen zur Energieoptimierung des Kläranlagebetriebs selbst in Hinblick auf eine vollständige Autonomie der Strom- und somit der Gesamtenergieversorgung verstärkt.

Betrachtet man alle in Frage kommenden Energieeinsparpotenziale einer Kläranlage mit einem mittleren jährlichen Energiebedarf von 4,4 GWh hinsichtlich der besseren Effizienz eventueller Abwasserpumpwerke, Belüftungstechniken und der separaten Prozesswasserbehandlung sowie der Sandfiltration, der Reduzierung von Fremdwasser und der Verbesserung des Wirkungsgrades von Blockheizkraftwerken, so bietet die Option der Faulgasverstromung in Kombination mit einer verstärkten Co-Fermentation beim stromlastigen BHKW-Betrieb die nach (Haberkern u. a., 2008) mit Abstand beste Optimierungsmöglichkeit.

73

2.2.4 Thermische Verwertung

Für die energetische Nutzung biogener Feststoffe können prinzipiell die Verfahren Verbrennung, Vergasung und Pyrolyse, die sich vor allem in der Stöchiometrie des Oxidationsmittels unterscheiden, eingesetzt werden.

2.2.4.1 Pyrolyse

Pyrolyse-Anlagen zur thermischen Verwertung von Biomasse weisen aus technischer Sicht noch deutliche Defizite auf und finden daher keine relevante Verbreitung am Markt, weshalb dieses Verfahren im Rahmen des Berichtes auch nicht weiter betrachtet wird.

2.2.4.2 Thermochemische Vergasung

Im Gegensatz zur Verbrennung weist die Vergasung eine höhere Wertschöpfung auf, da das erzeugte Produktgas direkt in Gasturbinen oder Verbrennungsmotoren energetisch genutzt werden kann. Über entsprechende Syntheseverfahren können zum Beispiel Kraftstoff, Methanol bzw. Chemierohstoffe hergestellt werden. Für die Vergasung biogener Feststoffe sind die Betriebserfahrungen und der Stand der Technik gegenüber den Verbrennungsverfahren jedoch weniger weit fortgeschritten, so dass Entwicklungsarbeiten für eine stärkere Verbreitung dieser Technologie noch weiter vorangetrieben werden müssen.

Grundsätzlich unterscheiden sich die Vergasungsverfahren nach der Art der Brennstoffbewegung im Reaktor, dem Vergasungsmittel, der Energiebereitstellung für die Vergasungsreaktionen sowie den Druckverhältnissen. Die jeweiligen Vergasungsbedingungen sind für die Kinetik der einzelnen Teilprozesse, die Lage des thermodynamischen Gleichgewichtes, die internen Transportvorgänge und letztendlich für die Zusammensetzung, Qualität und Verwertbarkeit des erzeugten Produktgases von Bedeutung.

Auch die Umsetzungsrate des Brennstoffes ist abhängig vom Vergasertyp, der Reaktorgeometrie und der jeweiligen Prozessführung. Flugstrom- und Wirbelschichtvergaser weisen aufgrund der sehr guten Transport- und Reaktionsbedingungen sowie der kleinen Partikelgröße der eingesetzten biogenen Festbrennstoffe einen nahezu vollständigen Kohlenstoffumsatz auf. Bei Festbettvergasern fällt hingegen häufig ein Restkoksanteil als Nebenprodukt des Vergasungsprozesses an.

Bei der Vergasung wird Luft, Sauerstoff und/oder Wasserdampf als Vergasungsmittel, das dem Vergasungsprozess unterstöchiometrisch zugeführt wird, eingesetzt. Die für den endothermen Vergasungsprozess erforderliche thermische Energie kann direkt (autotherm) oder indirekt (allotherm) zugeführt werden. Bei der autothermen Vergasung mit Luft als Oxidationsmittel ist der Heizwert des erzeugten Produktgases infolge des hohen Inertgasanteiles (Stickstoff der Luft) auf einen Wert von ca. 4 MJ/m3

N bis 6 MJ/m3N

Alle allothermen Vergasungstechnologien kennen das Problem der ausreichenden Wärmeübertragung. Nur eine ausreichende Wärmeübertragung ermöglicht die Produktion von hochwertigem Synthesegas, welches zu einer effizienten energetischen Verwertung oder zur Treibstoffproduktion geeignet ist.

beschränkt. Dem gegenüber erfolgt beim allothermen Vergasungsprozess die Zuführung der benötigten thermischen Energie von außen, meist mit Wasserdampf als Vergasungsmittel, wodurch ein Produktgas mit höherer Energiedichte erzeugt werden kann.

2.2.4.3 Verbrennung

Verfahren zur Verbrennung fester Biomasse insbesondere von Holz sind bewährt und technisch ausgereift, auch wenn vor allem hinsichtlich der Erweiterung der einsetzbaren Brennstoffe teils erhebliche technische Herausforderungen zu überwinden sind.

Feuerungen werden für viele verschiedene Anwendungen (Müllverbrennung, Energiegewinnung und unterschiedliche industrielle Prozesse) in einem weiten Leistungsbereich (wenige kW bei Kleinfeuerungsanlagen in Haushalten bis hin zu mehreren 100 MW bei großen Kohlekraftwerken) und in den unterschiedlichen Ausführungen eingesetzt.

74

Der Ursprung der Feuerungsanlagentechnik hat sich historisch aus dem Bereich der Kohlefeuerungen entwickelt. Diese Grundlagen kommen auch bei der Verbrennung von Biomasse oder anderen alternativen Brennstoffen zum Tragen. So hat sich aus den bewährten Systemen eine Vielzahl unterschiedlicher Techniken entwickelt, die nach folgenden Kriterien unterteilt werden können (Kaltschmitt et al 2009).

Art der einsetzbaren Brennstoffe (Holz, Kohle etc.)

Physikalisch-mechanische Eigenschaften des Brennstoffes (z.B. „Stückigkeit“)

Beschickungsart (automatisiert oder per Hand, Unterschub- oder Abwurfsysteme)

Feuerungsystem (Festbett-, Wirbel- und Staubfeuerung)

Leistungsbereich (Kleinstfeuerungsanlagen <15 kW, Kleinfeuerungsanlagen bis 1MW und mittlere und Großfeuerungsanlagen.

Feuerungssysteme

Entscheidend für die Einteilung der Feuerungssysteme ist die Relativgeschwindigkeit zwischen Brennstoffpartikeln und Luft. Wird das Brennstoffbett mit so geringer Geschwindigkeit durchströmt, dass es nur unwesentlich aufgelockert wird, so liegt eine Festbettfeuerung vor. Je größer die Strömungsgeschwindigkeit, desto größer ist der Druckverlust, der sich am Brennstoffbett einstellt.

In Wirbelschichtfeuerungen wird ein inertes Sandbett so angeströmt, dass die Lockerungsgeschwindigkeit des Festbettes überschritten wird. Auf diese Weise wird das Sandbett fluidisiert. Bei stationären Wirbelschichtfeuerungen wird dieses inerte Bett in Schwebe gehalten, während es bei der sogenannten zirkulierenden Wirbelschicht auf Grund der höheren Strömungsgeschwindigkeit zur Austragung des Bettmateriales kommt. Über einen Heißzyklon wird es in die Hauptbrennkammer zurückgeführt. Wirbelschichtfeuerungen weisen auf Grund des Bettes eine homogene Wärmeverteilung sowie einen sehr guten Wärmeeintrag auf. Deshalb können Brennstoffe relativ unabhängig von ihren Heizwerten eingesetzt werden. Aktuell werden für die Verbrennung von Biomasse meist Rostfeuerungen eingesetzt. Jedoch ist es gerade im Hinblick auf eine Erweiterung der Brennstoffpalette denkbar, dass Wirbelschichtfeuerungen bei unterschiedlichen biogenen Reststoffen verstärkt zum Einsatz kommen. Denn in Wirbelschichtfeuerungen kann die Zugabe von Zuschlagstoffen vergleichsweise leicht realisiert werden.

In Flugstromfeuerungen bzw. Staubfeuerungen werden sämtliche Partikel mit dem Gasstrom ausgetragen. Die Verbrennung des Einsatzstoffes erfolgt komplett im Flugstrom. Das bedeutet, der Brennstoff muss schnell umgesetzt werden, da sonst große Mengen unverbrannten Materials ausgetragen werden. Folglich muss das Brenngut fein gemahlen und möglichst trocken vorliegen, um einen vollständigen Ausbrand in kurzer Zeit sicherzustellen. Staubfeuerungen zeichnen sich durch hohe realisierbare Leistungen aus. Die eingesetzten Brennstoffe müssen hinsichtlich ihrer Beschaffenheit definierte Voraussetzungen in Bezug auf Wassergehalt und Stückigkeit vorweisen. Im Biomasse-Bereich ist der Einsatz von Staubbrennern jedoch selten, Anwendungen konzentrieren sich vor allem auf Brenner zur Verwendung von Schleifstaub oder auch Späne aus der holzverarbeitenden Industrie (Kaltschmitt et al. 2009; Strauß et al. 2006).

75

Abbildung 2-37: Einteilung automatisch beschickter Feuerungssysteme nach zunehmender

Gasgeschwindigkeit (Kaltschmitt et al. 2009)

Festbettfeuerungen werden meist als Rostfeuerungen ausgeführt, sie finden bei der thermischen Verwertung biogener Reststoffe breite Anwendung und werden deshalb im folgenden Abschnitt noch genauer erläutert. Diese Feuerungsform hat von Kleinfeuerungen bis hin zu Großfeuerungsanlagen einen weiten Anwendungsbereich. Abhängig vom eingesetzten Brennstoff gibt es unterschiedliche Ausführungsformen.

Für eine gute Verbrennung ist es besonders wichtig, dass die Asche aus dem Brennraum abgeführt und der Brennstoff homogen verteilt wird. So stellt man eine ausreichende Versorgung mit Primärluft sicher, lokale Überhitzungen sowie die Bildung von Asche-Konglomeraten werden dagegen vermieden. Hierfür stehen verschiedene Rostsysteme zur Verfügung. Diese unterscheiden sich im Wesentlichen auf Grund ihrer Neigung (Planrost, Treppenrost) und der Art der Schürbewegung (Rost starr oder bewegt).

Ein starrer Rost kann von sich aus weder den Brennstoff durchmischen noch aktiv für einen Ascheaustrag sorgen. Deshalb wird ein solcher Rost in der Regel mit einem Ascheräumer kombiniert. Dieser räumt in regelmäßigen Abständen die Asche vom Rost und schafft so Platz für frischen Brennstoff. Je größer die Leistung der Feuerung, desto seltener ist ein starrer Rost vorzufinden.

76

Um den Ablauf der Verbrennung zu optimieren werden bewegte Roste eingesetzt. Indem sie die Brennstoffschüttung homogenisieren, erleichtern sie die Primärluftzufuhr, unterstützen den Weitertransport des Brennstoffes und verbessern den Ascheaustrag. Kipproste sind so konzipiert, dass sie in einem bestimmten Turnus geneigt werden, so dass der Rost entleert wird bzw. kleinere Partikel zwischen den starren Stäben herunterfallen. Sowohl bei Kipprosten als auch bei starren Rosten mit Ascheräumern ist natürlich darauf zu achten, dass nur ein minimaler Anteil an unverbranntem Brennstoff entfernt wird.

Wanderroste werden hauptsächlich in großen Feuerungsanlagen eingesetzt. Sie sind vergleichbar mit Transportbändern, die den Brennstoff durch den Feuerungsbereich fördern. Am Ende fällt die Asche des ausgebrannten Brennstoffes in einen dafür vorgesehenen Behälter. Walzenroste sorgen auf Grund ihrer Drehung für eine gute Durchmischung des Brennstoffbettes. Durch die Rotation wird der Brennstoff vorwärts bewegt. Dieser Rosttyp ist vor allem in eher großen Feuerungen oder auch in Müllverbrennungsanlagen zu finden. Weit verbreitet ist der Einsatz von Vorschubrostfeuerungen. Diese meist als Treppenroste ausgeführten Systeme unterstützen die Durchmischung des Glutbettes sowie den Brennstofftransport durch Vorwärts- bzw. Rückwärtsbewegungen einzelner Stufen. Am Ende des Rostes fällt die Asche automatisch in dafür vorgesehene Behälter und wird mit Schnecken oder Kratzketten ausgetragen. Die Primärluft wird zwischen den Rostelementen hindurchgeführt und kühlt diese so zusätzlich. Dies verhindert Überhitzungen des Materials und mindert die Gefahr von Ascheanbackungen bei problematischen Brennstoffen. Der Kühlfunktion der Primärluft sind jedoch Grenzen gesetzt, da die Luftmengen im Sinne einer optimalen Verbrennung und nicht nach den Temperaturanforderungen am Rost zugegeben werden. Daher werden Rostelemente in Großfeuerungen häufig mit Wasser gekühlt, um eine Entkopplung der Kühlfunktion von verfahrenstechnischen Funktionen zu erreichen (Kaltschmitt et al. 2009, Strauß et al. 2006).

Ein weiteres Gestaltungselement bei Feuerungen ist die Positionierung des Rauchgasabzuges, die über die Relation zwischen der Bewegung des Brennstoffes und des Rauchgases entscheidet. Ist der Abzug des Rauchgases über der Brennstoffzufuhr platziert, zieht das heiße Rauchgas aus der Hauptverbrennungszone über den Brennstoff hinweg und trägt so zu dessen Trocknung bei. Insofern wird das Gegenstromprinzip (Rauchgas und Brennstoff bewegen sich in entgegengesetzte Richtungen) häufig bei feuchten Brennstoffen angewandt. (Kaltschmitt et al., 2009).

Abbildung 2-38 Vorschubrostfeuerung nach dem Gegenstromprinzip Kaltschmitt et al., 2009)

Bei Brennstoffen mit niedrigen Ascheschmelzpunkten bietet sich vielmehr die Gleichstromfeuerung an. Das Rauchgas wird unmittelbar über der Hauptverbrennungszone abgezogen. Es bleibt weniger Zeit für eine vollständige Verbrennung. Der Ausbrand findet verstärkt im Bereich des 1.Zuges statt. Es

77

entstehen weniger hohe Temperaturen am Ende des Rostes, weshalb das Risiko von Anbackungen deutlich sinkt.

Abbildung 2-39:Feuerungen nach dem Gleichstromprinzip (links) und nach dem Mittelstromprinzip (rechts) (Kaltschmitt et al. 2009)

Transport des Brennstoffes

Grundsätzlich können Feuerungen automatisch oder per Hand beschickt werden. Die manuelle Beschickung ist wegen des großen Arbeitsaufwandes nur für Feuerungen mit sehr kleinen Leistungen (Haushaltsbereich) sinnvoll und soll daher nicht weiter betrachtet werden.

Ein wichtiger Bestandteil einer automatisch beschickten Feuerung ist die Art der Brennstoffzufuhr (Unterschubfeuerung, seitliche Einbringung oder Abwurffeuerung), die sich wiederum in der technischen Realisierung (Schnecke, Transportband, Kolben etc.) unterscheidet. Bei Unterschubfeuerungen erfolgt die Brennstoffzufuhr meist durch eine Schnecke unterhalb des Glutbettes. Der frische Brennstoff wird nachgeschoben und somit Asche aus der Brennstoffmulde verdrängt. Abwurffeuerungen werfen den Brennstoff dagegen von oben auf das Glutbett. Die Zuführung ist grundsätzlich denkbar mit Schnecken, Kolben oder über Transportbänder. Der Abtransport der Asche erfolgt abhängig von der Wahl des Rostes bzw. davon, wie der Brennstoff im Feuerraum gehalten wird. Weit verbreitet sind Feuerungen mit seitlichem Einschub. Mechanisch wird dies entweder über eine Schnecke oder einen Kolben realisiert. Dabei wird das Brenngut z.B. auf einen Rost geschoben (Kaltschmitt et al., 2009; Strauß et al., 2006). Häufig wird auch die Wurfbeschickung eingesetzt, die einen besseren Ausbrand des Festbrennstoffes ermöglicht und den Vorteil hat, dass der Feinanteil bereits im Flug zündet.

Neben der unmittelbaren Zufuhr des Brennstoffes in die Feuerung ist auch der Transport des Einsatzstoffes aus dem Brennstoffbunker zu bewerkstelligen. Dafür werden meist Schubböden in unterschiedlichen mechanischen Ausführungen eingesetzt, die für eine Austragung aus dem Brennstoffbunker sorgen. Für die Umschichtung des Einsatzstoffes im Lager bzw. für die Füllung. des Brennstoffbunkers aus dem Brennstofflager werden meist Radlader, selten hingegen stationäre Kransysteme eingesetzt. Der dafür erforderliche Energiebedarf ist vor allem von der Länge der intern zu realisierenden Transportwegen und damit vom Standort abhängig.

Nutzungspfade der erzeugten thermischen Energie

Die bei der thermischen Verwertung biogener Reststoffe erzeugte Wärme kann zum einen direkt für unterschiedliche Zwecke, wie z.B. Heizanwendungen oder für die Erzeugung von Prozessdampf

78

genutzt oder mit Hilfe unterschiedlicher Wandlungsverfahren, auf die im weiteren Verlauf dieses Kapitels noch eingegangen wird, zur Erzeugung von Strom verwendet werden. Im Hinblick auf eine optimale energetische Verwertung ist eine gekoppelte Nutzung von Wärme und Strom, wie sie bei KWK-Prozessen realisiert wird, besonders sinnvoll.

Für die Erzeugung elektrischer Energie stehen wiederum unterschiedliche Verfahren zur Verfügung, die in Abhängigkeit von den bestehenden Rahmenbedingungen sinnvollen Einsatz finden. Am weitesten verbreitet ist der Dampfturbinenkreisprozess, auch Clausius-Rankine-Cycle (CRC) genannt. Bei diesem Prozess wird Wasser mittels einer Speisewasserpumpe auf ein höheres Druckniveau gebracht und in verschiedenen Wärmeübertragerpaketen erwärmt, verdampft und überhitzt, ehe es anschließend über eine Turbine entspannt wird. Im Kondensator wird das Medium weiter abgekühlt, vollständig kondensiert und zuletzt von einer Kondensatpumpe in den Speisewasserbehälter zurückgeführt.

Der Wirkungsgrad wird in erster Linie begrenzt durch die realisierbaren Temperatur- und Druckdifferenzen. Weiterhin darf das Arbeitsmedium über der Turbine nur soweit entspannt werden, dass es den überhitzten Bereich nicht verlässt, um die Bildung von Wassertropfen und damit Beschädigungen der Turbine durch Tropfenschlag zu vermeiden.

Abbildung 2-40: Schema einer Biomasseheizkraftwerkes (ESR, 20012)

79

Abbildung 2-41: Schematische Darstellung des Dampfkraftprozesses in T-S-Diagramm und

Fließbild (Rettig, 2011)

Weiterhin bestehen Einschränkungen auf Grund der verstärkten Korrosionsneigung bei bestimmten Temperaturkombinationen von Rohrwand- und Rauchgastemperatur sowie Rauchgasgeschwindigkeiten. Deutlich wird dieser Zusammenhang durch das Flingern’sche Korrosionsdiagramm. Vor diesem Hintergrund werden bei manchen Anlagen bewusst niedrigere Dampfparameter gefahren und somit niedrigere Wirkungsgrade in Kauf genommen, um Schäden durch Korrosion zu vermeiden und die Standzeiten der Wärmeübertrager zu erhöhen.

Abbildung 2-42: Flingern’sches Korrosionsdiagramm (Spiegel et al., 2005)

Je niedriger die Dampftemperaturen, desto schlechter ist der Wirkungsgrad des CRC-Prozesses. In niedrigeren Temperaturbereichen findet daher der Organic Rankine Cycle (ORC) Anwendung, bei dem statt des Mediums Wasser organische Stoffe wie z.B. Silikonöl oder verschiedene Kühlmittel eingesetzt werden. Diese Stoffe weisen zum einen niedrigere Siedetemperaturen auf, weshalb sie bei einem geringeren Temperaturniveau höhere Wirkungsgrade als das Arbeitsmedium Wasser ermöglichen (siehe Abbildung 2-43). Zum anderen zeigen die genannten Stoffe auch eine überhängende Taulinie im Entropiediagramm auf. Dies hat zur Folge, dass bei der Entspannung aus dem Heißdampfgebiet keine Kondensationseffekte auftreten und damit eine Schädigung der Turbine

Gebiet geringerKorrosionGebiet geringerKorrosion

80

durch Tropfenschlag ausgeschlossen ist. Zeitgleich weist das Arbeitsfluid nach der Entspannung noch hohe Temperaturen auf, die für eine Wirkungsgradverbesserung zur internen Vorwärmung des Arbeitsfluides verwendet werden sollte (Cerbe und Wilhelms, 2008).

Abbildung 2-43: Maximale Wirkungsgrade unterschiedlicher Arbeitsmedien in Abhängigkeit von

der Turbineneintrittstemperatur (Rettig, 2011)

Abbildung 2-44: T-S Diagramm von Wasser und Pentan (Rettig, 2011)

Ein weiterer Vorteil des ORC-Prozesses ist, dass die eingesetzten langsam laufenden Turbinen gute Teillastwirkungsgrade haben, was vor allem für wärmegeführte Systeme von großer Bedeutung ist ((Bios)). Dennoch sind die elektrischen Wirkungsgrade von ORC-Prozessen relativ gering, was unter anderem an dem hohen Eigenverbrauch von ORC-Systemen liegt.

81

Abbildung 2-45: Schematische Darstellung ORC-Prozess

Weitere Aggregate, die zur Stromerzeugung eingesetzt werden können, wie z.B. Dampf- und Stirlingmotoren sowie extern befeuerte Gasturbinen spielen am Markt derzeit keine relevante Rolle und werden von daher nicht weiter untersucht.

Neben der Erzeugung von Strom spielt auch die Wärmenutzung eine wichtige Rolle. Die Distribution der erzeugten Wärmeenergie erfolgt über Nahwärmenetze, die durch Übergabestationen an den Wärmekreislauf des Verbrauchers gekoppelt sind. Die Entfernung, die durch Wärmenetze zwischen Wärmequelle und Wärmesenke wirtschaftlich überbrückt werden kann, ist auf Grund von Wärmeverlusten sowie den Bedarf an Pumpenstrom begrenzt.

2.2.4.4 Verbreitung thermischer Verwertungsverfahren

In den vergangenen Jahren hat die Nutzung von Biomasse eine ständig wachsende Bedeutung bei der Erzeugung von Strom bzw. Wärme erfahren (siehe Abbildung 2-46 und Abbildung 2-48). Die folgenden Grafiken verdeutlichen dieses Wachstum und stellen jeweils die Struktur der Strom- bzw. Wärmeerzeugung aus Biomasse dar. Es wird deutlich, dass beinahe die Hälfte der erzeugten Wärme aus Biomasse durch Verbrennung biogener Festbrennstoffe im Haushaltsbereich erfolgt siehe Abbildung 2-47). Ein Großteil der hier eingesetzten Brennstoffe kann jedoch nicht als Reststoff deklariert werden, da vor allem Holzscheite, teilweise Hackschnitzel und Pellets nicht aus Reststoffen produziert werden.

82

Abbildung 2-46: Entwicklung der Biomassenutzung zur Wärmebereitstellung in Deutschland in

den Jahren 1997 bis 2011 (BMU 2012)

Abbildung 2-47: Struktur der Wärmebereitstellung aus Biomasse in Deutschland im Jahr 2011

(BMU 2012)

Das starke Wachstum der Stromerzeugung in den vergangenen Jahren ist vor allem auf den Biogassektor zurückzuführen (siehe Abbildung 2-49), aber auch die Stromerzeugung aus biogenen Festbrennstoffen nimmt einen wichtigen Teil ein.

83.0

23

86.6

70

93.1

33

102.

403

126.

339

118.

570

79.7

46

75.3

76

69.1

82

57.2

42

58.2

20

51.4

19

50.8

58

49.7

40

45.5

91

0

10.000

20.000

30.000

40.000

50.000

60.000

70.000

80.000

90.000

100.000

110.000

120.000

130.000

140.000

1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

[GW

h]

biogener Anteil des Abfalls:

6,2 %

Deponiegas:0,2 %

biogene Festbrennstoffe

(Haushalte):49,0 %


(Industrie):19,1 %


(HW/HKW):5,4 %biogene flüssige

Brennstoffe *:6,1 %

Biogas:13,0 %

Klärgas:0,9 %

Gesamt: 126,5 TWh

83

Abbildung 2-48: Entwicklung der Strombereitstellung aus Biomasseanlagen in Deutschland im

Jahr 2011 (BMU 2012)

Abbildung 2-49: Struktur der Strombereitstellung aus Biomasse in Deutschland im Jahr 2011

(BMU 2012)

Pyrolyse

Wie bereits erwähnt findet die Pyrolyse im Bereich der Verwertung biogener Reststoffe keine relevante Verbreitung.

Thermochemische Vergasung

Anlagen zur thermochemischen Vergasung hingegen haben vor allem im kleinen, dezentralen Bereich in jüngster Vergangenheit durchaus eine gewisse Markrelevanz erreicht. Am Markt dominiert vor allem im Segment von kleiner 50 kWel

4.73

7

8.24

7

10.0

77

14.0

25

18.6

85

24.2

81

27.5

31

30.3

41

36.9

203.58

9

1.55

8

1.87

5

2.10

2

5.20

7

6.03

8

33.8

663.26

0

2.27

7

2.01

3

1.63

6

1.47

1

1.43

4

0

5.000

10.000

15.000

20.000

25.000

30.000

35.000

40.000

1990 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011

[GW

h]

die absteigende Festbett-Gleichstromvergasung, während bei größeren Systemen auch die aufsteigende Gleichstrom- und Wirbelstromvergasung eine wichtige Rolle spielt. Anlagen mit mehr als 500 kW elektrischer Leistung finden bisher kaum Verbreitung. Einige größere Anlagen haben jedoch in den vergangenen Monaten ihren Betrieb aufgenommen, wie zum Beispiel das Holzgasheizkraftwerk in Senden und der in Grassau befindliche Heatpipe-Reformer.

biogene flüssige Brennstoffe *:

3,8 %biogene

Festbrennstoffe:30,6 %

Klärgas:3,0 %

Deponiegas:1,7 %

biogener Anteil des Abfalls:13,5 %

Biogas:47,4 %

Gesamt: 36,9 TWh

84

Herstellerangaben zu Folge hat sich der Markt für thermochemische Vergasungsanlagen nach einem starken Wachstum im Jahr 2010 im darauffolgenden Jahr nochmals verdoppelt. Dabei spielt sich die Entwicklung vor allem in einem Bereich von weniger als 500 kW elektrischer Leistung ab. Insgesamt sind ca. 170 Vergasungsanlagen in Betrieb, die zusammen auf eine elektrische Leistung von ca. 22 MWel

kommen.

Abbildung 2-50: Thermochemische Vergasungsanlagen in Deutschland (DBFZ, 2012)

Auch wenn grundsätzlich eine alternative Nutzung des Holzgases, z.B. als Treibstoff möglich wäre, wird dieses, unter anderem aus wirtschaftlichen Gesichtspunkten (EEG-Förderung), fast immer direkt mittels Verbrennungsmotoren verstromt. In Senden wird zusätzlich die entstehende Abwärme mit Hilfe einer ORC-Anlage zur Gewinnung von Strom genutzt.

Auf Grund des technischen Fortschritts der vergangenen Jahre erreichen die Anlagen bis zu 7.000 Betriebsstunden im Jahr. Noch ist unklar, ob auch eine ausreichende Lebensdauer erreicht wird, um einen dauerhaft wirtschaftlichen Betrieb sicherzustellen und somit zu einer weiteren Verbreitung dieser Technologie beizutragen.

Verbrennung

Die mit Abstand größte Bedeutung für den Markt haben Verfahren zur Verbrennung von Biomasse. Es existieren Anlagen in einem weiten Leistungsspektrum zur Erzeugung von Wärme, Prozessdampf und Strom. Hinsichtlich der Energieeffizienz sind vor allem Anlagen mit Kraft-Wärme-Kopplung von großer Bedeutung.

In Deutschland sind derzeit ca. 260 Biomasseheizkraftwerke mit einer installierten elektrischen Leistung von fast 1.300 MWel

Deutliche Zuwächse wurden zwischen den Jahren 2003 und 2006 sowie im Jahr 2009 mit jährlichen Neuanschlüssen in einer Höhe zwischen 100 bis 200 MW

am Netz. Schätzungen zu Folge erzeugten diese Anlagen im Jahr 2011 ca. 8,8 TWh Strom und in etwa 14 TWh Wärmeenergie.

el pro Jahr erreicht. In den Jahren 2007 und 2008 sowie 2010 und 2011 konnten hingegen nur geringe Zuwachsraten zwischen 25 und 60 MW realisiert werden.

85

Abbildung 2-51: Entwicklung des Anlagenbestandes von Biomasseheizkraftwerken von 2000 bis

2011 (DBFZ, 2012)

Wie in Abbildung 2-52 ersichtlich spielen Anlagen mit weniger als 1 MW Leistung in Bezug auf die absolute Anzahl (11,8%), vor allem aber in Hinblick auf die installierte Leistung (3,4%) keine große Rolle. Mit 37,1% aller Anlagen befinden sich die meisten Anlagen in einem Leistungsspektrum zwischen 1 und 5 MW, in Bezug auf die installierte elektrische Leistung machen diese jedoch nur 17,8% aus. 15,6% aller Anlagen weisen zwischen 10 und 20 MW elektrischer Leistung auf, repräsentieren jedoch über die Hälfte der installierten elektrischen Leistung.

Abbildung 2-52: Aufteilung der Biomasseheizkraftwerke nach Anlagenzahl (links) und

Anlagenleistung (rechts) (DBFZ, 2012)

86

Hinsichtlich der lokalen Verteilung der Anlagen zeigt sich, dass eine Vielzahl der Anlagen in den landwirtschaftlich geprägten Bundesländern Bayern und Baden-Württemberg im Süden der Bundesrepublik angesiedelt ist. Berücksichtigt man die installierte elektrische Leistung so führt Bayern die Liste mit knapp 200 MW dicht gefolgt von Nordrhein-Westfalen. Brandenburg, Baden-Württemberg und Niedersachsen folgen mit Leistungen zwischen 120 und 160 MW. Vor allem in den Stadtstaaten und im Saarland sind wenige Anlagen installiert, was auf Grund der Rahmenbedingungen (Stadtgebiete weisen nur geringes Biomassepotenzial auf) nicht verwunderlich ist.

Abbildung 2-53: Verteilung der Anlagen auf die Bundesländer (DBFZ, 2012)

Auch im Jahr 2011 wurden neue Anlagen vor allem in Bayern und Baden-Württemberg in Betrieb genommen. Treibende Kraft der energetischen Biomassenutzung zur Erzeugung von Strom ist vor allem das holzverarbeitende Gewerbe. Über 40% der Anlagen werden von Firmen aus dem Bereich der Holzbearbeitung bzw. –verarbeitung betrieben. Aber auch EVU, unter die auch regionale Versorger und Stadtwerke zu subsumieren sind, betreiben viele Anlagen. Neue Anlagen wurden im Jahr 2011 vor allem von EVU in Betrieb genommen.

87

Abbildung 2-54: Verteilung der neuen Anlagen im Jahr 2011 (DBFZ, 2012)

Abbildung 2-55: Betreiberformen der Biomasseheizkraftwerke nach Anlagenzahl (links) und

installierter elektrischer Leistung (rechts) (DBFZ, 2012)

88

Abbildung 2-56: Betreiberformen der 2011 in Betreib genommenen Biomasseheizkraftwerke nach

Anlagenzahl (links) und installierter elektrischer Leistung (rechts) (DBFZ, 2012)

Während in den vergangenen Jahren (2006-2010) hinsichtlich der Anzahl der in Betrieb genommenen Heizkraftwerke mehr ORC-Turbinen eingesetzt wurden, hat sich dieser Umstand im Jahr 2011 wieder zu Gunsten der Dampfturbine geändert (siehe Abbildung 2-57).

Abbildung 2-57: Entwicklung der Anlagenzahlen von ORC-Turbinen und Dampfturbinen von 2000

bis 2011 (DBFZ, 2012)

2.2.4.5 Energieeffizienz bei der Verbrennung

Im folgenden Abschnitt werden die bei der Verbrennung biogener Reststoffe relevanten Prozessschritte aufgeführt und hinsichtlich der Energieeffizienz bewertet. Dafür werden

89

verfahrenstechnische Zusammenhänge dargestellt, verschiedene Verfahrensalternativen verglichen sowie einschlägige Literaturwerte aufgeführt.

Die Brennstofflogistik ist dem eigentlichen Verwertungsprozess vorgelagert und für die Energieeffizienz durchaus von Bedeutung. Der in diesem Bereich auftretende Energieaufwand für den Transport des Brennstoffes ist jedoch vor allem durch die Wahl des Standorts, den erforderlichen Brennstoffmengen und weniger vom eingesetzten Verfahren abhängig. Daher wird der Bereich der Brennstofflogistik in diesem Abschnitt nicht weiter untersucht.

Sehr wichtig ist die Qualität des Einsatzstoffes. Diese bestimmt im Wesentlichen den Aufwand für die zu tätigenden Aufbereitungsschritte, wie z.B. Trocknung, Zerkleinerung oder Pelletierung, aber auch Lagerung und Beschickung werden durch die Brennstoffqualität beeinflusst.

Je nach Feuerungskonzept muss der Einsatzstoff vor der Verbrennung gemahlen, gehäckselt oder kompaktiert werden. Am häufigsten erfolgt die Aufbereitung des Brennstoffes in Form von Hackschnitzeln. Der Energiebedarf für die Erzeugung von Hackschnitzeln aus waldfrischem Holz beträgt zwischen 2 und 5 kWh/Mg (Hartmann et al. 2007).

Bei der Lagerung biogener Brennstoffe treten verschiedene Mechanismen auf, welche die Qualität des Brennstoffes und damit auch die Effizienz des Gesamtprozesses negativ beeinflussen können. Auf der einen Seite können durch biologische Prozesse oder durch eine Selbstentzündung des Brennstoffes Substanzverluste auftreten, die den Heizwert des Brennstoffes senken. Durch falsche Lagerung können Trockenmasseverluste von über 35% TS/Mg auftreten, was jedoch durch entsprechende Gegenmaßnahmen und Beachtung relevanter Maßgaben verhindert bzw. deutlich verringert werden kann (Hartmann et al. 2007).

Substanzverluste durch biologische Prozesse können unter anderem durch eine gute Belüftung bzw. durch Trocknung, sei es aktiv oder passiv, herbeigeführt werden. Weiterhin senkt die Trocknung des Brennstoffes die Feuchte und beeinflusst somit den Heizwert des Brennstoffes positiv. Mit Bodentrocknung, Trocknung durch Selbsterwärmung, Belüftungstrocknung und Warmlufttrocknung stehen verschiedene Verfahren zur Verfügung, die auch in Kombination eingesetzt werden. Dabei ist aus energetischer Sicht der Aufwand für die Trocknung, also vor allem die Druckverluste, die über die Schüttung (ca. 10-25 Pa pro Meter Schüttung aus grobem Hackgut mit 50mm – 100mm und einer Strömungsgeschwindigkeit von 0,1 m/s) entstehen, und die Erwärmung und Trocknung der Luft (0,7 kWh/kg ausgetragenes Wasser) mit den Vorteilen durch die Verbesserung des Heizwertes abzuwägen. Vor allem getrocknetes Holz sollte vor Niederschlag durch eine Überdachung des Lagers geschützt werden (Hartmann et al. 2007).

Für die Bewertung der Energieeffizienz eines Verbrennungsprozesses ist die Wahl des Feuerungssystems (Rostfeuerung, Wirbelfeuerung, Staubfeuerung) von Bedeutung, da zum einen Rostmechanik und Verbrennungsluftzufuhr den energetischen Eigenbedarf einer Feuerung stark beeinflussen, zum anderen werden aber auch wichtige Prozessparameter durch das Feuerungssystem festgelegt. Feuerungen mit Wirbelschicht weisen im Vergleich zu Rostfeuerungen einen größeren Druckverlust auf, weshalb der Energiebedarf für die Verbrennungsluftgebläse größer ist. Begrenzt wird dieser Nachteil jedoch dadurch, dass auf Grund der besseren Durchmischung geringere Luftüberschüsse gefahren werden können und auch keine Energie für die Rostbewegung aufgewendet werden muss.

Für eine effiziente Brennstoffausnutzung ist eine vollständige Verbrennung wichtig. Es sollte zum einen im Rauchgas kein Kohlenmonoxid bzw. unverbrannte Kohlenwasserstoffe vorhanden und zum anderen in den Verbrennungsrückständen möglichst keine organische Trockensubstanz mehr enthalten sein. Die Gestaltung des Brennraumes hat zwar keinen erheblichen, unmittelbaren Einfluss auf den Energieverbrauch, bestimmt jedoch den Ablauf und damit die Güte des Verbrennungsprozesses an sich. Entscheidend ist dabei eine gute Anpassung an die Beschaffenheit des eingesetzten Brennstoffes, so dass eine ausreichende Trocknung sowie insgesamt ein optimaler Ausbrand des Festbrennstoffes erfolgen kann.

Um die thermischen Verluste so gering als möglich zu halten, müssen zum einen Wärmeverluste an der Anlage reduziert und dem heißen Rauchgas mit Hilfe von Wärmeübertragern die thermische Energie soweit als möglich entzogen werden. Eine Rauchgaskondensation ermöglicht die Nutzung der

90

Verdunstungsenergie des im Abgas enthaltenen Wasserdampfes, so können die Abgasverluste minimiert werden. Je nach Zusammensetzung des Rauchgases ist hier jedoch mit Korrosionsproblemen zu rechnen. Weiterhin bedingen die Zusammensetzung des Rauchgases und damit die Inhaltsstoffe des Brennstoffes auch den erforderlichen Aufwand für die nachzuschaltende Rauchgasreinigung. Dabei sind vor allem die Konzentrationen an Stickoxiden und Schwefeloxiden sowie die Staubbeladung des Abgases von Bedeutung.

Viele biogene Reststoffe weisen im Vergleich zu Holz niedrige Ascheerweichungstemperaturen auf, was zu Agglomerationen führen und für einen vollständigen Ausbrand des Feststoffes hinderlich sein kann. Weiterhin sind die Aschegehalte mancher biogener Reststofffraktionen, vor allem im Vergleich zu Holz, sehr hoch. Auf Grund dessen müssen Rostmechanik und Ascheaustrag mit einer, im Vergleich zu Holz, erhöhten Frequenz arbeiten, weshalb unter anderem der Eigenenergieverbrauch der Anlage steigt und somit die Energieeffizienz negativ beeinflusst wird.

Die Wandlung der thermischen Energie in Strom erfolgt meist über einen Dampfturbinenkreisprozess bei dem als Arbeitsmedium entweder Wasser (Clausius-Rankine-Cycle) oder eine organische Verbindung (Organic-Rankine-Cycle) eingesetzt wird. Die Wirkungsgrade, die bei der Energiewandlung erreicht werden hängen von den Dampfparametern und dem realisierbaren Enthalpiegefälle über der Turbine ab. Durch das Absenken des Gegendruckes, Erhöhungen des Frischdampfdruckes und der Frischdampftemperatur (die Grenzen sind hier durch die Materialien festgelegt), mehrfache Zwischenüberhitzungsstufen und Vorwärmung von Speisewasser und Verbrennungsluft können heute in hoch effizienten Dampfturbinenkraftwerken (Kohle gefeuert) Wirkungsgrade von in etwa 45% erreicht werden. Durch verbesserte Materialien sollen in naher Zukunft (2015) Kraftwerke mit zu 50% Wirkungsgrad möglich sein. Der EU-weite Durchschnitt liegt derzeit bei ca. 38%, weltweit sogar nur bei 30%. Biomasseheizkraftwerke liegen in Bezug auf den elektrischen Wirkungsgrad auf Grund der geringeren Leistungen, des inhomogeneren und weniger hochkalorischen Brennstoffes unterhalb dieser Werte (Müller, 2008).

Im kleineren Leistungsbereich vor allem bei niedrigeren Temperaturen ermöglichen organische Arbeitsmedien bessere elektrische Wirkungsgrade als Wasser. Die maximal erreichbaren Wirkungsgrade werden aktuell auf bis zu 25% beziffert, auch wenn die meisten Anlagen in der Praxis diese Werte bei weitem nicht erreichen (Schulzke, 2011).

Abbildung 2-58: Teillastverhalten des Wirkungsgrades im ORC-Prozess (Obernberger, 2012)

Von herausragender Bedeutung für die Energieeffizienz bei der thermischen Verwertung biogener Reststoffe ist die Nutzung der erzeugten Wärme. Bei größeren Heizkraftwerken bzw. Heizwerken wird die erzeugte Wärme über ein Wärmenetz an verschiedene Verbraucher verteilt. Dabei treten

91

entlang der Leitung hohe Wärmeverluste auf, die von den Dämmeigenschaften der eingesetzten Materialien, der Temperaturdifferenz, dem Durchmesser und natürlich von der Länge des Leitungsnetzes abhängen. Gemäß Angaben der Firma isopex ist bei einem Doppelrohr mit einem Rohrinnendurchmesser von 80 mm (entspricht 3 Zoll) und einem Außendurchmesser zwischen 250 - 280 mm bei einer Temperaturdifferenz von 60 K mit Wärmeverlusten von 21 – 26 W/m zu rechnen (Isopex 2012). Neben den Wärmeverlusten treten entlang von Fernwärmeleitungen auch noch Druckverluste und damit ein hoher Strombedarf für die Netzpumpen auf. Abbildung 2-40 zeigt, dass die Kosten für den Pumpenstrom bei größeren Durchmessern wegen des geringeren Druckverlustes sinken, während die Investitionskosten und auch die Wärmeverluste, wegen der größeren Oberfläche, steigen. Auf Grund dieser gegenläufigen Tendenzen kann in Bezug auf die Gesamtkosten ein Optimum gefunden werden.

Abbildung 2-59: Qualitativer Zusammenhang zwischen den Kosten und dem Rohrdurchmesser bei

der Auslegung eines Wärmenetzes (Obernberger, 2007)

2.2.5 Abluftreinigung

Die Reinigungsaufgaben für Abluft bzw. Abgas aus Anlagen zur Verwertung biogener Reststoffe können in zwei Teilaufgaben unterteilt werden:

- die Abtrennung partikelförmiger Verunreinigungen sowie - die Abtrennung gasförmiger Verunreinigungen.

Die partikelförmigen Verunreinigungen können dabei feste, wie z. B. Staub, oder fluide Partikel, z. B. Kondensattropfen, sein. Betrachtet wurden die Abgas- bzw. Abluftströme aus Kompostierungs- und Vergärungsanlagen einerseits sowie Verbrennungsanlagen andererseits. Da diese bzgl. der anfallenden Ströme, deren Inhaltsstoffe und Zusammensetzung sowie der Anteile partikel- vs. gasförmiger Verunreinigungen deutlich voneinander abweichen, werden sie getrennt dargestellt.

In Kompostierungs- und Vergärungsanlagen sind die Hauptquellen für beladene Abluftströme die Anlieferung, die Aufbereitung sowie der Rottebereich. Hier werden nur additive Maßnahmen zur Abluftreinigung betrachtet, verfahrenstechnische, prozessinterne Maßnahmen können den Abluftanfall sowie die Konzentration der abzutrennenden Komponenten deutlich verändern. So ist z. B. die Nutzung der schwach beladenen Abluft aus Hallen und Bunkern des Anlieferungs- und Aufarbeitungsbereiches als Frischluft in der Rottehalle üblich. Dies vermindert die Behandlung stark verdünnter Abluftströme, was den spezifischen Energiebedarf deutlich reduziert.

92

Die bzgl. der Abluftreinigung relevanten Stoffe können in die Gruppen

• Geruchsstoffe • organischer Kohlenstoff, gemessen als Total Organic Carbon (TOC) • Ammoniak • Lachgas und • Staub.

unterteilt werden.

Tabelle 2-20: Emissions- und Grenzwerte in Kompostierungs- und Vergärungsanlagen (Desplantes, 2010)

Schadstoffe Fracht in der Abluft aus Anlieferung und

Aufbereitung

Fracht in der Abluft aus der Rotte

Grenzwerte

Geruchsintensive Stoffe

3.000 GE/Nm 10.000 GE/Nm3 500 GE/Nm3

TOC

3

0 bis 100 mg/Nm 100 bis 500 mg/Nm3 50 mg/Nm3

NH

3

Spuren 3 Bis 100 mg/Nm 30 mg/Nm3

N

3

2 Spuren O < 20 mg/Nm 100 g/Mg (als Monatsmittelwert)

3

Staub - Kein 10 mg/Nm

Dioxine und Furane

3

keine Keine 0,1 ng/Nm

3

Die Abluft aus Anlagen zur thermischen Verwertung biogener Reststoffe hängt ab vom eingesetzten Substrat, den Verbrennungsverfahren, der eingesetzten Anlagentechnik sowie den Prozessbedingungen. Als Substrate können nach (Kaltschmitt 2001) drei Gruppen unterschieden werden:

• holzartige Biomasse • halmgutartige Biomasse, d. h. meist Stroh, sowie • sonstige Biomasse, i. e. feuchte und nasse Abfälle aus der Landwirtschaft,

Lebensmittelherstellung etc..

Darunter hat holzartige Biomasse die mit Abstand größte Bedeutung (Marutzky, 1999, Desplantes 2010), so dass im Weiteren hierauf fokussiert wird. Da Altholze abhängig von ihrer Herkunft sehr unterschiedliche Qualitäten und damit auch potentielle Verunreinigungsfrachten aufweisen, werden sie in vier Gruppen eingeteilt (Hiller, 2009):

A I: Unbehandelte Holzabfälle A II: Behandelte Holzabfälle ohne schädliche Verunreinigungen A III: Behandelte Holzabfälle mit halogenorganischen Beschichtungen A IV: Behandelte Holzabfälle aus erheblich belasteten Holzabfällen

Luftverunreinigende Emissionen entstehen in wesentlichen aus drei Quellen (Baumbach, 1997; Desplantes 2010):

• Produkte aus der vollständigen Oxidation der Hauptbrennstoffbestandteile, wie Stickoxide, Schwefeloxide und Chlorwasserstoff

• Produkte der unvollständigen Verbrennung, wie CO, unverbrannte Kohlenwasserstoffe, Dioxine und Furane

• Partikel- und staubförmige Stoffe, die sowohl Produkte der vollständigen (Asche) wie unvollständigen Verbrennung (Ruß, Teer) sein können.

93

Die ersten beiden Gruppen sind den gasförmigen Verunreinigungen zuzuordnen, die dritte Gruppe den partikelförmigen.

Die Verfahren der Abgasreinigung basieren auf einer oder einer Kombination mehrerer der folgenden Grundoperationen (Schultes, 1996):

• Absorption • Adsorption • Kondensation • Katalytische Abgasreinigung • Biologische Abgasreinigung • Membranverfahren • Verbrennung,

Die Absorption dient der Reinigung von Gasen und Gasgemischen. Hierbei wird eine Flüssigkeit, das Absorbens, welches die gasförmigen Schadkomponenten aufnimmt = absorbiert, in einer Kolonne, dem sog. Absorber, mit der Abluft kontaktiert (siehe Abbildung 2-60).

Abbildung 2-60: Schema einer Abluftreinigung mittels einer Kombination aus Absorption und

Desorption

Waschmittel und Gas werden in der Regel in einem Absorber im Gegenstrom geführt. Üblicherweise wird das beladene Lösungsmittel anschließend in der Desorption wieder von dem aufgenommenen Gas befreit. Das unbeladene Absorbens kann dann wieder dem Absorber zugeführt werden. Diese Verfahrensweise führt zu einer Kreislauffahrweise für das Lösungsmittel zwischen Absorption und Desorption, wie sie in Abbildung 2-60 dargestellt ist. Der Kreislaufstrom des beladenen bzw. regenerierten Lösungsmittels sorgt für eine starke Kopplung der Prozessschritte. Die Absorption erlaubt die kontinuierliche Reinigung eines Abgasstromes. Zudem können gasförmige und partikelförmige Verunreinigungen gleichzeitig abgeschieden werden. Die wesentlichen Energieeinsätze resultieren aus der im Sumpf des Desorbers zuzuführenden thermischen Energie zur Entbindung der gelösten Schadkomponenten aus dem Lösungsmittel sowie aus der elektrischen Energie der Pumpen und Gebläse. Üblicherweise erfolgt die Absorption bei Druck und Temperatur des Abluftstroms, die Desorption bei erhöhter Temperatur, oft 100 bis 120°C. Prozessintegrierte Wärmenutzung zur Erhöhung der Energieeffizienz muss daher eine Wärmequelle auf diesem Temperaturniveau bieten.

94

Die Adsorption beruht auf der Anlagerung der Schadkomponenten auf der inneren Oberfläche eines porösen Feststoffs, des sog. Adsorbens. Bei der Adsorption aus der Gasphase wird das Adsorbens meist als Festbett betrieben. Der Einsatz von kontinuierlich betriebenen Gegenstromadsorbern spielt eine untergeordnete Rolle, da das kontinuierliche Fördern eines festen Adsorbens durch einen Apparat schwieriger ist als bei einem Fluid und zusätzlich mit hohem Abrieb des Feststoffs verbunden. Dies wiederum würde zu einer Staubbelastung des Reingases führen, welche behandelt werden müsste. Daher werden fast ausschließlich diskontinuierlich betriebene Festbetten eingesetzt. Da in kontinuierlich betriebenen Anlagen zur Verwertung biogener Reststoffe auch kontinuierliche Fluidströme anfallen, ordnet man oft zwei oder mehr Betten nebeneinander an, von denen das eine mit Adsorptiv beladen und das andere regeneriert wird (siehe Abbildung 2-61).

Abbildung 2-61: Adsorptionsanlage mit zwei Festbetten (Adsorber und Desorber)

Es handelt sich bei der Verschaltung nach Abbildung 2-61 um zwei Festbetten, die von oben nach unten durchströmt werden. Dies ist zweckmäßig, weil so der Fließzustand bei größeren Strömungsgeschwindigkeiten vermieden werden kann. Während das zu behandelnde Fluid durch den Adsorber strömt, wird das Regenerierfluid durch den Desorber geführt. Die wesentlichen Energieeinsätze resultieren auch hier aus der Erwärmung des Regeneriergases bzw. aus der Bereitstellung des Desorptionsdampfes bei einer Wasserdampfdesorption sowie aus der elektrischen Energie für die Gebläse und Pumpen.

Bei der Kondensation ist der Gasstrom unter die Tautemperatur der zu kondensierenden Komponenten abzukühlen. Dies ist für die hier betrachteten Abluftreinigungsaufgaben meist nicht wirtschaftlich, da die zu behandelnden Abluftströme zu tiefe Tautemperaturen aufweisen, so dass Kondensationsverfahren nicht weiter berücksichtigt wurden.

Verfahren der katalytischen Abgasreinigung zielen auf die Entstickung der Abgase. Dabei werden die Selektive nicht-katalytische Reduzierung SNCR sowie die Selektive katalytische Reduzierung SCR unterschieden. Die SNCR arbeitet mit Ammoniak oder einer wässrigen Harnstofflösung als Reduktionsmittel bei Temperaturen von 900 bis 1100 °C, während die katalytische Reduktion bei Temperaturen von 300 bis 450°C abläuft. Das SCR-Verfahren leistet höhere Abscheidegrade für Stickstoff, allerdings zu höheren Investitionen und Betriebskosten als das SNCR-Verfahren. Im hier behandelten Kontext sind beide Verfahren nur für Abgasströme aus thermischen Verfahren = Verbrennungsprozessen wirtschaftlich, da die Abgase aus Kompostierungs- und Vergärungsanlagen bei nahe Umgebungstemperatur anfallen und erst auf die hohen Reaktionstemperaturen erwärmt werden müssten (Desplantes, 2010).

Verfahren der biologischen Abluftreinigung beruhen auf der Umsetzung der in der Luft enthaltenen Schadstoffe durch Mikroorganismen. Da die Abbauprozesse nur in der wässrigen Phase ablaufen,

95

müssen die Schadstoffe zunächst durch Absorption in diese überführt werden. Im Biofilter sind die Mikroorganismen auf einem festen Träger angesiedelt, welche oft in Horden- oder Etagenanordnung aufgebaut sind. Verfahren mit Biowäscher werden alternativ als Rieselbett- oder Tropfkörperkolonnen oder als Belebtschlammverfahren ausgeführt (Desplantes, 2010). Abbildung 2-62 zeigt den schematischen Aufbau eines Tropfkörperbiowäschers (Schwister, 2003). Die Tropfkörper sind meist aus Kunststoff und bieten den Mikroorganismen die Kontaktfläche zur Besiedelung bei gleichzeitig möglichst minimalem Druckverlust für die Abluftströmung. Energiebedarfe resultieren aus der Umpumpung des Absorptionswassers sowie dem Druckverlust bei der Durchströmung der Biofilter bzw. Wäscher.

Abbildung 2-62: Schematischer Aufbau eines Tropfkörperbiowäschers (Schwister, 2003)

Membranverfahren ebenso wie Verbrennung zur Abluftreinigung spielen im hier betrachteten Kontext nur eine untergeordnete Rolle und werden nicht weiter betrachtet.

Zur Abtrennung partikelförmiger Schadstoffe sind im Wesentlichen vier Prinzipien eingesetzt (Desplantes 2010):

• Massenkraftbasierte Abscheider • Nassabscheider • filternde Abscheider sowie • elektrische Abscheider.

Massenkraftbasierte Abscheider werden meist entweder als Trägheitsabscheider in Drahtgestrick- oder Lamellenbauweise oder als Fliehkraftabscheider als Zyklone ausgeführt. Nassabscheider wirken in zwei Richtungen: durch die Benetzung der im Abluftstrom enthaltenen festen Partikel vergrößert sich deren Masse, sodass die massenbasierte Abscheidung befördert wird. Gleichzeitig werden gasförmige Schadstoffe in die flüssige Phase absorbiert und damit aus der Abluft abgeschieden. Die verschiedenen Bauformen der Nassabscheider unterscheiden sich in der Art der Kontaktierung von Abscheideflüssigkeit und Abluftstrom (siehe siehe Abbildung 2-63). Steigende Relativgeschwindigkeiten zwischen Abluft- und Waschwasserstrom erhöhen die Abscheideleistung,

96

erfordern allerdings einen höheren Eintrag mechanischer Energie in Form von Pump- oder Gebläseleistung.

Abbildung 2-63: Bauformen von Nassabscheidern

Abbildung 2-64 zeigt den Zusammenhang zwischen erreichbarer Grenzpartikelgröße und spezifischem Energieaufwand für die verschiedenen Bauformen der Nasswäscher. Man erkennt, dass die meist eingesetzten Waschtürme eine Grenzpartikelgröße knapp unter 1 µm erreichen bei einem spezifischen Energieeintrag von ca. 5 kW h/1000 Nm3

.

Abbildung 2-64: Grenzpartikelgröße und spezifischer Energiebedarf für verschiedene Nasswäscherbauform

97

Filternde Abscheider beruhen auf der Abscheidung der Partikel bei der Umströmung eines sog. Kollektors. Letzteres sind typisch Fasern oder Schüttschichten. Faserbasierte Filter werden in unterschiedlichen Bauformen, insbesondere als Schlauchfilter oder Taschenfilter, realisiert, je nach verfügbaren Bauvolumen, zulässigem Druckverlust, Reinigungsnotwendigkeit, Temperaturbeständigkeit etc.. Sie setzen allerdings in der Regel einen nahezu trockenen Abluftstrom voraus, da eine Feuchteansammlung oder Kondensatbildung im Filtermaterial zu deutlich erhöhten Druckverlusten und Verklebungen führen kann.

Elektrofilter werden bevorzugt zur Reinigung großer Gasvolumenströme eingesetzt und zeichnen sich durch eine hohe Abscheideleistung, insbesondere im Bereich sehr kleiner Partikelgrößen, und durch einen im Vergleich zu anderen Abscheidearten geringen Energiebedarf aus. Wegen der geringen Durchströmungsgeschwindigkeiten von 0,1 – 1 m/s stellen sich sehr geringe Druckverluste von einigen 10 Pa ein.

Abbildung 2-65: Elektroabscheider. Links: Platten- bzw. Röhrenelektrofilter, rechts: Auflade- und Abscheidemechanismus von Partikeln im elektrischen Feld

Abbildung 2-65 erläutert das Funktionsprinzip. Die Niederschlagselektroden sind geerdet, die Sprühelektroden elektrisch isoliert aufgehängt. Die Sprühelektroden werden mit gleichgerichteter negativer Hochspannung versorgt, die meist zwischen 30 und 100 kV liegt. Der Abstand zwischen den Elektroden beträgt 200 bis 450 mm. Die im Gas suspendierten Staubpartikel oder Tröpfchen werden elektrisch negativ aufgeladen und unter dem Einfluss eines starken elektrischen Feldes zu den Niederschlagselektroden transportiert und dort abgeschieden.

2.3 Stärken und Schwächen, Chancen und Risiken 2.3.1 SWOT-Analyse

Bei der SWOT-Analyse handelt es sich um ein Werkzeug der strategischen Unternehmensplanung.

Der Erfolg eines Unternehmens hängt von der Interaktion des Managements mit der Struktur des Unternehmens und dessen äußeren Umfeldes ab. Ein erfolgreiches Bestehen am Markt ist nur dann gewährleistet, wenn sich die Unternehmensführung der Stärken (Strength) und Schwächen (Weaknesses) des eigenen Unternehmens sowie der aus dem Umfeld ergebenden Chancen und Risiken (Threats) bewusst ist und hieraus die zum erfolgreichen Bestehen am Markt notwendigen Strategien ableitet. Ähnlich wie bei einem Brainstorming erfolgt die SWOT-Analyse als qualitative Auswahl von Einflussfaktoren durch qualifiziertes Personal. Hierbei empfiehlt es sich sowohl administrative wie auch technische Mitarbeiter in die Kriterienfindung mit einzubeziehen.

Die SWOT-Analyse hat hierbei stets zielgerichtet erfolgen. Das heißt vor der eigentlichen Analyse muss deren Intention festgelegt werden, um zu vermeiden, dass die Auswahl der Kriterien zu allgemein oder abstrakt ausfällt. Weiterhin lassen sich einzelne Unternehmenseigenschaften erst in Abhängigkeit von der Zielsetzung als Stärke beziehungsweise Schwäche bewertet werden. Ähnlich verhält es sich mit den externen Einflüssen.

Bei der Durchführung der SWOT-Analyse ist dabei streng zwischen interner und externer Analyse zu trennen. Die interne Analyse befasst sich hierbei als Unternehmensprofil vorwiegend mit solchen Faktoren auf welche das Unternehmen direkt Einfluss nehmen kann (Schwab, 2008). Einen ersten

98

Anhaltspunkt bieten hierbei finanzielle Größen, welche Indikatoren für die Leistungsfähigkeit im Wettbewerb eine Aussage über die innere Verfassung des Unternehmens ermöglichen. Jedoch stellen finanzielle Größen keine eigentliche Triebfeder dar, sondern resultieren aus den relevanten Ressourcen und Fähigkeiten (Hungenberg, 2008). Einen Einstieg in die wertorientierte Potenzialanalyse und damit die interne Analyse liefert die von Michael Porter entworfene Wertkette. Welche versucht das gesamte Unternehmenssystem in folgender einfachen Darstellung zusammenzufassen (Fischer und Pfeffel, 2010).

Abbildung: 2-66: Wertkette nach Porter (Fischer und Pfeffel, 2010)

Die relevanten, nach primären und sekundären Aktivitäten differenzierten Wertschöpfungsquellen werden isoliert dargestellt, wobei primäre Aktivitäten all jene Prozesse umfasst, die an der eigentlichen Leistungserstellung beteiligt sind. Die einzelnen Aktivitäten werden hierbei den aufeinanderfolgenden Produktionsstufen zugeordnet. Andererseits werden unter Sekundäre Aktivitäten diejenigen Prozesse zusammengefasst, die zwar an der Leistungserstellung nicht unmittelbar beteiligt sind, aber für den geregelten Betriebsablauf unabdingbar sind.

Die externe Analyse die direkte Branchenumwelt sowie die Makroumwelt als weitergehendes Umfeld betrachtet. Die hieraus hervorgehenden Chancen und Risiken entziehen sich dabei weitestgehend dem Einfluss der Unternehmensführung (Schwab 2008) Ähnlich der internen lässt sich auch die externe Analyse strukturieren. Hierbei ist zunächst zwischen globalem und direktem Umfeld zu unterscheiden. Das lokale Umfeld stellt hierbei den Markt in dem das Unternehmen agiert mit den zugehörigen Konkurrenten und Kunden. Das globale Umfeld beschreibt all jene Faktoren mit Einfluss auf den Unternehmenserfolg außerhalb des direkten Marktumfeldes. Diese lassen sich mit Hilfe der PESTEL-Analyse (Political, Economic, Social, Technical, Ecological, Legal) strukturieren.

Tabelle 2-21: PESTEL-Analyse (nach Zingel, 2009) Politisch Ökonomisch Sozio-kulturell Technologisch Ökologisch Rechtlich

• Vorherrschende Ideologien

• Stakeholder • Öffentliche

Meinung • Propaganda von

NGOs

• Faktorpreise • Marktzugang • Marktform • Globalisierung und

Internationa-lisierung

• Wirtschaftsmen-talität

• Sozialstruktur-daten

• Steuern und Abgaben

• Verfügbarkeit von qualifiziertem Arbeitskräften

• Allgemeiner Stand der Technik

• IT- und Kom-munikationstech-nologie

• Verkehrs- und Überwachungs-technik

• Tatsächliche Umweltbelastung

• Klimaschutz • Pseudo-Märkte

(CDM-Trade)

• Verschiedene Gesetzgerber

• Wettbewerbs-vorschriften

• Lokale Behörden • Betriebliche

Regelungen • Risikomanage-

ment

Die Analyse des direkten Marktumfeldes erfolgt durch eine Kunden- beziehungsweise Zielgruppen- sowie eine Konkurrenzanalyse. Mit Blick auf das Ziel der Energieeffizienzsteigerung spielen Kunden und Zielgruppen nur eine untergeordnete Rolle, weshalb sie an dieser Stelle nicht weiter erläutern werden. Die Konkurrenzanalyse erfolgt durch einen Vergleich des unternehmenseigenen Stärken- und Schwächenprofils mit dem der wichtigsten Konkurrenten. Hierzu werden für die ermittelten SW-Kriterien Noten an die betrachteten Unternehmen verteilt und diese in ein SW-Profil eingetragen:

99

Abbildung 2-67: Konkurrenzanalyse als Stärken-/Schwächenprofil (Fischer und Pfeffel, 2010)

Anhand einer solchen Aufstellung lässt sich qualitativ beurteilen wie gut das Unternehmen im Vergleich zu seinen Mitbewerbern aufgestellt ist, beziehungsweise an welchen Stellen Verbesserungsbedarf besteht. Um eine nachhaltige Optimierung des Unternehmensprofils zu erreichen ist es jedoch notwendig, die internen Stärken und Schwächen den externen Chancen und Risiken gegenüberzustellen um hieraus die notwendigen Strategien abzuleiten. Hierzu wird eine SWOT-Matrix nach Abbildung 2-68 aufgestellt, in welche die ermittelten Kriterien in die entsprechenden Zellen eingetragen werden.

Abbildung 2-68: Matrix zur SWOT-Analyse, nach (Simon und Von der Gathen, 2010)

Im zweiten Schritt werden die passenden Strategien abgeleitet:

SO – Strategien: Die vorhandenen Stärken werden genutzt um Chancen optimal zu nutzen

SW – Strategien: Chancen werden genutzt um eigene Schwächen zu überwinden

ST – Strategien: Mit Hilfe der vorhanden Stärken werden Risiken abgewehrt

WT – Strategien: Durch rechtzeitige Reduktion eigener Schwächen werden Risiken abgefedert

100

2.3.2 Nutzwertanalyse

Die Nutzwertanalyse bietet eine vergleichsweise einfache Möglichkeit Handlungsalternativen auf Basis einer Vielzahl von Kriterien zu bewerten. Im vorliegenden Kapitel werden ausgehend von Littkemann (2006) Vorgehensweise, Möglichkeiten und Grenzen der Methode beschrieben. Die Methode ist in der Lage Kriterien unterschiedlicher Dimension in einer einzigen numerischen Bewertung zusammen zu fassen. Die Qualität dieser Bewertung hängt dabei jedoch in einem hohen Maße von einer transparenten Durchführung als auch von der Kompetenz der beteiligten Sachverständigen ab. Die Nutwertanalyse ist in fünf Teilschritte unterteilt:

1. Zielkritierienauswahl 2. Zielkriteriengewichtung 3. Teilnutzenbestimmung 4. Nutzwertermittlung 5. Auswertung des Ergebnisses:

Die Auswahl der Zielkriterien erfolgt in Abhängigkeit vom Anwendungsfall. Hierbei kann gegebenenfalls auf die Ergebnisse einer vorangegangenen SWOT-Analyse zurückgegriffen werden. Die Zielkriterien müssen eine Reihe von Anforderungen erfüllen:

1. Überscheidungsfreiheit 2. Nutzenunabhängigkeit 3. Zuordenbar zu Zielkriterienmaßstab 4. Überschaubarkeit des Kriterienkatalogs.

Das bedeutet, dass zwischen den einzelnen Kriterien keine inhaltliche Überschneidung und dementsprechend auch keine Abhängigkeit bestehen dürfen. Auch muss eine objektive Bewertbarkeit in Bezug auf die jeweilige Fragestellung gewährleistet sein. Bei umfangreichen Kriterienkatalogen empfiehlt es sich, die Kriterien zu Zielebenen zusammenzufassen.

Für die Gewichtung der Methode stehen unterschiedliche Verfahren zur Verfügung. Die einfachste Methode ist hierbei, auf Basis des vorhandenen Sachverstandes eine Gewichtung der Kriterien vorzunehmen, wobei eine strukturierte Vorgehensweise nach Abbildung 2-69 einzuhalten ist.

Abbildung 2-69: Hierarchie der Zielebenen (nach Littkemann, 2006)

Die einzelnen Hierarchieebenen werden nacheinander abgearbeitet. Den einzelnen Kriterien einer Zielebene wird der jeweilige Anteil am zugehörigen Oberkriteriums zugeordnet, zum Beispiel: Z11 hat einen Anteil von 40% an Z1 (weißer Kasten). Durch Multiplikation dieses Wertes mit dem Anteil des Oberkriteriums (grüner Kasten des Oberkriteriums) am Gesamtziel ergibt sich der individuelle Anteil am Gesamtziel (grüner Kasten). Die Anteile am Gesamtziel müssen innerhalb einer Hierarchieebene stets 100% ergeben. Die Gewichtung nach subjektiver Einschätzung weist jedoch ein hohes Maß Willkür auf. Eine transparente Darlegung der Gründe die zu der jeweiligen Gewichtung führen ist kaum zu erreichen. Um diesen Problemen zu begegnen eignet sich ein Paarvergleich. Hierzu werden

101

die einzelnen Kriterien in eine Matrix eingetragen. Abbildung: 2-70 zeigt eine solche Matrix für den Vergleich von drei Kriterien.

Abbildung: 2-70: Matrix für den Paarvergleich dreier Kriterien

Auf der Diagonale der Matrix wird in jedes Feld der Wert 1 eingetragen. Im Anschluss werden die Kriterien Zellenweise mit einander verglichen, wobei in jedes Feld eine 1 eingetragen wird, dessen Kriterium der Spalte als wichtiger bewertet wird als jenes der Zeile. Hierbei ist auf Konsistenz zu achten. Ist also Kriterium A wichtiger als Kriterium B und Kriterium B wichtiger als Kriterium C, so kann Kriterium C nicht wichtiger sein als Kriterium A.

Abbildung 2-71: Beispiel für Anwendung der Paarvergleichsmatrix

Anschließend werden die Werte Spaltenweise aufsummiert. Der Quotient aus dem Summenwert einer Spalte und der Gesamtmenge aller Werte ergibt den Prozentwert des jeweiligen Kriteriums. Die übliche Vorgehensweise bei der Bewertung komplexerer Kriterienbäume ist, in die Paarvergleichsmatrix all jene Kriterien aufzunehmen, welche nicht durch Unterkriterien konkretisiert werden. Im Falle von Abbildung 2-72 wären dies {Z11, Z12, Z21, Z22, Z23, Z3

Anstelle der beschriebenen Vorgehensweise ist es möglich, den Paarvergleich in Teilschritte zu untergliedern. Hierbei wird für jedes weiter konkretisierte Zielkriterium eine eigene Matrix aufgestellt. Die für jedes Teilkriterium ermittelten Anteile am jeweiligen Oberkriterium werden nach oben beschriebenem Muster in die Anteile am Gesamtziel umgerechnet. Je nach Umfang des Kriterienkataloges kann der Arbeitsumfang hierdurch teils deutlich reduziert werden. Im vorliegenden Fall bedeutet dies, dass anstelle einer 6x6 Matrix mit 36 Vergleichen zwei 3x3 Matrizen und eine 2x2 Matrix aufgestellt werden müssen, was einer Zahl von 22 Vergleichen entspricht (Variante B). Bei der Wahl der Vorgehensweise ist zu beachten, dass einzelne Zielkriterien, welche über die größere Matrix der erstgenannten Variante eine vergleichsweise niedrige Bewertung zugesprochen bekämen, im zweiten Fall unter Umständen eine höhere Gewichtung erhalten würden. Im Fall von

} (Variante A). Bei umfangreichen Kriterienkatalogen, wird die notwendige Matrix recht umfangreich, was eine verschlechterte Übersicht und einen erhöhten Arbeitsaufwand zur Folge hat.

Abbildung 2-72 bedeutet dies für Zielkriterium Z3 bei einer Bewertung nach Variante B einen Prozentwert von 16,7% bis 50% am Gesamtziel während der Bereich nach Variante A von 4,7% bis 28,6% reicht. Gleichzeitig führt Variante A tendenziell innerhalb einer Zielebene zu einer höheren derjenigen Zielkriterien die durch eine höhere Zahl Unterkriterien konkretisiert werden. So erhält Zielkriterium Z2 nach Variante A mindestens 6 von 21 Punkten entsprechend 28,6% am Gesamtziel, während nach Variante B ein Anteil von lediglich 16,7% möglich wäre. Insgesamt ist der Paarvergleich in der beschriebenen

102

Variante ein transparentes aber starres System zur Gewichtung von Kriterien. So ist bei entsprechender Dokumentation gut nachvollziehbar, wie die Gewichtung im Einzelfall zu Stande kommt, gleichzeitig ist die Gewichtung an enge mathematische Grenzen gebunden. Denn eine die Gewichtung von n Kriterien führt stets zu n Prozentwerten, von denen jeder einem Wert zugeordnet wird. Um diese Grenzen aufzuweichen wäre bei der Bearbeitung durch einen einzelnen Sachverständigen eine Punkteteilung bei gleichwertigen Kriterien denkbar. Steht für die Gewichtung eines Kriterienkataloges eine Gruppe Sachverständige bereit, so kommt eine Gewichtung durch Abstimmung in Frage. Hierzu gibt jeder Sachverständige im Rahmen des Paarvergleichs zugunsten jeweils eines der beiden Kriterien ab. Die Stimmen werden für jedes Kriterium in die Matrix eingetragen und hinterher nach oben beschriebener Vorgehensweise ausgewertet. Dieses Vorgehen führt zu einem Verlust an Transparenz, da sich die Beweggründe zum Abstimmverhalten der einzelnen Beteiligten kaum sinnvoll dokumentieren lassen. Daher hängt die Zuverlässigkeit und Glaubwürdigkeit dieser Methode zur Gewichtung stark von der Kompetenz und Reputation der beteiligten Sachverständigen ab. In jedem Fall ist es unerlässlich, neben der resultierenden Gewichtung der Kriterien auch die verwendeten Matrizen zu veröffentlichen, um den Vorgang nachvollziehbar zu gestalten.

Im Anschluss an die Gewichtung erfolgt die Teilnutzenbestimmung. Hierzu wird jedem nicht weiter konkretisiertem Kriterium eine Bewertung zu gewiesen. Diese kann auf einer für alle Kriterien einheitlichen Nominal-, Ordinal- oder Kardinalskala erfolgen. Gewöhnlich wird eine Ordinalskala gewählt, welche einen Bewertungsbereich von „Sehr gut“ oder „optimal“ bis „sehr schlecht“ oder „ungenügend“ anhand eines Zahlenbereichs skaliert. Häufig orientieren sich solche Skalen an etablierten Bewertungssystemen wie beispielsweise Schulnoten.

Abbildung 2-72: Zielsystem mit Gewichtskriterien nach Paarvergleich, nach (Littkemann, 2006)

Im vierten Schritt der Analyse werden die Teilnutzenwerte mittels der festgelegten Gewichtung zu einem Gesamtnutzenwert aggregiert welcher schlussendlich im Rahmen der Auswertung als Grundlage zum Vergleich unterschiedlicher Handlungsalternativen dient.

Bei der Anwendung der Nutzwertanalyse sind neben den positiven Aspekten, der mathematischen Einfachheit der Methode, der Mehrdimensionalität und der einfachen Handhabung auch einige negative Punkte zu berücksichtigen. Neben den angesprochenen Punkten sind hier vor allem die subjektiven Einflüsse auf allen Ebenen der Methode zu nennen. Diese können dazu führen, dass Handlungsalternativen, welche von den Sachverständigen bevorzugt werden, durch die Ausprägung der Gewichtung begünstigt werden. Ein weiteres Problem ist, dass Ausschlusskriterien nicht zum Abbruch der Bewertung führen. Hier sind bei Anwendung des Verfahrens zusätzliche Sicherungssysteme einzuführen.

103

3 Methodik 3.1 Datenerhebung 3.1.1 Vergärung

Auf Basis eigener Erkenntnisse (Fricke et al. 2004) sowie den Referenzangaben einschlägiger Anlagenhersteller im Bereich Vergärungstechnik wurde zunächst eine Liste mit 70 Anlagen zur Vergärung Bio- und Grünabfällen sowie Restabfällen erstellt. Diese Liste wurde auf insgesamt 140 Anlagen erweitert. Hierzu wurden folgende Datenquellen verwendet:

• Liste Vergärungsanlagen der Bundesgütegemeinschaft Kompost Stand 2011 • Biogas-Atlas 2011/12 (Kern und Raussen, 2011) • Datenerhebung Rettenberger • Erfassung des Anlagenbestands Bioabfallbehandlung“ (Rettenberger et al. 2012) • BREF-Studie (Kühle-Weidemeier und Cuhls, 2011)

Die verwendeten Listen enthalten neben Anlagen zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen, auch solche zur Behandlung von Restabfällen, organischen Reststoffen aus der Landwirtschaft dem Gewerbe. Nicht betrachtet wurden solche Anlagen, bei denen nachwachsende Rohstoffe (NaWaRo) zum Einsatz kommen.

Aus diesem Datenpool wurden 71 Anlagen extrahiert, die in der Vergangenheit überwiegend Bio- und Grünabfall verarbeitet haben. Von diesen befanden sich zum Zeitpunkt der Datenerhebung fünf Anlagen nicht mehr in Betrieb, drei Anlagen verarbeiten mittlerweile keine Bioabfälle mehr. Hiermit ergibt sich als Basis der Erhebung und Auswertung eine Gesamtzahl von 63 Analgen zur Vergärung von Grün- und Bioabfällen (siehe Kapitel 4.1.2).

Auf 16 Anlagenstandorten wurden umfassende Interviews und Begehungen in der Regel mit den Anlagenleitern durchgeführt. Der 25seitige Fragebogen war zweiteilig aufgebaut in einen technische Teil und einen auf SWOT-Thematik ausgerichteten Teil. Ein durchgeführter Pretest mit dem Betriebsleiter der Vergärungsanlage Minden/Hille führte dazu, den zweiteilige Fragebogen zu einem Fragebogen zusammenzuführe und auf 18 Seiten zu. Zu Beginn der Befragung wurden auch Betreiber von Vergärungsanlagen, die gewerbliche Abfälle verarbeiten. Die Fokussierung auf die Vergärung von Bio- und Grünabfällen erfolgte zu einem späteren Zeitpunkt. Insgesamt wurden 11 Interviews auf Anlagen zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Niedersachsen, Nordrhein-Westfahlen, Hessen und Schleswig-Holstein durchgeführt.

Im Oktober 2012 wurde der Stand von in Bau befindliche Anlagen aufgenommen. Befragt wurden nur die wesentlichen Anlagenlieferanten. Somit ist nicht auszuschließen, das Vorhaben, ausgeführt von kleinerer Anlagenlieferanten nicht erfasst wurden.

Zusätzlich zu den quantifizierbaren technischen Daten wurden im Rahmen der Betreiberinterviews auch Einflussfaktoren außerhalb der Anlagentechnik mit Einfluss auf Betriebsablauf und Energieeffizient untersucht. Bei diesen, dem Themenbereich SWOT zugeordneten, Daten wurde besonderes Augenmerk auf die sogenannten weichen Faktoren gelegt, die sich nicht zwingend objektiv quantifizieren lassen, sondern der subjektiven Bewertung durch die Anlagenbetreiber beziehungsweise deren Fachpersonal bedürfen. Hierzu wurde zunächst ein Fragenkatalog entwickelt bei welchem drei verschiedene Fragetypen zum Einsatz kamen:

1. Geschlossene Fragen 2. Offene Fragen 3. Ratingskalen.

Geschlossene Fragen geben zwei oder mehrere Antwortmöglichkeiten vor. Dieser Fragentyp ist besonders geeignet, wenn die möglichen Antworten eindeutig kategorisiert werden können und eine erwartete Korrelation zwischen der gewählten Antwort und anderen erhobenen Daten überprüft werden soll, da sie eine statistische Auswertung ermöglichen. Im Rahmen des Fragenkatalogs wurden dieser Fragentyp vorrangig für binäre Fragestellungen (Ja/Nein-Fragen) verwand. Offene Fragen geben keinen vorgegebenen Antwortmöglichkeiten vor. Auf diese Weise können auch komplexere

104

Daten miterfasst werden und solche, deren mögliche Antworten bei der Konzeptionierung nicht erschöpfend überblickt werden können. Ein Beispiel für eine solche Frage ist:

„Sofern starke Saisonale Schwankungen der Inputmaterialien existieren, hier bitte kurz erläutern:“

Ratingskalen kommen zum Einsatz, wenn eine Fragestellung, die einer subjektiven, qualitativen Bewertung des Befragten bedarf, quantitativ bewertet werden soll. Ein Beispiel für eine Ratingskala ist:

„Wie ist mit Blick auf Fehlwürfe und Erfassungsquote das Problembewusstsein der Bürger einzuschätzen?“

(1 = gering 10 = hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Die Befragten haben hierbei die Möglichkeit sich auf einen Wert festzulegen oder eine Spanne anzugeben. Um solche Spannen für einzelne Anlagen von kumulierten Wertebereichen abzugrenzen werden angegebene Spannen einzelner Anlagen mit Hilfe von „von-bis-Strichen“ angezeigt (Beispiel: 9-10). Spannen, die durch Kumulation der Daten mehrerer Anlagen entstehen, werden ausgeschrieben (Beispiel: 9 bis 10).

Betreibern von 31 weiteren Anlagen wurde ein vierseitiger der elektronische Fragebogen nach vorheriger telefonischer Anfrage zugesandt. Die Fragebögen konnte von am PC ausgefüllt werden. Nach dem Ausfüllen wurden die Daten per E-Mail an das Leichtweiß-Institut zurück gesendet. Dem Fragebogen wurde ein Begleitschreiben beigefügt, die den Betreiber über die Ziele der Untersuchung informierte und Hinweise zur Handhabung des Fragebogens gab. Aus den Erkenntnissen durchgeführter Pretests wurde der ursprünglich 12 Seiten umfassende Fragebogen auf 4 Seiten reduziert. Grund hierfür war die Erkenntnis, dass die Detailtiefe des Fragebogens nicht der tatsächlich vorhandenen Datenlage entsprach. Ebenso standen die Befragten dem umfangreichen Fragebogen ablehnend gegenüber.13 ausgefüllte Fragebögen wurden zurückgesandt.

Die Daten für die verbliebenen Anlagen und die Vervollständigung der ausgefüllten Fragebögen erfolgte durch mehrmalige telefonische Befragungen. Ergänzungen erfolgten durch Daten aus o.g. Erhebungen, durch Herstellerangaben, Informationen von Ingenieurbüros und Auswertungen von Ausschreibungen bzw. Angeboten.

Die zusammengestellten Daten wurden zu Abschluss der Erhebung telefonisch mit den Anlagenbetreibern auf ihre Richtigkeit überprüft. Zusätzlich sind die Unterlagen an die wesentlichen Anlagenbauer/Lieferanten verschickt worden, ebenfalls mit dem Ziel der Überprüfung der Richtigkeit der ermittelten Daten.

3.1.2 Kompostierung

Vorrangiges Ziel bei der Datenerhebung und -auswertung war die Erschaffung einer Bewertungsmatrix, wonach sich existierende und künftige Kompostierungsanlagen hinsichtlich verschiedener Kriterien wie Energieeffizienz, Wirtschaftlichkeit und Synergieeffekte miteinander vergleichen ließen.

Die Anlehnung der Fragebögen zur Datenerhebung bezüglich den technischen Angaben im Wesentlichen an die bei der Bundesgütegemeinschaft Kompost zu stellenden Anträge zur Baumuster- bzw. Konformitätsprüfung ermöglichte eine effizientere Datenangabe seitens der BGK-Mitglieder, da die diesbezüglich erforderlichen Informationen ihrerseits bereits vorlagen.

Als Grundlage der Methodik der Datenauswertung wurde das Verzeichnis hygienisch geprüfter Baumuster von Verfahren der biologischen Abfallbehandlung, das Hygiene-Baumusterprüfsystem (HBPS), der BGK in seiner Matrixform nach der Baumuster-Kategorieeinteilung übernommen.

Darauf basierend wurde eine geometrisch gleich aufgebaute Vektordaten-Matrix mithilfe eines Punktdatensatzes in ein auswertungs- und visualisierungsfähiges Datenbanksystem (hier: GIS-

105

Datenbank) generiert, und durch geeignete Wahl von Datenbank-Attributen eine Übernahme- bzw. Verknüpfungsbasis zum vorhandenen Datenbestand geschaffen. Als wesentliches Übertragungsmerkmal dienten dabei die im Vorfeld zu jeder Baumusterkategorie ermittelten gültigen, baumusterspezifischen Mittelwertdatensätze, welche neben Angaben zu mittleren spezifischen Verhältnissen von Energie- und Masseströmen auch Informationen zu Personal- und Finanzaspekten beinhalteten.

Somit wurde eine globale Datenauswertung aller nach Baumuster zusammenfassbaren Datensätze hinsichtlich beliebiger Eigenschaften sichergestellt und die Möglichkeit einer bedarfsorientierten Um- bzw. Neubildung weiterer Auswertungsmatrizen geschaffen. Die maximale Anzahl gleichzeitig darstellbarer Auswertungskriterien wurde entsprechend Abbildung 3-1 mit neun (9) festgelegt.

Abbildung 3-1: Aufbau der Bewertungsmatrix auf Grundlage des HBPS der BGK

Die Darstellung von Anlagen mit kombiniertem Betrieb nach mehreren Baumusterklassen (ganz rechts oben in der Abbildung) ist zwar kein offizieller Typ des HBPS, wurde jedoch bereits an dieser Stelle zwecks späterer Auswertung eingebunden. Eine mögliche ergänzende geokodierte Erfassung und Darstellung aller BGK-Anlagen auf einer geografischen Karte mit Datenzuordnung und -auswertung anhand der BGK-Mitgliedsnummer wurde aufgrund der einzuhaltenden Anonymität der Anlagen nicht näher betrachtet.

3.1.2.1 Vereinheitlichung der Datensätze

Insgesamt ergab die Befragung 64 Datensätze, das entspricht einer Beteiligung von ca. 15%. Obwohl intern vorliegend, wurde aus Gründen des Datenschutzes auf eine konkrete Benennung der einzelnen BGK-Mitglieder, sowie auf Daten, die einen direkten Rückschluss auf sie zulassen, im gesamten Projektverlauf verzichtet.

Vor Beginn der eigentlichen Auswertung der Datensätze wurde zunächst ihre Zusammenfassung nach HBPS-Baumusterkategorien und eine erste damit verbundene statistische Auswertung vorgenommen. Es wurde zur Schaffung einer einheitlichen Auswertungsbasis versucht, Anlagen mit direkter Prozessprüfung ihrer technologisch am nächsten liegenden Baumusterkategorie zuzuordnen.

Die Datenauswertung aller Kombianlagen wurde erst nach der Datenauswertung der übrigen Einzelanlagen durchgeführt, und mit den jeweils aufsummierten Daten einer gleichen oder vergleichbaren Anlagen-Komponente im Einzelbetrieb verifiziert (insofern Daten dazu vorlagen), um daraus Synergieeffekte und Einsparpotenziale, ggf. auch Mehraufwendungen, erkennen zu können. Die Menge eindeutig auswertbarer Datensätze reduzierte sich aufgrund widersprüchlichen Angaben von ursprünglich 64 auf 61, wovon 53 Datensätze spezifisch einem Baumuster zugeordnet werden konnten.

106

3.1.2.2 Verifikation der Datensätze

Zur Verifikation einiger erhobener Daten, wurden diese mit dem frei zugänglichen Datenbestand der BGK abgeglichen. Trotz der sorgfältigen Baumuster-Kategorisierung sind in der Online-Datenbank der BGK nicht alle Anlagen einem Baumuster eindeutig zugeordnet – dies ist bei insgesamt 107 Einträgen der Fall (Stand: April 2012). Nach eingehender Recherche lassen sich diese Anlagen etwa zum gleichen Anteil als Biogas-Hersteller oder Betreiber von Kombi-Anlagen mit direkter Prozessprüfung klassifizieren - ihre eindeutige Zuordnung zu einer bestehenden Baumusterkategorie ist somit nicht gegeben. Es ist weiterhin nicht bekannt, ob bzw. wieviele weitere BGK-Mitglieder ebenfalls einen kombinierten Anlagebetrieb führen, jedoch zum Zwecke des BGK-Antrages nur eine Baumusterkategorie angeben. Eine Angabe kombinierter Anlagen ist im Antragsformular zur Baumuster- oder Konformitätsprüfung bei der BGK nicht explizit aufgeführt.

Der Abgleich mit den BGK-Daten machte zwei weitere Korrekturen hinsichtlich der Baumusterzuordnung notwendig – eine Anlage wird sehr wahrscheinlich in einem Kombibetrieb geführt, und eine weitere Anlage wurde innerhalb der übergeordneten Baumusterkategorie 6 einer anderen Unterkategorie zugeordnet. Der Abgleich zeigte weiterhin auf, dass die Anzahl der Anlagen, welche den Fragebogen ausgefüllt haben, mit der Mengenverteilung aller bestehenden Baumuster-Anlagen korreliert – somit finden die Ergebnisse der Datenauswertung auch den projektseitig anvisierten praktischen Bezug.

Zum Erreichen einer möglichst vollständigen Betrachtung werden alle Datensätze ausgewertet, obgleich die Möglichkeit der korrekten statistischen Auswertung (n ≥ 3) bei nur drei Baumustern, sowie zumindest theoretisch bei den Anlagen mit Kombibetrieb gegeben ist. Tatsächlich sind entsprechend dem Datenbestand auch die Kombianlagen aufgrund ihrer untereinander inhomogenen Betriebsweise nur für übergeordnete Vergleiche statistisch auswertbar.

3.1.2.3 Datenauswertung

Eine Betrachtung der nach technischen Anlagenbestandteilen (Aufbereitung, Biologie, Konfektionierung) aufgeschlüsselten Energiemengen war aufgrund der unvollständigen Datenlage nicht möglich. Viele Betreiber gaben zwar einen Gesamtbedarf an Strom und Kraftstoff an, nahmen jedoch keine Unterteilung nach ihrem Nutzungszweck vor, woraus eine Mehrzwecknutzung bestimmter technischer Aggregate vermutet werden kann.

Da es sich um komplexe Anlagenstrukturen mit vielfältigen Prozessketten handelt wurde bezüglich der Energiedaten von der Bildung von Medianen Abstand genommen. Stattdessen wurde nach der Entfernung von Ausreißern eine Mittelwertbildung durchgeführt. Insgesamt sind dadurch die folgenden Anlagen von einer weiteren Betrachtung ausgeschlossen wurden:

• bei Baumusterklasse 5.2: 1 Anlage

• bei Baumusterklasse 6.2: 2 Anlagen

• bei Baumusterklasse 6.6: 1 Anlage

• bei Baumusterklasse 6.8: keine Anlage.

Da es sich bei den ausgeklammerten Werten teilweise um erhöhte Angaben handelt, liegt bereits an dieser Stelle die Vermutung nahe, dass diese Anlagen möglicherweise ebenfalls im Kombibetrieb, bzw. als Bestandteil einer übergeordneten Prozesskette gefahren werden, deren Gesamtwert(e) von den Betreibern angegeben wurden.

107

Abbildung 3-2: Verteilung von Anlagenbestandteilen bei den statistisch auswertbaren Baumustern

Zur leichteren Sichtung wurden viele der betrachteten Anlagenattribute (siehe Abbildung 3-2) auch Baumuster-spezifisch aufbereitet. Abbildung 3-3 gibt beispielhaft die Verteilung der Anlagenbestandteile des Baumusters 5.2 wider.

Abbildung 3-3: Verteilung der Anlagenbestandteile bei Baumuster 5.2 (Angaben in %)

108

Abbildung 3-4: Endenergiebedarf von Anlagenbestandteilen mit Aufschlüsselung nach

Energieträger (EL – elektrisch; KS - Kraftstoffe)

Der Energiebedarf von Anlagenbestandteilen ist in Abbildung 3-4 dargestellt, wobei anzumerken ist, dass die dafür verwendeten Daten sehr fragmentarisch und daher wenig belastbar sind. Die Angaben zu Investitionen in Forschung und Werbung, sowie zu Rückstellungen (siehe Abbildung 3-5) basieren dagegen auf einer breiteren Datenbasis.

Abbildung 3-5: Verteilung von Markt- und Forschungsinvestitionen bei Betreibern der statistisch

auswertbaren Baumuster

Der folgenden Abbildung 3-6 liegt der Baumusterkatalog der BGK zu Grunde. Sowohl die Anzahl aller Baumuster-Anlagen in Deutschland, als auch die Anzahl der eingegangenen Fragebögen von diesen Anlagen sind in der Abbildung widergegeben. Zum einen wird ersichtlich, dass es nicht für jedes Baumuster real existierende Anlagen gibt und zum anderen ist klar erkennbar, dass es etwa vier bis sechs dominierende Baumuster gibt.

109

Abbildung 3-6: Auswertbarkeit der Datensätze nach ihrer Baumuster-Einteilung

Die Menge der vier bedeutendsten Baumuster korreliert auch eindeutig mit der Anzahl der beantworteten Fragebögen. Dabei ist zu beachten, dass die Kategorie „kombiniert“ kein eigenständiges Baumuster, sondern nur eine, innerhalb des Projektes, neu geschaffene Gruppierung von Baumuster-Kombinationsanlagen darstellt.

Abbildung 3-7 und Abbildung 3-8 stehen exemplarisch für die durchgeführte Rohdatenbetrachtung. Im Mittelpunkt stand dabei immer die Energieeffizienz, also der Energieverbrauch pro Tonne Inputmaterial (FM). Es wurden jedoch auch weitere erhobene Daten mit in die Betrachtung einbezogen, um eventuelle Relationen sichtbar zu machen. Auffällig bei beiden Abbildungen ist die schwache Datenbasis für alle außer vier Baumuster, welche sehr direkt in Abbildung 3-6 dargestellt wurde. Bei der Betrachtung der Energieeffizienz wird sie sichtbar, wenn keine Minimum- und Maximum-Werte ausgewiesen sind, es also jeweils nur einen Datensatz gibt.

110

Abbildung 3-7: Energieverbrauch pro Inputmenge Bio- und Grünabfälle

Abbildung 3-8: Energieverbrauch pro Inputmenge Bio- und Grünabfälle, sowie

Kompostabsatzstruktur

111

3.1.3 Co-Vergärung

Bei der Fragebogenaktion zur Co-Vergärung wurden insgesamt 30 Kläranlagenbetreiber um Daten gebeten. An der Aktion haben sich insgesamt 6 Kläranlagenbetreiber beteiligt – dies sind ca. 20 Prozent der Befragten. Auf Wunsch der Befragten finden alle weiteren Angaben in anonymisierter Form statt.

Bedeutsam für die energetische Betrachtung des Kläranlagenbetriebes war eine Aufschlüsselung des Gesamtenergiebedarfes der Anlage nach Angaben zur Belüftung (Biologie), Faulung, Schlammentwässerung und Haustechnik in Abhängigkeit des eingesetzten Energieträgers (Strom, Erdgas, Erdöl). Ebenfalls wurde die produzierte Faulgas- und Elektrizitätsmenge vor und nach Einführung der Co-Vergärung erfragt. Weiterhin wurden Informationen zur Schlammstrecke (Rohschlamm - Menge, -Feststoffgehalt, -Glühverlust), Faulung (Gesamtreaktorvolumen, Verfahrensführung, Beschickungsmenge, Aufenthaltszeit, Betriebstemperatur, Feststoffgehalt, Gehalt org. Säuren) und Schlammentwässerung (Verfahren, Beschickungsmenge, Feststoffgehalt nach Entwässerung, Schlammverwendung) gesammelt. Abgeschlossen wurden die technischen Angaben zur Kläranlage mit allgemeinen Zulaufdaten zur Ausbaugröße und Konzentrationen von CSB, BSB5, NGes, NH4-N und PGes. Die konkreten Angaben zum eingesetzten Co-Substrat bezogen sich auf Art, Menge, Feststoffgehalt, Glühverlust sowie Konzentrationen von NGes und PGes

Einer der Kläranlagenbetreiber nahm bereits früher als Modellbeispiel im Rahmen einer theoretischen Studie zum optimierten Faulgaseinsatz auf Kläranlagen teil. Seine damals erfassten Werte hinsichtlich Anschlusszahl, Zulaufparameter und Klärgasausbeute im Bestand sind mit den angegebenen Zahlen zu dieser Befragung hinsichtlich der Betriebsweise vor Einführung der Co-Vergärung nahezu völlig identisch. Somit konnten diese erfolgreich verifiziert werden. Seine in der damaligen Studie angestrebten Zielwerte zur jährlichen Klärgasausbeute hinsichtlich eines elektrischen Selbstversorgungsgrads von 100% stimmen ebenfalls mit den aktuellen Zahlen unter der inzwischen bereits eingeführten Betriebsweise mit Co-Vergärung überein.

.


Mit Hilfe einer Betreiberbefragung wurden Daten unmittelbar aus der betrieblichen Praxis gewonnen. Für die Gestaltung des Fragebogens wurden für Anlagen zur thermischen Verwertung biogener Reststoffe verschiedene Funktionsebenen aufgestellt. Der Fragebogen wurde entsprechend dieser Funktionsebenen gegliedert. Aus den jeweiligen Funktionsebenen sollten Daten bezüglich der eingesetzten Anlagentechnik, des Energiebedarfs sowie der auftretenden Stoffströme gesammelt werden, auf diese Weise sollten aus den jeweiligen Bereichen die Verbräuche der wichtigsten Aggregate quantifiziert werden können.

112

Abbildung 3-9: Funktionsebenen einer Anlage zur energetischen Biomassenutzung durch

Verbrennung (eigene Darstellung)Zunächst wurde eine Anlagenbegehung durchgeführt, um den Fragebogen mit Betreibern zu diskutieren und diesen hinsichtlich Aufbau und Konsistenz zu überprüfen.

Die ersten Befragungen erfolgten per E-Mail mit einem elektronisch auszufüllenden Fragebogen. Wegen schlechter Rücklaufquoten wurde die elektronische Befragung eingestellt und der Fragebogen auf Anregung einiger Befragter auf postalischem Wege verschickt.

Die Firma Gammel Engineering erklärte sich bereit ein Begleitschreiben zu erstellen, um ihre Kunden und Partner zu einer Teilnahme an der Befragung zu ermutigen. Weitere Kontaktadressen für die Befragung entstammen aus der öffentlich zugänglichen Kraftwerksliste bzw. aus bestehenden Kontakten von Fraunhofer UMSICHT.

Um die Angaben der Befragungsteilnehmer zu ergänzen und zu vervollständigen sowie Unklarheiten auszuräumen, wurden diese fernmündlich kontaktiert.

Basierend auf den Daten aus der Betreiberbefragung wurden unterschiedliche Kennzahlen gebildet, die Tendenzen hinsichtlich der Effizienz unterschiedlicher Anlagentypen aufzeigen sollen. Die Kennzahlen wurden, sofern sinnvoll, grafisch aufbereitet.

3.2 Analyse der Stärken und Schwächen der betrachteten Technologien und Verfahren im Kontext äußerer Einflussfaktoren

Derzeit stehen bei der Auswahl eines Verwertungssystems für biogene Reststoffe meist finanzielle Aspekte im Vordergrund. Die Entscheidung für eine Handlungsalternative hängt von den erwarteten

113

Erlösen oder Einsparungen im Verhältnis zu den veranschlagten Kosten ab. Oft fließen auch positive oder negative Erfahrungen anderer Betreiber mit unterschiedlichen Systemen in die interne Bewertung mit ein, ohne dabei relevante Unterschiede bei relevanten Einflussfaktoren zu berücksichtigen. Umweltaspekte wie Emissionen und Ressourcenschutz spielen eine untergeordnete Rolle. Aus Sicht des Gemeinwohls und volkswirtschaftlich wünschenswerte Entwicklungen wie die energetische Optimierung des Gesamtsystems Abfallwirtschaft, die Sicherung günstiger und umweltschonender Nährstoffquellen für die Landwirtschaft oder der langfristigen Vorsorge gegen die Kosten der Schadenseindämmung sind für den Planer oder Betreiber einer Unternehmung meist nur dann von Belang, insofern sie dem wirtschaftlichen Erfolg nicht im Wege stehen. Dem versucht der Gesetzgeber mit finanziellen Anreizsystemen wie der Förderung mutmaßlich zielführender Technologien zu begegnen oder durch die Einführung restriktiver Regeln im Bereich Planung und Betrieb von Anlagen mit umwelttechnischer Relevanz. Für den Bereich Optimierung der Verwertung biogener Reststoffe stellt sich angesichts der weiter oben beschriebenen Komplexität des Themas die Frage, inwieweit solche Maßnahmen in der Lage sind eine für den jeweiligen Anwendungsfall optimale Lösung herbeizuführen. Schon die Wahl der förderungswürdigen Technologien kann für die Gesamtheit aller Anwendungsfälle nicht zu einem zufriedenstellenden Ergebnis führen. Ein rein bilanzieller Vergleich des gemittelten Energiehaushaltes bestehender Systeme ist auch bei Betrachtung der eventuellen Substitution energieaufwändiger Industrieprodukte nicht ausreichend um eine in Bezug auf einen konkreten Anwendungsfall sinnvolle Auswahl zu treffen. Denn ein System das unter bestimmten Bedingungen eine herausragende Energiebilanz liefert kann bei geänderten Rahmenbedingungen eine lediglich durchschnittliche oder gar schlechte Leistung erbringen. Um gegenwärtig verschiedene Handlungsalternativen unter Einbeziehung der relevanten Einflüsse mit Blich auf den umwelttechnischen Nutzen zu bewerten bedarf es umfangreicher ökobilanzieller Analysen. Diese beschränken sich jedoch stets auf technische Aspekte. Nichttechnische Faktoren wie beispielsweise der Bedarf an hochspezialisierten Fachkräften beziehungsweise der Einfluss durch minderqualifiziertes Personal auf die Effizienz des Systems werden nicht oder nur indirekt berücksichtigt. Weiterhin sind solche Analysen zeit- und kostenintensiv sowie für fachfremde Personen kaum nachvollziehbar. Ein Aspekt, der vor allem in Bezug auf die Akzeptanz durch die Bevölkerung zu berücksichtigen ist. Es fehlt an einem einfachen Werkzeug, das transparent die wichtigsten Einflussfaktoren unter Berücksichtigung technischer wie nichttechnischer Aspekte zu einer nachvollziehbaren, objektiven Bewertung führt. Ein solches System auf Basis der in Kapitel 2.3 vorgestellten SWOT-Analyse zu entwickeln, war eines der Ziele dieses Forschungsvorhabens. Im Folgenden wird die Methodik vorgestellt auf der dieses System beruht. Die hierauf aufbauenden Ergebnisse und das Bewertungssystem folgen dann in einem späteren Kapitel.

Die SWOT-Analyse allein ist für die Erfüllung der beschriebenen Aufgabe ungeeignet, da sie wie in Kapitel 2.3 erläutert lediglich dazu entwickelt wurde, den Status Quo eines Systems abzubilden, weshalb es bestenfalls in der Lage ist einen qualitativen Verfahrensvergleich zu liefern (siehe Kapitel 2.3.1). Aus diesem Grund wurde auf Anraten des Centers for Performance Management UG, Braunschweig, beschlossen, die SWOT-Analyse mit dem Werkzeug der Nutzwertanalyse zu kombinieren. Im Resultat ergibt sich ein System welches es dem Anwender bei einfacher Handhabung ermöglicht unterschiedliche Handlungsalternativen zu beurteilen.

3.2.1 SWOT-Analyse

Um ein Werkzeug einer spezifischen wissenschaftlichen Disziplin auf eine andere zu übertragen, müssen zunächst jene von dessen Eigenschaften identifiziert werden, welche für die originäre Disziplin charakteristisch sind. Im Falle der eigentlichen SWOT-Analyse, welche, wie in Kapitel 2.3.1 beschrieben, im Wesentlichen ein System darstellt, um gesammelte Daten zu strukturieren, beschränkt sich dies auf die Definition der Zielsetzung. Aus diesem Grunde lässt sie sich mit wenig Aufwand auf andere Themenbereiche übertragen. Zu diesem Zwecke ist es ausreichend die Zielsetzung entsprechend der jeweiligen Bedürfnisse anzupassen. Beispiele hierfür finden sich in (Paliwal, 2005; Markovska et al. 2009 und (Rutz und Janssen, 2009). Aus den in Kapitel 2.3 beschriebenen Eigenschaften der SWOT-Analyse lassen sich für die Anwendung im Rahmen dieser Studie folgenden Festlegung ableiten:

114

1. Festlegung der Zielsetzung: Die SWOT-Analyse hat im Rahmen dieser Studie die Aufgabe, diejenigen Kriterien mit Einfluss auf die Energieeffizienz der betrachteten Technologien zu identifizieren

2. Zum Zwecke der Anwenderfreundlichkeit ist der Umfang des erzeugten Kriterienkatalogs auf ein überschaubares Maß zu begrenzen.

3. Es ist eindeutig zwischen internen und externen Einflüssen zu unterscheiden 4. Mit Blick auf die Anwendung im Rahmen einer Nutzwertanalyse ist bei der Auswahl der

Kriterien darauf zu achten, dass diese einer Bewertungsskala zugewiesen werden können

Wie in Kapitel 2.3.1 erwähnt, ist es empfehlenswert, die Erhebung der SWOT-Daten weiter zu strukturieren. Dies führt dazu, dass die Analyse zielgerichteter verläuft, was zu einem belastbaren Ergebnis führt. Hierzu kommen die in Kapitel 2.3.1 beschriebenen Methoden zum Einsatz welche jedoch für diesen Anwendungsfall einige Anpassungen erfordern, welche im Folgenden erläutert werden.

3.2.1.1 Interne Analyse – Prozesskette

Die Interne Analyse orientiert sich an der Wertkette nach Porter. Da das primäre Ziel der Untersuchung nicht die Steigerung wirtschaftlicher Erträge eines Unternehmens sondern der Energieeffizienz eines Prozesses ist, wird im Folgenden von einer Prozesskette gesprochen. Hierzu müssen zunächst die primären und sekundären Aktivitäten in Kategorien unterteilt werden, die dem Anwendungsfall dienlich sind. Für die primären Aktivitäten werden diese Kategorien von den Prozessstufen abgeleitet, wie sie bei der Erhebung der technischen Daten nach Kapitel 3.1 Anwendung finden. Die Kategorien der sekundären Aktivitäten decken sich weitgehend mit der Einteilung nach Porter, der Unterschied liegt auch hier in der Zielsetzung bei der näheren Bestimmung der Kriterien. Somit ergibt sich das in Anlehnung an Abbildung: 2-66 Schema der Prozesskette.

Wie zu erkennen, fällt der Bereich Annahme und Lagerung in der Betrachtung weg. Dies liegt daran, dass die Wahl der geeigneten Einrichtungen für diesen Bereich im Wesentlichen von der Beschaffenheit der Inputstoffe sowie den infrastrukturellen Möglichkeiten vor Ort abhängig ist. Generell ist für alle betrachteten Technologien und Verfahren eine Kombination sowohl mit Tief- und Flachbunkern als auch mit Silos oder Tanks denkbar, insofern die verwertbaren Substrate für die jeweilige Lagerform geeignet sind. Bei einer Verwendung des vorgestellten Bewertungssystems für den Vergleich verschiedener technischer Ausführungen eines konkreten Verfahrens wäre eine Erweiterung um diesen Bereich denkbar.

115

Tabelle 3-1: Schwerpunkte der Prozesskettenanalyse

Primäre Aktivitäten

Vorbehandlung • Aufwand der minimal notwendigen Aufbereitung • Anfälligkeit gegen Störstoffe

Hauptprozess • Technischer Aufwand • Betriebssicherheit • Prozessstabilität • Anforderungen an interne Logistik

Nachbehandlung • Aufwand der Nachbehandlung in Abhängigkeit von unterschiedlichen Verwertungszielen

Sekundäre Aktivitäten

1)

Beschaffung • Flexibilität in Bezug auf Substratqualität • Anfälligkeit gegen Schwankungen der

Substratquantität • Modularer Aufbau

Personal • Bedarf an Personalmenge • Bedarf an Personalqualifikation

Infrastruktur • Flächenbedarf • Emissionen

Technologieentwicklung • Ausgereifte Technik • Entwicklungspotenzial

Auszuführen für sämtliche erzeugten Produkte

Die Zusammenstellung in Tabelle 3-1 zeigt stichpunktartig die Gesichtspunkte unter welchen die einzelnen Glieder der Prozesskette auf Stärken und Schwächen untersucht werden.

3.2.1.2 Externe Analyse – PESTEL

Für die Analyse der Chancen und Risiken wird die in Kapitel 2.3.1 erläuterte PESTEL-Methodik verwendet. Auch hier liegt in der Änderung der Zielsetzung der wesentliche Unterschied zur Anwendung im strategischen Management. Wären unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten Kriterien wie die finanzielle Förderung einzelner Technologien ein wichtiger Bestandteil dieser Analyse, so haben diese auf die energetische Effizienz der eingesetzten Technik keinen Einfluss. Wohl aber Regelungen und Restriktionen die Eingriffe in den Prozessablauf notwendig machen.

3.2.2 Nutzwertanalyse

Nach Identifikation der relevanten Einflussfaktoren mit Hilfe der SWOT-Analyse werden diese mit Hilfe der Nutzwertanalyse zu einem Bewertungssystem zusammengeführt. Da sich die unterschiedlichen Technologien und Verfahrensweisen hinsichtlich ihrer Anforderungen und Möglichkeiten unterscheiden ist es notwendig, jeweils einen individuellen Kriterienkatalog zusammen zu stellen. Aus Gründen der Konsistenz des Bewertungssystems werden sich die Kriterienkataloge nur in wenigen Details unterscheiden und über einen einheitlichen Aufbau verfügen. Die Kriterien werden so gewählt, dass anhand einer Skala von 1 bis 5 bestimmt werden kann, ob sich die Gegebenheiten im geplanten Anwendungsfall günstig (Wert = 1) oder ungünstig (Wert = 5) auf die Energieeffizienz des Systems auswirken. Bei einzelnen Kriterien werden die möglichen anwendungsfallbezogenen Eingangsdaten mit Werten entsprechend dieser Skala tabellarisch zusammengestellt, so dass der spätere Anwender anhand seiner Eingangsdaten die zutreffende Bewertung auswählen kann. Die Gewichtung der Kriterien erfolgt mittels des in Kapitel 2.3.2 vorgestellten Paarvergleichs in einer Variante mit Abstimmung durch an dieser Studie beteiligter Mitarbeiter.

116

3.3 Verbrennungsversuche Das Verbrennungstechnikum von Fraunhofer UMSICHT in Sulzbach-Rosenberg ist mit verschiedenen Feuerungen sowie entsprechender Messtechnik zur Ermittlung wichtiger Prozessparameter der Rauchgaszusammensetzung ausgestattet. Dafür wurden neben einer kontinuierlichen Messung der gasförmigen Emissionen von SO2, NO, NO2, HCl, CO, CO2, H2O, und NH3 mittels Infrarotspektroskopie bzw. von O2

Es wurden orientierende Versuche mit Landschaftspflegeheu, Mühlenausputz, sowie unterschiedlichen Strohsorten (Raps und Roggen) durchgeführt. Aus den Ergebnissen der Versuche sollen Rückschlüsse auf die Anwendbarkeit der Einsatzstoffe in bestehenden Feuerungsanlagen gezogen und sinnvolle Maßnahmen vorgeschlagen werden, die eine thermische Verwertung unterschiedlicher biogener Reststoffe ermöglicht.

mit Hilfe einer Zinkoxidsonde, auch die staubförmigen Emissionen in Anlehnung an die VDI Richtlinie 2066 gravimetrisch bestimmt. Weiterhin wurden Proben der Verbrennungsrückstände genommen und in Bezug auf Feststoffausbrand und Verschlackungsverhalten analysiert.

117

4 Ergebnisse 4.1 Vergärung 4.1.1 Massenströme Kompostierung und Vergärung

Große Unsicherheiten bei der Abschätzung von Steigerungspotenzialen bei der Vergärung fester Reststoffe bestehen im Umfang der zurzeit tatsächlich vergorenen Massenströme und der zusätzlich generierbaren Massenströme. Im Rahmen der Erhebung wurde umfangreiches Datenmaterial zusammengestellt, mit deren Hilfen belastbare Kalkulationen vorgenommen werden konnten.

4.1.1.1 Status quo Vergärung Bio- und Grünabfälle

Die getrennte Erfassung vom Bio- und Grünabfällen hat in Deutschland ein hohes Niveau erreicht. Allerdings ist der Anteil der daraus gewonnenen Energie noch vergleichsweise gering, die Biomasse wird überwiegend über den Weg der Kompostierung verwertet.

Nach Angaben des Statistischen Bundesamtes wurden im Jahr 2010 8,73 Mio. Mg Bio- und Grünabfälle erfasst (Destatis, 2012). Die erfassten Bio- und Grünabfälle werden in ca. 990 Kompostanlagen und 63 Vergärungsanlagen (Stand 02/2012) verarbeitet. Bei den 63 Vergärungsanlagen handelt es sich ausschließlich um Anlagen, die überwiegend Bioabfälle verarbeiten, die über die Biotonne erfasst werden.

Im Rahmen der eigenen Erhebung wurden u.a. auch Informationen zu den Verarbeitungsmengen auf den Standorten mit integrierter Vergärungstechnik durchgeführt. Insgesamt beträgt die genehmigte Verarbeitungskapazität der Standorten zur Abfallverwertung mit Vergärungs- und Kompostanlagen 1,84 Mio. Mg/a auf (siehe Tabelle 4-2). Die tatsächlich verarbeitete Menge beträgt 1,66 Mio. Mg/a. Ein nicht unerheblicher Massenstrom, vorwiegend nicht für die Vergärung geeigneter Abfallstoffe, wird, an der Vergärung vorbei, direkt der Kompostierung zugeführt. Dies trifft zu für einen Großteil der Grünabfälle und für die Grobfraktion der Bioabfälle (Teilstromvergärung). Die tatsächlich der Vergärung zugeführte Menge umfasst 1,36 Mio. Mg/a, die Menge deckt sich weitgehend mit der installierten Kapazität (siehe Tabelle 4-1).

Der der Vergärung zugeführte Massenstrom von 1,36 Mio. Mg/a umfasst nicht nur Bioabfälle, die über die Biotonnen erfasst werden, sondern schließt auch Teilströme von Grünabfällen und Reststoffe aus der Landwirtschaft, der Agrarindustrie bzw. dem Gewerbe mit ein. Die Menge an klassischen Bioabfällen, die derzeit der Vergärung zugeführt wird, umfasst 1,10 Mio. Mg/a und 0,05 Mio. Mg/a Grünabfälle. Diese Daten dienen als Grundlage für die Abschätzung der potentiell für die Vergärung noch verfügbaren Bio- und Grünabfallmengen (siehe Kapitel 4.1.1.3.1).

Tabelle 4-1: Mit Grün- und Bioabfällen vergorene Abfallströme

Abfallart Menge (Mg/a)

Bioabfälle 1.100.915

Grünabfälle 49.349

Überlagerte Lebensmittel 47.578

Abfälle aus Nahrungsmittelindustrie 25.600

Tierische Nebenprodukte 6.750

NaWaRo 5.600

Sonstiges 111.407

Summe 1.347.199

118

4.1.1.2 Status quo Vergärung Restabfälle

In Deutschland werden derzeit 46 mechanisch-biologische Anlagen (MBA) betrieben, die Siedlungsabfälle durch mechanische Aufbereitung in verschiedene Stoffströme aufteilen und diese stoffstromspezifischen behandeln. Insgesamt wurden in Anlagen (MBA/MBS/MPS) ca. 5,76 Mio. Mg/a Siedlungsabfälle behandelt (ASA, 2011). Hiervon werden 59% in klassischen MBA-Anlagen behandelt, entsprechend 3,24 Mio. Mg/a. Von diesen Abfällen gelangen ca. 50% als sogenannte Feinfraktion (<60 bis <40mm) in die biologischen Prozessstufen (1,64 Mio. Mg/a). 69% bzw. 0,96 Mio. Mg/a gelangen in eine Aerobstufe, 31% bzw. 0,68 Mio. Mg/a in eine Anaerobstufe. Derzeit werden in Deutschland 12 MBA-Anlagen mit integrierter Vergärungsstufe betrieben (siehe Tabelle 4-2).

Von der Feinfraktion, die den biologischen Stufen zugeführt wird, werden häufig nur 50% der Vergärung zugeführt, nach dem Prinzip der Teilstromvergärung.

Tabelle 4-2: Status quo Behandlungsanlagen für die Bio- und Grünabfallverwertung (Stand 2012) sowie für die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung (Stand 2011)

Bio- und Grünabfallverwertung

Installierte Behandlungskapazität 12,0 Mio. Mg/a

Anzahl Kompostanlagen

Verarbeitete Mengen

990

9,6 Mio. Mg/a

Vergärungsanlagen

Verarbeitungskapazität auf Standorten Vergärung und Kompostierung

Verarbeitungskapazität Vergärungsstufe

Tatsächliche der Vergärung zugeführte Bio- und Grünabfälle

63

1,84 Mio. Mg/a

1,36 Mio. Mg/a

1,15 Mio. Mg/a

Restabfallbehandlung (MBA, MBS, MPS)

Installierte Behandlungskapazität (gesamt) 5,76 Mio. Mg/a

Anzahl Anlagen (gesamt) 46

Vergärungsanlagen

Verarbeitungskapazität bezogen auf Gesamtinput MBA Kompostierung und Vergärung

Verarbeitungskapazität Vergärungsstufe

12

3,24 Mio. Mg/a

0,68 Mio. Mg/a

4.1.1.3 Entwicklungspotenzial zusätzlich vergärbare Mengen

4.1.1.3.1 Bio- und Grünabfall

Für die Abschätzung von Mengen an Bio- und Grünabfällen, die zusätzlich für die Vergärung generiert werden können, sind folgende Stoffströme relevant:

a. Bioabfälle, die derzeit kompostiert werden, prinzipiell aber auch der Vergärung zugeführt werden könnten

b. Zusätzlich erfassbare Menge an vergärbaren Bioabfällen aus den Restabfall

c. Zusätzlich erfassbare Grünabfälle

a. Bio- und Grünabfälle, die derzeit kompostiert werden, prinzipiell aber auch der Vergärung zugeführt werden könnten

Nach Angaben des Bundesamtes für Statistik (Destatis 2012) wurden 2010 3.764.000 Mg Bioabfall über die Biotonne und 4.964.000 Mg Grünabfälle über diverse Hol- und Bringsysteme erfasst. Von

119

den 3,76 Mio. Mg/a Bioabfällen werden zurzeit lediglich 1,10 Mio. Mg/a der Vergärung zugeführt (siehe Tabelle 4-4).

Ca. 85% bzw. 3,2 Mio. Mg der zurzeit jährlich erfassten Bioabfälle und 65% bzw. 3.23 Mio. Mg der jährlich erfassten Grünabfälle sind potentiell vergärbar. Die Gesamtmenge vergärbarer Bio- und Grünabfälle umfasst 6,43 Mio. Mg/a. Abzüglich der schon vergorenen Abfälle von 1,15 Mio. Mg resultiert eine Menge für zusätzlich vergärbarer Bio- und Grünabfälle aus dem Bestand von 5,28 Mio. Mg/a. Für die Berechnung der zusätzlich erschließbaren Energie aus der Vergärung von Bio- und Grünabfällen wird die in Betrieb und in Bau befindliche Vergärungskapazität 1.64 Mio. Mg/a zu Grunde gelegt (siehe auch Kapitel 4.1.2).

Tabelle 4-3: Prognose über zusätzlich vergär- und kompostierbare Bio- und Grünabfälle aus den schon erfassten Mengen

Bioabfälle

(Mg/a)

Grünabfälle

(Mg/a)

Gesamt

(Mg/a)

Menge zurzeit erfasst 3.764.000 4.964.000 8.728.000

- davon vergärbar (Bioabfall 85%, Grünabfall 65%)

3.199.400 3.226.600 6.426.000

Menge zurzeit vergorene Bioabfälle 1.021.578 49.349 1.070.927

Menge zusätzlich vergärbarer Abfälle aus schon erfassten Abfällen (Bestand)

2.177.822 3.177.251 5.355.073

b. Zusätzlich erfassbare Menge an vergärbaren Bioabfällen aus den Restabfall durch flächendeckende Ausweitung der Biotonnen

In der Literatur finden sich Prognosen über zusätzlich abschöpfbare Bioabfallmengen von 1,3 bis 3 Mio. Mg/a (Fricke et. al 2010; Kern, 2008, BMU, 2008). Die Mengenangabe von 3 Mio. Mg/a schließt zusätzlich erfassbare Grünabfallmengen mit ein. Diese Angaben werden nachfolgend auf Basis aktuellerer Daten und diverser methodischer Prognoseansätzen verifiziert.

Es können unterschiedliche Methoden zur Abschätzung der zusätzlichen Bioabfallmengen herangezogen werden:

• Berechnungsansatz über die Ermittlung des Bioabfallpotenzials und Annahmen realisierbarer Erfassungsquoten bei flächendeckender Einführng

• Berechnungsansatz über Ermittlung der Anzahl nicht angeschlossener Bürger und Annahme realisierbare erfassbare spezifische Bioabfallmengen pro Einwohner.

Angaben zum Bioabfallanteil im Restabfall weisen mit 18 bis 42% (Biotonnennutzer) ein sehr weites Spektrum auf. Der Anteil an Bioabfall von Personen ohne Biotonnenanschluss weist Werte von 30 bis 51% auf.

Es wurden zur Errechnung der Potenziale 25 und 35% Bioabfall im Restmüll angesetzt.

Bei einer Menge von 14.358.000 Mg/a Restmüll (Hausmüll, hausmüllähnliche Gewerbeabfälle gemeinsam über die öffentliche Müllabfuhr eingesammelt (Destatis, 2012) resultiert bei einem angenommenen Anteil von 30% ein Gesamtpotenzial an Bioabfällen inklusive. der schon erfassten Bioabfälle von 8,07 Mio. Mg/a und bei 35% 8,79 Mio. Mg (siehe Tabelle 4-4).

Die Methode zur Abschätzung der zusätzlichen Bioabfallmengen bei flächendeckender Ausweitung legt Erfassungsquoten von 65% bis 75% zu Grunde. Dass dies machbar ist, zeigen die erzielten Erfassungsquoten bei Glas und Papier. Auch bei Bioabfall konnten in einigen Kommunen Erfassungsquoten oberhalb von 80% erzielt werden. Voraussetzung ist eine qualifizierte vorbereitende und begleitende Öffentlichkeitsarbeit (Fricke et al. 2003). Für örE mit installierter Bioabfallerfassung

120

zeigen frühere Erhebungen Erfassungsquoten von 43 bis 81% (Fricke, 2003). Neuere Daten ausgewählter örE weisen Erfassungsquoten in einer Spanne von 18 bis 82% auf (siehe

Abbildung 4-2).

Einfluss auf die Bioabfallerfassungsquoten nehmen Siedlungs- bzw. Gebietsstrukturen. Im Rahmen von Erhebungen des ANS konnte ermittelt werden, dass über die Hälfte der Verwaltungseinheiten mit Biotonne (53%) der Ausfassung vertrat, hauptsächlich in Innenstadtgebiete zu geringe Bioabfallmengen zu erfassen, aber auch dörfliche und dünn besiedelte Gebiete wurden diesbezüglich genannt (siehe Abbildung 4-1). Dabei überraschte die Aussage der Verwaltungseinheiten, dass in Innenstadtgebieten auch zu geringe Gartenabfallmengen erfasst werden, da das Potenzial an Gartenabfällen in diesen Gebietsstrukturen vergleichsweise gering ist. Diese Einschätzung wurde in der damaligen Untersuchung als nicht plausibel erachtet. Ergebnisse zahlreicher Resthausmüllanalysen haben schon damals gezeigt, dass Gartenabfälle bei Biotonnenbesitzern nur in geringen Anteilen im Resthausmüll (Stadt und Land) enthalten sind.

Ein wesentliches Potenzial zur Steigerung der Bioabfallmengen über das System Biotonne liegt somit bei den Küchenabfällen. Maßnahmen zur Erhöhung der Erfassungsquoten müssen diesen Sachverhalt besonders berücksichtigen. Neben organisatorischen Belagen wird der zielgerichteten Öffentlichkeitsarbeit die höchste Bedeutung beigemessen.

Zusätzliche Bedeutung gewinnen Küchenabfälle durch ihre höheren Gaspotenziale im Vergleich zu Gartenabfällen (siehe hierzu Kapitel 4.1.2.7).

Abbildung 4-1: Häufigkeitsverteilung der Antworten auf die Frage „In welchen Gebietsstrukturen

werden zu geringe Mengen an Bioabfällen eingesammelt?“ (Fricke et al. 2003)

52,9

16,5

42,4

40

63,2

11,8

36,6

41,2

in Innenstadtgebieten

in Stadtrandgebieten

in dörflichen Gebieten

in dünn besiedelten Gebieten

in Innenstadtgebieten

in Stadtrandgebieten

in dörflichen Gebieten

in dünn besiedelten Gebieten

0 20 40 60 80

zu geringe Küchenabfallmengen

zu geringe Gartenabfallmengen

Prozent

(n = 85)

(n = 68)

(Mehrfachnennungen möglich)

121

Abbildung 4-2: Bioabfall-Erfassungsquoten ausgewählter örE

Die geringen Erfassungsquoten im Vergleich zu anderen Getrenntsammlungssystemen, zum Beispiel Papier und Glas, bei denen Werte um 80% erzielt werden, auch dokumentiert durch die verbleibenden großen Mengen organischer Küchen- und Gartenabfälle im Restabfall, zeigen ein sehr hohes Entwicklungs- bzw. Optimierungspotenzial im System Bioabfallsammlung auf.

70% Erfassungsgrad und 35% Bioabfall im Restmüll werden als realistische Zielgröße eingeschätzt. Die zusätzlich erfassbare Menge an Bioabfällen würde entsprechend bei 2,39 Mio. Mg./a liegen.

Tabelle 4-4: Ermittlung der zusätzlich abschöpfbaren Mengen an Bioabfällen bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne – Berechnungsansatz: Ermittlung über das Bioabfallpotenzial und Annahmen realisierbarer Erfassungsquoten

Anteil Bioabfall im Restmüll

Restmüll

(Mg/a)

Über Biotonne erfasste Mengen (Mg/a)

Gesamt-potenzial Bioabfall (Mg/a)

Abschöpfmengen bei unterschiedlichen Potenzialen und

Erfassungsquoten

Bioabfallmengen

(Mg/a)

Abschöpfmengen bei unterschiedlichen Potenzialen und

Erfassungsquoten abzüglich schon erfasster

Bioabfallmengen

(Mg/a) 30% 4.307 3.764.000 8.071.000

35% 5.025 3.764.000 8.789.000

Anteil Bioabfall im Restmüll Gesamt-potenzial

(30% Variante)

Gesamt-potenzial

(35% Variante)

Zus. ab-geschöpfte

Menge (30%

Variante)

Zus. ab-geschöpfte

Menge (35%

Variante)

Erfassungsquote 65% 5.246.000 5.713.000

1.482.000 1.949.000

Erfassungsquote 70% 5.650.000 6.153.000

1.886.000 2.389.000

Erfassungsquote 75% 6.054.000 6.592.000 2.290.000 2.828.000

%

122

Die zweite Methode zur Ermittlung der zusätzlich erfassbaren Bioabfallmenge basiert auf die spezifisch erfassbaren Bioabfallmengen pro Einwohner und Jahr auf Basis von Erfahrungswerten. Im Jahr 2010 verfügten nach Kern et al. (2013) in Deutschland 96 Kreise und kreisfreie Städte von insgesamt 405 nicht über das System Biotonne. Dies betrifft rund 14,3 Mio. Einwohner. Zu einem ähnlichen Ergebnis kommt auch Oechtering (2007), der von knapp 15 Mio. Einwohnern in örE ohne Biotonnenanschluss ausgeht. Eine Aufschlüsselung nach Städten und Landkreisen zeigt, dass in 81% der Städte bereits die Biotonne eingeführt ist bzw. in 19% der Städte den Bürgern keine Biotonne zur Verfügung steht.

81% bzw. 67,5 Mio. Bürger leben in Gebietskörperschaften, in denen die Biotonne eingeführt wurde.

Der Anschlussgrade in diesen örE sind sehr unterschiedlich. Eine bundesweite Erhebung des ANS aus dem Jahr 2003 (Fricke et al. 2003) ergab, dass in ca. 17,2% der Verwaltungseinheiten ein Anschlussgrad von nur 10 – 30% und in 27,6% ein Anschlussgrad von 31 – 60% vorherrscht. Lediglich 55,2% weisen mit 71 – 90% Anschlussquote bereits einen nahezu flächendeckenden Anschlussgrad auf (siehe Abbildung 4-3). Bezogen auf die Einwohner war 2002 in den Gebieten mit Bioabfallerfassung eine mittlere Anschlussquote von ca. 56% zu verzeichnen.

Zahlen aus Niedersachsen aus dem Jahr 2007 weisen ein anderes Bild auf. Der Anteil an örE mit sehr niedrigem Anschlussgrad von 10 bis 30% fällt mit nur 5% vergleichsweise gering aus. Dagegen ist der Anteil im mittleren Sektor (31 bis 60%) mit 53% sehr hoch und der obere Sektor (61 bis 90%) relativ gering (siehe Abbildung 4-4).

Der Anschlussgrad in Gebieten mit dem System Biotonne liegt im Bundesdurchschnitt nach diversen neueren Schätzung bei ca. 65% entsprechend 43,9 Mio. Personen (Schneider, 2011; ANS, 2011, VHE/BGK, 2009). Somit verfügen 37,9 (46%) der 81,8 Mio. Bürger Deutschlands (Statistisches Bundesamt, 2012 - Angaben für 2011) nicht über eine Biotonne (siehe Tabelle 4-5).

Abbildung 4-3: Anschlussgrade in den einzelnen örE mit dem System Biotonne

(Fricke et al., 2003)

0

10

20

30

40

50

60

70

10 -30 % 31 - 60 % 61 - 90 %

Proz

ent

Anschlussgrad in örE

27,6

55,2

17,2

123

Abbildung 4-4: Anschlussgrade in den einzelnen örE von Niedersachsen mit dem System Biotonne, (NLSK, 2008 und eigene Daten)

Über die 35% bzw. 23,6 Mio. der Einwohner in Gebieten mit grundsätzlichem Biotonnenanschluss, die aber nicht über einen Biotonnenanschluss verfügen, liegen keine verlässlichen Daten über Gründe des Nichtanschlusses vor. In der Regel bestehen in den meisten Satzungen folgende Befreiungstatbestände von der Biotonne. Dies zeigen auch Daten aus früheren Erhebungen des ANS 1997 und 2003 (siehe Abbildung 4-5):

• Eigenkompostierung betrieben wird • Nachbarschaftsbiotonne genutzt wird • Gesundheitliche Gründe nachgewiesen werden • In einigen örE besteht kein Anschlusszwang.

Abbildung 4-5: Bedingungen für die Freistellung von der Bioabfallverwertung

5,4

89,9

52

27

18,2

ohne Begründ. bei 100 % Ek Nachbar-schaftstonne

bei ärztlich.Attest

sonst. Gründe0

20

40

60

80

100Prozent

(n = 148; Mehrfachnennungen möglich)

5

53 42

124

Pro an die Biotonne angeschlossenen Bürger werden in Deutschland 116,66 kg/Ew Bioabfall und Jahr erfasst. Dieser Wert resultiert aus der zurzeit nach Angaben des Bundesamtes für Statistik erfassten Bioabfallmenge von 3.764.000 Mg/a bei 43,9 Mio. tatsächlich an die Biotonnen angeschlossenen Bürgern.

Es wird angenommen, dass in den 96 örE bzw. bei 65% der 14,3 Mio. Bürgern ohne Biotonnen jährlich 116,66 kg/Ew Bioabfall erfasst werden können. Dies entspricht dem Wert, wie er für die Gebiete mit existierenden Systemen zur Bioabfallerfassung zutrifft. Für die verbleibenden 35% wird angenommen, dass lediglich 40% der 116,66 kg/Ew erfasst werden u.a. wegen der praktizierten Eigenkompostierung. Dieser Wert wird auch angenommen für die 23,6 Mio. Einwohner, die zurzeit in Gebieten wohnen in denen das System Biotonne verfügbar ist, dieses aber nicht nutzen.

In der Summe resultiert eine Gesamtmenge zusätzlich abschöpfbarer Bioabfälle von 2,75 Mio. Mg/a. entsprechend bzw. 2,24 Mio. Mg/a anaerob abbaubarer Bioabfälle. Die ermittelten Werte liegen im mittleren Bereich des zuvor durchgeführten Rechenansatzes (siehe Tabelle 4-5).

Tabelle 4-5: Ermittlung der zusätzlich abschöpfbaren Bioabfallmengen bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne – Berechnungsansatz über Anzahl nicht angeschlossener Bürger

Grunddaten Einwohner

(in 1.000)

Bioabfallmengen

(Mg/a)

örE ohne Biotonnensystem 14,30

örE mit Biotonnensystem 67,50

- davon tatsächlich angeschlossene Einwohner 43,88

- davon nicht angeschlossenene Einwohner 23,63

- 116,6 kg/Ew und a 9,30 1.083.797

- 46,6 kg/Ew und a (40% von 116,6 kg/Ew/a) 28,63 1.335.305

Menge Bioabfälle gesamt 2.419.100

Menge Bioabfälle anaerob abbaubar 85% 2.056.235

Die zusätzliche Abschöpfungsmenge für Bioabfall durch die Getrenntsammlung dürfte nach diesen beiden Berechnungsansätzen zwischen 2,39 und 2,42 Mio. Mg/a liegen.

Die entspricht einer Menge von 2,03 bis 2,06 Mio. Mg/a zusätzlich vergärbarer Bioabfälle, die durch flächendeckende Ausweitung der Biotonnen bereitgestellt werden können.

In den weiteren Betrachtungen wird von einer zusätzlichen mittleren Abschöpfung von Bioabfällen von 2,42 Mio. Mg/a ausgegangen. Der Anteil vergärbarer Mengen liegt bei 2,06 Mio. Mg/a.

Die Ausschleusung von verwertbarem Bioabfall aus dem Restabfall durch den Einsatz der mechanischen Aufbereitungstechnik hat bisher nicht zu dem gewünschten Erfolg geführt. Hinderungsgrund ist nach wie vor die zu hohe Belastung mit Schwermetallen. Erfolgversprechend erscheinen lediglich Strategien der Positivsortierung großstückiger Bioabfallteilfraktionen (> 40 mm) aus dem Restmüll. Dieser Ansatz wird im Rahmen des FuE-Vorhabens nicht weiter betrachtet.

125

c. Zusätzlich erfassbare Menge an vergärbaren Grünabfällen

Es wird angenommen, dass sämtliche Grünabfälle zurzeit erfasst werden. Im Restmüll befindliche organische Abfälle, die auch über Grünabfallerfassungssysteme erfasst werden könnten werden dem System Biotonne zugeschlagen und bei der Abschätzung zusätzlich Abschöpfbarer mengen berücksichtigt.

Mengen aus Landschaftpflegemaßnahmen werden nicht betrachtet. Ausführliche Angaben hierzu siehe UBA (2010).

4.1.1.3.2 Restabfall

Ausgangspunkt für die Abschätzung zusätzlich vergärbarer Restabfälle ist der Materialstrom der in klassischen MBA (MBA mit Integration der Deponie) verarbeitet wird. Dieser umfasst eine Menge von 3,24 Mio. Mg/a. MBS und MPS-Anlagen nutzen die in der biologisch abbaubaren org. Fraktion enthaltene Energie in nachgeschalteten energetischen Prozessen.

Bei der Abschätzung ist zu berücksichtigen, dass durch die vorgesehene flächendeckende Einführung des Systems Biotonne wesentliche Anteile der Organikfraktion bzw. der Feinfraktion abgeschöpft werden. Der zurzeit in MBA-Anlagen behandelte Massenstrom in den biologischen Behandlungsstufen von 1,62 Mio. Mg/a reduziert sich um ca. 50% auf nur noch 810.000 Mio. Mg/a, anaerob abbaubar sind hiervon ca. 85% entsprechend 688.500 Mg/a. (siehe auch Tabelle 4-4). Diese Menge entspricht der derzeitigen Vergärungskapazität. Bezogen auf Deutschland hieße das, dass keine zusätzlich vergärbaren Mengen potentiell verfügbar wären. Standortbezogen wird es Bedarf an Vergärungskapazitäten geben an Standorten, die zurzeit nicht über Vergärungsstufen verfügen, an anderen Standorten kann die flächendeckende Einführung der Biotonnen zu einer mangelnden Auslastung führen.

Tabelle 4-6: Ermittlung der des Potenzials zusätzlich Vergärbarer Restabfallmengen

Menge

(1.ooo Mg/a

Menge in klassischen MBA behandelte Restabfälle 3,24

- davon Menge in biologischer Stufe 1,62

- davon zukünftige verfügbare Menge nach flächendeckender Einführung der Biotonne 0,81

- davon anaerob abbaubar 85% 0,69

Vorhandene Vergärungskapazität 0,68

4.1.1.4 Optimierungspotenzial durch Steigerung der Bio- und Grünabfallmengen sowie Restabfallmengen zur Vergärung

Die Menge zusätzlich vergärbarer Bio- und Grünabfälle beträgt 7,4 Mio. Mg/a. Diese Menge ergibt sich aus der flächendeckenden Implementierung des Systems Biotonne und den zusätzlich der Vergärung zuführbaren Menge bereits erfasster Bio- und Grünabfälle. Berechnungen über daraus zusätzlich erschließbare Energien werden in Kapitel 5.1.2 vorgenommen. Zusätzliche Mengen vergärbarer Restabfälle konnten nicht ausgemacht werden.

126

Tabelle 4-7: Prognose der Gesamtmenge an zusätzlich vergärbarer Bio- und Grünabfällen

Bioabfälle Grünabfälle Restabfälle Gesamt

(Mg/a) (Mg/a) (Mg/a (Mg/a)

Menge zusätzlich vergärbarer Abfälle aus schon erfassten Abfällen (Bestand)

2.177.822 3.177.251 - 5.355.073

Menge zusätzlich vergärbarer Bioabfällen durch flächendeckende Ausweitung der Biotonnen

2.060.000 - - 2.060.000

Gesamtmenge 4.227.822 3.177.251 - 7.415.073

Bei den zusätzlichen Bioabfallmengen ist bei der Abschätzung zusätzlicher Energieerträge zu berücksichtigen, dass küchenabfallreiche Bioabfälle aus der Winterzeit um bis zu 100% mehr Gas generiert werden können, darauf deuten vereinzelt vorliegende Jahresgänge über die erzeugten spezifischen Gasmengen (siehe hierzu Kapitel 4.1.2.7). Somit muss insbesondere den städtischen Sammelgebieten, in denen vorwiegend Küchenabfälle als Bioabfallpotenzial vorliegen eine hohe Bedeutung beigemessen werden.

4.1.2 Status quo- und Leistungsdatenermittlung Anlagen- und Verfahrenstechnik bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Anlagenkonzepte für die Verwertung von Bioabfällen und die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung beinhalten, mit Ausnahme von Sonderverfahren, im Grundsatz die gleichen Techniken. Die im Zuge der Behandlung von Abfällen in der Regel erforderliche Aufbereitung und Konditionierung des Inputmaterials sowie die Abtrennung der Störstoffe zur Sicherstellung einer geforderten Produktqualität und/oder der Vermeidung von mechanischen Störungen im Prozessablauf werden in diesem Kapitel nicht betrachtet. Die Bewertung befasst sich hier ausschließlich mit der Vergärungsstufe selbst. Die Betrachtung beschränkt sich auf die Vergärung von Bio- und Grünabfällen. Die Ergebnisse bezüglich der Prozessführung sind aber im Grundsatz auch für die Vergärung von Restabfällen anwendbar.

Mit Hilfe der Daten soll geprüft werden, ob die grundsätzlich unterschiedlichen Arten der verwendeten Verfahrenstechnologie und Prozessführung bei der Fermentation selbst Effizienzunterschiede in der Energiebereitstellung aufweisen und somit Ansätze zur Optimierung bieten. Als problematisch hat sich in diesem Zusammenhang erwiesen, dass keine der betrachteten Vergärungsanlagen über Daten zu spezifischen Energieverbrächen differenziert nach Prozessabschnitten verfügt. Häufig lagen nur Daten zu Energieverbräuchen zu den Gesamtanlagen – Kompostierung und Vergärung – vor.

Für die unterschiedlichen Biogasausbeuten sind, neben den o.g. grundsätzlichen Arten der Prozessführung, verschiedene Parameter einflussgebend. Insbesondere die spezifische Qualität des Fermenter-Inputs ist hierbei maßgeblich. Eine ausreichend befriedigende Datengrundlage konnte jedoch auch durch die vorliegende Erhebung nicht bereitgestellt werden. Durch die Befragung konnte lediglich der Anteil an Bio- und Grünabfällen und grob den sonstigen organischen Abfallstoffen bestimmt werden (siehe auch Kapitel 4.1.1.1).

Außergewöhnlich geringe Biogasausbeuten, die von den Befragten eindeutig auf betriebliche Probleme zurückzuführen waren, sind nicht in die Bewertung eingeflossen.

Bei der nachfolgenden Ergebnisdarstellung und -bewertung sind diese technik- und prozessüberlagernden Effekte zu berücksichtigen.

Im vorliegenden Kapitel werden auch Entwicklungen der vergangenen Jahre abgebildet. Ziel hierbei ist es, Tendenzen für zukünftige Entwicklungen abzuleiten.

127

Die Auswertung erfolgt differenziert nach den Prozess- und Verfahrenstechniken, wie sie in Kapitel 2.2.1 beschrieben wurden.

4.1.2.1 In Betrieb befindliche Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen

In Deutschland werden 63 Anlagen zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen betrieben – Stand 02. 2012. Die der Vergärung zugeführten Menge umfasst 1,36 Mio. Mg/a, (siehe auch Tabelle 4-1).

Gegenüber anderen Angaben zu Anlagenanzahl und Verarbeitungsmengen fallen diese Werte vergleichsweise gering aus. Hier werden Anlagenzahle von 80 bis 100 genannt, bei jährlichen Verarbeitungskapazitäten von 1,8 bis 2,2 Mio. Mg. Die Erklärung hierfür ist vielschichtig.

• In den vergangenen Jahren sind mindestens 5 Anlagen stillgelegt worden (s.u.). • Mindestens 2 Anlagen habe die Mitverarbeitung von Bio- und Grünabfällen eingestellt • Unklare Angaben zur Art der verarbeiteten Abfallarten Häufig wurden Bioabfälle angegeben,

nach Rückfrage handelte es sich aber um Abfälle aus der Lebensmittelindustrie. • In den Auflistungen befanden sich Mehrfachnennungen, verursacht durch unterschiedliche

Benennung von Standorten. • Bei den Kapazitätsangaben wurde häufig die Kapazität der Kompostierungsanlage mit

eingerechnet (siehe auch Kapitel 4.1.1.3.1).

128

Tabelle 4-8: Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland - Stand 02.2012

Standort Hersteller Vergärungskapazität

nass

Tro

cken

meh

rstu

fig

mes

ophi

l

ther

mop

hil

disk

ontin

uier

lich

/ Bat

chbe

trie

b

Herten BEG Bio Energie / Hese 15.000 t/a x

x

Bassum BEKON 18.150 t/a

x

x

X

Borgstedt BEKON 30.000 t/a

x

x

X

Erfurt BEKON 23.500 t/a

x

x

X

Minden / Hille BEKON 40.000 t/a

x

x

X

München BEKON 22.500 t/a

x

x

X

Rendsburg / Eckernförde BEKON 24.000 t/a

x

x

X

Saalfeld BEKON 18.250 t/a

x

x

X

Vechta BEKON 10.000 t/a

x

x

X

Dettendorf / Diespeck

BEKON mod. (Fa. Kausch) 10.000 t/a

x

x

X

Bamberg / Strullendorf Bio Energy 18.000 t/a

x

x

Brake BioFerm 15.000 t/a

x

x

X

Hennickendorf Bioferm 18.000 t/a

x

x

X

Waldmünchen / Moosdorf Bioferm / Viessmann 13.000 t/a

x

x

X

Versmold Biogas nord 7.850 t/a x

x x

Westerwaldkreis / Altenkirchen (Boden)

BIO-STAB 25.000 t/a x

x

Baden-Baden / Sinzheim BTA 7.000 t/a x

x x

Erkheim BTA 20.000 t/a x

x x

Kelheim / Teugn BTA 13.000 t/a x

x

Mertingen BTA 12.000 t/a x

x x

München / Kirchstockach BTA 30.500 t/a x

x x

Anonym BTA 35.000 t/a x

x

Karlsruhe BTA MAT 12.000 t/a x

x

Peine D.U.T. 10.000 t/a x

x

x

Kempten Dranco / OWS 18.000 t/a

x

x

Leonberg Dranco / QWS 32.000 t/a

x

x

Aschaffenburg Eggersmann 15.000 t/a

x

x X

Gütersloh Eggersmann 30.000 t/a

x

x X

129

Marburg Eggersmann 12.000 t/a

x

x

X

Nieheim-Oeynhausen Eggersmann 24.000 t/a

x

x

X

Schweinfurt / Bergrheinfeld Eggersmann 20.000 t/a

x

x

X

Straubing / Aiterhofen Eggersmann 13.000 t/a

x

x

X

Tangstedt-Bützberg Eggersmann 60.000 t/a

x

x

X

Warngau Eggersmann 14.000 t/a

x

x

X

Göttingen Eigenkonstruktion mit aerober Perkolation 21.000 t/a x

x

Altenholz Haase 18.000 t/a x

x

Kassel / Lohfelden Helector 23.000 t/a

x

x

X

Uelzen Helector 18.000 t/a

x

x

X

Bardowick Hese-Biogas 40.000 t/a x

x x

Alzey-Worms Kompogas 22.887 t/a

x

x

Amtzell-Korb Kompogas 20.000 t/a

x

x

Aurich / Großefehn Kompogas 18.250 t/a

x

x

Backnang Kompogas 34.500 t/a

x

x

Braunschweig Kompogas 20.000 t/a

x

x

Ennigerloh Kompogas 18.000 t/a

x

x

Erding / Eitting Kompogas 28.000 t/a

x

x

Flörsheim-Wicker Kompogas 37.920 t/a

x

x

Frankfurt Kompogas 15.000 t/a

x

x

Ingolstadt Kompogas 18.000 t/a

x

x

Kempten / Burgberg Kompogas 10.000 t/a

x

x

Niddatal / Ilbenstadt Kompogas 19.000 t/a

x

x

Passau Kompogas 39.000 t/a

x

x

Regen Kompogas 18.000 t/a

x

x

Weissenfels Kompogas 30.000 t/a

x

x

Wüschheim Hunsrück Kompogas 10.000 t/a

x

x

Halle-Lochau Loock 20.000 t/a

x

x

X

Gescher Osmo Presse für Bioabfälle 18.000 t/a x

X x

Münster Roediger 22.000 t/a x

x

Deißlingen Schwarting/Ros Roca 24.000 t/a x

X X

Hoppstädten-Weiersbach Strabag / Linde 13.500 t/a

x

x

Lemgo Strabag / Linde BRV 30.000 t/a

x

x

Engelskirchen Valorga 28.192 t/a

x

X

Freiburg Valorga 39.000 t/a

x

x

130

Abbildung 4-6: Differenzierung der Anlage nach Verarbeitungskapazität

Die Verarbeitungskapazitäten der Bio- und Grünabfallvergärungsanlagen liege sämtlich unterhalb 50.000 Mg/a. Die am häufigsten installierte Kapazität liegt zwischen 10 und 30.000 Mg/a. Im Vergleich zu MVA oder Kompostanlagen fallen die Kapazitäten gering aus.

4.1.2.2 In Bau befindliche Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen

Im Oktober 2012 befanden sich auf Basis der Erhebung 10 Anlagen mit einer Verarbeitungskapazität von rd. 285.000 Mg/a in Bau (siehe Tabelle 4-9). Im Jahr 2013 wird somit eine Gesamtkapazität zur Vergärung von Bioabfällen von 1.643.732 Mg/a zur Verfügung stehen.

Tabelle 4-9: In Bau befindliche Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen Deutschland - Stand 10-2012

Standort Hersteller Kapazität Vergärungseinheit

Coesfeld Kompogas 36.000 Mg/a

Trittau Kompogas 18.000 Mg/a

Witten Kompogas 18.000 Mg/a

Fulda Kompogas 32.000 Mg/a

Mainz Essenheim Eggersmann 30.000 Mg/a

Würselen Eggersmann 18.250 Mg/a

Berlin Strabag-Linde 56.083 Mg/a

Dörpen Helector 14.000 Mg/a

Iffezheim BEKON 18.000 Mg/a

Steinfurt BEKON 44.400 Mg/a

284.733 Mg/a

131

4.1.2.3 Stillgelegte Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen

Mindestens 5 Anlagen mit einer Verarbeitungskapazität von rd. 143.000 Mg/a wurden bisher stillgelegt, hauptsächlich in den 90er Jahren. Gründe für die Stilllegungen:

• 2 x mangelnde Funktionsfähigkeit • 1x nicht akzeptable Behandlungskosten • 1x Stilllegung Versuchs- und Demonstrationsanlage • 1x mangelnde Verfügbarkeit geeigneter Abfälle.

4.1.2.4 Einstellung der Behandlung von Bio- und Grünabfällen

ZweiAnlagen mit einer Kapazität von 65.000 Mg/a verarbeiten keine Bioabfälle mehr. Die Gründe für die Herausnahme von Bio- und Grünabfällen als Vergärungsrohstoff:

• 1x mangende Verfügbarkeit von Bio- und Grünabfällen • 1x nicht akzeptable Behandlungskosten für Bio- und Grünabfälle

Tabelle 4-10: Stillgelegte Vergärungsanlagen zur Verwertung von Bio- und Grünabfällen Deutschland - Stand 10-2012

Kapazität

5 Stillgelegte Anlagen 143.000 Mg/a

2 Verarbeitung von Bioabfällen eingestellt 65.000 Mg/a

7 Gesamt 208.000 Mg/a

4.1.2.5 Zeitliche Entwicklung Vergärungsanlagen für die Behandlung von Bio- und Grünabfällen

Der eigentliche Beginn der Vergärung von Bio- und Grünabfällen begann Mitte der 90er Jahre, davor waren lediglich einige Versuchs- und Demonstrationsanlagen in Betrieb (siehe Tabelle 4-11). Der umfangreichste Neuanlagenbau fand in den Jahren nach 2003 statt (siehe Abbildung 4-7).

Abbildung 4-7: Entwicklung der Vergärungskapazitäten von Bio- und Grünabfällen

0

200000

400000

600000

800000

1000000

1200000

1400000

1600000

1999 2001 2003 2005 2007 2009 2011

[Mg/

a]

132

Bei den Vergärungsverfahren und Betriebsweisen fester Abfallstoffe hat es in den zurückliegenden Jahren eine deutliche Entwicklung gegeben. So überwog in den 90er Jahren der Bau nasser Verfahren davon einstufige und zweistufige Verfahren zu gleichen Anteilen. In den 2000er Jahren wurden fast nur noch trockene Verfahren installiert. Diese Entwicklung spiegelt sich auch bei den in Bau befindlichen Anlagen wider. Sämtliche im Bau befindliche Anlagen sind trockene Vergärungstechniken.

Gefördert wurde diese Entwicklung zu Beginn durch das EEG, in dem trockene Verfahren besonders gefördert wurden. Maßgeblich war die Weiterentwickelung und Optimierung der Technik. Insbesondere die Entwicklung der diskontinuierlichen Technologien hat zur Dominanz der trockenen Verfahren in Deutschland geführt. Von den 63 Vergärungsanlagen werden 46 mit trockenen Verfahren betrieben. Seit dem Jahr 2004 wurden 36 Anlagen mit trockener und lediglich 5 mit nasser Verfahrensweise gebaut. Dokumentiert wird diese Entwicklung auch durch Streichen der besonderen Förderung trockener Verfahren (Bonus) im Rahmen der letzten Novellierung des EEG im Jahr 2011.

Der „Boom“ der trockenen diskontinuierlichen Verfahren setzte 2006 ein. Von den seit 2006 in Deutschland installierten 36 trockenen Vergärungsanlagen wurden 23 Anlagen nach dem trockenen diskontinuierlichen Vergärungsverfahren errichtet. Somit ist das trockene diskontinuierliche Vergärungsverfahren die derzeit am häufigsten vermarktete Vergärungstechnik in Deutschland.

Tabelle 4-11: In Betriebnahmezeitpunkte der Vergärungsanlagen für Bio- und Grünabfälle, differenziert nach Art der Verfahrens- bzw. Betriebsweise –Stand ß2-2012

Art der Verfahrens- bzw. Betriebsweise

Anzahl Anlagen

Gesamt in

Betrieb

vor 1995

1995-1997

1998-2000

2001-2003

2004-2006

2007-2009

2010-2011

Gesamt in Bau 20012-2013

Summe

1)

63 1 11 9 1 10 18 13 10

Nass, gesamt 17 1 7 4 0 4 1 0 0

- einstufig 8 0 4 2 0 1 1 0 0

- zweistufig 9 1 3 2 0 3 0 0 0

Trocken, gesamt 46 0 4 5 1 6 17 13 10

- kontinuierlich 23 0 4 5 1 4 5 4 5

- diskontinuierlich 23 0 0 0 0 2 12 9 5

Einstufig gesamt 54

10

Zweistufig gesamt 9

0

1) Stand 10.2012

In den letzten 5 Jahren hat es in Europa eine Entwicklung zu Gunsten trockener Verfahren gegeben (Abbildung 4-8). Bei der Vergärung von Restmüll fällt diese Entwicklung nach De Baere und Mattheeuws (2010) noch deutlicher aus.

133

Abbildung 4-8: Entwicklung trockene und nasse Vergärungstechnologien in Europa (De Baere und Mattheeuws, 2010)

4.1.2.6 Prozess- und Verfahrenstechniken zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen

4.1.2.6.1 Trockene und nasse Vergärungsverfahren, differenziert nach kontinuierlicher und diskontinuierlicher Verfahrensweise

In Deutschland werden 17 Anlagen mit nasser Betriebsweise und einer Kapazität von rd. 0,33 Mio. Mg/a sowie 46 Anlagen mit trockener Betriebsweise und einer Kapazität von rd. 1.03 Mio. Mg/a betrieben. Sämtliche im Bau befindliche Anlagen sind trockene Vergärungstechniken (siehe Abbildung 4-9). In den 90er Jahren überwiegte der Bau nasser Verfahren. In den 2000er Jahren wurden fast nur noch trockene Verfahren installiert (siehe Kapitel 4.1.2.7).

Die 46 Anlagen mit trockener Verfahrensweise untergliedern sich in 23 kontinuierlich betriebene Verfahren mit einer Kapazität von rd. 0,54 Mio. Mg/a und 23 diskontinuierlich betriebene mit einer Kapazität von 0,49 Mio. Mg/a.

Abbildung 4-9: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten nassen und trockenen Betriebsweise differenziert nach kontinuierlichen und diskontinuierlichen Verfahren

330.350

1.028.649

537.249 491.400

0,00

200.000,00

400.000,00

600.000,00

800.000,00

1.000.000,00

1.200.000,00

Nass Trocken Trocken, kontinuierlich

Trocken, diskontinuierlich

Mg/

a

8

46

23

17

23

134

Im Rahmen der Erhebung sollte zunächst geprüft werden, ob in der Praxis nasse Betriebsweisen, die erwartet höheren Gasausbeuten erbringen und somit den höheren maschinentechnischen und betrieblichen Aufwand rechtfertigen. Bei der Betrachtung der Gaserträge sind überlagernde verfahrens- und prozesstechnische Einflüsse zu berücksichtigen, wie z.B. der Einfluss einer mesophilen und thermophilen sowie kontinuierlichen und diskontinuierlichen Prozessführung. Bezüge sind auch zu ein- und zweistufigen Verfahren herzustellen. Bezogen auf die Biogasmenge weisen nasse Verfahren keine höheren spezifischen Gasmengen auf die intensiven kontinuierlichen trockenen Verfahren. Der Ertrag bei kontinuierlichen trockenen Verfahren fällt gegenüber nassen Verfahren sogar höher aus. Deutlich geringere Erträge liefern die diskontinuierlichen Verfahren.

Relevant für die Bewertung aus energetischer Sicht ist der Methanertrag. Die mittleren Methangehalte der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken zeigt Tabelle 4-12. Der Wertebereich reicht von 51 bis 66Vol.-%. Die Mittelwerte wurden aus erzielten Einzelwerten der jeweiligen Anlagen berechnet, ohne Berücksichtigung von Verarbeitungskapazitäten. Nasse Verfahren weisen mit rd. 63Vol.-% höhere Methankonzentrationen im Biogas auf als trockene Verfahren, die mittleren Werte von 58Vol.-% erzielen.

Tabelle 4-12: Spezifische durchschnittliche Methangehalte der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input

Methangehalt

(Vol.-%)

Methan-ausbeute (Nm³/Mg)

Nasse Vergärungsverfahren

gesamt Gesamt 63 70

Mesophil 63 69

thermophil 63 82

1-stufig Gesamt 62 66

Mesophil 62 62

thermophil 63 82

2-stufig Gesamt 63 72

Mesophil 63 72

thermophil k.A. k.A.

Trockene Vergärungsverfahren

gesamt Gesamt 57 61

Mesophil 57 50

thermophil 58 71

kontinuierlich gesamt 58 72

mesophil 58 64

thermophil 58 73

diskontinuierlich gesamt 57 50

mesophil 56 49

thermophil 57 54

Gesamt

gesamt 59 63

mesophil 58 56

thermophil 58 71

135

Da nasse Verfahren höhere Methangehalte aufweisen als trockene Verfahren sind die Methanerträge zwischen nassen und trockenen kontinuierlichen Verfahren nahezu gleich (siehe Abbildung 4-12).

Die geringfügig höheren Methangehalte bei thermophiler Prozessführung sind aus chemisch-physikalischem Grund nicht plausibel.

Entscheidender Bedeutung für die Beurteilung der Methanerträge wird die Gegenüberstellung von Energiebereitstellung durch die Biogasverwertung unter Abzug der Energieaufwendung für den Vergärungsprozess einnehmen (siehe Kapitel 4.1.2.7).

Die thermophile Betriebsweise führt bei allen Verfahrens- und Prozessarten zu deutlich höheren Biogas- und entsprechend höheren Methanerträgen. Der Wert von 130 Nm3

Der Mehrertrag von Methan resultiert aus der Erhöhung der spez. Biogasmenge und nicht auf höhere Methangehalte.

/Mg basiert auf der Angabe einer Anlage und ist daher nur begrenzt belastbar.

Insgesamt beträgt der Unterschied in der Methanausbeute zu Gunsten thermophiler Verfahren ca. 21% (siehe Tabelle 4-12).

Diskontinuierliche trockene und kontinuierliche nasse Verfahren werden zum überwiegenden Teil mesophil und kontinuierliche trockene Verfahren zum überwiegenden Teil thermophil gefahren.

Abbildung 4-10: Biogaserträge bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland bei nasser und trockener Betriebsweise, differenziert nach mesophilen und thermophilen Verfahren - bezogen auf Fermenter-Input

4.1.2.6.2 Ein- und mehrstufige Prozesstechnologien

In Deutschland wird mit 54 Anlagen und einer Kapazität von rd. 1,19 Mio. Mg/a der weitaus größere Anteil in einstufiger Betriebsweise betrieben. Lediglich bei 9 Anlagen mit rd. 0,17 Mio. Mg/a erfolgt der Betrieb zweistufig. In den vergangenen 5 Jahren wurde keine zweistufige Anlage für die Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Betrieb genommen. Auch bei den derzeit in Bau befindlichen Anlage befindet sich keine zweistufige Anlage (siehe auch Tabelle 4-11).

Auch bei den mehrstufigen Verfahren war zu prüfen, ob diese Prozessart in der Praxis die erwartet höheren Biogas- und Methanausbeuten erbringen und somit den höheren baulichen und betrieblichen Aufwand rechtfertigen. Bei der Betrachtung der Gaserträge sind ebenfalls überlagernde verfahrens-

111 110

130 122

110

125

88 87 95

0

20

40

60

80

100

120

140

gesamt mesophil thermophil

Nass Trocken, kontinuierlich Trocken, diskontinuierlich

136

und prozesstechnische Einflüsse zu berücksichtigen, wie z.B. der Einfluss einer mesophilen und thermophilen Prozessführung.

Die in der Literatur vertretene Auffassung, dass zwei bzw. mehrstufige Verfahren im Vergleich zu einstufigen Verfahren höhere Biogas- und Methanerträge liefern, scheint sich in der Praxis bei der Vergärung fester Abfallstoffe nur zwischen ein- und zweistufigen nassen Verfahren in geringfügigem Umfang zu bestätigen. Gegenüber einstufigen trockenen kontinuierlichen Verfahren weisen zweistufige Verfahren geringere Gaserträge und gleiche Methanerträge auf. Letzteres liegt in den höheren Methangehalten nasser Verfahren begründet.

Abbildung 4-11: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten ein- und zweistufigen Verfahren

Abbildung 4-12: Gas- und Methanerträge bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland bei ein- und zweistufigen Verfahren differenziert nach mesophilen und thermophilen Verfahren - bezogen auf Fermenter-Input

1.189.649

169.350

0

200.000

400.000

600.000

800.000

1.000.000

1.200.000

1.400.000

Einstufig Zweistufig

Mg/

a

54

9

106 115

122

71 72 71

0

20

40

60

80

100

120

140

Nass, einstufig Nass, zweistufig Trocken, kontinuierlich

Nm

³/M

g

Biogas

Methan

137

4.1.2.6.3 Mesophil und thermophil Betriebsweise

In Deutschland werden 36 mesophile Anlagen mit einer Kapazität von 0,75 Mio. Mg/a und 27 thermophile Anlagen mit einer Kapazität von 0,60 Mio. Mg/a betrieben. Bei den trockenen kontinuierlichen Verfahren dominieren stark thermophile, bei den trockenen diskontinuierlichen Verfahren stark mesophile Betriebsweisen.

Ein Hauptgrund für die thermophile Prozessführung für einen der marktführenden Unternehmen bei den trockenen kontinuierlichen Verfahren ist die Anerkennung der Hygienisierung nach BioAbfV durch den Vergärungsprozess.

Bei den trockenen diskontinuierlichen Verfahren ist an mehreren Standorten vorgesehen auf thermophile Prozessführung umzustellen. Nach Rücksprachen mit entsprechenden Anlagenlieferanten ist bei den in Bau befindlichen Anlagen mehrheitlich ein thermophiler Prozess vorgesehen. Neben der Hygienisierung wird erwartet, dass größere Gasmengen erzeugt werden können.

Abbildung 4-13: Anzahl und Verarbeitungskapazität der für die Bio- und Grünabfallvergärung in Deutschland angewandten thermophile und mesophilen betriebenen Anlagen

Bei Betrachtung der Biogaserträge von mesophilen und thermophilen betriebenen Anlagen muss zusätzlich auch eine kontinuierliche und diskontinuierliche sowie nasse und trockene Betriebsweisen berücksichtigt werden, um eine Überlagerung von anderen verfahrenstechnischen Einflüssen bewerten zu können.

Thermophile Betriebsweisen führen zu höheren Biogas- und auch Methanerträgen (s.o.). Bei den intensiven Verfahren – kontinuierlich trocken und nass – beträgt der Unterschied ca. 21 bis knapp 30%. Bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren fällt der Unterschied geringer aus. Hier sind im Schnitt Mehrerträge bei thermophiler Betriebsweise von ca. 9% zu verzeichnen (siehe Abbildung 4-10 und auch Tabelle 4-12).

4.1.2.7 Jahresgang und materialbedingte spezifische Gasausbeuten

Bei der Erhebung gaben über 60% der befragten Betreiber an, dass in den Wintermonaten deutlich höhere spezifische Gasausbeuten gemessen wurden. Da in den Wintermonaten nahezu fast ausschließlich Küchenabfälle erfasst werden, ist zu folgern, dass diese Fraktion der Bioabfälle die höheren Werte verursacht. So konnten in der Gartenabfallfreien Zeit – hauptsächlich Jan. bis März -

0,00

100,00

200,00

300,00

400,00

500,00

600,00

700,00

800,00

mesophil thermophil

Taus

end

Mg/

a

36

27

138

Gasausbeuten um den Faktor bis zu 1,9 über den Werten der Sommermonate gemessen werden. In den laubreichen Monaten fällt die Biogasausbeute dagegen deutlich ab (siehe Abbildung 4-14).

Interne Untersuchungen an der TU Braunschweig im Rahmen der Entwicklung sogenannter Standard-Bioabfälle bestätigen den Sachverhalt (Thiel, 2013).

Abbildung 4-14: Spezifische Gaserträge im Jahresgang - bezogen auf Fermenter-Input

Bei den zusätzlich zu erfassenden Bioabfallmengen ist bei der Abschätzung zusätzlicher Energieerträge zu berücksichtigen, dass aus küchenabfallreiche Bioabfälle aus städtischen Gebieten um bis zu 100% mehr Gas generiert werden können, darauf deuten vorliegende Jahresgänge über die erzeugten spezifischen Gasmengen. Dieser Jahresgang in der Bioabfallqualität wirkt den mengenbedingten jahreszeitlichen Schwankungen entgegen und führt zu einer ausgleichenden Wirkung hinsichtlich der Raumbelastung.

4.1.2.8 Gasausbeuten und Netto-Energiebereitstellung

Für die Beurteilung der Energieeffizient nimmt die Bilanzierung von Energiebereitstellung durch die Biogasverwertung und die Energieaufwendungen für den Vergärungsprozess eine entscheidende Bedeutung ein. Dieser Sachverhalt ist letztendlich im Gesamtkontext mit weiteren Faktoren zu sehen wie z.B. der Betriebssicherheit, Aggregatstandzeiten, den baulichen und maschinellen Aufwendungen (KEA).

Im folgenden Kapitel wird auf Basis der ermittelten Daten versucht, die Nettoenergiebereitstellung der unterschiedlichen Vergärungsverfahren und -prozesse zu bestimmen. Bei den verwendeten Daten ist einschränkend zu berücksichtigen, dass häufig keine klar dem Vergärungsprozess zuzuordnenden Energieverbrauchsdaten verfügbar sind. In der Regel verfügen die Anlagenbetreiber nur über Gesamtverbräuche der Vergärung und der Kompostierung.

4.1.2.8.1 Netto-Strombereitstellung

Die Stromproduktion und Nettoenergieausbeuten sind in Tabelle 4-15 und auch Abbildung 4-17 aufgeführt. Für die Berechnung der Stromerzeugung wurde die Verwertung in klassischen BHKW zu Grunde gelegt, der mit Abstand am häufigsten verwendeten Technik. BHKW sind meist als Gas-Otto-Motor, vereinzelt auch als Zündstrahlgerät ausgeführt. Es werden einheitliche Wirkungsgrade von 38% verwendet. Die im Rahmen der Erhebung angegebenen Wirkungsgrade liegen im Bereich von 32 bis 42%, bei einen Mittel von 38% (siehe Kapitel 4.1.2.12.3).

Die elektrischen Wirkungsgrade von BHKW steigen mit zunehmender installierten Leistungen (siehe auch Abbildung 4-15), besonders markant ist dies im Leistungsbereich unterhalb 500kW. Zunehmende elektrische Wirkungsgrade gehen einher mit abnehmenden thermischen

139

Wirkungsgraden. In Abbildung 4-16 sind korrespondierende elektrische und thermische Wirkungsgrade von Biogas-BHKW aufgeführt, die häufig von Anlagenlieferanten bei der Vergärungsanlagen für feste Abfallstoffe eingesetzt werden. Der o.g. Zusammenhang ist ebenfalls relevant im Leistungsbereich unterhalb 500kW

Abbildung 4-15: Elektrische Wirkungsgrade von Biogas-BHKW (ASUE, 2011)

Abbildung 4-16: Elektrische und thermische Wirkungsgrade von zur Verwertung von Biogas angebotenen BHKW

Die Stromverbräuche fallen auf Grundlage der ermittelten Daten bei den nassen Verfahren mit ca. 71 kWh/Mg deutlich höher aus als bei den intensiven kontinuierlichen trocken Verfahren mit Werten von 48 kWh/Mg (siehe Tabelle 4-13). Der Stromverbrauch der diskontinuierlichen trockenen Verfahren weist mit einem Wert von lediglich 23 kWh/Mg den geringsten Strombedarf auf.

Der geringere Eigenenergiebedarf bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren gegenüber den intensiven nassen und trockenen kontinuierlichen Verfahren liegt begründet

• im geringerem Aufwand bei Materialaufbereitung incl. Anmaischung vor der Fermentation

• in der nicht erforderlichen Durchmischung im Fermenter

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

0 500 1.000 1.500 2.000 2.500 3.000 3.500 4.000

Wirk

ungs

grad

Brennstoffleistung [kW]

Elektr. Wirkungsgrad

therm. Wirkungsgrad

140

• in der nicht erforderliche Entwässerung nach der Fermentation vor der Kompostierung.

Bei Nassverfahren wirken sich die zu großen zu transportierenden und zu entwässernden Massen der Suspension gegenüber Trockenverfahren Verfahren zusätzlich energiezehrend aus.

Hinsichtlich des Dieselverbrauches sind vergleichsweise wenige Angaben gemacht worden. Die Angaben decken sich allerding mit eigenen vorliegenden Berechnungen und Erfahrungswerten. Bei den intensiven nassen und trockenen Verfahren wird ein Bedarf an Diesel von 1l pro verarbeitete Tonne angesetzt, bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren werden 1,5l pro Tonne veranschlagt. Der Dieselverbrauch bei diskontinuierlichen Verfahren fällt höher aus als bei den kontinuierlichen Verfahren da bei diesen die Beschickung und Entleerung der Fermenter in der Regel mit dem Radlader erfolgt.

Der Energiegehalt des Verbrauchten Dieselkraftstoffes wird in kWh umgerechnet und dem Strombedarf zugeschlagen (Abbildung 4-17 und auch Tabelle 4-13 ). Dieser „Kunstgriff“ ermöglicht es den Energiebedarf, exklusive des Wärmebedarfes, zu fassen.

Somit steigen die Energieverbräuche aus Strom und Diesel bei den nassen Verfahren im Mittel auf 82 kWh, bei den trockenen kontinuierlichen trockenen Verfahren auf 60 kWh und bei den trockenen diskontinuierlichen Verfahren auf 41 kWh.

Die Ergebnisse zur Netto-Stromausschleusung zeigen, dass bei der Berücksichtigung der Strom- und Dieselverbräuche zu einer Verbesserung der Werte bei den trockenen insbesondere bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren führt. Die höchste Netto-Ausbeute weist im Mittel die kontinuierliche Trockenfermentation auf. Trotz der geringeren Eigenverbräuche erreichen die diskontinuierlichen trockenen Verfahren auf Grund der geringeren Biogasausbeuten nicht die Netto-Ausbeuten der aufwändigeren kontinuierlichen trockenen Verfahren.

Entsprechend den höheren Biogas- und Methanausbeuten weisen thermophil betriebene Anlagen deutlich höhere Netto-Stromausbeuten auf.

Abbildung 4-17: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-

Stromausbeuten bei nassen und trockenen Vergärungsverfahren von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input Bioabfall

141

Tabelle 4-13: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Fermenter-Input

Strom- produktion

Strom- verbrauch

Diesel-verbrauch

Strom-ausbeute Netto

(kWh/Mg) (kWh/Mg) (kWh/Mg) (kWh/Mg)

Nass 1-stufig mesophil 235 71

12

153

thermophil 310 71 227

2-stufig mesophil 274 71 191

thermophil k.A. k.A. k.A.

Trocken Kontinuierlich mesophil 241 48 12 182


Diskontinuierlich mesophil 186 23 18 145


Die bisherigen Betrachtungen und Leistungsangaben haben sich auf den Fermenter-Input bezogen. Energetisch aussagekräftiger ist jedoch der Bezug auf den Anlagen-Input, da damit die tatsächlich pro Tonne Bioabfall erzeugbare Energiemenge beschrieben wird.

Bei den nassen und kontinuierlichen trockenen Verfahren werden nach Angaben aus der Erhebung im Mittel überschlägig ca. 20% (12 – 30%) des Bioabfalls bei der mechanischen Aufbereitung abgetrennt und direkt der Kompostierung zugeführt. Bedingt durch die Schwerstoffscheidung und Grit-Scheidung weisen nasse Verfahren Tendenziell höhere Werte auf. Bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren sind dies im Mittel überschlägig nur ca. 7% (0 bis 10%). Zur Umrechnung auf den Anlagen-Input werden entsprechende Faktoren von 0,8 und 0,93 verwendet.

Bezug auf den Anlagen-Input bewirkt eine Verringerung der erzeugten spezifischen Biogasmengen. Bei den diskontinuierlichen trockenen Verfahren wird die spezifische Biogasausbeute auf Grund der in geringerem Umfang abgetrennten Abfallmenge vor der Vergärung Verringerung nur geringfügig reduziert. Abbildung 4-18 zeigt die erzielbaren Netto-Stromausbeuten der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken– bezogen auf Anlagen-Input. Tabelle 4-14 zeigt ergänzend die Werte für ein und zweistufige sowie mesophile und thermophile Verfahren.

142

Abbildung 4-18: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Anlagen-Input

Tabelle 4-14: Gegenüberstellung von Stromerzeugung und Strombedarf sowie erzielbare Netto-Stromausbeuten der verschiedenen Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - bezogen auf Anlagen-Input

Strom- produktion

Strom-verbrauch

Diesel-verbrauch

Strom-ausbeute

Netto


Nass 1-stufig mesophil 188 57 9 122

thermophil 248 57 9 182

2-stufig mesophil 219 57 9 153

thermophil k.A. k.A. k.A. k.A.

Trocken kontinuierlich mesophil 193 38 9 145


diskontinuierlich mesophil 173 21 14 137


Die in der Erhebung ermittelten Werte decken sich nicht mit Angaben vom Witzenhausen-Institut (2008). Hier werden Netto-Stromausbeuten im Mittel von 230 (diskontinuierlich trocken) und 250 kWh (kontinuierlich trocken) angegeben (siehe Tabelle 2-14). Allerdings ist zu berücksichtigen, dass sich die Angaben des Witzenhäusen Institut auf den Fermenterinput beziehen. Darüber hinaus wird bei diskontinuierlich trockenen Verfahren mit knapp 100 Nm3

/Mg Fermenterinput von höheren Gasausproduktionen ausgegangen.

212

215

174

65

48

36

146 16

7

138

56

57

46

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0

50

100

150

200

250

300


[Nm

³/M

g]

[kW

h/M

g]

Produktion Strom spezifisch Verbrauch Strom & Diesel Strom netto Methan spezifisch

143

Tabelle 4-15: Gegenüberstellung der Netto-Strom- und Netto-Wärmeausbeute von kontinuierlichen und diskontinuierlichen Trockenverfahren (UBA, 2010)

(kWh/Mg Input) Netto-Stromausbeute Netto-Wärmeausbeute

Spanne Mittel Spanne Mittel

kontinuierliche Trockenverfahren 200 – 290 250 230 – 320 260

diskontinuierliche Trockenverfahren

190 – 260 230 190 – 250 220

Im Mittel liegt der Anteil des Strombedarfs incl. Diesel an der erzeugten Strommenge bei den in Tabelle 4-16 aufgeführten Werten. Die Werte bezogen auf den Fermenter-Input bzw. auf den Anlagen-Input unterscheiden sich nicht. Den höchsten prozentualen Anteil des Strom- und Dieselbedarfs an der erzeugten Strommenge weisen nasse Verfahren auf (31%). Trockene Verfahre haben einen niedrigeren Anteil, wobei kontinuierliche (22%) und diskontinuierliche (24%) Verfahren auf gleichem Niveau liegen.

In einer Studien des DBFZ (2010) liegt der Eigenbedarf für Strom bei Anlagen, die hauptsächlich Gülle und NAWAROs verarbeiten auf Basis einer eigenen Erhebung bei 7,9%, Anteile über 20% sind eher selten. Bei diesen Anlagen ist zu berücksichtigen, dass die energiezehrenden Prozessschritte Entwässerung und Nachrotte fehlen, auch die Aufbereitung ist gegenüber festen Abfallstoffen deutlich weniger aufwändig. Der höhere Anteil bei den diskontinuierlichen Verfahren erklärt sich aus der vergleichsweise geringen Stromproduktion.

Tabelle 4-16: Anteil des Strom- und Dieselbedarfs (umgerechnet in Elektrizität) an der erzeugten Strommenge

Verfahrens und Prozessarten Anteil Strom- und Dieselbedarf

Nasse Vergärungsverfahren 31%

Trockene kontinuierliche Vergärungsverfahren 22%

Trockene diskontinuierliche Vergärungsverfahren 24%

4.1.2.8.2 Netto-Wärmebereitstellung

Die Wärmeproduktion und Netto-Wärmeausbeuten sind in Tabelle 4-17 aufgeführt. Für die Berechnung der Wärmeerzeugung wurde die Verwertung in BHKW mit einem Wirkungsgrade von 46% zu Grunde gelegt. Dieser Wert korrespondiert mit den ermittelten durchschnittlichen elektrischen Wirkungsgraden von 38% (s.o.). Für den systemimmanenten Wärmebedarf wird die Aufrechterhaltung mesophiler oder thermophiler Prozesstemperaturen betrachtet und entsprechend bei der Berechnung der Netto- Wärmebereistellung berücksichtigt. Belastbare Daten zum Wärmebedarf aus der Befragung liegen nur von zwei Anlagen vor. Weitere Daten stammen aus gutachterlichen Tätigkeiten im Rahmen von Anlagensanierungsmaßnahmen. Zur Abschätzung des Wärmebedarfs wurden zusätzlich Angaben von Anlagenlieferanten aus Ausschreibungen/Angeboten herangezogen. Zur Überprüfung der Plausibilität sind Indirekt-Parameter verwendet worden mit deren Hilfe der Wärmebedarf abgeschätzt werden kann.

Die verschiedenen Verfahrens- und Prozessarten weisen sehr unterschiedliche Bedarfe an Wärme für die Aufrechterhaltung mesophiler oder thermophiler Prozesstemperaturen auf. Erwartungsgemäß benötigen nasse Verfahren wegen der sehr großen zu temperierenden Wassermengen und volumenbedingter Wärmeverluste vergleichsweise hohe Wärmemengen. Korrespondierend sind für trockene Verfahren entsprechen geringere Wärmemengen aufzuwenden. Bei diskontinuierlichen Verfahren entfällt der Wärmebedarf für die Aufheiz des Fermenterrohstoffes, da dieser verfahrensbedingt durch die freigesetzte Wärme des aeroben Abbauprozesses in der Startphase bereitgestellt wird. Auch kontinuierliche trockene Verfahren verwenden vereinzelt die Erwärmung des Gärgutes durch Vorschaltung einer kurzen, in der Regel 2 tägigen aerobe Vorbehandlungsstufe (siehe

144

Kapitel 2.2.1.3.1). Bei Bezug auf den Fermenter-Input weisen die trockenen kontinuierlichen Verfahren 235 kWh/Mg die höchsten Wärmeausbeuten auf, gefolgt von nassen Verfahren mit 218 kWh/Mg. In Bezug auf den Anlagen-Input liegen die beiden trockenen Verfahren, kontinuierlich und diskontinuierlich, mit Werten von 188 bzw 189 kWh/Mg auf gleichem Niveau. Nasse Verfahren erreichen 174 kWh/Mg. Die in der Erhebung ermittelten Werte bezogen auf den Fermenter-Input liegen unter denen des Witzenhausen-Institutes (2008). Hier werden Netto-Wärmeausbeuten im Mittel von 220 kWh/Mg (diskontinuierlich trocken) und 260 kWh/Mg (kontinuierlich trocken) angegeben (siehe auch Kapitel 4.1.2.8.1).

Abbildung 4-19: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Fermenter-Input

Tabelle 4-17: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen, differenziert nach mesophiler und thermophiler Betriebsweise – bezogen auf Fermenter-Input

Wärme- produktion

Wärme- verbrauch

Wärme- ausbeute

Netto

(kWh/Mg) (kWh/Mg) (kWh/Mg)

Nass 1-stufig mesophil 285 94 191




Trocken kontinuierlich mesophil 292 76 216


diskontinuierlich mesophil 225 23 203


320

325

226

102

91

23

218 23

5

203

70

71

49

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0

50

100

150

200

250

300

350


[Nm

³/M

g]

[kW

h/M

g]

Produktion Wärme spezifisch Verbrauch Wärme spezifisch

Wärme Netto Methan spezifisch

145

Abbildung 4-20: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare

Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen – bezogen auf Anlagen-Input

Tabelle 4-18: Gegenüberstellung von Wärmeerzeugung und Wärmebedarf sowie erzielbare Netto-Wärmeausbeuten der nassen und trockenen Vergärung von Bio- und Grünabfällen, differenziert nach mesophiler und thermophiler Betriebsweise – bezogen auf Anlagen-Input

Wärme-produktion

Wärme- verbrauch

Wärme- ausbeute

Netto

(kWh/Mg) (kWh/Mg) (kWh/Mg)

Nass 1-stufig mesophil 228 75 153




Trocken kontinuierlich mesophil 234 61 173


diskontinuierlich mesophil 209 21 188


Den höchsten prozentualen Anteil des Wärmebedarfs an der erzeugten Wärme weisen nasse Verfahren mit ca. 32% auf. Trockene kontinuierliche Verfahren haben mit ca. 28% einen niedrigeren Anteil auf. Diskontinuierliche Verfahren benötigen lediglich ca. 10%.

256

260

210

82

72

22

174 18

8

189

56

57

46

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0

50

100

150

200

250

300


[Nm

³/M

g]

[kW

h/M

g]

Produktion Wärme spezifisch Verbrauch Wärme spezifisch

Wärme Netto Methan spezifisch

146

Tabelle 4-19: Anteil des Wärmebedarf an der erzeugten Wärmemenge

Verfahrens und Prozessarten Anteil Wärmebedarf

Nasse Vergärungsverfahren 32%

Trockene kontinuierliche Vergärungsverfahren 28%

Trockene diskontinuierliche Vergärungsverfahren 10%

Erwartungsgemäß wirken sich auch die Betriebsweisen mesophil bzw. thermophil auf den Wärmebedarf und damit auf die Netto-Wärmeausbeute aus.

Relevant hierbei sind fogende Kennwerte:

• Temperatur des zu vergärenden Rohsubstrates

• Wärmebedarf für die Aufheizung des Fermenterrohstoffes auf das jeweilige Temperaturniveau

• Temperaturen bzw. Temperaturdifferenzen der verwendeten Prozesswässer und der rückgeführten Substrate.

Exemplarisch am Beispiel der mesophilen und thermophilen Nassvergärung wird der Zusammenhang zwischen dem Wärmebedarf für die Aufheizung des Fermenterrohstoffes und dem Wärmebedarf zur Aufheizung der verwendeten Prozesswässer und der rückgeführten Substrate dargestellt.

Die Temperaturdifferenzen spiegeln die Wärmeverluste u.a. über den Fermenter, den Rohr- und Transportleitungen, Wärmetauscher und das Biogas wider. Für die Berechnung wurden die Verluste beider Betriebsarten als gleich angesetzt. Als Leistungsparameter wurden die in der Erhebung ermittelten Daten verwendet (siehe auch Tabelle 4-20).

Der erforderliche Wärmebedarf wird über folgende Gleichung berechnet:

𝑄 = 𝑚 ∙ 𝑐 ∙ ∆𝑇

mit:

m = Masse (Wasser / Bioabfall) [kg]

c = spez. Wärmekapazität (Wasser / Bioabfall) �𝑘𝐽𝑘𝐺�

∆T = Temperaturdifferenz (Fermenter / Zugabestoff) [K]

Der Wärmebedarf für die Aufheizung des Fermenterrohstoffes auf die jeweiligen Temperaturniveaus fällt erwartungsgemäß für beide Betriebsweisen unterschiedlich hoch aus. Maßgeblich ist aber der Wärmebedarf zur Aufheizung des verwendeten Prozesswassers und der rückgeführten Substrate. Mit zunehmender Temperaturdifferenz zwischen gewünschter Fermentersubstrattemperatur und zugeführten Prozesswässern bzw. rückgeführten Substrate sinkt der Anteil für die Aufheizung des Fermenterrohstoffes (siehe Abbildung 4-21). Bei einer Temperaturdifferenz von nur 5°C liegt der Wärmebedarf bei mesophiler Betriebsweise bei ca. 11% der produzierten Wärme und bei thermophiler Betriebsweise bei ca. 18%. Die absolute Differenz beträgt 14,9 kWh/Mg. Der Mehraufwand an Wärme für die thermophilen gegenüber der mesophilen Prozessführung wird um ein Mehrfaches durch die dadurch bewirkte zusätzliche Wärmeproduktion gedeckt.

Mit steigenden Temperaturdifferenzen bzw. steigenden Wärmeverlusten steigt der Anteil des Wärmebedarfs für die Aufheizug der zugeführten Prozesswässern bzw. rückgeführten Substrate während der Wärmebedarf zur Aufheizung des Fermenterrohstoffes unverändert bleibt.

147

Tabelle 4-20: Gewählte Parameter zur Berechnung des Wärmebedarfs von Nassvergärungsverfahren

Kapazität 20000 Mg/a

TS- Gehalt 40 %

oTS- Gehalt 60 %

Vorgabe -> Trockensubstanzgehalt im Substrat 12 %

Gasertrag 450 Nm3

Methangehalt

Gas/Mg oTS

63 %

Temperatur des Substrates mesophiler Betrieb 38 °C

spez. Wärmekapazität von Abfall 3.200 J /(kg*K)

Temperatur des Substrates thermophiler Betrieb 55 °C

Wärmekapazität des Wassers 4.187 J/(kg*K)

Temperatur der Frischsubstanz 20 °C

Wirkungsgrad BHKW

- thermischer Wirkungsgrad 46 %

- elektrischer Wirkungsgrad 38 %

Temperaturdifferenzen von bis zu 10 bis 20°C sind als nicht unüblich zu betrachten. Der Mehraufwand an Wärme für die thermophil gegenüber der mesophilen Prozessführung ist somit weniger durch die Betriebswese gekennzeichnet, sondern durch das Wärmemanagement bei der Zuführung von Prozesswässern bzw. Rückführung von Substrate, hier insbesondere die Vermeidung von Wärmeverlusten.

Abbildung 4-21: Prozentualer Wärmebedarf zur Aufrechterhaltung mesophiler bzw. thermophiler

Prozesstemperaturen in Abhängigkeit der Temperaturdifferenzen zwischen gewünschter Fermentersubstrattemperatur und zugeführten Prozesswässern bzw. rückgeführten Substrate

0

10

20

30

40

50

60

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Ante

il th

erm

isch

er E

nerg

ie [%

] wel

cher

zur

Aufr

echt

erha

ltung

des

bio

logi

sche

n Pr

ozes

ses

benö

tigt w

ird

Temperaturdifferenz [K]

thermophil

mesophil

148

4.1.2.8.3 Netto-Gsamtenergiebereitstellung

Die Netto-Energiebereitstellung resultiert aus den Netto-Strom (incl. Dieselverbrauch)- und Netto-Wärmerträgen. Die Darstellung dieser Bilanz erfolgt trotz unterschiedlicher Wertigkeit beider Energiearten, da angenommen wird, dass Entwicklungen auf unterschiedlichen Ebenen zukünftig zu Verschiebungen in der Wertigkeit führen können.

Auf Basis der Betrachtung der Netto-Energieausbeute bezogen auf den Anlagen-Input liegen die betrachteten Verfahren auf einem ähnlichen Leistungsniveau. Besonders hohe Netto-Energieausbeute weisen thermophil betriebene Anlagen auf, dies gilt für alle bewertete Verfahren.

Tabelle 4-21: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Fermenter-Input

Energie-produktion

Energie-verbrauch

Verlust BHKW

Energie-ausbeute

Netto


Nass 1-stufig Mesophil 620 177 99 344

thermophil 816 204 131 482

2-stufig Mesophil 721 182 115 432


Trocken Kontinuierlich Mesophil 635 136 102 398

thermophil 713 152 114 447

diskontinuierlich Mesophil 490 63 78 348


Tabelle 4-22: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Anlagen-Input

Energie-produktion

Energie-verbrauch

Verlust BHKW

Energie- ausbeute

Netto


Nass 1-stufig Mesophil 496 141 79 275

thermophil 653 163 104 386

2-stufig Mesophil 577 146 92 339


Trocken Kontinuierlich Mesophil 508 109 81 318


diskontinuierlich Mesophil 455 56 73 326


4.1.2.8.4 Gesamtleistung Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland – Ist Situation

Eine Zusammenstellung der wesentlichen Energiedaten zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland mit Stand 02-2012 enthält Tabelle 4-23. Die errechneten Mittelwerte beziehen die

149

Massenströme ein. Die Daten dienen als Basis für Abschätzung zusätzlicher Strom- und Wärmeenergien im Segment Vergärung von Bio- und Grünabfällen (siehe Kapitel 5.1.2).

Tabelle 4-23: Zusammenstellung Energiedaten Vergärung von Bio- und Grünabfällen in Deutschland – Ist-Situation Stand 02-2012

Gesamtmenge Vergärung 1.358.999 Mg/a

Biogasmenge 144.650.403 Nm³/a

Biogasmenge spezifisch 106 Nm³/Mg

Methanmenge 84.775.347 Nm³/a

Methangehalt 59%

Methanmenge spezifisch 62 Nm³/a

Stromproduktion 300 GWh/a

Strom spezifisch 221 kWh/Mg

Wärmeproduktion 360 GWh/a

Wärme spezifisch 266 kWh/Mg

4.1.2.9 Optimierungspotenzial durch Wahl der energetisch effizienteren Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfallmengen

Aus den ermittelten Daten werden Optimierungsansätze abgeleitet, die sich aus Wahl der energetisch effizienteren Prozess- und Verfahrenstechniken bei der Vergärung von Bio- und Grünabfallmengen ergeben. Die Optimierungsansätze beschränken sich ausschließlich auf die Fermentation selbst. Eine Quantifizierung bezüglich der Steigerung der Energieausbeuten erfolgt in Kapitel 5.1.2.

Nachfolgend werden Optimierungsansätze bei der Prozess- und Verfahrenstechnik formuliert:

• Bei den zusätzlich zu erfassenden Bioabfallmengen ist bei der Abschätzung zusätzlicher Energieerträge zu berücksichtigen, dass aus küchenabfallreiche Bioabfälle aus städtischen Gebieten um bis zu 100% mehr Gas generiert werden können. Dieser Jahresgang in der Bioabfallqualität wirkt den mengenbedigten jahreszeitlichen Schwankungen entgegen und führt zu einer ausgleichenden Wirkung hinsichtlich der Raumbelastung. Speziell die Intensivierung der Sammlung von Küchenabfällen würde wegen deren sehr hohen Gasbildungspotenziale zu einer größeren Energieausbeute führen (siehe auch Kapitel 4.1.1.4).

• Nasse Verfahren liefern im Vergleich zu trockenen Verfahren keine höheren Biogas- und Methanerträge. Somit ist zu hinterfragen, ob der vergleichsweise hohe maschinentechnische und betriebliche Aufwand zu rechtfertigen ist. Diese Aussage gilt ausschließlich für die Behandlung fester Abfallstoffe wie Bio- und Grünabfälle oder ähnliche Materialien.

• Zwangsläufig trifft die gleiche Aussage zu für zweistufige Verfahren, zumal diese an nassen Verfahren gekoppelt sind.

• Die thermophile Prozessführung führt bei allen Prozess- und Verfahrenstechniken zu deutlich höheren Biogas- und auch Methanerträgen. Der Mehraufwand an Wärme für die thermophilen gegenüber der mesophilen Prozessführung wird um ein Mehrfaches durch die dadurch bewirkten zusätzlichen Wärmeproduktion gedeckt. Vor diesem Hintergrund wird die Umstellung von mesophiler auf thermophile Prozessführung grundsätzlich empfohlen.

Diese Empfehlung wird ausgesprochen, trotz der Kenntnis, dass die mesophile gegenüber der thermophilen Prozessführung durch eine höhere Prozessstabilität gekennzeichnet ist. Die Befragung lieferte keine Hinweise auf Probleme, die sich hierdurch ergäben haben.

Ein hohes Optimierungspotenzial bieten diesbezüglich diskontinuierlich Verfahren, da diese zum weitaus größten Teil mesophil betrieben werden.

150

• Die elektrischen Wirkungsgrade der eingesetzten BHKW sind mit im Mittel 38% niedrig. Auch bei den BHKW-Leistungsgrößen sind Wirkungsgrade von 42% erzielbar. Optimierungen sind im Rahmen von Ersatzbeschaffungen realisierbar. Mit steigenden elektrischen Wirkungsgraden sinken allerdings prozessbedingt die erreichbaren thermischen Wirkungsgrade.

• Diskontinuierliche trockene Verfahren werden großtechnisch erst seit dem Jahr 2006 betrieben. Das Entwicklungspotenzial gegenüber den kontinuierlichen trockenen und nassen Verfahren, die großtechnisch seit Mitte der 1990ziger Jähere betrieben werden wird als hoch eingestuft. Zurzeit laufenden Maßnahmen zur Optimierung der diskontinuierlichen trockenen Verfahren untermauern diese Einschätzung (siehe auch Kapitel 5.1.2).

• Als problematisch ist zu beurteilen, dass keine der betrachteten Vergärungsanlagen über Daten zu spezifischen Energieverbrächen differenziert nach Prozessabschnitten verfügt. Häufig lagen sogar nur Daten zu Energieverbräuchen der Gesamtanlagen – Kompostierung und Vergärung – vor. Hier besteht dringender Handlungsbedarf, da eine Optimierung der Energieverbräuche nur auf Basis von entsprechenden Detailkenntnissen möglich ist. Methoden zur Messung entsprechender Energieverbräuche, insbesondere Strom sind in Kapitel 4.1.2.17.5 aufgeführt.

4.1.2.10 Optimierungsmaßnahmen im Prozessabschnitt Anlieferung und Zwischenspeicherung

Bio- und Grünabfälle unterliegen sowohl quantitativen als auch qualitativen saisonalen Veränderungen. Insbesondere im Frühjahr und Herbst ist mit Anlieferungsspitzen zu rechnen, die eine Auslegung einer Vergärungsanlage, die auf einer gleichbleibenden Auslastung bzw. organischen Belastung basiert, erschwert (siehe auch Kapitel 4.1.2.7). Durch die angestrebte kontinuierliche Beschickung der Vergärungsanlagen müssen in der Regel zu bestimmten Zeitpunkten Abfallmengen entweder anderweitig verwertet werden oder aber in der Anlage beispielsweise um die Vergärung herumgeführt und der Kompostierung direkt zugeführt werden. Die Anlagenauslegung erfolgt daher unter zwei Gesichtspunkten. Zum einen soll eine weitgehende Auslastung der Vergärungsstufe erreicht werden und zum anderen die nicht in der Vergärung verarbeitbare Abfallmenge soweit als möglich minimiert werden.

Das Aufkommen und die Qualität der Grünabfälle sind ebenfalls saisonal und regional sehr unterschiedlich. Die größten Mengen sind während und zum Ende der Vegetationsperiode bis in den Herbst hinein zu verzeichnen. Dabei fällt halmartiges und krautiges Material wie Rasenschnitt und Beikräuter relativ konstant über die Wachstumsperiode an, holziges Material wie Baum- und Strauchschnitt vor allem im Herbst und Winter. Letztendlich haben aber auch das regionale Klima, die regional typische spezifische Größe der Vegetationsflächen und weitere Besonderheiten (z. B. Lage in Obstbauregionen) einen Einfluss auf Zusammensetzung, Qualität und Menge der Grünabfälle.

Grünabfälle können in „krautig“ (Gras, frische Pflanzenreste, Heckenschnitt etc.) und „holzig“ (Ast- und Strauchwerk) unterschieden werden, die einer stofflichen und energetischen Nutzung zugeführt werden können. Der krautige Anteil von Grünabfällen eignet sich für eine stoffliche Verwertung in Vergärungsanlagen, während der holzige Anteil für eine thermische Verwertung prädestiniert ist.

Eine Vorbehandlung der Grünabfälle vor einer stofflichen Verwertung ist erforderlich. Hier kann eine Vorabsiebung mit oder ohne eine vorhergehende Vorzerkleinerung des Materials vorgesehen werden, wobei sich im Überkorn (z. B. größer 80 mm) das zur thermischen Verwertung geeignete Material anreichert. Schwankungen der Zusammensetzung und des Feuchtigkeitsgehalts im Ausgangsmaterial erschweren eine Siebung jedoch deutlich.

Die Zwischenspeicherung der Abfälle ist zum einen für einen Ausgleich von saisonalen Schwankungen der Anlieferungsmengen und zum anderen für eine kontinuierliche Beschickung der Vergärungseinheit und damit Vergleichmäßigung der Biogasproduktion von Bedeutung.

Für eine weitgehende Verwertung der Abfälle ist eine Vergleichmäßigung erforderlich und in der Regel wirtschaftlich sinnvoll. Eine Zwischenspeicherung der Übermengen über einen langen Zeitraum sollte jedoch zu keiner qualitativen Verschlechterung führen. Hier kann sich als Verfahren die

151

Silierung der Abfälle anbieten. Erste Versuche in Abfallvergärungsanlage mit Grünschnitt haben gezeigt, dass sich hierdurch neben der Erzielung einer Lagerstabilität der Abfälle ebenfalls positive Effekte auf den Prozess ergeben können. Die Silierung von Bioabfällen wurde bislang noch nicht erprobt.

Eine Effizienzsteigerung bei der energetischen Verwertung von Abfällen in Vergärungsanlagen kann ebenfalls durch eine gleichbleibende Beschickung der Vergärungseinheit erreicht werden. Neben einer kontinuierlichen Biogasproduktion wird hierdurch ebenfalls eine gleichbleibende Biogasqualität erreicht. Die Beschickung der Vergärungseinheit nur während der Arbeitszeiten führt aufgrund der stoßweisen Beschickung (Belastungsspitze für Biozönose) zu einem Verlauf der Biogaserzeugung, die insbesondere in den Nachtstunden und an Wochenenden deutliche Verringerungen in der Biogasproduktion zeigen. Darüber hinaus verändert sich die Biogasqualität gerade kurz nach dem Start der Beschickung (Abfall des Methangehaltes) und nach längerem Aussetzen der Beschickung (Anstieg des Methangehaltes). Die schwankende Biogasproduktion führt dazu, dass eine vollständige Nutzung des Biogases nur bei der Vorhaltung einer hohen Verwertungskapazität möglich ist. Die Schwankungsbreite der Biogasproduktion kann hierbei zwischen 40 und 180% der durchschnittlichen Biogasproduktion betragen, wie Abbildung 4-22 zeigt. Die Mehrzahl der befragten Anlagenbetreiber haben diesen Sachverhalt bestätig.

Von verschiedenen Verfahrensanbietern und Anlagenbetreibern wird einer Zwischenspeicherung vor der Vergärung praktiziert um eine kontinuierlichen Beschickung sicherzustellen. Die Zwischenspeicherung ist in der Regel mit einer aeroben Vorbehandlung über den Zeitraum von 2 bis 3 Tagen kombiniert (siehe auch Kapitel 4.1.2.11.1).

Abbildung 4-22: Typischer Wochenverlauf der Biogasproduktion einer quasi-kontinuierlich

betriebenen Trockenvergärungsanlage (Frischen und Vielhaber, 2009)

Durch den ausgeprägten Wochengang bei der Biogaserzeugung ist für eine vollständige Nutzung der Biogasmenge in der Regel die Installation einer aus mehreren BHKW-Modulen bestehenden Verwertungseinheit erforderlich. Neben den hohen Investitionskosten sind ein erhöhter Teillastbetrieb und eine verringerte Betriebsstundenzahl der Module zu erwarten. Die Betriebsweise der BHKW im Teillastbereich hat auch eine erhebliche Reduzierung des elektrischen Wirkungsgrads zur Folge. Die Abfackelung von bis zu 20% der erzeugten Biogasmenge ist nach Auskunft einzelner Betreiber nicht unüblich. Eine Nutzung des Biogases in Biogasaufbereitungsanlagen ist aufgrund der erheblichen Schwankungen in der Biogasproduktion aus wirtschaftlichen Gründen praktisch ausgeschlossen.

152

Bei den diskontinuierlichen Trockenvergärungsverfahren treten über die etwa 3 bis 4 wöchige Fermentationsdauer Schwankungen in der Biogasmenge und –zusammensetzung auf. Für die Vergleichmäßigung der Biogasquantität und –qualität werden solche Anlagen über diese Dauer mit mindestens 4 Fermentern errichtet.

4.1.2.11 Optimierungsmaßnahmen im Prozessabschnitt Vorbehandlung

Das vorliegende Kapitel befasst sich mit Maßnahmen zur Optimierung der Biogas- bzw. Methanerzeugung vornehmlich aus festen Abfallstoffen wie Bio- und Grünabfällen sowie Restabfällen. Es werden nur die Methoden aufgeführt und bewertet, die über die bisherigen konventionellen Ansätze hinausgehen bzw. nicht angewandt werden. Die Ausführungen basieren auf einer Auswertung der Literatur und Sekundärdaten wie Firmenberichte und schließt insbesondere Informationen ein, die im Rahmen der Erhebung bei den Betreibern, Anlagenbauern und Ingenieurbüros ermittelt werden konnten. Die gängigen Verfahren zur Aufbereitung vor der Vergärung sind in Kapitel 2.2.1.2 aufgeführt.

Eine gezielte Vorbehandlung von Abfällen für einen Voraufschluss organischer Feststoffe zur Optimierung des anaeroben Stoffumsatzes wird nur in wenigen Anlagen durchgeführt. Ein Voraufschluss kann eine sinnvolle Behandlungsmaßnahme darstellen, wenn durch, neben der Erhöhung der Biogasausbeute eine Beschleunigung und/oder Verbesserung des anaeroben Abbaus der biologische Verfahrensteil kleiner und kompakter ausgelegt und somit Investitionen und spezifische Betriebskosten eingespart werden können.

Aufschlussverfahren können grob in biologische, chemische und physikalische Verfahren sowie Kombinationen dieser Verfahrensgruppen eingeteilt werden. Die im Folgenden zitierten Veröffentlichungen befassen sich mit Biomassen, biologischen Reststoffen und anderen festen Abfällen sowie diversen flüssigen Reststoffen.

Es ist zu beachten, dass Ergebnisse und Effekte von Verfahren, wie sie beispielsweise in großer Zahl im Bereich der Klärschlammbehandlung untersucht wurden, neben einer Erhöhung der Gasausbeute im Anaerobbetrieb zum Teil andere Zielsetzungen verfolgen. Diese können z.B. die Schlammminimierung oder die Verringerung von Schaumbildung sein. Erfahrungen und Ergebnisse aus der Schlammdesintegration sind daher nur bedingt auf die Vorbehandlung fester Substrate übertragbar. Eine Übersicht über die verschiedenen Verfahrensgruppen liefert Tabelle 4-24.

Im Folgenden werden bereits erforschte und vereinzelt großtechnisch erprobte Vorbehandlungsverfahren betrachtet.

Tabelle 4-24: Desintegrationsverfahren für Abfälle und Schlämme (nach Bahr, 2010)

Physikalische Verfahren Chemische Verfahren Biologische Verfahren

Mechanische Behandlung Chemische Behandlung Enzymatische Behandlung

• Zerkleinerer • Ultraschallhomogenisatoren • Hochdruckhomogenisatoren • Scherspalthomogenisatoren • Hochleistungpulstechnik • Stofflöser / Pulper • Perkolation• Mikrowellenaufschluss

1

• Lysatzentrifugen • Prallstrahlverfahren • Trocknen / Gefrieren • Dekompression mit N oder

CO

• Alkalische Vorbehandlung

2

• Saure Vorbehandlung • Oxidative Vorbehandlung

(Ozon, Peroxid, u.a.) • Osmotischer Schock • Detergention

• Enzymatische Lyse • Autolyse • Einfluss von Cellulasen • Phagen • Aerobe Hydrolyse • Aerober intermediäre

Behandlung

153

Thermische Behandlung Kombinationsverfahren Mikrobielle Behandlung

• Überdruck, Heißwasser / Heißdampf, Sattdampf

• Dampfexplosion • Thermodruckhydrolyse

• Thermochemische Behandlung

• Ammonia Fibre Expansion (Afex)

• Säurekatalysierte Dampfexplosion

• CO2

• Ligninabbau durch Pilze

-Explosion

• Lignocelluloseaufschluss durch Rumenorganismen

• Mikroaerobe Vorbehandlung

1zum Teil mit Integration einer aeroben Hydrolyse (dann auch biologisch) 2

mit oder ohne zusätzliche Behandlung

4.1.2.11.1 Biologische Verfahren

Aerobe Vorbehandlung

Die mikrobielle aerobe Vorbehandlung, die in einer Reihe von Forschungs- und Entwicklungsvorhaben behandelt wurden, soll aufgrund einer vorweggenommenen Hydrolyse im aeroben Milieu zu einem besseren Stoffaufschluss führen. Eine Reihe von Autoren berichten über eine positive Einflussnahme auf einen nachfolgenden anaeroben Behandlungsschritt (Biogas- und Ethanolgewinnung) (Santen, 2007; Miah et al., 2005; Borja et al., 1998; Mshandete et al., 2008; Busch und Sieber, 2006). Eine aerobe Vorbehandlung kann auch mit physikalischen Behandlungsschritten, wie z.B. einer Perkolation, kombiniert werden. Ein derartiges Vorbehandlungsverfahren ist jedoch eher als Verfahrensschritt einer zweistufigen, zweiphasigen Anaerobbehandlung einzuordnen.

Ein weiterer nutzbarer Effekt ist die über den exothermen Anaerobprozess erzielbare Vorerwärmung des Substrates. Hierdurch kann thermische Energie zur Erwärmung des wenig wärmewirksamen Anaerobprozesses eingespart werden. Es ist jedoch zu beachten, dass bei einer aeroben Vorbehandlung zunächst insbesondere leicht abbaubare Komponenten verstoffwechselt werden, die in der Folge dem Anaerobprozess nicht mehr zur Verfügung stehen und somit auch nicht zu Biogas umgesetzt werden können. Der aerobe Prozess verstoffwechselt die gleichen Stoffgruppen wie die anaerobe Gärung. Die Belüftung greift jedoch in der Regel anaerob schwer vergärbare Bestandteile in keinen nennenswerten Umfang an (Wurm, 1986). Auch bei kurzen aeroben Behandlungszeiten von Klärschlämmen konnte Pfeiffer (1990) nur geringere Gasausbeuten als im unbehandelten Ansatz erzielen. Aufgrund des energetischen Aufwandes fiel die Energiebilanz daher trotz höherer Gesamtabbaugrade negativ aus.

Oxidation mit Wasserstoffperoxid

Der Einsatz von Wasserstoffperoxid zum Aufschluss schwer abbaubarer Substanzen und damit zur Erhöhung des Biogaspotenzials erwies sich als nicht zielführend. Zum einen ist der Einsatz an Wasserstoffperoxid in den entsprechenden Mengen zu teuer, was sich eventuell durch andere Oxidationsmittel wie Ozon beheben ließe, und zum anderen führt der Aufschluss der Organik nur zu einer kurzzeitig erhöhten Biogasproduktion, welche bereits nach zwei bis drei Tagen abklingt. Der Gesamtgasertrag konnte mit Hilfe von Wassertoffperoxid nach Untersuchungen am LWI nicht gesteigert werden (Thiel, 2013). Ob sich der Einsatz von Oxidationsmitteln zur kurzfristigen Verkürzung der Verweilzeit bei hohem einmaligen Chargenaufkommen lohnt, sollte in weiteren Arbeiten näher untersucht werden.

Enzymeinsatz

Biologische Aufschlussverfahren werden auch für den anaeroben Bereich beschrieben. Mit Hilfe geeigneter Enzyme kann die Spaltung von Polysachariden bis hin zu Lignocelluloseverbindungen im

154

Anaerobprozess beschleunigt werden. Die Wirksamkeit von Enzymen zur Spaltung von Polysachariden ist unumstritten und in der Industrie und vielen Prozessen ein genutztes Hilfsmittel (Oechsner und Lemmer, 2009). Verschiedene Autoren (Schalow, 2009; Knopf et al., 2006; Viehmann, 2008; Parawira et al., 2005; Pesta und Lenz, 2006; Kretschmer, 1997) befassen sich mit dem Einsatz von einzelnen oder gemischten Enzymen im Stoffaufschluss und Biogasprozess und konnten Steigerungen des substratspezifischen Methanertrages um mehr als 10%, zum Teil über 50% feststellen. Gerhardt et al. (2007) konnten auch in der großtechnischen Anwendung deutliche Gasertragssteigerungen (4 - 35%) verbunden mit einer nachhaltigen Prozessstabilisierung nachweisen. Untersuchungen der Universität Hohenheim hingegen konnten diese Steigerungsraten nicht bestätigen (Oechsner und Lemmer, 2009).

Es liegen Arbeiten zu Vorbehandlungsmethoden mit verschiedenen Pilzen und Bakterien vor, die einen effektiven Aufschluss von Lignocellulosen beschreiben (Sun und Cheng, 2002; Dhouib et al., 2006; Taniguchi et al., 2005; Kurakake et al., 2007).

Der Zusatz von Prozesshilfsstoffen, die in kleineren Mengen dem Fermentationsprozess zugegeben werden, kann sich auf die Effizienz des Stoffabbaus auswirken. Der Nutzen der Zugabe verschiedener Spurenelemente ist bei Monovergärungsverfahren unumstritten. Durch Untersuchungen konnte belegt werden, dass durch die ergänzende Zugabe von Spurenelementen durch Mangelsituationen hervorgerufene Prozessstörungen aufgehoben werden können (Oechsner und Lemmer, 2009; Preißler et al., 2009).

4.1.2.11.2 Chemische Verfahren

Gängige chemische Vorbehandlungsmethoden nutzen verdünnte Säuren, Basen, Ammoniak, organische Lösemittel, Schwefeldioxid, Kohlendioxid oder andere Chemikalien, die die Bioverfügbarkeit erhöhen (Penaud et al., 1999; Hamelinck et al., 2003). In der Ethanolfermentation sind Säure- und Laugenaufschlussverfahren Stand der Technik. Alle anderen Verfahren sind im Stadium der Entwicklung bzw. Erprobung. Die chemische Hydrolyse durch Zugabe von alkalischen oder sauren Reagenzien wird im Bereich der Klärschlammbehandlung in Kombination mit thermischen Behandlungsverfahren eingesetzt (Schmid-Schmieder, 2009; Chandra et al., 2007). Zu unterscheiden sind die Mechanismen der chemischen Oxidation und der chemischen Hydrolyse (ATV-DVWK, 2003b). Der Einsatz der chemischen Oxidation als Desintegrationsverfahren beruht in erster Linie auf dem Aufbrechen von Zellhüllen durch Radikale (OH-, HO2

-

Die chemische Hydrolyse bedient sich verhältnismäßig geringer Mengen starker Säuren bzw. Basen. Hierdurch wird die Hydrolysegeschwindigkeit proportional zur H+- bzw. OH¡-Konzentration in der Lösung beschleunigt. Es werden Zucker, Stärken, Proteine usw. in monomere Bausteine gespalten. Die Zellwandstruktur wird dabei aufgelöst. Die chemische Behandlung kann zur Erhöhung der Reaktionsgeschwindigkeit bei erhöhter Temperatur durchgeführt werden. Bei der alkalischen Lösung wird tendenziell mehr organische Substanz in Lösung gebracht als bei der sauren Hydrolyse (ATV-DVWK, 2003b; Silverstein et al., 2007; Zhao et al., 2008).

). Verfahrenstechnisch sind die thermisch chemische Nassoxidation, die nasschemische Oxidation und die aktivierte Nassoxidation zu unterscheiden (ATV-DVWK, 2003b).

In säure-katalysierte Hydrolyseverfahren werden in der Regel verdünnte Schwefel-, Salz- oder Salpetersäuren eingesetzt. Insbesondere mit Schwefelsäure (0,5 - 1,5%, T> 160°C) werden industriell sehr gute Aufschlüsse erzielt und hohe Zucker- und Xylose-Erträge aus Hemicellulosen und anderen Stoffen gelöst (Wooley et al., 1999; Sun und Cheng, 2002; Silverstein et al., 2007; Zhao et al., 2008). Nachteil derartiger Verfahren ist, dass die Säure vor dem weitergehenden biologischen Prozess wieder entfernt oder neutralisiert werden muss. Eine Alternative ist eine basische Vorbehandlung beispielsweise mit Natriumhydroxid oder Calciumhydroxid. Nahezu das gesamte Lignin und Teile der Hemicellulose werden hierdurch entfernt und die Reaktivität der Cellulose wird erhöht. Es ist jedoch die Umweltgefährdung dieser eher teureren Chemikalien zu berücksichtigen (Hamelinck et al., 2003; Chiu et al., 1997; Xu et al., 2007; Zhao et al., 2008).

155

4.1.2.11.3 Physikalische Verfahren

Eine physikalische Beanspruchung kann die zur Verfügung stehende reaktive Oberfläche und den Porenraum vergrößern und die Kristallinität und den Polymerisationsgrad von Cellulose verringern. Hierzu stehen unterschiedliche Mahl- und Bestrahlungsverfahren zur Verfügung. Auch Verfahren, die mit veränderten Druck und Temperaturbedingungen einsetzen, fallen in die Klasse der physikalischen Verfahren.

Unter die physikalischen Verfahren fallen neben den Schritten zur Erhöhung einer biologischen Verfügbarkeit auch die Verfahren, die eine Störstoffentfrachtung und eine Konditionierung des Substrates hinsichtlich dessen Förderfähigkeit oder weiterer prozesstechnischer Verarbeitbarkeit zum Ziel haben.

Im Folgenden werden die physikalischen Aufbereitungsverfahren jedoch ausschließlich unter dem Aspekt der Erhöhung der biologischen Verfügbarkeit betrachtet. Sieb-, Sortier- und Klassierverfahren trennen – neben einer prozessbedingt eher unbeabsichtigten Zerstörungs- und Mahlwirkung – lediglich Stoffgruppen unterschiedlicher Korngrößen oder Eigenschaften voneinander und haben keinen direkten Effekt auf die spätere biologische Verfügbarkeit des behandelten Substrates. Auch diese Verfahren werden an dieser Stelle daher nicht weitergehend betrachtet.

Mechanische Verfahren

Ziel der Aufbereitung der Bio- und Grünabfälle ist die Konfektionierung der Materialien für den Anaerobabbau sowie die Abtrennung von den Prozess störenden und die Qualität der Produkte herabsetzenden Inhaltsstoffen wie Glas, Kunststoff, Metall und Inertstoffen. In den Anfängen der Vergärungstechnologie wurde eine weitgehende Zerkleinerung der Abfälle vorgenommen, da hierdurch eine Verbesserung der Verfügbarkeit der organischen Materialien für die Mikroorganismen und dadurch ein schnellerer und effektiverer Abbau der Substrate erfolgt. Daher wurden die Bio- und Grünabfälle vor der Zuführung in die Vergärung zumeist einer Feinzerkleinerung auf Korngrößen von <20 mm unterzogen.

Die aufwändige Aufbereitungstechnik führte jedoch zu hohen Investitions- und Betriebskosten und war dadurch bei der Vermarktung der Anlagentechnik hinderlich. Die Aufbereitung wurde daher in den vergangenen Jahren im Hinblick auf die Abtrennung der technische Störungen verursachenden Inhaltsstoffe der Abfälle ausgerichtet. Eine Zerkleinerung der Abfälle wird nur noch auf ein für das eingesetzte Vergärungsverfahren erforderliche Maß vorgenommen. In der Regel werden die Abfälle nur noch auf eine Korngröße von ca. 60 bis 80 mm zerkleinert. Zur Entlastung der Zerkleinerungstechnik wird eine Siebstufe mit einem entsprechenden Siebschnitt vorgeschaltet, so dass nur noch die gröberen Bestandteile zerkleinert werden müssen. Die Anreicherung der Störstoffe in der Überkornfraktion wird genutzt, einen mit Störstoffen angereicherten Materialstrom aus dem Prozess auszuschleusen und hierdurch die Störstoffmenge zu reduzieren. Ein Umbau bestehender Anlagen wurde in dieser Form bereits mehrfach vorgenommen, ohne dass von Anlagenbetreibern Einbußen in der Biogasproduktion festgestellt wurden.

Die Gasproduktion einer Biogasanlage ist im hohen Maße von der möglichst vollständigen Umwandlung der eingesetzten Substrate zu Methan abhängig. Gerade beim Einsatz von cellulose- und ligninhaltigen Bestandteilen wird die Gasausbeute durch den nicht vollständigen Aufschluss limitiert. Bei der Aufbereitung ist deshalb ein größtmöglicher Aufschluss der Materialien anzustreben, was oftmals mit einem höheren technischen Aufwand verbunden ist. Andererseits hängt die Rentabilität der eingesetzten Verfahren direkt von den Betriebs- und Investitionskosten ab, die dementsprechend möglichst gering gehalten werden sollen. Dieser nur schwer zu lösende Widerspruch hat zu verschieden Ansätzen geführt: Physikalisch stehen mechanische Verfahren (Extruder, Mühlen, Häcksler, Querstromzerspaner) im Vordergrund.

Zerkleinerungsverfahren als Bestandteil der mechanischen Verfahren zur Korngrößenzerkleinerung und Auffaserung strukturreicher Stoffe werden häufig als erster Verfahrensschritt vor anderen Aufschlussverfahren eingesetzt. Für trockene Substrate können Extruder sowie diverse Zerkleinerungsaggregate und Mühlen eingesetzt werden. Kugelmühlen sind sowohl für trockene als auch nasse Substrate geeignet

156

Eine mechanische Beanspruchung eines organischen Partikelkollektives führt zu kleineren Medianwerten der massenbezogenen Summenverteilungsfunktion, zu größeren spezifischen Oberflächen und zu einer Auflockerung der Substratstruktur, wodurch die mikrobielle Angriffsfläche vergrößert wird (Reduktion der Kristallinität und Auflösung lignininkrustierter Bestandteile) (Mundhenke, 2002). Dies führt zu einer Verlagerung des geschwindigkeitsbestimmenden Schrittes im Gesamtprozess des anaeroben Abbaus, da durch die mechanische Beanspruchung die hydrolytischen Reaktionen begünstigt und die anaerobe Abbaubarkeit verbessert wird (Mais et al., 2002; Fan et al., 1980; Zeng et al., 2007; Sidiras und Koukios, 1989; Weiland, 2001b).

Dies führt im Allgemeinen zu höheren Biogasausbeuten. Gezielte Versuche zur Gasbildung zerkleinerter und unzerkleinerter organischer Materialien von Palmowski (2000) zeigen einen differenzierten Einfluss. Die Gasbildung leicht abbaubarer Substrate (z.B. Äpfel) lässt sich durch Zerkleinerung nicht signifikant steigern, allerdings halbierte sich die benötigte Verweilzeit. Die Zerkleinerung schlecht abbaubarer Substrate (z.B. Heu) führte ebenfalls zu einer Halbierung der Verweilzeit und zusätzlich zu einer um ca. 10% gesteigerten Gasbildung. Palmowski (2000) stellte fest, dass die Abnahme der Festigkeit organischer Stoffe mit einem zunehmenden Wassergehalt einhergeht.

In Folge der Zerkleinerung durch eine Kombination aus Scher-, Schneid- und Druckbeanspruchung lief in Versuchen von Mundhenke (2002) insbesondere die Hydrolyse schneller ab, sodass große Anteile an leicht abbaubaren Stoffen zur Verfügung standen und bei hohen Raumbelastungen die Gefahr der Versäuerung bestand. Dieser Effekt wurde besonders bei leicht abbaubaren Substraten beobachtet. Die höheren Gasausbeuten werden hier jedoch im Wesentlichen auf die Auflockerung des Substrates zurückgeführt. Erste Betrachtungen zur Wirtschaftlichkeit des Verfahrens stellte Mundhenke (2002) anhand des Energieverbrauchs und des zusätzlichen Biogasertrages an und kommt zu dem Schluss, dass ein derartiges Verfahren zumindest für schwer abbaubare Substrate sinnvoll einsetzbar ist.

Das VTI hat Untersuchungen zur Aufbereitung unterschiedlicher auf landwirtschaftlichen Vergärungsanlagen einsetzbarer Stoffe (Maissilage, Weizenstroh, Papierschlamm, Landschaftspflegegras) durchgeführt. Bei allen Substraten konnte durch eine Zerkleinerung deutlich gesteigerte Biogasausbeuten bzw. Verkürzungen der Verweilzeit in den Gärversuchen nachgewiesen werden. Die Untersuchungen zeigen jedoch auch, dass eine zunehmende Feinstaufbereitung nicht proportional in erhöhte Biogasausbeuten umsetzbar ist. Aufgrund der Zellstruktur der Pflanzen konnte verallgemeinernd geschlussfolgert werden, dass sich quetschende Zerkleinerung günstiger auf die Vergärbarkeit auswirkt als schneidende Zerkleinerung (VTI, 2004).

Bei Untersuchungen zur Vergärbarkeit von siliertem Mais mit unterschiedlichen Hächsellängen (zwischen 4 und 10mm) zeigte sich kein signifikanter Unterschied bei der Abbaugeschwindigkeit und dem Methanertrag im Verlauf der Vergärung (Oechsner und Lemmer, 2009). Diese Untersuchungen weisen abermals darauf hin, dass Pflanzen oder Pflanzenteile, die aufgrund ihrer Zusammensetzung leicht abbaubar sind (wie z.B. grüner Mais), nicht wesentlich durch die zusätzliche Aufbereitung in ihrer Abbaugeschwindigkeit und ihrem Gasertrag beeinflusst werden können. Rohfaserreiches und zum Teil auch lignifiziertes Material wie Stroh ist dagegen durch den mechanischen Aufschluss in der Abbaubarkeit deutlich zu beeinflussen (Oechsner und Lemmer, 2009). Inwieweit der Energiebedarf für den Aufschlussvorgang die höhere und schnellere Energieumsetzung kompensiert, muss durch genaue Untersuchungen im Einzelfall überprüft werden.

Reulein et al. (2007) führten Untersuchungen zur mechanischen Entwässerung von Biomasse durch, die aufgrund des Einflusses der verwendeten Schneckenpresse thematisch ebenfalls in den Bereich mechanischer Verfahren fallen. Mittels des Verfahrens soll eine leicht vergärbare organisch angereicherte Flüssigphase anaerob zu Biogas umgesetzt und der verbleibende Presskuchen nach weitergehender Trocknung einer thermischen Nutzung zugeführt werden. Die Autoren berichten von einer bereits durch den Biogasgewinn mehr als energieautarken Prozessführung. Die Gesamtenergiebereitstellung erreicht netto zwischen 65 und 75% der als Frischmasse zur Verfügung stehenden Primärenergie. Spezifische Steigerungsraten der Abbaubarkeit werden nicht angegeben.

Eine Vorbehandlung der Bio- und Grünabfälle wird bei den diskontinuierlichen Trockenvergärungsverfahren in der Regel nicht vorgenommen. Zum einen werden hierdurch

157

Investitions- und Betriebskosten für die erforderlichen Aggregate eingespart und zum anderen ist eine weitgehende Abtrennung der Störstoffe wie bei kontinuierlichen Trockenvergärungsverfahren nicht erforderlich, da das Gärmaterial nicht gerührt oder aber abgepresst wird. Eine zu weitgehende Zerkleinerung des Materials kann darüber hinaus dazu führen, dass die Perkolierbarkeit des Haufwerks herabgesetzt wird und dadurch die Gasproduktion verringert werden kann.

Das Vermischen der Bio- und Grünabfälle mit dem Gärrest und das Beschicken der Fermenter erfolgt bei den diskontinuierlichen Trockenvergärungsverfahren vorwiegend per Radlader, so dass kein weitergehender Aufschluss erreicht wird.

Sowohl die Bio- und Grünabfälle selbst als auch das Mischgut aus Bio- und Grünabfälle mit dem Gärrest sind als sehr inhomogen einzustufen und kann dadurch die Effizienz des Perkolationsprozesses einschränken. Dieser Sachverhalt führte dazu, dass auf einer diskontinuierlichen Trockenvergärungsanlage im Rahmen von Optimierungsmaßnahmen das Gemisch homogenisiert wurde. Hierzu kam ein konventioneller selbstfahrender Mietenumsetzer zum Einsatz. Die Homogenisierungswirkung schon eines „Umsetzvorganges“ führte zu einer deutlich höheren Biogasproduktion von 10 bis 15%. Gleiche Homogenisierungswirkungen sind durch vorgeschaltete grobe Siebschritte, möglichst in einem Trommelsieb, zu erwarten.

Temperaturbehandlungen

Herkömmlich thermische Desintegrations- und Aufschlussverfahren unterscheiden sich hinsichtlich der Behandlungstemperatur in niederthermische Verfahren bei Temperaturen <100°C und Verfahren >100°C. Niederthermische Verfahren können unter Normaldruck erfolgen, während Verfahren über dem Siedepunkt als Thermo-Druck-Hydrolyse bezeichnet werden (ATV-DVWK, 2003b). Die hier angestrebten hohen Substrattemperaturen sind – wenn keine vollständige Trocknung angestrebt wird –nur unter erhöhtem Druck zu erreichen.

Die Wärmezufuhr kann über direkten Kontakt mittels Wärmetauscher oder alternativ durch Injektion von Heißdampf erfolgen. Im Arbeitsbericht der ATV-DVWK (2003b) wird von mehreren niederthermischen Ansätzen berichtet, bei denen ein gesteigerter oTR-Abbau sowie eine höhere Biogasproduktion thermisch aufgeschlossener Schlämme beobachtet werden konnte. Auch Barjenbruch et al. (2001) berichten von Aufschlussversuchen bei verschiedenen Temperaturen (80 - 121°C), die zur Erhöhung der Abbaugrade und der Gasausbeute führen. Gasausbeuten konnten um bis zu 50% gesteigert werden.

Im Arbeitsbericht der ATV-DVWK (2003b) werden verschiedene Arbeiten zitiert, in denen thermische Verfahren mit Temperaturen >100°C untersucht wurden. Bei höheren Temperaturen (> 175 - 180°C) wurde von mehreren Autoren neben erhöhten Aufschlussraten die Bildung schwer abbaubarer organischer N-Verbindungen beobachtet, die einen inversen Effekt auf die anaerobe Abbaubarkeit der Schlämme hatten. Bis zu diesen Temperaturen konnten höhere Aufschlussraten (CSBgelÄost/CSBgesamt) und eine gesteigerte Methanproduktion erreicht werden (Nickel, 2002; Pinnekamp, 1987; Elbing und Dünnebeil, 1999). Auch Bougrier et al. (2007) berichten von der Bildung refraktären CSB bei einer Temperaturbehandlung kommunaler Klärschlämme bei 190°C, konnten aber ebenfalls signifikant erhöhte Abbauraten für die enthaltenen Lipide, Kohlenhydrate und Proteine nachweisen. Dies führte ebenfalls zu höheren Biogasproduktionsraten.

In einer Verfahrensvariante untersuchten Prechtl et al. (1998) die gemeinsame Ausfaulung von Klärschlamm und Bioabfällen nach thermischer Vorbehandlung. Orientierende Untersuchungen zeigten, dass nach der thermischen Behandlung über 60 Minuten bei 160 - 200°C und 40 bar bis zu 70% der organischen Feststoffmasse in die flüssige Phase überführt wurden. Die Fermentation dieser flüssigen Phase führte innerhalb von zehn Tagen zu Abbaugraden von bis zu 90% des CSB. Die Ergebnisse dieser Vorversuche wurden später in Reihenuntersuchungen zur Thermodruckhydrolyse organischer Abfälle bestätigt (Prechtl, 2001). Der anaerobe Abbau der Hydrolysate von vorbehandelten Küchen- und Kantinenabfällen verlief gegenüber dem Rohmaterial um 400% schneller. Der spezifische Biogasertrag ließ sich um etwa 10% steigern. Der nach der Hydrolyse verbliebene Feststoff wurde gemeinsam mit der Flüssigphase anaerob umgesetzt.

158

Amon (2006) beschreibt Versuche mit einer einfachen Hitzebehandlung mittels Wasserdampf in einem Schnellkochtopf bei einem Druck von 0,4 - 0,8 bar und bei 109 - 116°C ohne zusätzlichen Wasserzusatz über eine Dauer von einer Stunde. Die Dampfbehandlung führte bei Sonnenblumensilage und Wiesengrassilage zu einer wesentlichen Erhöhung der Methanausbeute (65 und 23%). Bei Triticale (Frischsubstrat) war die Steigerung durch die Dampfbehandlung nur minimal (4%) und im Fall des Weizens (Frischsubstrat) kam es sogar zu einer Absenkung der Methanausbeute (5%). Füleky und Czinkota (1993) beschreiben ein Verfahren bei ähnlichen Bedingungen (Temperatur: 102 - 105°C, Druck: 1,2 - 1,5 bar) zur Perkolation von Nährstoffen aus Bodenproben, das gute und schnelle Extraktionsergebnisse erreichte.

Mit erhöhten Temperaturen und korrespondierend hohen Drücken wird auch bei der sogenannten Sattdampfbehandlung (oder Dampfbehandlung) verfahren. Hier findet ein Aufschluss unter erhöhten Prozessdrücken in einer gesättigten Wasserdampfatmosphäre statt. Die Behandlungstemperaturen reichen im Allgemeinen bis ca. 250°C, bei einem maximalen Druck von 25 bar (Radke, 2000). Das Verfahren wurde für feste Substrate wie Stroh und verschiedene Hölzer sowie zum Aufschluss von Klärschlämmen untersucht. Verfahrenstechnisch können autohydrolytische Verfahren und die kontinuierliche Betriebsweise der Rapid-Steam-Hydrolysis/Continuous Extraction (RASH) unterschieden werden. Die Autohydrolyse ist durch ein hohes Wasser/Trockenmasse-Verhältnis von etwa 10/1 gekennzeichnet. Eine Aufheizung des Materials geschieht über ca. zwanzig Minuten. Normalerweise wird der Prozess gerührt, die Abkühl- und Druckentspannung erfolgt simultan. Der RASH-Prozess ist vergleichbar der Sattdampfbehandlung bei geringerem Sattdampfbedarf und einer geringeren Reaktionsaktivität. Kennzeichnend ist eine kontinuierliche Betriebsführung, wobei der kontinuierlich anfallende Kondensatstrom die leicht löslichen Komponenten enthält (Radke, 2000).

Die Untersuchungen von Radke zur Auswirkung einer Sattdampfbehandlung auf die biochemische Verfügbarkeit verschiedener Stoffströme aus einer Vergärungsanlage für Bioabfälle zeigen eine signifikante Zunahme der Löslichkeit infolge einer Sattdampfbehandlung für alle untersuchten Fraktionen (Rohpulpe, Fasern, Frischsuspension, Frischsuspension Fasern und Gärrückstand). Die Löslichkeit erhöhte sich mit Zunahme der Behandlungsintensität (Druck, Temperatur, Verweilzeit), wobei der Einfluss des Drucks und damit der Behandlungstemperatur über die Verweilzeit dominierte. Eine geregelte Druckentspannung minimierte deutlich die Auswirkung der explosionsartigen Zerfaserung und damit den Effekt der sich günstig auf die Löslichkeiten auswirkte.

Die Sattdampfbehandlung eignete sich insbesondere für die untersuchte Frischsuspension, bei der die in 500 Stunden produzierte Biogasmenge um 40% im Vergleich zum unbehandelten Substrat gesteigert werden konnte. Es zeigte sich, dass der wesentliche Gewinn des Biogasertrages aus der Flüssigkeit – dem Hydrolysat – gebildet wurde. Ein entwässerter Reststoff wäre demnach eher als Ausgangssubstrat für eine aerobe Rotte zu nutzen, während der gelöste Substratanteil für einen Anaerobreaktor geeignet ist.

Die positiven Effekte einer Sattdampfbehandlung konnte Radke (2000) zudem in weiteren Versuchen mit Biertrebern nachweisen. Auch hier konnten höhere Biogasausbeuten und zusätzlich höhere Methankonzentrationen nach einer Vorbehandlung erzielt werden. Der Einfluss auf ebenfalls untersuchte Trester führte bei kurzen Behandlungszeiten zu einer Beschleunigung des anaeroben Umsatzes (ca. 33%). Sattdampfbehandlungen >10 Minuten führten jedoch zu schlechteren Ergebnissen als die der unbehandelten Proben. Generell führte die Sattdampfbehandlung der Trester zu keiner signifikanten Zunahme zusätzlich biologisch verstoffwechselbarer Kohlenstoffe (Radke, 2000).

Aufgrund der dargelegten Zusammenhänge und den Erläuterungen von Radke (2000) ist zu schlussfolgern, dass die beobachteten positiven Effekte der Sattdampfbehandlung im Wesentlichen auf dem Einfluss der hohen Behandlungstemperaturen und der raschen Änderungen des Drucks beruhen.

Schieder et al. (2000) weisen darauf hin, dass die optimalen Parameterkombinationen aus Temperatur und anliegendem Druck stark substratabhängig sind. Für Kantinenabfälle wurden Temperaturen zwischen 160 und 200°C bei einem Druck bis 40 bar (60 Min.) als effektivste Form der Vorbehandlung identifiziert. Die optimalen Bedingungen bei derart hohen Drücken könnten darauf hinweisen, dass hohe Widerstandskräfte durch den zusätzlichen Temperatureinfluss verringert werden.

159

Ein ebenfalls aus höher temperierten Verfahren abgeleiteter Aufschluss ist der hydrothermische Aufschluss durch Dampfexplosion. Das Verfahren nutzt die auch bei Radke (2000) erwähnte explosionsartige Zerfaserung. Der Reaktor wird sehr schnell mit Heißdampf (meist 160 - 260°C) gefüllt, eine bestimmte Zeitspanne (wenige Sekunden bis 20 Minuten) bei dem hieraus resultierenden hohen Druck gehalten und der Druck schlagartig gelöst, was zu einer explosiven Druckverminderung führt (Taherzadeh und Karimi, 2008). Hierdurch wird in den Fasern eingeschlossenes Wasser sehr schnell ausgetrieben. Dies führt u.a. dazu, dass der größte Teil der Hemicellulosen entfernt wird (ebd.). Negro et al. (2003) verwendeten bei Versuchen mit Schwarzpappeln Reaktionsgefäße mit einem maximalen Arbeitsdruck von 41,2 bar. Die Leistung der enzymatischen Hydrolyse und einer anschließenden Fermentation konnte durch das Verfahren deutlich erhöht werden. Weitere Arbeiten zu Dampfexplosionsverfahren mit verschiedenen Substraten weisen ebenfalls signifikante Erhöhungen des Substrataufschlusses nach (Boussaid et al., 1999; Varga et al., 2004; Ruiz et al., 2006; Kurabi et al., 2005; Sun et al., 2004). Die Mehrzahl der Arbeiten beschäftigt sich nicht mit Abfallstoffen und ist in ihrer Methodik und den erzielten Ergebnissen auf diese nicht direkt übertragbar. Dies gilt insbesondere für Betrachtungen zur Energieeffizienz. Liu et al. (2002) führten Versuche mit Bio- und Restabfällen durch und konnten bis zu doppelt so hohe Methangasbildungsraten verzeichnen. Das gleiche Verfahrensprinzip der Dampfexplosionsverfahren ist unter der Bezeichnung Thermodruckhydrolyse im Bereich der Klärschlammbehandlung bekannt. Rand et al. (2008) erzielten in Laborversuche bei einer Hydrolysedauer von 30 Minuten, einer Behandlungstemperatur von 160°C und 6 bar Druck Steigerungen des für den anaeroben Abbau verfügbaren CSB in der flüssigen Phase um 300%. In Gasertragstests wurde eine Zunahme der Gasbildung um nahezu 20% bei in etwa gleichen Methangehalten gemessen. Die Vorbehandlung unter Wärmezufuhr wird oftmals kombiniert mit zusätzlichen chemischen Verfahren, die meistens einen höheren Aufschlussgrad und höhere Abbauleistungen respektive Biogasbildungen erreichen als rein thermische Verfahren (Ando et al., 1988; Tanaka et al., 1997; ATV-DVWK, 2003b; Taherzadeh und Karimi, 2008). Zum Einsatz kommen NaOH, H2SO4, CO2, SO2, O2

Die Dampfdruckverfahren erfüllen in den meisten Fällen grundsätzlich die in der Einleitung genannten Bedingungen für ein geeignetes Aufschlussverfahren (Taherzadeh und Karimi, 2008; Kim et al., 2003; Moeller-Chávez und González-Martinez, 2002). Im Bereich der Abfall- und Reststoffverwertung ist dies aufgrund des oftmals hohen und kostenaufwändigen Energiebedarfs hingegen nicht immer der Fall.

und andere chemische Reaktanden.

Druckbehandlung

Auch die Gruppe der Verfahren, die mittels eines Druckunterschiedes einen Aufschluss bewirken, gehört zu den physikalischen Verfahren. Im Bereich der Klärschlammbehandlung liegen Untersuchungen zum Aufschluss durch Hochdruckhomogenisatoren vor, die belegen, dass bei Drücken von 200 bar Aufschlussgrade von 50% erzielt werden, bei 600 bar lag der Aufschlussgrad bei 85%. Der anaerobe Abbaugrad konnte in Folge des Aufschlusses um bis zu 20% gesteigert werden. Bei einer Verweilzeit von vier Tagen wurde ein Abbaugrad von 71% erreicht. Ein energieautarker Betrieb erscheint nach den erzielten Ergebnissen möglich (Müller, 1996).

Das Verfahrensprinzip beruht auf hohen Druckdifferenzen, daraus resultierenden Flüssigkeitsgeschwindigkeiten von bis zu 300m/s und den durch die hierdurch hervorgerufene Druckabnahme entstehenden Kavitationsblasen. Kollabieren diese, entstehen energiereiche Schubspannungsfelder in denen Zellen aufgeschlossen werden. In Bezug auf die vorliegende Arbeit ist zu berücksichtigen, dass das Verfahren der Hochdruckhomogenisation nach dem Verfahrensprinzip „Homogenisierventil“ auf Flüssigkeiten und Suspensionen beschränkt ist.

Hochdruckhomogenisatoren werden ursprünglich erfolgreich in Laborverfahren zum Aufschluss von Zellen im Labormaßstab eingesetzt (Middelberg, 1995; Kleinig und Middelberg, 1996; Kampen, 2005). Für den Zellaufschluss werden verschiedene Beanspruchungsarten diskutiert. Zum einen werden sogenannte Microjets für die Öffnung der Zellen verantwortlich gemacht. Dies würde bedeuten, dass der Flüssigkeitsstrahl ein Loch in die Zellwand schlägt. Andere Autoren benennen Scherkräfte von Wirbeln, die aus implodierenden Kavitationsblasen stammen sowie turbulente Scherfelder als Ursachen des Zellaufschlusses (Middelberg, 1995; Kampen, 2005). Untersuchungen

160

von Kampen et al. (2004) weisen darauf hin, dass die Zellen aufgrund des Dampfdrucks der eingeschlossenen Flüssigkeit platzen, wenn die Zelle in Kontakt mit einer wachsenden Kavitationsblase kommt. Andere Zerkleinerungsvorgänge wie z.B. Prall, Vibrationen und Expansion gelten nicht als bestimmend (Jahnke, 2000).

Vakuum-Siede-Behandlung

Das Verfahren der Vakuum-Siede-Behandlung mit anschließender Extraktion (Vakuum-Siede-Extraktion - VSE) ist in eine Kombination unterschiedlicher Behandlungsschritte eingebunden und soll einer Überführung möglichst großer Mengen organischer und vergärbarer Substanz in eine Flüssigphase dienen. Eine schematische Darstellung der Einbindung der VSE in das Gesamtverfahren zeigt Abbildung 4-23.

Abbildung 4-23: Schematische Einbindung der Vakuum-Siede-Extraktion in ein Gesamtverfahren

(Bahr, 2010)

Die Vakuum-Siede-Extraktion setzt sich aus folgenden Behandlungsschritten zusammen:

• Mechanische Aufbereitung (Nutzung bereits existierender Technologien)

• Vakuum-Siede-Behandlung

• Extraktion (Fest-Flüssig-Trennung).

Der zu behandelnde Feststoff wird nach einer materialspezifischen mechanischen Aufbereitung (Siebung, Zerkleinerung, Störstofftrennung) einem Vakuum-Siede-Reaktor zugeführt und ca. 15 - 30 Minuten einem Unterdruck von bis zu 50 hPa absolut und einer korrespondierenden Siedetemperaturen von ca. 32 °C im Substrat sowie mechanischer Umwälzung ausgesetzt. Hierdurch sollte ein weitergehender Aufschluss anaerob schwer oder verzögert verfügbarer Komponenten erreicht und die Überführung dieser Komponenten in eine Flüssigphase begünstigt werden. Um einen hohen Temperaturgradienten und damit effiziente Wärmeübertragung zu gewährleisten, kann die Temperatur der Mantelheizung auf eine höhere Temperatur (z.B. 100°C) eingeregelt werden, die auf zahlreichen Anlagenstandorten als Abwärme anderer Prozesse zur Verfügung steht.

Bei den im Inneren des Reaktors herrschenden Druckverhältnissen (50 hPa) siedet freies Wasser bereits bei Temperaturen um 32°C, so dass ein entsprechender Temperaturgradient gegeben ist. In Anlehnung an das Verfahren des Dampfexplosionsaufschlusses war zu erwarten, dass die Kombination thermischer Energie und zweimaliger rascher Druckänderung eine desintegrierende Wirkung verursacht und hierdurch die Verfügbarkeit der anaerob abbaubaren Organik für den nachfolgenden Anaerobprozess gesteigert wird.

Im Anschluss an die Vakuum-Siede-Behandlung wird das Substrat mit Extraktionswasser (Frisch- bzw. Prozesswasser) angemaischt, um einen Großteil der aufgeschlossenen Organik in die Flüssigphase zu überführen. Der Anmaischvorgang kann sowohl im Vakuum-Reaktor selbst, als auch in einem separaten Mischer/Extraktor erfolgen. Die mit anaerob abbaubarer Organik angereicherte Flüssigphase wird durch ein- oder mehrfaches Abpressen separiert und anschließend in einem Anaerobprozess zur Biogasgewinnung eingesetzt. Der Feststoff kann nach weitergehender Aufbereitung als Brennstoff konfektioniert werden (vgl. Avila, 2008) oder nach einer geeigneten

161

Nachrotte als Kompost (Bioabfall) bzw. ablagerungsfähiges Deponat (Restabfall) vorliegen. Die weitergehende Behandlung verbleibender Reststoffe ist nicht Gegenstand der vorliegenden Arbeit. Der ursprünglich vorgesehene Verfahrensablauf ist in der Abbildung 4-24 aufgeführt.

Nach den Untersuchungen von Bahr (2010) ist das Verfahren der Vakuum-Siede-Behandlung im Sinne der bearbeiteten Fragestellungen nicht geeignet zu einem erhöhten Aufschluss und in dessen Folge zu erhöhten Gasbildungsraten beizutragen. Daher muss es nach dem jetzigen Kenntnisstand als ungeeignet eingestuft werden. Die für das Verfahren zusätzlich aufzubringenden energetischen und betriebstechnischen Aufwendungen sind auf Grundlage der Forschungsergebnisse nicht zu rechtfertigen

Abbildung 4-24: Grundschema des ursprünglich projektierten Verfahrensablaufs der Vakuum Siede-Behandlung

.

Ultraschall

In Gesprächen mit Anlagenherstellern und –betreibern wurde mehrfach die Frage aufgeworfen, ob eine Vorbehandlung des Gärsubstrates mit Ultraschall sinnvoll sei. Die Desintegration von Klärschlamm mit Hilfe von Ultraschallwellen wird schon seit längerer Zeit angewandt. Nickel (2002) und Wang et al. (1999) führten Untersuchungen zur Klärschlammdesintegration mit Ultraschall und die hierdurch hervorgerufene Kavitation durch. Die unter Normaldruck durchgeführte Behandlung konnte – abhängig von der Intensität der Behandlung – die Gasausbeute steigern und die zu entsorgende Schlammmenge durch bessere Entwässerbarkeit reduzieren. Eder (2005) beschreibt die

162

großtechnische Anwendung dieses Verfahrens auf einer Kläranlage und berichtet von Steigerungen der spezifischen Gasausbeute von 11% durch die Behandlung mit Ultraschall bei positiver Gesamtenergiebilanz.

Es ist zu prüfen, ob ein Einsatz auch im Bereich der Vergärung von Bio- und Grünabfällen Vorteile erbringt.

Mit Hilfe spezieller Sonden werden Ultraschallwellen in ein flüssiges Medium eingetragen und durchlaufen das Medium. Treffen die Ultraschallwellen auf eine fest/flüssig Phasengrenzfläche entstehen sogenannte Kavitationsblasen. Dies wird bedingt durch kurzzeitiges Unterschreiten des Dampfdruckes in der Flüssigkeit. Der Siedepunkt von Wasser, das heißt die Temperatur, bei welcher es von der flüssigen in die gasförmige Phase übergeht, liegt unter Normalbedingungen (1013 hPa) bei 100°C. Bei geringerem Druck verringert sich jedoch auch die Temperatur des Siedepunktes. Bei einem Druck von beispielsweise 23 hPa liegt dieser schon bei 20°C. Trifft die Ultraschallwelle auf eine feste Oberfläche, wie zum Beispiel Steine, Glas, pflanzliche und tierische Zellen, entsteht kurzzeitig ein Unterdruck. Das Wasser verdampft. Da die Dampfblase ein wesentlich größeres Volumen einnimmt, wird das umgebende Wasser verdrängt. Schallwellen sind ein Aufeinanderfolgen von Druckschwankungen, so dass der Druck schnell wieder ansteigt. Ist der Druck hoch genug, so dass er den Dampfdruck bei der vorherrschenden Temperatur übersteigt, kommt es zur Kondensation des Wasserdampfs. Dies geschieht hauptsächlich an den Außenwänden der Dampfblase, wodurch sich deren Volumen extrem verringert und die Blase schlagartig implodiert. Das umgebende Wasser drängt in den entstandenen Hohlraum, was beim Aufeinandertreffen der Wassermassen zu einem sogenannten Mikrojet führt. Dessen Druckstöße können, wenn auch nur kurzfristig Drücke von mehreren 1000 bar erreichen. Implodiert die Blase in der Nähe von Grenzflächen, wie oben beschrieben, kann der Mikrojet die Oberfläche zerstören. Bei Metallen führt dieses zum Abtrag von Material in den obere Schichten, Wie es besonders bei Schiffschrauben und Pumpenlaufrädern zu beobachten ist.

Grundsätzlich werden bei dem Verfahren die hohen Temperaturen sowie der Dampfdruck in der Mikrowelle als ursächlich für eine Beeinträchtigung der Durchlässigkeit und Stabilität der Zellmembran und letztlich dem Bruch der Zelle benannt (Islam und Weil, 1998).

In der Schlammbehandlung wird dieser Effekt dazu genutzt, Mikroorganismen und andere makroskopische organische Verbindungen zu zerstören. Hieraus resultiert eine bessere Verfügbarkeit der enthaltenen Nährstoffe, worauf die eingangs erwähnte Steigerung des Biogasertrages beruht. Das Verfahren ist im Bereich der Abwasserbehandlung ausgiebig untersucht und wird erfolgreich im großtechnischen Maßstab eingesetzt. Bei einem Versuch, dieses Verfahren in einem abfallwirtschaftlichen Kontext einzusetzen sind folgende Aspekte dringend zu beachten.

1. Im Medium enthaltenen Luftblasen werden durch die Expansion der Dampfblase komprimiert, was zu einer Dämpfung des Effektes führt

2. Die Grenzfläche zwischen dem schallübertragenden Medium und der Organik sollte möglichst groß sein, um Abstrahlungsverluste zu vermeiden

3. Wie oben beschrieben, wirkt der Effekt auf jegliche Grenzfläche zwischen festen und flüssigen Phasen. Daraus folgt ein Energieverlust an den Oberflächen suspendierter, inerter Stoffe wie Sand, Glas, oder Kunststoffen.

Schlussfolgernd ist festzustellen, dass für eine Anwendung der Ultraschallbehandlung im Bereich der Vergärung biogener Reststoffe nur Verfahren zur Nassvergärung in Frage kommen. Weiterhin ist aufgrund der genannten Energieverluste ein effizienter Einsatz nur bei äußerst geringen Störstoffgehalten möglich. Hierzu zählen neben den genannten Inertstoffen auch größere pflanzliche Strukturen. Zwar werden bei ausreichender Energiezufuhr und Behandlungsdauer auch diese Strukturen zerstört der hierfür notwendige Energieaufwand wird jedoch kaum durch einen etwaigen Gasmehrertrag gedeckt. Erfahrungsgemäß weisen Nassverfahren im Bereich der Abfallwirtschaft, sei es für biogene Reststoffe einschließlich Bio- und Grünabfall oder kommunale Restabfälle, trotz vorgeschalteter Sandfänge stets einen Anteil an mineralischer Trockensubstanz im Fermenter auf.

Der Einsatz von Ultraschall zur Vorbehandlung biogener Feststoffe vor der Vergärung wird bei aktuellem Stand der Technik als nicht sinnvoll eingeschätzt.

163

4.1.2.12 Gasverwertung

4.1.2.12.1 Gasverwertung Ist-Situation

Im Rahmen der Erhebung wurde abgefragt, welche Form der Biogasverwertung auf den jeweiligen Anlagen praktiziert wird. Die Erhebung ergab, dass auf 60 Anlagen BHKW im Einsatz sind, drei dieser Anlagen speisen zusätzlich Gas in ein Mikrogasnetzt und versorgen damit ein BHKW in nahegelegenen Ortschaften mit vorhandenem Wärmenetzt bzw. eine Wärmeabnehmer. Zwei Anlagen speisen ihr aufbereitetes Gas in ein Erdgasnetz. Auf einer Anlage wird versuchsweise eine Brennstoffzelle mit Gas versorgt.

59 Anlagenbetreiber gaben an, einen Teil der Wärme zur systemimmanenten Fermenter- und Substratheizung zu verwenden, um die mesophilen bzw. thermophilen Prozesstemperaturen einzustellen. Mindestens 17 Anlagenbetreiber trocknen ihre Gärreste bzw. nutzen die Wärme zur Prozesslufterwärmung für die Rottesteuerung.

Ein Anlagenbetreiber setzt die Wärme gezielt zur Rottesteuerung ein, um zusätzlich überschüssiges Prozesswasser zu verdunsten. Später wurde auf dieser Anlage die Entwässerung weniger intensiv gefahren mit der Folge, geringerer Prozesswassermengen mit niedrigeren TS-Gehalten im zu entsorgenden Prozesswasser. Dieser Lösungsansatz resultierte aus Entsorgungsproblemen für überschüssiges Prozesswasser im Zeitraum in dem die Ausbringung untersagt ist. Betriebswirtschaftliche Berechnungen ergaben einen deutlichen Vorteil für diese Lösung. Kosteneinsparungen resultierten insbesondere im geringeren Bedarf an vorzuhaltenden Speichervolumen, geringeren Entsorgungskosten und geringeren Energiebedarf und Aufwendungen für RWU für den Entwässerungsprozess. Für diesen Prozess wurde nahezu die gesamt Restwärme eingesetzt.

Detaillierte Berechnungen und Versuche zur gezielten Wasserverdunstung wurden von Dorstewitz et al. (2006) durchgeführt.

Abwärme auf erhöhtem Temperaturniveau wird in einer Anlage zur Trocknung des Gärrestes in einem Bandtrockner, der mit Zuluft auf einem Temperaturniveau von ca. betrieben (siehe auch Kapitel 4.1.2.12.4.

Auf mindestens 10 Standorten werden Betriebsgebäude beheizt. Die Einspeisung der Wärme in Nahwärmenetze wird auf mindestens 4 Standorten praktiziert. Die Trocknung externer Produkte wird nur von drei Betreibern praktiziert werden. In einem Fall liegt die Kläranlage in unmittelbarer Nachbarschaft des Vergärungsanlagenstandortes, so dass die Klärschlammtrocknung einfach zu realisieren war.

Tabelle 4-25. Art der Biogasverwertung und Wärmenutzung

Gasnutzung Anzahl Anlagen

BHKW (elektr. Wirkungsgrade 38% (32 - 44%) 61

BHKW plus Mikrogasleitung 3

Einspeisung Erdgasnetz 2

Brennstoffzelle 1

Wärmenutzung

Fermenter- und Substratheizung 59

Trocknung Gärreste, Prozesslufterwärmung zur Rottesteuerung 17

Heizung Betriebsgebäude 10

Einspeisung Nahwärmenetz 4

Trocknung externer Produkte (Klärschlamm, Holz, Mais) 3

164

Heizung Gewächshäuser 1

Heizung Waschwasser für Reinigung Umleerbehälter 1

Bezüglich der Energieverwertung wurde auch die Standortqualität diskutiert. Es wurde generell bemängelt, dass die Energieverwertung zu wenig bei der Festlegung von Kriterien zur Standortsuche beachtet wird. Empfohlen wurde, schon in vorgelagerten Verwaltungsprozessen wie z.B. der Raumplanung, dezentrale Ansätze der Energieproduktion und Energieverwertung zu berücksichtigen.

Insbesondere bei der Planung von Neuanlagen muss für einen wirtschaftlichen Anlagenbetrieb die Effizienz der Energienutzung stärker berücksichtigt werden. Dabei stellt eine Energienutzung in einem BHKW andere Anforderungen an den Standort als die Aufbereitung des Biogases zu Biomethan und dessen Einspeisung in das Erdgasnetz. Während bei einer Biogasaufbereitung die Entfernung zu dem nächstgelegenen Einspeisepunkt von Bedeutung ist, ist bei der motorischen Verwertung nicht nur eine effiziente Stromerzeugung von Belang, sondern ebenfalls eine weitgehende Nutzung der Überschusswärme.

Ein im Hinblick auf die Energienutzung günstiger bzw. optimaler Standort ist daher von besonderem Vorteil, macht jedoch unter Umständen die Errichtung der Anlage in räumlicher Nähe zur Wärmesenke erforderlich. Hierdurch können Investitionskosten beispielsweise für Nahwärme- oder Biogasleitungen reduziert werden. Dies bedingt jedoch, dass für die Anlage in der Nachbarschaft eine hohe Akzeptanz hergestellt werden kann.

4.1.2.12.2 Biogasaufbereitung

Für die Biogasaufbereitung werden Druckwechsel-Adsorptions-, chemische und physikalische Wasch-, Druckwasserwasch- sowie Membranverfahren angeboten. Die Verfahren unterscheiden sich unter anderem durch den zu erwartenden Methanschlupf über das Schlechtgas, den erforderlichen Wärmebedarf sowie den Systemdruck. Chemische und physikalische Waschverfahren benötigen für Regenerationsvorgänge Prozesswärme auf einem Temperaturniveau von ca. 160°C, während Druckwasserwasch-, Druckwechsel-Adsorptions- und Membranverfahren keinen Prozesswärmebedarf aufweisen. Der Methanschlupf von chemischen Waschverfahren beträgt weniger als 0,1Vol.-%, so dass die gesetzlichen Anforderungen ohne weitergehende Maßnahmen eingehalten werden. Bei den weiteren Aufbereitungsverfahren muss hingegen eine weitergehende Behandlung des Schwachgases beispielsweise durch eine oxidative Nachverbrennung vorgenommen werden. Chemische Waschverfahren sind drucklose Verfahren, während die weiteren Verfahren bei einem Systemdruck im Bereich zwischen 4 und 10 bar arbeiten (siehe Tabelle 4-26 ).

Die Auswahl des Aufbereitungsverfahrens wird somit nicht nur von den Investitionskosten für die Aufbereitungstechnik sondern ebenfalls von den unter Umständen zusätzlich einzuplanenden technischen Einrichtungen bestimmt. Bei Einsatz eines chemischen Waschverfahrens ist eine Wärmebereitstellung aus regenerativer Energie in ausreichender Menge und Temperaturniveau sicherzustellen. Der Betriebsdruck erfordert einen höheren Energieaufwand für die Verdichter und Kompressoren. In Abhängigkeit von dem Druckniveau am Einspeisepunkt, ob in ein Verteilnetz (Niederdruck < 100 mbar) oder aber Transportnetz (Hochdrucknetz über 1 bar) eingespeist wird, oder der Entfernung zum Einspeisepunkt kann ein Vordruck aus der Aufbereitungsanlage jedoch von Vorteil sein. Im Hinblick auf die Energieeffizienz sind diese Rahmenbedingungen ebenfalls in den Planungen in Betracht zu ziehen.

165

Tabelle 4-26: Übersicht über Biogasaufbereitungsverfahren (Knappe et al. 2012)

Verfahrens-prinzip

Trocken-reinigung

(Adsorption)

Wäsche (physik..

Absorption)

Chemische Wäsche

(Absorption)

Chemische Wäsche

(Absorption)

Membran-verfahren

(Adsorption)

physikalische Wäsche

(Absorption)

Verfahrens-variante

PSA mit Kohlenstoff-

molekularsieb

DWW MEA DEA Polymer-membran

Genosorb

Trenneffekt

®

Bindung des Gases an Feststoff

Lösen von Gasen in einer

Flüssigkeit


Flüssigkeit


Flüssigkeit

Unterschied-liche Durchlässigkeit


Flüssigkeit

Bei erhöhtem Druck adsorbiert

CO2 am Kohlenstoff-

molekularsieb besser u. schneller

als CH4

CO

.

2 Chemische Reaktion

physikalisch

in Wasser gelöst

Chemische Reaktion

Unter hohem Druck ist eine

Polymermembran für CO2 durch-gängiger als für

CH

CO

4

2

Vorreinigung erforderlich

physikalisch in Waschlösung

gelöst

Ja Nein ja ja ja nein

Arbeitsdruck 4 - 7 bar 4 - 7 bar Drucklos Drucklos 8 - 10 bar 4 - 7 bar

Methan-verlust

< 3 - 10% < 1 - 2% < 0,1% < 0,1% 5% 2 - 4%

Abgas-behandlung

Ja Ja nein nein ja ja

spez. Strom-verbrauch

0,25 kWh/Nm³ < 0,25 kWh/Nm³

< 0,15 kWh/Nm³

< 0,15 kWh/Nm³

0,35 kWh/Nm³ 0,25 - 0,33 kWh/Nm³

Wärmebedarf Nein Nein 160°C 160°C nein 55 - 80°C

Regelbarkeit ± 10 - 15% 50 - 100% 50 - 100% 50 - 100% k. A. 50 - 100%

Referenzen >20 >20 3 2 2 2

An der TU-BS wurde der Einfluss einer intermediären Belüftung während des Vergärungsprozesses auf seinen Einfluss auf die Biogasqualität untersucht wobei ein Teilstrom der Flüssigphase des Reaktorinhalts im Bypass-System einer Belüftung unterzogen wurde (Thiel, 2013).

Abbildung 4-25: Aufbau eines Reaktors zur intermediären Belüftung (Thiel, 2013)

166

In Abbildung 4-25 ist der prinzipielle Aufbau eines Reaktors zur intermediären Belüftung dargestellt. Aus dem Hauptreaktor Fermentermaterial mit Hilfe einer Pumpe entnommen und in den kleineren Belüftungsreaktor überführt. In diesem Reaktor findet die Belüftung des Materials statt. Anschließend wird nach hinreichender Zeit, in der der Sauerstoffgehalt wieder auf 0 mg/l abgesunken ist, das Material zurück in den Reaktor gepumpt. Durch das Ausstrippen des Kohlenstoffdioxids aus der Fermenterflüssigkeit im Belüftungsreaktor wird eine Aufreinigung des produzierten Biogases im Hauptfermenter erreicht.

Die Belüftung führte zu einer Steigerung des Methangehalts im Biogas von circa 25%. Durch die Entfernung eines Teils des Kohlenstoffdioxids aus dem Biogas ging das Volumen zwar zurück, jedoch konnte die Methanfracht auf ein Niveau von 95 - 100% im Vergleich mit den unbelüfteten Reaktoren gebracht werden. Zum Teil konnten Mehrerträge erzeugt werden. Da sich mit diesem Verfahren unter nicht optimaler Reaktorauslegung Methankonzentrationen von bis zu 75% erreichen ließen, kann dieses Verfahren als eine Vorbehandlung zur weiteren Aufbereitung zum Reingas dienen.

Eine erste grobe Energiebilanz zeigt, wie bedeutend das Potenzial dieser Technik ist. Bis zu 50% der Energie zur Aufreinigung zum Reingas können durch eine Verfahrenskombination von intermediärer Belüftung und etablierten Aufreinigungsverfahren eingespart werden. In Tabelle 4-27 sind die Energieverbräuche etablierter Verfahren zur Gasaufreinigung dargestellt. Je nach Verfahren liegt die Methankonzentration im Reingas zwischen 90% und 99,5%, das durch die Kohlenstoffdioxidabtrennung, ausgehend von 40% CO2

Tabelle 4-25

,Biogas, erreicht wird. Durch das Verfahren der intermediären Belüftung werden zwar nicht so hohe Endkonzentrationen erreicht, wie durch die etablierten Verfahren, jedoch lässt sich mit dessen Hilfe die Methankonzentration von 60% auf 75% steigern. Dieses Verfahren kann somit als Voraufreinigungsverfahren für die anderen Verfahren dienen. Inwieweit sich dadurch Energie einsparen lässt, zeigt . Durch die höhere Eingangskonzentration des Biogases von 75% Methan sinkt die notwendige Aufkonzentration des Methans im Rohbiogas um circa 30%. Für die Voraufreinigung von 60% auf 75% Methan sind, beim energetisch ungünstigsten Fall einer Eintauchtiefe von 8m, 0,018 kWh/m3 Rohbiogas notwendig. Da es sich um eine Desorption der gelösten Gase aus dem Fermenteroutput handelt ist, eine möglichst geringe Eintauchtiefe von Vorteil, da mit zunehmendem Druck die Löslichkeit der Gase in Flüssigkeiten ansteigt.

Das Verfahren der intermediären Belüftung kann zur effizienten Biogasaufreinigung beitragen. Hierfür sind jedoch weitere Untersuchungen vor allem in Hinblick auf eine Optimierung der Belüftungseinrichtung, der Abstimmung von Belüftung und Ruhezeit sowie die Verringerung des Methanschlupfes notwendig. Die Technologie der intermediären Belüftung wurde im Rahmen dieser Arbeit bei der Nassfermentation untersucht. Die Adaption dieser Technologie auf Trockenfermentationsverfahren insbesondere den diskontinuierlichen Verfahren ist einfach zu realisieren durch Belüftung des Perkolatstromes. Hierfür könnte der Perkolattank bzw. ein Teilstrom belüftet werden. Inwieweit sich die Belüftung auf die Biogasqualität auswirkt, wäre besonders vor dem Hintergrund der diskontinuierlichen trockenen Prozessführung mit ihrer qualitativ schlechten Anfahrphase interessant.

Verfahrenstechnisch ist insbesondere die effiziente Belüftung des Fermenterinhaltes ebenso zu optimieren wie die Beschickung der Belüftungsröhren. Da ein Teil des Biogases aus den Röhren in der Versuchsanalge nicht gefasst werden konnte, ist über eine separate Gasfassung über den Belüftungsreaktoren ebenso nachzudenken wie über eine diskontinuierliche Beschickung der Röhren. Die ist allerdings mit dem Nachteil schwankender Füllstände im Reaktor verbunden und muss bautechnisch berücksichtigt und dementsprechend geplant werden. Die Reaktorgeometrie sowie Eintauchtiefe und Art der Belüftungselemente bietet noch ein erhebliches Optimierungspotenzial.

167

Tabelle 4-27: Energiebedarf der Biogasaufbereitung bei unterschiedlichen Methangehalten im Roh-Biogas (Thiel, 2013)

4.1.2.12.3 BHKW

Die Stromerzeugung erfolgt in Vergärungsanlagen überwiegend in BHKW (s.o.). Die Größenordnung der Aggregate zur Verwertung des erzeugten Biogases liegt für Vergärungsanlagen mit einer Anlagenkapazität von 10.000 bis 30.000 Mg/a bei einer Brennstoffleistung zwischen etwa 500 und 2.500 kW. Die Aggregatgröße wird hierbei natürlich nur durch Anlagenkapazität bestimmt, die Auswahl des Vergärungsverfahrens hat jedoch aufgrund der unterschiedlichen Biogasausbeuten ebenfalls einen geringen Einfluss.

Die elektrischen Wirkungsgrade der BHKW lagen vor einigen Jahren in diesem Leistungsbereich zwischen etwa 36 und 39%, der thermische Wirkungsgrad zwischen etwa 44 und 50% (siehe Abbildung 4-26 und Abbildung 4-27). In den vergangenen Jahren wurde eine Effizienzsteigerung des elektrischen Wirkungsgrades um ca. 2%-Punkte bei den BHKW-Modulen erreicht. Jedoch scheint diese Entwicklung nicht in dieser Rasanz fortzusetzen. Die ist auch in dem Umstand zu sehen, dass verschiedene BHKW-Lieferanten zu einer Steigerung der Anlageneffizienz an die BHKW-Module angepasste ORC-Module für eine weitere Abwärmenutzung anbieten.

168

Abbildung 4-26: Elektrischer Wirkungsgrad verschiedener BHKW-Module

Abbildung 4-27: Thermischer Wirkungsgrad verschiedener BHKW-Module

Die Effizienz der BHKW wurde in den vergangenen Jahren insbesondere bei dem elektrischen Wirkungsgrad stetig verbessert (Schnatmann, 2011) (siehe Abbildung 4-28). Insbesondere bei Aggregaten mit einer elektrischen Leistung von mehr als 500 kW liegt der elektrische Wirkungsgrad heute in der Regel über 40%. Heutzutage sind daher BHKW-Module mit Stromkennzahlen größer 1 am Markt verfügbar.

30%

32%

34%

36%

38%

40%

42%

44%

0 200 400 600 800 1.000 1.200

elek

trisc

her W

irkun

gsgr

ad [

-]

elektrische Leistung [kW]

Datenerhebung ASUE 2005Datenerhebung ASUE 2011eigene Erhebung (2012/3)

35%

40%

45%

50%

55%

0 200 400 600 800 1.000 1.200

ther

misc

her W

irkun

gsgr

ad [

-]

elektrische Leistung [kW]

Datenerhebung ASUE 2005Datenerhebung ASUE 2011eigene Erhebung (2012/3)

169

Abbildung 4-28: Entwicklung der Wirkungsgrade von Biogas-BHKW (Schnatmann, 2011)

Die Effizienzsteigerung der BHKW-Module hat jedoch dazu geführt, dass höhere Anforderungen an die Biogasqualität gestellt werden und insbesondere die Abtrennung von Schwefelwasserstoff an Bedeutung gewonnen hat. Da die BHKW-Module bei Vergärungsanlagen in der Regel nicht auf einen Wärmebedarf ausgelegt sind, kann ein Austausch alter BHKW-Module gegen neue effizientere Aggregate die Wirtschaftlichkeit von Altanlagen unter Umständen verbessern, führt jedoch zu einer aufwändigeren Biogasaufbereitung.

Die Steigerung der BHKW-Wirkungsgrade kann insbesondere für Altanlagen von Interesse sein. Hierdurch kann unter bestimmten Rahmenbedingungen eine Erhöhung der Stromproduktion von etwa 5 bis 7% erreicht werden, so dass ein Ersatz von Alt-BHKW eine wirtschaftlich sinnvolle Maßnahme sein kann. Dabei ist jedoch zu beachten, dass thermische Wirkungsgrade moderner Aggregate sich zugunsten des elektrischen Wirkungsgrades reduziert haben (siehe Abbildung 4-28), so dass insbesondere bei einem bestehenden Wärmekonzept hier die Auswirkungen kritisch geprüft werden müssen.

Neben der Wirkungsgradsteigerung der BHKW ist ebenso eine an die Aufgabenstellung angepasste Auslegung anzustreben. Die von den BHKW-Lieferanten angegebenen Wirkungsgrade wurden unter Prüfstandbedingungen ermittelt, so dass sie im praktischen Einsatz meist geringer sind. Weiterhin ist zu beachten, dass die Wirkungsgrade im Teillastbetrieb geringer als im Volllastbetrieb sind. Der Betrieb eines BHKW im Teillastbetrieb kann zu einer Reduzierung des elektrischen Wirkungsgrades von 2 bis zu 4% nach sich ziehen, wie Abbildung 4-29 zeigt. Demgegenüber erhöht sich der thermische Wirkungsgrad der Module im Teillastbetrieb in einer ähnlichen Größenordnung, so dass der Gesamtwirkungsgrad nahezu konstant bleibt (siehe Abbildung 4-30).

170

Abbildung 4-29: Elektrischer Wirkungsgrad in Abhängigkeit der BHKW-Auslastung von BHKW

(exemplarische Darstellung)

Abbildung 4-30: Thermischer Wirkungsgrad in Abhängigkeit der Auslastung von BHKW

(exemplarische Darstellung)

36%

37%

38%

39%

40%

41%

42%

43%

44%

100% 75% 50%

elek

trisc

her W

irkun

gsgr

ad

Auslastung

38%

39%

40%

41%

42%

43%

44%

45%

46%

100% 75% 50%

ther

mich

er W

irkun

gsgr

ad

Auslastung

171

Die Effizienzsteigerung der BHKW-Module ist jedoch begrenzt, so dass verstärkt nach effizienteren Verwertungswegen gesucht wird. In der jüngsten Zeit wird der Einsatz von Brennstoffzellen zur Verstromung von aus Bio- und Grünabfällen erzeugtem Biogas untersucht. In der Vergärungsanlage Leonberg wird eine MCFC-Brennstoffzelle (Schmelzcarbonat-Brennstoffzelle) zur Verstromung des Biogases erprobt (Lutz, 2010). Hierbei handelt es sich um eine Hochtemperatur-Brennstoffzelle, die im Gegensatz zu den Niedertemperatur-Brennstoffzellen wie beispielsweise PEMFC-Brennstoffzellen (Polymerelektrolyt-Brennstoffzelle) gegenüber den Begleitgasen des Biogases unempfindlicher sind. Obwohl der Gesamtwirkungsgrad der Brennstoffzelle mit ca. 70% niedriger als von BHKW-Modulen ist, ist gerade der mit ca. 47% erheblich höhere elektrische Wirkungsgrad für einen Einsatz dieser Technik von Interesse.

4.1.2.12.4 Wärmenutzung

Eine effiziente Energienutzung ist nicht nur aus ökonomischen sondern ebenfalls ökologischen Sicht anzustreben. Die Nutzung des Biogases in BHKW ist unter ökologischen Gesichtspunkten am vorteilhaftesten, insbesondere wenn eine weitgehende Nutzung auch der thermischen Energie erreicht wird (siehe Abbildung 4-31). Eine Alternative stellt eine Biogasaufbereitung immer dann dar, wenn eine umfassende Biogasnutzung am Anlagenstandort nicht erzielt werden kann.

Abbildung 4-31: Ökologische Bewertung von Konzepten zur Biogasnutzung (Knappe et al., 2012)

Der Nutzungsgrad der thermischen Energie hängt ebenso von dem zeitlichen Verlauf des Wärmebedarfs des potentiellen Abnehmers ab. Der Wärmebedarf von Abnehmern, die Heizwärme benötigen, unterliegt jahreszeitlichen Schwankungen und ist in den Wintermonaten am höchsten. Die Überschusswärme von Vergärungsanlagen fällt in der Regel ganzjährig an, wobei im Winter aufgrund des erhöhten Eigenenergiebedarfs ein geringerer Anteil der Wärme für eine anderweitige Nutzung zur Verfügung steht.

Die Auskopplung der Nutzwärme erfolgt zumeist als Heizwasser aus der Motor- und Abgaswärme des BHKWs auf einem Temperaturniveau von 85-95°C. Nutzwärme auf einem höheren Temperaturniveau kann durch die separate Nutzung der mit etwa 420-460°C anfallenden Abgase der Verbrennungsmotoren realisiert werden. Etwa 35-40% der thermischen Nutzwärme wird aus der Abgaswärme gewonnen.Bei dieser Abgaswärmenutzung besteht die Möglichkeit, thermische Energie auf einem höheren Temperaturniveau bereitzustellen, die auch für industrielle Prozesse geeignet ist. In Abhitzedampfkesseln kann aus den Abgasen so auch Sattdampf erzeugt werden. Die Abwärme kann ebenfalls für technische Trocknungsanlagen genutzt werden, um beispielsweise Klärschlamm, Holz

172

oder aber den Gärrest einer Vergärungsanlage aufzubereiten. Eine derartige Abwärmenutzung wird beispielswiese in der Anlage Leonberg zur Trocknung des Gärrestes durch Einsatz eines Bandtrockners (120°C) praktiziert.

Die weitgehende Nutzung der überschüssigen Wärme bei einer Verwertung des erzeugten Biogases in BHKW-Modulen ist von großem Interesse. Daher wird die Nutzung der Abwärme von Biomasseanlagen ebenfalls durch das EEG gefördert. Der Organic-Rankine- und Kalina-Cycle-Prozess werden als mögliche Wärmenutzung ausgewiesen, um die in § 27 Abs. 4 gestellt Anforderung zu erfüllen, dass 60% des erzeugten Stromes in Kraft-Wärme-Kopplung erzeugt wurde. Beide Prozesse sind thermodynamische Kreisprozesse, in denen im Gegensatz zum klassischen Dampfprozess andere niedrig siedende organische Stoffe als Arbeitsmedium eingesetzt werden. Durch Einsatz dieser Anlagen kann eine weitergehende Abwärmenutzung erzielt werden.

Der Einsatz von OCR-Anlagen ist auf Abwärmeströme mit einer thermischen Leistung von mehr als 300 kW beschränkt. Daher werden derzeit ORC-Anlagen entwickelt, die eine elektrische Leistung von ca. 30 – 60 kWel. aus einer zugeführten thermischen Leistung von ca. 215 bis 335 kWth.

ermöglichen sollen. Zusätzlich werden Entwicklungen vorangetrieben, OCR-Anlagen nicht nur mit der Abwärme aus den Abgasen auf einem Temperaturniveau zwischen 400 und 530°C sondern ebenfalls mit der Abwärme aus dem Warmwasserkreislauf eines BHKW mit einem Temperaturniveau zwischen 85 bis 95°C zu betreiben (Fraunhofer-UMSICHT, o. Jz).

4.1.2.13 Methanschlupf/Methanverluste

In den Vergärungsanlagen kann es an verschiedenen Stellen zu Methanverlusten kommen. Hier gilt es nicht nur aufgrund der Tatsache, dass diese Methanmengen nicht für eine Energieerzeugung zur Verfügung stehen und damit auch die Wirtschaftlichkeit einer Biogasanlage negativ beeinflusst wird, sondern ebenfalls aufgrund der Klimaschädlichkeit von Methan und vor dem Hintergrund des Arbeits- und Geräteschutzes (Ex-Schutz), diese Emissionen weitgehend zu minimieren.

Verfahrensbedingt ist bei diskontinuierlichen Trockenvergärungen das Öffnen der Fermenter bei der Befüllung und Entleerung erforderlich. Die Fermenter müssen vor dem Öffnen belüftet werden, um explosionsfähige Atmosphären zu vermeiden. Ebenso weist das zu Beginn des Fermentationsprozesses gebildete Biogas einen zu geringen Methangehalt für eine motorische Verwertung auf. Die Beimischung des Schwachgases in das Biogassystem ist erst nach etwa 36 bis 48 h möglich (Postel et al. 2009; Kühle-Weidemeier et al., 2009), da aufgrund des Verdünnungseffektes bei einem zu niedrigen Methangehalt Probleme bei der motorischen Verwertung auftreten. In den ersten Vergärungsanlagen war die Reinigung des Schwachgases nur mittels Biofilter vorgesehen. Ein Abbau des Methans ist in einem Biofilter aber nur geringfügig bis gar nicht möglich, so dass an dieser Stelle ein Methanschlupf auftrat.

Zur Vermeidung der Emissionen wurde zwischenzeitlich nach Auskunft von Anlagenbauern und Betreibern das Betriebsregime sowie die Verfahrenstechnik optimiert. Das bei der Belüftung der Fermenter auftretende Schwachgas wird nun beispielsweise in einem separaten Gassystem gesammelt und anschließend behandelt. Das Schwachgas wird separat gesammelt und bei zu geringer Methankonzentration über eine Schwachgasfackel entsorgt. Der Methangehalt für den Betrieb eines Schwachgasbrenners muss etwa 12 bis 15Vol.-% betragen, so dass bei einem zu niedrigen Methangehalt die Zumischung von Biogas erforderlich wird. Alternativ ist ebenso die Verbrennung in einem Schwachgasbrenner zur Bereitstellung der thermischen Prozessenergie denkbar.

4.1.2.14 Flexible Energieerzeugung und -bereitstellung

Im EEG 2012 wurde eine Flexibilitätsprämie eingeführt, um eine bedarfsgerechte Stromerzeugung aus Biomasse zu ermöglichen. Hierdurch soll die Markt- und Systemintegration der erneuerbaren Energien vorangebracht und auch eine Entlastung des Stromnetzes erreicht werden. Eine Anpassung der Stromerzeugung entsprechend der Nachfrage bedingt, dass eine Speicherung der erzeugten Bioenergie erfolgen muss. Die kann zum einen durch eine angepasste Erzeugung des Biogases in einer Vergärungsanlage und zum anderen durch die Installation ausreichend großer Speicherkapazitäten

173

erfolgen in Verbindung mit angepasster BHKW-Leistung. Die Anpassung der Biogaserzeugung an den Strom- und Wärmebedarf ist aber, da dann die Fermenter in der Beschickung und Entleerung flexibler betrieben werden müssten, ohne Inkaufnahme relevanter Biogasverlusten nicht realisierbar. Somit bleibt die Schaffung höherer Speicherkapazitäten und angepasste BHKW-Leistung.

4.1.2.15 Entwässerung und Abwasser bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Die Gärreste müssen nach dem Vergärungsprozess für die weiteren Verwertungs- und Behandlungsprozesse konfektioniert werden. Die Verwertung des Gärrestes bei der Bio- und Grünabfallvergärung besteht aus der direkter Ausbringung auf landwirtschaftliche Flächen und/oder der aeroben Nachbehandlung zur Erzeugung eines Kompostes. Die Entwässerung ist als erster Schritt der Konfektionierung nach dem eigentlichen Vergärungsprozess anzusehen. Dieser Verfahrensschritt ist sowohl bei kontinuierlichen Trockenverfahren als auch Nassverfahren vorzusehen. Bei diskontinuierlichen trockenen Verfahren wird in der Regel auf die Entwässerung vor der Nachrotte verzichtet.

Für die weiteren Verwertungs- und Behandlungsprozesse sind die Gärreste aus der Bio- und Grünabfallvergärung auf Wassergehalte um 60% zu entwässern, bei Zugabe von Strukturmaterialien können auch höhere Wassergehalte akzeptiert werden.

4.1.2.15.1 Art der Entwässerung

Entwässerung von Gärresten aus der kontinuierlichen Trockenvergärung

Die Entwässerung erfolgt bei kontinuierlichen Trockenverfahren aufgrund des Trockensubstanzgehaltes oberhalb 20% im Reaktorablauf in erster Linie mittels Siebschneckenpressen. Der Feststoffanteil im Pressat kann bis zu 16% betragen. Auf einigen Anlagen wird zusätzlich mit Dekantern entwässert, falls entsprechende Anforderungen aus der Verwertung bzw. Entsorgung an die TS-Werte im Wasser erfüllt werden müssen. Bei neueren Anlagenkonzeptionen kontinuierlicher Trockenverfahren zur Entwässerung wird auf den additiven Einsatz von Dekantern verzichtet.

Auf zwei Anlagen wurde die die Vakuumsiedetrocknung zur Trocknung von Gärresten eingesetzt. Diese Entwässerungssysteme wurden mittlerweile durch Siebschneckenpressen ersetzt.

Mindestens 17 Anlagenbetreiber – vornehmlich Betreiber trockener Verfahren - trocknen ihre Gärreste bzw. nutzen die Wärme zur Prozesslufterwärmung für die Rottesteuerung. Ziel ist es, den die mechanische Entwässerungsleistung zu reduzieren. Ein Anlagenbetreiber setzt die Wärme gezielt zur Rottesteuerung ein, um zusätzlich überschüssiges Prozesswasser zu verdunsten. Später wurde auf dieser Anlage die Entwässerung weniger intensiv gefahren mit der Folge, geringerer Prozesswassermengen mit niedrigeren TS-Gehalten im zu entsorgenden Prozesswasser (siehe auch Kapitel 4.1.2.15). Durch Verringerung des Pressdrucks vermindert sich auch der Verschleiß (Abrasionsprozess) an den Entwässerungsaggregaten. Durch die Nutzung der Wärme resultieren in der Regel ein:

• geringerer Bedarf an vorzuhaltenden Speichervolumen • geringere Entsorgungskosten • geringerer Strombedarf • geringere Aufwendungen für RWU für die Entwässerungsaggregate.

Entwässerung von Gärresten aus der diskontinuierlichen Trockenvergärung

Fermenter-Output diskontinuierlicher Trockenverfahren weisen Trockensubstanzgehalte im Bereich von 34 bis 41% (müdl. Mittlg. Liebeneiner, 2012; Sunderbrink, 2012). Daher wird bei diskontinuierlichen trockenen Verfahren in der Regel auf die Entwässerung vor der Nachrotte verzichtet. Bezüglich der Funktion von strukturreichen Zuschlagstoffen und der Nutzung von Wärme bei der Trocknung von Gärresten bzw. Rotteprozesssteuerung gelten im Grundsatz die gleichen Aussagen, wie sie für die kontinuierlichen Trockenverfahren genannt wurden. Besonders Betreiber der

174

diskontinuierlichen Trockenverfahren haben angegeben, Wärme aus dem BHKW zur Prozesslufterwärmung für die Rottesteuerung zu nutzen.

Entwässerung von Gärresten aus der kontinuierlichen Nassvergärung

Das ausgegorene Material weist bei Nassverfahren aufgrund der intensiven Aufbereitung des Materials im Pulper eine geringe Korngröße und einen niedrigen Trockensubstanzgehalt von ca. 5 bis12% auf. Die Entwässerung erfolgt bei diesen Verfahren daher zumeist mittels Zentrifugen. Die Entwässerung mittels Siebschneckenpressen ist bei mittleren und größeren Körnungsgraden >30mm möglich, jedoch ist hier in der Regel der Einsatz von Flockungshilfsmitteln erforderlich. Bezüglich der Funktion von strukturreichen Zuschlagstoffen und der Nutzung von Wärme bei der Trocknung von Gärresten bzw. Rotteprozesssteuerung gelten im Grundsatz die gleichen Aussagen, wie sie für die kontinuierlichen Trockenverfahren genannt wurden.

4.1.2.15.2 Abwassermengen bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Bei den Verfahren zur Bio- und Grünabfallvergärung fallen, im Gegensatz zu reinen Aerobverfahren, relevante Prozess- bzw. Abwassermengen an. Abwasser bzw. Überschusswasser entsteht vorwiegend bei der Entwässerung der Gärreststoffe. Das Prozesswasser wird sowohl zum Anmaischen, Perkolieren und Animpfen der Frischsubstanz als auch als Brauchwasser – je nach Aufreinigungsgrad - in unterschiedlichen Anlagenbereichen eingesetzt. Die Menge an Ab- bzw. Überschusswasser wird durch vielschichtige Einflussgrößen bestimmt:

• Wassergehalt des Inputmaterials

• geforderte Wassergehalte der nachgeschalteten spezifischen Verwertungsformen wie z.B. für eine aerobe Nachbehandlung ca. <50 Trockensubstanz

• Höhe des oTS-Abbaus

• Trockensubstanzgehalte des Austragsmaterialien (u.a. Metalle, Störstoffe, Schwerstoffe)

• geforderte Trockensubstanzgehalte der Kompostprodukte

• Wasser-Austrag über Abluft- und Gaspfad.

Abwassermenge von kontinuierlichen Bioabfallvergärungsanlagen liegen zwischen etwa 200 bis 500 l/MgInput (Loll, 1994; Gessler et al., 1995; Kübler, 1996, eigene Angaben).

Auch bei der diskontinuierlichen Trockenfermentation (Batch-Verfahren) fällt Überschusswasser aus der Perkolation an, jedoch nur in einer Größenordnung von 2 – 6% des Materialinputs (müdl. Mittlg. Liebeneiner, 2012; Sunderbrink, 2012). Dies erfolgt in der Regel durch eine sukzessive Perkolatausschleusung, so dass auch auf Grund der geringfügigen Überschusswassermengen keine separaten Lagerbehälter vorgesehen werden müssen (siehe Abbildung 4-32). Maßgeblich für die Menge an Ab- bzw. Überschusswasser die Verwertungsmöglichkeit in einer angeschlossenen Kompostierungsanlage. Je größer die Kompostierungsanlage im Verhältnis zur Vergärungsanlage ausfällt, je geringer ist die Menge an Ab- bzw. Überschusswasser. Bei klassischen Teilstromvergärungsanlagen können kontinuierliche Vergärungsverfahren auch Ab- bzw. überschusswasserfrei gefahren werden. Daten zu Ab- bzw. Überschusswassermengen veröffentlicht durch Raussen et al. (2009) bestätigen die o.g. Angaben weitgehend.

In den bestehenden Bioabfallvergärungsanlagen wird zumeist die Abgabe des von Feststoffen weitgehend befreiten Überschusswassers in die Landwirtschaft oder an kommunale Kläranlagen praktiziert. Tabelle 4-28 zeigt beispielhaft die Verwertungs- und Entsorgungswege einiger Bioabfallvergärungsanlagen für das Überschusswasser.

175

Abbildung 4-32: Überschusswasser bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen differenziert nach Verfahrens- und Prozessarten

Tabelle 4-28: Beispielhafte Aufstellung der Verwertungs- und Entsorgungswege für Überschusswasser verschiedener Bioabfallvergärungsanlagen (ergänzt nach Fricke et al. 2004)

Anlage Entsorgungs-/Verwertungsweg

Alzey Deponiesickerwasserreinigung

Boden biologische Reinigung

Braunschweig Kläranlage

Eitting Landwirtschaft

Frankfurt a.M. Membranbiologie

Herten Membran- und Strippanlage

Hoppstetten Landwirtschaft

Lemgo Landwirtschaft

Mains Landwirtschaft

Ottelfingen biologische Behandlung, Umkehrosmose

Rümlang biologische Behandlung, Umkehrosmose

Simmern Landwirtschaft

Vechta Landwirtschaft

Würselen Landwirtschaft

0

100

200

300

400

500

600

nass trocken, kontinuierlich

trocken, diskontinuierlich

l/M

g

Überschusswasser

20 - 60

280 - 500

180 - 390

176

4.1.2.15.3 Energiebedarf Entwässerung

Der Strombedarf der Entwässerungsstufe wird sowohl durch die Entwässerungsaggregate wie Siebschneckenpressen oder Dekanter als auch den peripheren Anlagenkomponenten wie Förderpumpen, Förderaggregate (Förderbänder, Förderschnecken), Behälterrührwerke und mess- , regel- und steuerungstechnischer Einrichtungen, die für die Funktion einer Entwässerungsstufe erforderlich sind, bestimmt. Weiterhin ist von Belang, ob eine Entwässerungsstufe aus einem Prozessschritt, beispielsweise einer Siebschneckenpresse, besteht, oder zur Abtrennung des feindispersen Anteils in der abgepressten Flüssigphase zusätzlich ein Dekanter eingesetzt wird.

Die installierte Leistung von Siebschneckenpressen liegt je nach Durchsatzleistung des Aggregates bei Bio- und Grünabfallvergärungsanlagen zumeist in einer Größenordnung von 22 bis 37 kW. Die Antriebsleistung der Dekanter wird hingegen von der Aufgabenstellung bestimmt und kann erheblich variieren. Die Antriebsleistung von Dekantern ist in der Regel deutlich höher als von Siebschneckenpressen. Es liegen Angaben über Dekanter von zwei Anlagen vor, diese liegen zwischen 60 und 75 kW).

Während bei Nassverfahren die Dekanter in der Regel für die Entwässerung des gesamten anfallenden Gärrestes eingesetzt werden, werden Dekanter bei kontinuierlichen Trockenverfahren entweder zur Nachbehandlung des gesamten oder aber eines für die Anmaischung der Abfälle vor der Vergärung notwendigen Teilstromes des flüssigen Ablaufes der vorgeschalteten Siebschneckenpressen eingesetzt (s.o.).

Über spezifische Daten zum Stromverbrauch einzelner Prozessabschnitte verfügt keine der untersuchten Vergärungsanlagen. Nachfolgend wird rechnerisch versucht, den Strombedarf der Entwässrung exemplarisch für zwei existierende nasse und trockene Anlagen a 30.000 Mg/a abzuschätzen.

Der Strombedarf bei der kontinuierlichen nassen Verfahren liegt bei ca. nassen 6 bis 9 kWh/Mg. Kontinuierliche trockene Verfahren liegen in gleicher Größenordnung, falls eine Kombination aus Dekanter und Siebschneckenpresse aus Gründen von Qualitätsanforderungen an das Ab- bzw. Überschusswasser erforderlich ist. Fall die Entwässerung einstufig ausschließlich mit Siebschneckenpressen erfolgt, liegt der Strombedarf bei 4 bis 7 kWh/Mg.

Der spezifische Strombedarf von Vergärungsanlagen mit einer geringeren Durchsatzleistung liegt häufig in derselben Größenordnung, da eine Anpassung der Aggregatgrößen an die jeweiligen Durchsatzleistungen nur bedingt möglich ist.

177

Tabelle 4-29: Vergleichende Abschätzung des Strombedarfs einer Entwässerungsstufe bei einer nassen und kontinuierlichen trockenen Vergärungsanlage mit einem Jahresdurchsatz von 30.000 Mg

Trockenverfahren Nassverfahren

Anlagendurchsatz 30.000 Mg/a

Gärrestmenge 34.500 Mg/a 1) 84.100 Mg/a Entwässerung 2)

-Prozesswasser 23.100 Mg/a 69.600 Mg/a

-Feststoff 11.400 Mg/a 14.500 Mg/a

Betriebszeiten

-Siebschneckenpresse 3.300 Bh/a 3) -

-Dekanter 2.300 Bh/a 4) 3.400 Bh/a

Strombedarf

-Siebschneckenpresse 2 – 5 kWh/Mg -

-Dekanter 2 – 4 kWh/Mg 4 – 7 kWh/Mg

-Peripherie 2 kWh/Mg 5) 1) unter Berücksichtigung von Anmaischwasser zur Einstellung des TS-Gehaltes im Reaktorzulauf 2) Verteilung Abhängig vom angestrebten TS-Gehalt im Feststoff (Annahme: Trockenverfahren 40%, Nassverfahren 35%) 3) unter Annahme einer durchschnittlichen Durchsatzleistung von 8 Mg/h 4) bei Vollstrombehandlung, Nassverfahren durchschnittliche Durchsatzleistung von ca. 25 m³/h 5)

Die Entwässerung der Gärreste mit der dazugehörigen Peripherie stellt mit bis knapp 30% vom Gesamtstromverbrauch einen bedeutenden stromverzehrenden Prozessbereich. Optimierungspotenzial liegt u.a.

nur Zu- und abführpumpen und Behälterrührwerke

• in der Nutzung von Überschusswärme zur Trocknung • Intensivere Nutzung von Strukturmaterialien, sofern diese nicht anders nachhaltig verwertbar • Direkte landwirtschaftliche Nutzung der Gärreste.

4.1.2.16 Optmierungspotenzial Elektromotoren

Bei den eingesetzten Elektromotoren, die in einer Vielzahl auf Vergärungsanlagen im Einsatz sind, hat es in der Vergangenheit eine Entwicklung zu einer höheren Effizienz gegeben, u.a. angetrieben durch Forderungen aus der EU.

Die Verordnung (EG) Nr. 640/2009 zur Festlegung von Anforderungen an die umweltgerechte Gestaltung von Elektromotoren legt eine Mindesteffizienz für Elektromotoren (2 bis 6-polig, Nennausgangsleistung von 0,75 bis 375 kW, Auslegung auf den Dauerbetrieb) fest (Energieagentur 2010). Hierdurch wurden die europäischen Effizienzklassen (EFF), die eine Bewertung des Energieverbrauchs der Motoren ermöglichen, durch die neuen Effizienzklassen IE1 bis 3 ersetzt. Diese Effizienzklassen werden später um die Effizienzklasse IE4 erweitert.

Daher dürfen seit Mitte 2011 nur noch hocheffiziente Drehstrommotoren der Effizienzklasse IE2 im Leistungsbereich von 0,75 bis 375 kW in Verkehr gebracht werden (UBA, 2009a). Die Anforderungen werden sukzessive verschärft, so dass ab dem 1.1.2015 nur noch Motoren der Effizienzklasse IE3 im Nennbereich von 7,5 bis 375 kW in Verkehr gebracht werden dürfen. Diese Regelung wird dann ab dem 1.1.2017 auch auf Elektromotoren mit einer Nennleistung von 0,75 bis 7,5 kW erweitert (EnergieAgentur NRW, 2010). Der Einsatz einer Drehzahlregulierung kann auch bei diesen Motoren

178

zu einer weiteren Stromersparnis führen, da die Motoren entsprechend der erforderlichen Leistung eingeregelt werden können. Daher ist der Einsatz von Elektromotoren der Effizienzklasse IE2 in Kombination mit einer Drehzahlregelung auch nach dem 1.1.2015 weiterhin möglich.

Die Effizienz kann bei einem Austausch oder Ersatz eines älteren Motors (4-poliger Antriebsmotor mit 30 kW Wellenleistung und 85% Wirkungsgrad, Effizienzklasse EFF3) durch einen Elektromotor der Klasse

• IE1 um etwa 6,4% • IE2 um etwa 7,3% • IE3 um etwa 8,6%.

verbessert werden (EnergieAgentur NRW, 2010; Volz, 2012). Da die Elektromotoren bei Neuanlagen bereits die Effizienzklassen einhalten müssen, sind die zu erwartenden Einsparungen beim Austausch von Elektromotoren von Altanlagen deutlich größer einzuschätzen. Weiterhin kann eine regelmäßige Wartung der Motoren durch eine Verringerung der mechanischen Verluste eine Stromeinsparung zwischen 3 und 10% erreicht werden (Volz, 2012).

4.1.2.17 Schwächen bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Im Rahmen der Befragung und Begehung der Anlagen wurde gezielt nach Schwächen einzelner Behandlungsstufen und Aggregate sowie des Gesamtsystems gefragt. Dennoch wies die Auskunftsbereitschaft der Anlagenbetreiber große Unterschiede auf. Gaben einige Befragte bereitwillig Auskunft zu Problemen in der Anlagentechnik oder auch resultierenden betriebswirtschaftlichen Schwierigkeiten, so hielt sich die Mehrzahl der Betreiber mit Angaben hierzu bedeckt. Die bei der Befragung und Begehung ermittelten Daten wurden ergänzt durch Befragung von Anlagenlieferanten und Ingenieurbüros sowie durch Auswertung diverser Rechtsstreits.

Neben der grundsätzlichen Entscheidung für ein geeignetes Verfahren zur Erweiterung bestehender Anlagen um eine zusätzliche oder alternative Anaerobstufe und einer geeigneten, auf das Substrat und die Gesamtanlage abgestimmten biologischen Prozesssteuerung, sind potentielle Problemfelder zu berücksichtigen, die Einfluss auf Betrieb, Verfügbarkeit und Energieausbeuten nehmen können. Die wesentlichen Problemfelder werden erläutert und geeignete Lösungsansätze aufgezeigt.

Bei der Anlagentechnik sehen alle Befragten Optimierungspotenziale, vornehmlich in den Bereichen Reduktion von Verschleiß und Wartungsaufwand sowie in der Durchsatzoptimierung bzw. Effizienzsteigerung der Anlage.

Hinsichtlich der Reduktion von Verschleiß und Wartungsaufwand wurden besonders hingewiesen auf die Auswirkungen

• der Sedimentation und Inkrustation • des Prozesswassermanagements • der Korrosion.

4.1.2.17.1 Sedimentation und Inkrustation

Ein häufig genanntes Problem sind Ablagerungen und Inkrustationen im Fermenter und Rohrleitungen. Hiervon sind Anlagen zur Bioabfall- und Restabfallvergärung gleichermaßen betroffen.

Neben den energetisch relevanten materiellen Aufwendungen für die Instandhaltung und Ersatzbeschaffung (KEA) wirkt sich die verminderte Verfügbarkeiten auf die Energieeffizienz der jeweiligen Anlage negativ aus. In diesem Zusammenhand haben Fermenterhavarien mit in der Regel langen Ausfallzeiten gravierende Auswirkungen auf die Anlagenverfügbarkeit.

Von Kranert et al. (2002) wurde die mineralische Substanz von Bioabfällen diverser niedersächsischer Einzugsgebiete differenziert nach den Kornfraktionen Schluff-, Sand- und Kiesanteil analysiert (Tabelle 4-30). Die aufgeführten Mineralstofffraktionen werden vornehmlich über Anhaftungen an

179

Pflanzenresten sowie über „Fege- bzw. Kehrgut“ eingetragen. Sedimentationsrelevante Komponenten sind zusätzlich diverse Mineralien und Metalle aus der Störstofffraktion (siehe Tabelle 4-31).

Die in den Tabellen genannten Massenangaben gelten für unbehandelten Rohabfall. Durch Abtrennung der für die Vergärung nicht geeigneter Abfallkomponenten werden die sedimentationsrelevanten Fraktionen aufkonzentriert (Bioabfall Faktor 1,1 bis 1,3; Restabfall 1,6 bis 2,2).

Tabelle 4-30: Mineralstoffanteil ausgewählter Bioabfälle differenziert nach Korngrößen (Kranert et al., 2002)

Mineralanteil (Angaben in % TS)

Kies Sand Schluff Gesamt

Herbst <1 – 9 8 – 20 7 – 13 19 – 35

Winter 1 – 13 4 – 14 4 – 6 12 – 30

Frühling 1 – 6 9 – 23 11 – 30 23 – 59

Sommer 1 – 3 7 – 27 3 – 20 12 – 40

Mittelwert 3,5 (2 – 6) 14 (10 – 21) 11 (7 – 14) 28,5 (22 – 36)

Tabelle 4-31: Störstoffanteil im Bioabfall und Zusammensetzung der Störstoffe bezogen 100% (Fricke et al., 2003)

Störstoffart Mittelwert

(% FS)

Schwankungsbereich

(% FS)

Mittlerer Störstoffgehalt im Bioabfall 1,8 1 – 12

- Anteil - Kunststoffe

57

44 – 88

- Glas 9 5 – 32

- Metall 6 4 – 15

- Sonstiges 28 12 – 58

Die genannten Abfallkomponenten der Fraktionen Mineralien und Metalle führen zu vielfältigen Problemen bei der Vergärung von Bio- und Grünabfall sowohl im Fermenter als auch in den vor- und nachgelagerten Verfahrens- und Prozessstufen:

• Sedimentationen und Inkrustationen in Fermentern und Rohrleitungen

• Verblocken und Beeinträchtigung von mechanischen Transport- und Mischeinrichtungen im Fermenter

• Verstopfung von Rohren und sonstiger Förderern

• Verblockung von Festbetten

• Erhöhter Verschleiß.

Diese Probleme treten bei nassen und kontinuierlichen trockenen Vergärungsstufen gleichermaßen auf. Kombiniert ist die Sedimentation in vielen Fällen mit einer Inkrustation, die zu einer intensiven Verfestigung des Sediments führt. Durch Feststoffe verursachte Verstopfungen in Verbindung mit Inkrustationen haben zur vollständigen irreversiblen Verblockung von Festbetten in Hochleistungsreaktoren geführt.

180

Bei den Inkrustationen in den Behältern deutet vieles darauf hin, dass es sich hier um das gleiche Phänomen handelt, wie es bei Flächenfiltern und Dränagerohren von Hausmülldeponien (Ramke et al. 1990), auf denen unvorbehandelte Abfälle abgelagert wurden, beobachtet wird. Diese hochfesten Ablagerungen aus vornehmlich Calcium und Eisen, die als Karbonate und in Schwefelverbindungen festgelegt sind, entstehen als Folge von mikrobiellen anaeroben Umsetzungsprozessen. Die Inkrustationen können nur entstehen, wenn in der flüssigen Phase gleichzeitig gut abbaubare organische Substanzen (als Nährstoff für die Bakterien) und Ionen (Ca, Fe, SO4

Als Ablagerung kommt in den Fermentern und Rohrleitungen auch noch MAP (Ammonium-Magnesium-Phosphat) in Frage.

, Hydrogenkarbonat etc.) vorhanden sind – Milieubedingungen, wie sie auch in Fermentern vorherrschen.

Betriebliche Auswirkungen:

• Sedimentation/Inkrustation o Ablagerungen von Sedimenten in Behältern bewirken eine Reduktion des

Faulvolumens. In konkreten Fällen wurden Verringerungen bis zu 25% festgestellt. o Ablagerungen in Verbindung mit Inkrustationen können die mechanischen

Einrichtungen im Fermenter, wie z.B. Rührwerke u. Räumvorrichtungen durch erhöhte mechanische Beanspruchungen beeinträchtigen bzw. durch Blockade außer Funktion setzen.

o In liegenden Fermentern mit Propfstromtechnologie kann der Materialtransport beeinträchtigt und somit so genannte Kurzschlüsse im Materialstrom begünstigt werden.

o Bei stehenden Fermentern mit konischem Auslauf wurden in der Vergangenheit Inkrustationen festgestellt, die in einigen Fällen eine vollständige Unterbrechung (Verstopfung) des Materialstroms bewirkten. Dieses Problem wurde mittlerweile durch Modifikation im Austragsbereich gelöst.

o Beeinträchtig sind diverse Ausläufe, Schieber, Ventile etc. o Die Verblockung von Festbetten vermindert bzw. unterbindet die Durchmischung im

Fermenter. Die Funktion des Festbetts wird eingeschränkt bzw. außer Kraft gesetzt. Der Anaerobprozess kommt zum Erliegen.

• Verschleißerscheinungen o Übermäßige Verschleißerscheinungen bis hin zur Zerstörung, verursacht durch

Abrasionen, treten hauptsächlich an Zerkleinerern, Pumpen und mechanischen Entwässerungseinrichtungen auf.

o Korrosive Erscheinungen werden durch Abrasionen verstärkt.

Die aufgeführten Probleme können massive betriebliche und ökonomische Konsequenzen nach sich ziehen:

• Minderleistungen der Fermenter bis hin zu Anlagenhavarien. Fermenter müssen runtergefahren, geöffnet, entleert/saniert und wieder hochgefahren werden. Bei fehlender Redundanz ist mit Ausfallzeiten von mehreren Monaten zu rechnen.

• Vermehrte Anlagenstillstände durch umfangreichere Reparatur und Wartung. • Verkürzung der Standzeiten bei den genannten Aggregaten und Bauteilen mit den

entsprechenden Auswirkungen auf Abschreibungszeiträumen und der kalkulierten Ansätzen für Wartung, Reparatur und Unterhalt (RWU). Ebenso müssen die Ansätze der Lagerhaltung modifiziert werden.

Lösungsansätze Die Minimierung der Fraktionen Mineralien und Metalle vor dem Fermenterzulauf gilt als wesentlicher Lösungsansätze für nasse und trockene Verfahren gleichermaßen.

Bei Planung und Ausschreibung muss auf Grundlage des heutigen Kenntnisstandes der geschilderten Problematik ein höherer Stellenwert beigemessen werden, als dies bisher der Fall war.

181

Zur Planung der zum Einsatz kommenden Prozesstechnik sollten gezielt auslegungsrelevante Stoffanalysen herangezogen werden. Da für Bioabfälle kaum regionalspezifische Analysedaten mit speziellem Focus auf sedimentations- und abrasionsrelevante Abfallkomponenten zur Verfügung stehen, die regionalen Unterschiede nach jetzigen Kenntnisstand aber vergleichsweise groß ausfallen können, wird empfohlen, gezielt Analysen im Einzugsbereich der zu planenden Anlage durchzuführen. Methoden hierzu wurden von Kranert et al. (2002) entwickelt.

Lösungsansätze bei trockenen Verfahren

• Effiziente Fe-, Ne- und Schwerstoff Scheidung vor dem Eintrag in den Fermenter.

• Sicherstellung eines engen Viskositätsfensters im Gärgut. Zur Minimierung von Sedimentationsprozessen steht im Rahmen der Prozesssteuerung nur ein enger nutzbarer Viskositätsbereich zur Verfügung, der einerseits einem effektiven Förder- und Durchmischungsvorgang nicht entgegen steht, aber dennoch ein zu starkes Absinken von Schwerstoffen verhindert. Dieser Bereich ist spezifisch für die jeweilige Anlage und das zu verarbeitende Substrat zu ermitteln.

• Zur Verringerung potenzieller Sedimentationszonen ist bereits bei der Wahl der Fermentergeometrie darauf zu achten, mögliche Todzonen zu vermeiden und – insbesondere bei stehenden Fermentern – Winkel so zu wählen, dass ein selbstgängiger Sedimentaustrag begünstigt wird. Insbesondere im Austragsbereich ist auf einen möglichst unbehinderten Substrataustrag zu achten, um Sedimente aus dem Fermenter abführen zu können und Verstopfungen zu vermeiden.

• In Abhängigkeit von der Fermentergeometrie sind nach Möglichkeit geeignete Spül- und Räumvorrichtungen vorzusehen.

• Im Hinblick auf Räumvorrichtungen ist zu berücksichtigen, dass derartige Bauteile einem erhöhten Verschleiß ausgesetzt sind und insbesondere bei schwankenden Substratzusammensetzungen wechselnde mechanische Beanspruchungen ausgesetzt werden. Räumvorrichtungen wie Schubböden müssen über geeignete, d.h. vor allem abrasions- und korrosionsresistente Untergründe verfügen, mit ausreichenden Niederhaltern ausgestattet und stabil geführt werden. Ein Anlagenlieferant hat mittlerweile vollständig auf den Einbau von Räumvorrichtungen (Kratzboden) verzichtet.

• Zur Sedimentlösung können Systeme zur Gas- und Flüssigkeitseinpressung vorgesehen werden, um Sedimentation und Inkrustation entgegen zu wirken.

• Fermenter mit integrierten Rührwerken sind derart auszulegen, dass möglichst sedimentations- und inkrustationsanfällige Flächen geräumt werden.

• Vor dem Hintergrund ggf. notwendiger Fermenteröffnungen und –räumungen wird empfohlen, Fermenter redundant auszulegen. Hierdurch kann ein Totalausfall der Vergärungsstufe weitestgehend unterbunden werden. Darüber hinaus steht geeignetes Inokulum für die Wiederinbetriebnahme des in Revision befindlichen Fermenters zur Verfügung – Voraussetzung für eine Verkürzung der „Hochfahr-Zeit“. Insbesondere bei kleineren Anlagen stehen diesem Lösungsansatz wirtschaftliche Aspekte entgegen.

• Nach Revision ist beim Anfahrbetrieb auf eine engmaschige Überwachung der betrieblichen Parameter zu achten. Insbesondere pH-Wert und FOS/TAC (Verhältnis organisch abbaubarer Säuren zu Gesamtsäuren) stellen geeignete Parameter dar, rechtzeitig auf ungünstige Bedingungen reagieren zu können. Durch häufige und regelmäßige Kontrolle und Regelung der Prozesskenngrößen und der Zusammensetzung des Fermenterinhalts kann die Anfahrzeit deutlich verkürzt werden.

• Die Wartung im Fermenter installierter Systeme ist in der Regel mit der Öffnung und Entleerung des Fermenters verbunden, daher sind außen liegende Antriebe oder entnehmbare Aggregate von Vorteil

182

• Es wird empfohlen geeignete Überwachungssysteme zur Messung von Ablagerungen und Inkrustationen zu installieren. Akustische und infrarotbasierte Methode sind in der Erprobung, nach Kenntnisstand aber noch nicht zuverlässig einsetzbar.

• Grundsätzlich sind Ausfallzeiten durch Fermenteröffnungen und –räumungen kostenseitig einzukalkulieren.

• Im Gewährleistungskatalog sollte die revisionsfreie bzw. öffnungsfreie Fermenterstandzeit festgelegt und ggf. erforderliche Revisionen kostenseitig definiert werden.

Lösungsansätze bei nassen Verfahren:

Detaillierte Kenntnisse zum o.g. Problembereich liegen den Autoren aus dem Betrieb von Nassfermentern mit und ohne integriertem Festbett vor. Die Kenntnis für Festbettfermenter stammt von Restabfallbehandlungsverfahren-

• Viele der o.g. Lösungsansätze gelten in gleicher oder in modifizierter Form auch für nasse Verfahren und werden an dieser Stelle nicht wiederholt.

• Bei Festbettfermentern ist der Feststoffgehalt im Fermenterzulauf auf <1% in der FS zu begrenzen. Hierdurch können die oben beschriebenen Probleme der Festbettverstopfung weitgehend unterbunden werden. Inkrustationen sind hierdurch zwar nicht zu verhindern, ein wesentlicher Teil der Grundmatrix aber wird entzogen. Die Aufwendungen für Schlammräumung und –Austrag werden bei diesen geringen Feststoffgehalten reduziert. Auch der Schwimmdeckenbildung wird entgegengewirkt.

• Die alleinige Schwerstoffscheidung im Stofflöser/Pulper wird grundsätzlich als nicht ausreichend beurteilt, um Sedimentationsprobleme entgegenzuwirken.

Gute Trennergebnisse können in der Regel mit Dekanterzentrifugen und Kammerfilterpressen erzielt werden, ebenso haben sich unter gewissen Rahmenbedingungen Siebbandpressen bewährt. Auf Grund der kontinuierlichen Betriebsweise werden vorwiegend Dekanterzentrifugen eingesetzt.

Für die Abtrennung körniger Inhaltsstoffe sind prinzipiell Sandscheider (Sandwäscher) durchaus geeignet. Sie sind jedoch nicht in der Lage, Feinstsande sowie Faserstoffe abzuscheiden, wie dies für Festbettfermenter notwendig ist. Für Nassfermenter ohne Festbett kommt ein Sandscheider häufig nach dem Pulper zum Einsatz.

Schwingsiebe mit Feinstsiebbezügen sind geeignet, entsprechende faserige Stoffe bis auf ein Mindestmaß zu eliminieren. Schwierig ist die Leistungsfähigkeit derartiger Aggregate auf die Eliminationsleistung von Feinsanden zu beurteilen. Nicht ausreichende Trennleistungen erbrachten bei MBA-Anlagen auch druckbeaufschlagte Bogensiebe.

4.1.2.17.2 Prozesswassermanagement

Vergärungsstufen benötigen Wasser zur Anmaischung oder zur Perkolation. Zur Minimierung des Wasserbedarfs erfolgt i.d.R. eine Mehrfachnutzung durch Kreislaufführung des Wassers, wodurch im Prozesswasser eine Anreicherung mit organischen und anorganischen Komponenten stattfindet. Insbesondere bei nassen Vergärungsverfahren und bei Perkolationsverfahren ist dieser Anreicherungseffekt aufgrund der großen im Kreislauf gefahrenen Mengen besondere Bedeutung beizumessen.

Prozesswasser auf Bio- und Grünabfallverwertungsanlagen mit integrierter Vergärungsstufe entsteht aus folgenden Prozessbereichen (siehe auch):

• Perkolation und Fermentation • Entwässerung nach Fermentation • Hallenentlüftung (Kondensate)

183

• Belüftung der aerobe Hydrolyse bei der Fermentation und Perkolation sowie der Rotte (Kondensate)

• Abluftbehandlung (Kondensate) • Sickerwasser Rotte (freies Wasser und Wasser aus Bewässerung).

Prozesswasser wird in folgenden Prozessbereichen eingesetzt: • Anmaischung vor der Fermentation • Perkolation vor oder während der Fermentation • Abwasser/Prozesswasseraufbereitung (Waschstufen), • Bewässerung der Aerobstufe.

Folgende Prozesswasserinhaltsstoffe können zu Beeinträchtigungen führen: • Abrasiv wirkende Feststoff (Mineralien, Glas, Metalle) • Stickstoffverbindungen • Neutralsalze • Korrosiv wirkende Bestandteile wie Chlorid, Halogene, Säuren, Sulfat etc.

Abbildung 4-33: Schematische Darstellung der Problembereiche im Wassermanagement bei Bio- und Grünabfallverwertungsanlagen mit integrierter Vergärungsstufe

Bei nicht ausreichender Entfrachtung dieser Prozesswässer durch eine geeignete Prozesswasseraufbereitung oder durch Prozesswasserausschleusung, ist mit Problemen im gesamten Verfahrensprozess zu rechnen. Aggregate können durch prozesswasserbürtige Inhaltstoffe verstärkt Abrasions- und Korrosionsprozessen unterliegen – hiervon besonders betroffen sind Rohleitungen, Pumpen und Entwässerungsaggregate.

Feststoffe

Es gelten die Aussagen aus Kapitel 4.1.2.17.1.

Stickstoffverbindungen

Im unbehandelten Rohmaterial liegt Stickstoff in organisch gebundener Form vor. Probleme bereitet Stickstoff durch seine Stoffwechsel- bzw Abbauprodukte:

• Ammoniak (NH3

• Ammonium (NH) 4

• Lachgas (N)

2

• Nitrit (NOO)

2

)

Vergärung Entwässerung Nachrotte/ Nachreife

Aufbereitung Konditionierung Konditionierung

Deponiegut

Biogas

MVA - Rest, SBS

Abluft

Abwasser

Ammoniak Lachgas, Geruch

Ammonium/Ammoniak; refraktäre organische Belastungen, Neutralsalze

Ammonium/ Ammoniak, Neutralsalze

Ammonium, refraktäre organische Belastungen, Salze

Ammonium/ Ammoniak, Neutralsalze

184

Bei biologischen Behandlungsprozessen sind die Hemmung vor allem beim Anaerobprozess und die Belastungen der Abluft bei der aeroben Nachbehandlung der Gärrückstände von Bedeutung.

Die Auswirkungen von Stickstoff und insbesondere von Ammonium und Ammoniak auf den anaeroben Prozess sind vielfältig, da Stickstoff sowohl zur Bildung von neuer Biomasse erforderlich ist, als auch als Ammoniak zur Stabilisierung des pH-Wertes im Reaktor beiträgt, in hohen Konzentrationen jedoch zu einer Hemmung des biologischen Prozesses führen kann. Ammoniak ist ein bedeutender Parameter für die Bildung der Pufferkapazität in einem Anaerobreaktor und wirkt in Konzentrationen bis zu 1.000 mg/l NH4

Der Bereich der hemmenden bzw. toxischen Konzentration von Ammoniak liegen zwischen etwa 30 bis 100 mg/l bei einem pH-Wert ≤ 7 und Temperaturen von ≤ 30 °C, die von Ammonium hingegen bei etwa 4.000 bis 6.000 mg/l (Weiland, 2001). Die Abbauhemmungen verschiedener Stoffwechselprodukte können bei Milieuveränderungen gegenläufige Wirkintensitäten aufzeigen. So sinkt die Hemmwirkung von Schwefelwasserstoff sowie der flüchtigen Fettsäuren mit steigendem pH-Wert, wohingegen die Hemmwirkung von Ammonium-Stickstoff zunimmt. Die gegenläufigen Hemmwirkungen können dazu führen, dass bei Anwesenheit verschiedener Komponenten die Wirkung aufgehoben wird, da beispielsweise bei Anwesenheit von Schwefelwasserstoff und Kohlendioxid das Dissoziationsgleichgewicht von Ammoniak/Ammonium in Richtung Ammonium verschoben wird (KNOCHE et. al., 1996).

-N stabilisierend auf den pH-Wert (ATV, 2002). Der bei der Hydrolyse organischer Stickstoffverbindungen freigesetzte Ammoniak bewirkt eine Anhebung des pH-Wertes und wirkt somit der Absenkung des pH-Wertes - hervorgerufene durch die Versäuerung - entgegen (ATV, 1993). Die Angabe toxischer oder hemmender Substanzen ist daher schwierig, so dass lediglich Konzentrationsgrenzbereiche angegeben werden können, oberhalb derer verschiedene Stoffe unter Umständen Hemmwirkungen aufweisen können. Die Konzentration kann hierbei sowohl von der spezifischen Bakterienbelastung als auch von der Adaption der Bakterien an die Milieubedingungen abhängen.

Das Dissoziationsgleichgewicht von Ammoniak und Ammonium ist insbesondere vom pH-Wert und von der Temperatur abhängig. Hohe Temperaturen und pH-Werte, wie sie in der aeroben Nachbehandlung auftreten, überführen Ammonium als Ammoniak in die Gasphase. Stickstoff liegt auf Grund der Mineralisierung der organischen Stickstoffverbindungen im Gärrückstand und im Überschuss/Prozesswasser, das häufig zur Bewässerung verwendet wird, vorwiegend als Ammonium und zum geringeren Teil als Ammoniak vor. In der Nachrotte wird vorhandenes Ammoniak unmittelbar durch die Erwärmung ausgestrippt. Zusätzlich wird in der Rotte Ammonium durch Verschiebung des Dissoziationsgleichgewichtes in Ammoniak überführt und ebenfalls über den Gaspfad ausgetragen. Der Austrag der Stickstofffracht in Form von Ammoniak über den Abluftpfad kann hierbei bis zu etwa 35% des im Ausgangsmaterial vorliegenden Gesamtstickstoffs betragen.

Lachgas wird bei der Nachrotte der festen Gärrückstände während der mikrobiellen Umsetzungen im Rottematerial gebildet. Lachgas kann als Zwischenprodukt sowohl der Nitrifikation als auch der Denitrifikation entstehen.

Lachgas- und Ammoniak sind relevant für die Abluftbehandlung. Bei Ammoniak ist dessen Bedeutung für das Hallenklima (Gesundheit, Korrosion) bedeutungsvoll.

Die unterschiedlichen Hemmungen in Bezug auf Stickstoffverbindungen sind in Abbildung 4-34 dargestellt.

Die Tabelle 4-32 in genannten Gesamt-Stickstoff-Gehalte wurden im Wesentlichen als TKN bestimmt. Erwartungsgemäß besteht ein Großteil des Gesamt-Stickstoff-Gehalts aus Ammonium-Stickstoff. Im Prozesswasser/Abwasser aus der Vergärung wurden Ammonium-N-Gehalte von bis zu 2.770 mg/l gemessen. In der Vergärung kommt es im anaeroben Milieu zu einer Mineralisierung von organischem Stickstoff, so dass die Ammonium-N-Ablaufkonzentration aus der Vergärung höher liegt als die Zulaufkonzentrationen.

185

Tabelle 4-32: Stickstoff-Gehalte im Prozesswasser bei der Bio- und Grünabfallverwertung und MBA mit und ohne Vergärung (nach Fricke et al., 2009)

Art Quelle Nges NH [mg/l] 4 NO-N [mg/L] 2 NO-N [mg/L] 3

Restabfall -N [mg/L]

Fermenterablauf (ohne weitere Vorbehandlung)

eigene Untersuchungen

1.780 - 3.330 820 - 2.920 2,23 22,8

Fermenterzulauf aus aerober Hydrolyse

1.300 - 3.050 260 - 2.750 - -

Prozesswasser aus der Nachrotte (rein aerobe Behandlung)

(anonyme Quelle) 1.100 - 3.400 930 - 2.600 0,02 - 0,22 0,27 - 0,57

Prozess-/Abwasser aus der mesophilen Vergärung

BÖNNING et. al., 2002

860*) / 1.308**)

768**) - -

Prozess-/Abwasser aus der thermophilen Vergärung

1.214*) / 1.569**)

1.036**) - -

Bioabfall Prozess-/Abwasser aus der Vergärung

KAUTZ, 1994 - 230 - 2.000 - -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung

BIDLINGMAIER, 1995

- 610 - -


KÜBLER, 1996 - 510 - 2.600 - -


LOLL, 1998 - 570 - 1.490 - -


BÖNING, 1999 - 1.180 - -


- 1.740 - -


GRAJA, 1999 1.400 230 - 980 - -


Eigene Daten 1.000 – 1.800 1.700 – 2.350

*) filtriert **) zentriert

Zur Abtrennung von sowohl organischen Stickstoffverbindungen als auch Ammonium-Stickstoff ist die Membrantechnik geeignet. Diese Verbindungen können jedoch sicher nur beim Einsatz der Umkehrosmose eliminiert werden. Als ein weiteres bewährtes Verfahren ist die Strippung anzusehen. Das Verfahren beschränkt sich auf Ammonium/Ammoniak. Die biologische Elimination von Ammonium erfolgt durch Nitrifikation/Denitrifikation des Stickstoffes. Die Nitrifikation/Denitrifikation wird insbesondere bei der Reinigung kommunaler Abwässer eingesetzt.

186

Abbildung 4-34: Hemmwirkungen von Stickstoffverbindungen auf den anaeroben Abbauprozess

(Dichtl, 1998)

Neutralsalze

Prinzipiell sind sowohl aerobe als auch anaerobe Mikroorganismen in der Lage, bei unterschiedlichsten Gehalten an Neutralsalzen einen ordnungsgemäßen Stoffwechselprozess durchzuführen. Jedoch sind für diverse Mikroorganismen Obergrenzen bekannt, bei deren Überschreitung deutliche Hemmungen in den Prozessabläufen stattfinden. Neben der Einwirkung der Neutralsalze auf die biologischen Umsetzprozesse, spielt der Salzgehalt eine hervorgehobene Rolle im Bereich der Korrosion. Als Obergrenze für den Salzgehalt wird seitens der Autoren eine Konzentration von 5.000 mg/L an Chloriden angesehen. Ohne zusätzliche Abreinigung können bei intensiver Kreislaufführung des Prozesswassers kritische Belastungen erreicht werden.

Bei den Neutralsalzen handelt es sich um eine Vielzahl von Einzelverbindungen, die im Einzelnen nur mit großem messtechnischem Aufwand zu bestimmen sind. Als Leitparameter können zweckmäßigerweise die elektrische Leitfähigkeit und der Chlorid-Gehalt herangezogen werden. Die im Prozesswasser aus der Vergärung gemessenen Leitfähigkeiten liegen im Bereich von 16,3 – 37,9 mS/cm; die entsprechenden Chlorid-Gehalte schwanken um ca. 2.500 – 5.300 mg/l und können somit kritische Konzentrationen für die anaerobe Biozenöse erreichen, sofern keine Ausschleusung oder Abreinigung von Prozesswasser stattfindet .

Die einfachste Methode liegt in der Ausschleusung von vergleichsweise geringen Prozesswassermengen.

Korrosive Bestandteile

Es gelten die Aussagen aus Kapitel 4.1.2.17.3.

187

4.1.2.17.3 Korrosion

Ebenso häufig wie auf das Problemfeld Sedimentation wurde auf Beeinträchtigungen durch Korrosion hingewiesen. Korrosionserscheinungen insbesondere an metallischen Materialien treten nach Aussagen der Anlagenbetreiber hauptsächlich bei Aggregaten der Anlagenperipherie zur Vergärung auf, bei Bauwerksteilen. Der Schwerpunkt wurde dem Nachrottebereich zugeordnet. Als Folge derartiger Korrosionsschädigungen werden erhöhte Instandhaltungs- und Sanierungsaufwendungen, verkürzte Standzeiten sowie Beeinträchtigungen des Verfahrensprozesses mit den entsprechenden Auswirkungen auf die Betriebskosten und Verarbeitungsleistungen genannt.

Neben den energetisch relevanten materiellen Aufwendungen für die Instandhaltung und Ersatzbeschaffung (KEA) wirkt sich die verminderte Verfügbarkeiten auf die Energieeffizienz der jeweiligen Anlage negativ aus.

Ursachen Korrosion

Ursächlich für die Korrosion an metallischen und mineralischen Bau- und Werkstoffen sind anorganische und organische abfallbürtige Inhaltsstoffe, Stoffwechselprodukte und Mikroorganismen, wirksam in allen drei Phasen:

• Feststoffphase: Abfallprodukt, aerobe und anaerobe Abbauprodukte

• Gasphase: Abluft, Brüden

• Flüssigphase: Abwässer, Prozesswässer, Kondensate.

In der Regel sind Korrosionsvorgängen nicht monokausalen Ursprungs, vielmehr sind Wechselwirkungen zwischen den verschiedenen Wirkstoffen sowie den Medien und Phasen untereinander maßgeblich. Die Korrosionsbeständigkeit eines Bau- und Werkstoffes wird nach Ostermann (1998) von verschiedenen Faktoren beeinflusst:

• Vorherrschende Atmosphäre

• Art des Korrosionsmediums: z.B. Chloridgehalt, pH-Wert, Sauerstoffgehalt, Dauer der Einwirkung, ggf. Trockenphasen, Temperatur, Bewegung des Mediums

• Art des Werkstoffes: z.B. Passiv- bzw. Oxidschicht, Beständigkeit, Leitfähigkeit, Legierungselemente, Kaltumformgrad, Oberflächenbeschaffenheit.

Maßgeblich ist auch die Art der Konstruktion:

• Spalten, Hohlräume, Wannen

• Kontakt mit Fremdmetallen

• Schweißverbindungen

• mechanische Beanspruchungen.

188

Tabelle 4-33: Korrosive Wirkkomponenten

Stressfaktor Beispiele

Biofilm/MIC • Verstopfung von Poren, Verringerung der Porosität durch hydrophobe extrazelluläre Polymere

• Erzeugung lokaler Spannungselemente Erhöhte Korrosion • Erhöhung des Wassergehalts • Abbau organischer Materialien

Anorganische Säuren

• Schweflige Säure (H2SO3), Schwefelsäure (H2SO4

• Salpetrige Säure (HNO)

2), Salpetersäure (HNO3

• Kohlensäure (H)

2CO3

Schwefelverbindungen

), Salzsäure (HCL)

• H2• Metallsulfidfällung

S

Stickoxide • NO, NO

Salze

2

• Hygroskopizität poröser Werkstoffe — erhöhter Wassergehalt, Verstärkung des Frost-Tau-Wechsels

• Bindung von Kristallwasser Volumenzunahme und damit einhergehende Sprengwirkung— treibender Angriff in Porensystemen

• Wechselwirkung mit Werkstoffmatrix durch Umkristallisation

Biofilm - MIC (microbially influenced corrosion)

Bei aeroben und anaeroben Abfallbehandlungsprozessen ist die mikrobiell beeinflusste Korrosion (microbially influenced corrosion, MIC) von herausragender Bedeutung für die Materialbeeinträchtigung. Mikrobielle Abbauprozesse erzeugen korrosive Stoffwechselprodukte und beeinflussen lokal korrosionsbestimmende Faktoren, wie Temperatur, Feuchtigkeit, pH-Wert und Redoxpotenzial sowie Sauerstoff- und Salzkonzentration etc. (Flemming, 1995).

Diese Faktoren unterliegen der Beeinflussung mikrobieller Aktivitäten. Mikroorganismen bewirken Reaktionen, die sonst kaum oder nur langsam ablaufen würden (Pourbaix und Jacome, 1988). Mikroorganismen müssen dazu i. d. R. in Form von so genannten Biofilmen auf der Oberfläche angeordnet sein. Durch Ausscheidung extrazellulärer Polymere von Bakterien bilden sich gelartige Biofilme, die u.a. zu Konzentrationszellen für Stoffwechsel und Korrosionsprodukte führen. Die elektrochemischen Grundlagen der Korrosion gelten natürlich auch dann, wenn Mikroorganismen beteiligt sind. In den meisten Fällen ergibt sich ein Zusammenwirken abiotischer und biotischer Teilprozesse. Biofilme bestehen zu 70 bis 95% aus Wasser, den größten Anteil an der Trockensubstanz weisen die extrazellulären polymeren Substanzen auf, sie stellen einen Anteil von 60 bis 95% des Trockengewichts (Flemming, 1994).

Stoffwechselaktivitäten führen zu ausgeprägten Sauerstoffgradienten im Biofilm. An der Oberfläche des Biofilms herrschen aerobe Bedingungen. Mit fortschreitender Tiefe sinkt die Sauerstoffkonzentration ab, so dass es selbst in aeroben Umgebungen ab einer Filmdicke von 180µm ein anoxisches Habitat vorherrschen kann (Flemming, 1994). Aufgrund des Mangels an freiem Sauerstoff und des daraus resultierenden Absinkens des Redoxpotenzials, sind einige Mikroorganismen in der Lage Sulfat und Nitrat zu reduzieren und sie als Elektronenakzeptor zu nutzen. Diese als Sulfat- bzw. Nitratatmung bezeichnete Respiration ermöglicht es den Bakterien auch unter Sauerstoffabschluss und dem Mangel an vergärbaren organischen Verbindungen zu wachsen. Das Vorhandensein von aeroben und anoxischen Zonen innerhalb kleiner räumlicher Distanzen sorgt für eine Intensivierung der Korrosion aufgrund der Ausbildung von Belüftungselementen. Als Belüftungselement wird der Bereich genannt indem Sauerstoff Zutritt zum Metall erhält. Die abiotische thermodynamische Korrosionszelle wird durch Polarisation an Kathode und Anode gehemmt, wodurch der Korrosionsprozess eine gleichbleibende Geschwindigkeit erreicht. Die Besiedlung des Materials mit Bakterien und die Ausbildung eines Biofilms haben zur Folge, dass der

189

gesamte Biofilm als Kathodenfläche dient. Daraus resultiert ein extremer punktueller Eisenabtrag im Bereich der Anode, dieses Erscheinungsbild ist als Lochfraß bekannt.

Die entstehenden Oxidhydrate begünstigen zusätzlich die Korrosion. Eine weitere Verstärkung des Korrosionsprozesses wird durch die Ausbildung lokaler pH- und Redox-Spitzen verursacht. Durch die Aktivität von Thiobacillen (H2SO4

Die hohe Belastung der Luft in Bio- und Grünabfallbehandlungsanlagen mit organischen Partikeln, die hohe Luftfeuchtigkeit von annähernd 100% und die kondensierenden Bedingungen vor allem an Stahlkonstruktionen im Dach- und Anlieferungsbereich, sind MIC begünstigende Faktoren. Betroffen sind die Anlieferungs- und Aufbereitungshalle sowie die Entwässerungshalle mit den dort platzierten Aggregaten.

als Stoffwechselendprodukt) kann der pH-Wert lokal auf unter 1 fallen (Sand, 1994), auch die Ausscheidung organischer Säuren kann lokal erhöhte Säurekonzentrationen nach sich ziehen. Eine weitere Verstärkung der Korrosion wird durch den Verbrauch des kathodischen Wasserstoffs hervorgerufen. Methanogene und sulfatreduzierende Bakterien sind in der Lage diesen als Energiequelle zu nutzen (Flemming, 1995).

Tabelle 4-34: Korrosive Effekte und Wirkungen MIC

Effekt des Biofilms Wirkung

Verbrauch von Sauerstoff aerobe Mikroorganismen verbrauchen im Biofilm Sauerstoff sauerstoffarme Bereiche wirken anodisch und führen zur Korrosion

Produktion von H2 sulfatreduzierende Bakterien produzieren HS 2

Verbrauch von H

S dieser wirkt korrosiv

methanogene und sulfatreduzierende Bakterien verbrauchen Wasserstoff fördert Depolarisation, dies bewirkt verstärkte Korrosion

2

Produktion von Säuren anorganische Säuren (H2SO4, HNO3

Bildung von Konzentrationszellen

) und organische Säuren (Essigsäure, Propionsäure) können lokal konzentriert ausgeschieden werden und beschleunigen Säurekorrosion

Diffusionshemmung im Biofilm kann zur lokalen Anreicherung von Metallionen führen. Dadurch kann das Potenzial auf der Oberfläche verändert werden

Bindung von Metallionen H2

Angriff auf Schutzschichten

S kann Metallionen fällen und EPS können sie komplexieren begünstigt anodischen Prozess

Bakterien können Schutzschichten angreifen und beschädigen, entstandene Löcher bilden anodischen Bereich aus, in dem eine hohe Stromdichte aufgrund der großen Kathodenfläche (noch geschützter Bereich) herrscht schnell fortschreitende Lochkorrosion

Abbau von Inhibitoren Chemikalien, die zur Korrosionsverhinderung eingesetzt werden können von manchen Mikroorganismen als Kohlenstoff- und Energiequelle genutzt werden, Schwermetalle können komplexiert werden

Anorganische Säuren und Salze

Anorganische Säuren entstehen vorwiegend durch Stoffwechselleistungen von Bakterien. Bei der Umsetzung von Proteinen und anderen organischen Makromolekülen entstehen als Stoffwechselendprodukte unter anderem salpetrige und schweflige Säure, sowie durch deren weitere Oxidation Salpeter- und Schwefelsäure sowie Kohlensäure, die durch gelöstes CO2

Die hohe Belastung der Luft in Bio- und Grünabfallbehandlungsanlagen mit organischen Partikeln, die hohe Luftfeuchtigkeit von annähernd 100% und die kondensierenden Bedingungen vor allem an Stahlkonstruktionen im Dach- und Anlieferungsbereich, sind MIC begünstigende Faktoren.

gebildet wird. Diese Säuren sind stark korrosiv insbesondere in Verbindung mit einem Biofilm.

Reagieren Anionen organischer und anorganischer Säuren mit Kationen, wie Ca2+ und Metallionen, so bilden diese unter Abspaltung von Wasser ein Salz. Verbleibt dieses Salz in einem Porensystem so

190

erhöht sich dessen Wassergehalt auf Grund der allgemeinen Hygroskopizität von Salzen. Bei der Kristallisation, hervorgerufen durch eine Austrocknung der Umgebung, von Salzen kommt es zu einer Volumenzunahme und damit zu einer möglichen Sprengung des Porenraums. Der erhöhte Wassergehalt des Porenraums verstärkt zu dem den Frost-Tau-Effekt im Falle von Eisbildung.

Korrosive Wirkstoffe und Medien auf Bio- und Grünabfallbehandlungsanlagen

Das nachfolgende Kapitel enthält Angaben über korrosive Inhaltsstoffe in Feststoffen, Ab/Prozesswässern, Kondensaten und in der Abluft von biologischen Abfallbehandlungsanlagen. Korrosive Wirkmechanismen in den verschiedenen Medien wurden bisher nicht gezielt untersucht. Es fehlen systematische Daten über korrosionsrelevante Einzel- und Summenkomponenten in den oben aufgeführten Medien.

Eine von Zusammengestellten Daten zeigen deutlich, dass in allen Medien die in zuvor aufgeführten korrosiven Wirkkomponenten in mehr als ausreichendem Maß vorhanden sind, gleiches trifft für die herrschenden Milieubedingungen zu.

Speziell das Prozess- und Abwasser, aber auch Kondensate sind als hoch korrosiv einzustufen. Sie beinhalten nicht nur die abfallbürtigen Inhaltsstoffe, sondern auch die zum Teil korrosionsrelevanten Stoffwechselprodukte (siehe Tabelle 4-32 und Tabelle 4-35).

Tabelle 4-35: Organische Belastungen im Prozesswasser bei Bioabfall- und Restabfallbehandlungsanlagen mit und ohne Vergärung (Fricke et al., 2009)

Art Quelle CSB [mg/l] CSBgelöst [mg/l] BSB5 [mg/l] BSB5 gelöst [mg/l]

Fermenterablauf (ohne weitere Vorbehandlung)

8.840 - 36.050 5.250 - 24700 *) 2.200 – 6.700 111 – 2.300

Fermenterzulauf aus aerober Hydrolyse

4.440 - 178.700 2.050 - 89.450 *) 32.600 - 60.500 20.300 – 53.000

Rückläufe aus der Nachrotte (in aerober Hydrolyse vorbehandelter Restabfall, Bewässerung mit Prozesswasser)

31.360 - 45.360 - 9.840 - 23.450 -

Prozesswasser aus der Nachrotte (rein aerobe Behandlung)

(anonyme Quelle) 3.900 - 14.000 - 1.900 - 8.200 -


- 3.735 - -


- 3.763 - -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung KAUTZ, 1994 3.030 - 28.600 2.200 - 2.500 740 - 10.050 -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung BIDLINGMAIER, 1995 10.900 2.300 -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung KÜBLER, 1996 7.003 - 28.300 2.180 - 4.900 1.650 - 7.100 -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung LOLL, 1998 2.280 - 36.200 - 660 - 13.760 -


5.040 - 920 -


10.930 - 1.800 -

Prozess-/Abwasser aus der Vergärung GRAJA, 1999 3.300 - 23.800 - 3.300 - 10.050 -

*) zentrifugiert

BÖNNING et. al., 2002

BÖNING, 1999

Restabfall

Bioabfall

eigene Untersuchungen

191

Die Hallenluft von Bioabfall- und MBA-Anlagen beinhaltet TOC-Konzentrationen von bis zu 2.500 mg/m3

Tabelle 4-36

. In Verbindung mit den in nach folgender Tabelle aufgeführten Inhaltsstoffen sowie Milieubedingungen müssen dem Phänomen MIC bzw. Biofilm eine besonderer Bedeutung für Korrosionsprozesse beigemessen werden (siehe ).

In der Prozessabluft ist HCL und HF enthalten, organische und anorganische Säuren können durch Reaktionen entsprechender Komponenten im Kondensat entstehen.

Tabelle 4-36: Abluftqualität (Rohluft) am Beispiel einer MBA (Tafelniete) mit integrierter Anaerobstufe (Fricke et al., 2009)

Parameter Wertebereich

Gesamtkohlenstoff (TOC) bis 2.500 mg/Nm³

Kohlendioxid (CO2 0,6 - 5Vol- % )

Sauerstoff (O2 10 – 18Vol- % )

Schwefel (S) bis 10 mg/Nm³

Chlor (Cl) bis 4,6 mg/Nm³

Fluor (F) bis 4,9 mg/Nm³

Ammoniak (NH3 bis 500 mg/Nm³ )

Siliziumverbindungen bis 1,4 mg/Nm

Temperatur Abluft

3

30 – 75°C

Wassersättigung nahe 100%

Im Jahr 2006 wurde vom ANS e.V. eine Umfrage zur Verwertung von Bioabfällen durchgeführt (Fricke et al., 2007). Eine der Fragestellungen befasste sich mit dem Thema Korrosion bei den Bau- und Werkstoffen. Das Ergebnis der Recherche zeigte, dass Korrosionsschäden in nahezu allen Kompostierungs- und Vergärungsanlagen auftreten. Im Rahmen der aktuellen Erhebung wurde auch der Aspekt der Korrosion betrachtet. Hinweisen auf besonders betroffene Aggregate und Bauteile sowie praktizierte Schutz- und Sanierungsmaßnahmen wurden registriert.

Besonders betroffen waren folgende Werkstoffe:

• Metalle:

o Stahl: Tragwerk, Rohrleitungen, Tore, Lüftungsklappen Schutzbleche/Verkleidungen, diverse Aggregate

o Aluminiumrohrleitungen: Rohrleitungen, Tore, Schutzbleche/Verkleidungen

o Kupfer: Rohrleitungen, Motoren, Elektrik/Steuerung

• Kunststoffe:

o Isolier- und Dichtungsmaterialien

o Beschichtungen.

Die aufgetretenen Korrosionsprobleme können überwiegend folgenden Ursachen zuordnen:

• Montagebedingte Schädigungen an Beschichtungen

• Einsatz ungeeigneter Wertstoffqualitäten

• Abweichungen zu angenommenen Milieubedingungen in Hallen und Aggregaten.

Lösungsansätze

Maßnahmen zur Lösung der Korrosionsproblematik liegen in folgenden Bereichen:

192

• Verwendung höherwertiger geeigneter bzw. höherwertigerer Bau und Werkstoffe, wie Edelstahlsorten bei mechanisch beanspruchten Metallen speziell bei Erosions- und Reibkorrosion, allerdings wurden auch Korrosionen an V2A und V4A-Stählen beobachtet, z.B. Lochfraß.

• Ersetzen metallischer Rohrleitungen durch Kunststoff oder Mineralstoffprodukte, in einem Fall erfolgte auf Grund massiver Korrosionserscheinungen ein Austausch von AlMg3

• Korrosionsschutz durch geeignete Beschichtungen. Positive Erfahrungen liegen vor mit dreilagiger Beschichtung nach Sandstrahlung a 80µm: 2K-EP-ZP-GB; Grundschicht: Epoxidharz (EP) – Zinkstaub; Zwischenschicht: EP mit Fe-Glimmer; Deckschicht: Polyurethanlack.

-legierten Rohleitungen (Saugbelüftung) durch Kunststoffprodukte.

• Verbesserte Abschottung korrosiver Prozessbereiche von den übrigen Anlagenbereichen (u.a. Feuchtigkeit, Staub) durch bauliche und verfahrenstechnische Konzeptionen. Soweit möglich, Verlegung sensibler Funktionseinheiten in weniger korrosive Anlagenbereiche.

• Ein Teil der aufgetretenen Schäden ist an Stellen aufgetreten, die bei der Montage beschädigt und nachfolgend nicht wieder ausreichend beschichtet wurden. Diese nie ganz vermeidbaren Schwachstellen müssen durch Kontrollen lokalisiert und frühzeitig ausgebessert werden.

• Intensive Reinigung der Werkstoffe von Biofilmbelägen.

• Um die beim biologischen Prozess entstehende Feuchte und Wärme besser aus dem Prozess abführen zu können, Abstrahlverluste in angrenzende Bauwerke (z. B. Tunnelvorhallen) zu minimieren sowie das feuchte Klima aus den Hallen ableiten zu können, sind ausreichende Luftwechselraten erforderlich.

• Elektro- und Steuerschränke isolieren und im Überdruck fahren.

• Intensives Monitoring zur Werkstoffprüfungen mit unmittelbaren Maßnahmen zum Korrosionsschutz bei korrosionsbetroffenen Stellen oder bei beschädigten Beschichtungen.

• Einplanung von Verschleißteilen bei besonders beanspruchten Bau- und Werkstoffen.

Im Hinblick auf den Ausbau der Kapazitäten von Vergärungsanlagen und den Sanierungsbedarf an vorhandenen Anlagen müssen Lösungsansätze für die Reduzierung der Korrosion an Bau- und Werkstoffen infolge der vorherrschenden Wirkmechanismen entwickelt und Methoden zur Sanierung konzipiert werden. Vor allem fehlen Lösungsansätze mit präventivem Schutzcharakter, die sowohl bei Sanierungsmaßnahmen - insbesondere aber auch bei Neubauten - zum Tragen kommen sollten. Hierzu bedarf es einer umfassend systematischen Ursachenforschung speziell für biologische Abfallbehandlungsanlagen. Ein weiterer Schwerpunkt sollte in der Erarbeitung von Methoden zur bauwerks- und bauweiseangepassten Überwachung liegen.

4.1.2.17.4 Personal

Bezüglich des Personals ergibt die Befragung ein differenziertes Bild bezüglich des vorhandenen Personals und des am Markt verfügbaren Personals.

Die Qualifikation der Mitarbeiter in Bezug auf die durchzuführenden Tätigkeiten wird von den Anlagenbetreibern grundsätzlich positiv bewertet. In etwa die Hälfte der Befragten schätzten die fachspezifischen Fertigkeiten und Kenntnisse als gut ein (Werte von 9 bis 10), die restlichen Angaben bewegen sich im oberen, mittleren Bereich (Werte von 5 bis 7-8). Nahezu alle Anlagenbetreiber gaben an, dass die Mitarbeiter regelmäßig an Fortbildungen teilnähmen. Der Erfolg dieser Maßnahmen wird dabei überwiegend positiv bewertet. Bei Anlagen für die die Frage nach Fortbildungsmaßnahmen verneint wurde, liegt auch der Wert für die Qualifikation der Mitarbeiter mit 5 bis 6 vergleichsweise niedrig.

193

Im Rahmen der Gespräche wurde das Fehlen eines fachspezifischen Ausbildungsgangs beziehungsweise fachspezifischer Inhalte bei bestehenden Ausbildungsgängen bemängelt.

Anlagenbetreiber stellen Personal ohne fachspezifische Kenntnisse einstellen, das durch die absolvierte Ausbildung jedoch generell für den Einsatz auf technischen Anlagen qualifiziert ist. Hierfür kommen Fachkräfte aus unterschiedlichen Bereichen in Frage, wie beispielsweise Landwirtschaft, Elektrotechnik, Maschinenbau, Bauingenieurwesen, Landmaschinentechnik oder auch Mechatronik.

Die Vermittlung fachspezifischer Kenntnisse obliegt dem Anlagenbetreiber. Eine entsprechend lange Einarbeitungszeit ist die Folge. Gleichzeitig erfordert die Einweisung neuen Personals in fachspezifische Belange das Vorhandensein solcher Kenntnisse auf Seiten der vorhandenen Belegschaft. Bei Neueinrichtung einer Anlage oder plötzlichem Ausfall entscheidender Wissensträger werden so Kapazitäten höher qualifizierter Angestellter gebunden oder ein nicht optimaler Anlagenbetrieb in Kauf genommen.

Ausdrücklich wird der Wunsch nach einer Wissensbündelung zum Betrieb von Vergärungsanlagen geäußert. Hiermit wird das Ziel verfolgt, auf ein Informationspool zugreifen zu können, aus dem allgemein nutzbaren Erkenntnissen zum Management und zum Anlagenbetrieb gezogen werden können.

Eigene Erkenntnisse bei Maßnahmen zu Anlagenbewertungen bzw. Anlagenbewertungen zeichnen folgendes Bild:

• Der Mangel an qualifiziertem Personal führt zu unverhältnismäßig langen „Einfahr-Zeiträumen“, bis eine Anlage angemessen läuft.

• Das Anlagenpersonal ist häufig lediglich in der Lage, den Betrieb aufrecht zu halten. Erforderliche Anpassungs- und Optimierungsaufgaben werden nur eingeschränkt durchgeführt.

• Es mangelt an fachübergreifenden Kenntnissen über verfahrenstechnische und prozessspezifische Belange.

• Auf der Leitungsebene fehlen erfolgsmotivierende Anreize.

4.1.2.17.5 Dantenverfügbarkeit - Messdatenerfassung zum Strombedarf mit Hilfe innovativer Messtechnik

In der Vorbereitung dieser Studie wurde davon ausgegangen, dass zumindest einzelne Betreiber von Vergärungsanlagen über detaillierte Daten zu den Energieverbräuchen einzelner Teilbereiche oder Aggregate verfügen.

Nach ersten Anlagenbegehungen stellte sich jedoch heraus, dass keiner der Anlagenbetreiber diese Daten erfasst, bestenfalls liegen monatliche Gesamtverbräuche der Gesamtanlagen – Vergärung und Kompostierung - vor. Unter den gegebenen Voraussetzungen war es nicht möglich, spezifische Verbräuche einzelner Aggregate zu bestimmen und diese mit anderen Parametern, wie Inputmengen, Laufzeiten, etc. zu korrelieren.

Zum Teil wäre die Datenbeschaffung durch Auslesen der Frequenzumrichter (FU) möglich gewesen, hierfür hätte jedoch die Notwendigkeit bestanden, für jeden Frequenzumrichtertyp einen individuellen Softwarebaustein für die Digitalisierung der Messergebnisse zu entwickeln. Dies war weder softwaretechnisch in vertretbarem Umfang noch vor Ort einbauseitig praktikabel, da es sowohl innerhalb einer Anlage verschiedene FU-Typen als auch zwischen den Anlagen große Unterschiede gab. Da sich die Anlagen im laufenden Betriebe befinden und diese nicht einfach heruntergefahren werden können, um die Messetechnik zu installieren, musste nach einer geeigneten, zerstörungsfrei installierbarer Messtechnik zur Erfassung des Verbrauches der einzelnen Aggregate bzw. Prozessabschnitte gesucht werden.

Eine Möglichkeit ist die Verwendung sogenannter Zangenamperemeter oder Rogowski-Klemmen (z.B. Typ RT500 von LEM), diese werden um das stromführende Kabel installiert. Den prinzipiellen Aufbau zeigt Abbildung 4-35.

194

Abbildung 4-35: Aufbau zur zerstörungsfreien Strommessung mit Hilfe einer Rogowski-Klemme

(PEM, 2012)

Das Messprinzip beruht auf der Induktion, ähnlich einem Transformator. Der stromführende Leiter (Conductor) bildet ein Magnetfeld aus, dieses induziert in der Messzange bzw. der Rogowski-Klemme einen Sekundärspannung der abhängig von der Primärstromstärke im Leiter ist. Da diese Spannung (E), je nach Stromstärke in der Leitung, sehr gering ist, muss diese zunächst verstärkt werden. Die verstärkte Spannung (VOUT

In

) lässt sich problemlos messen und kann entweder über ein Display abgelesen oder aber über eine Messkarte erfasst und mit Hilfe eines Computers gespeichert werden.

Abbildung 4-36 ist schematisch der Aufbau des Messverfahren dargestellt. Die Leistung der zu untersuchenden Aggregate wird mit Hilfe von Zangenamperemeter zerstörungsfrei gemessen. Die analogen Signale werde mit Hilfe eines analog/digital-Wandlers (A/D-Wandler) digitalisiert. Gleichzeitig werden die einzelnen Datensätze des jeweiligen Aggregats codiert, so dass eine Rückverfolgung möglich ist. Diese Datenpakete werden über ein LAN/BUS-Netzwerk zu einem Knotenpunkt gesendet. Die Knotenpunkte fassen wichtige Baugruppen bzw. Anlagenteile zusammen. Durch diese Clusterung können Kosten gespart werden. Würde von jedem Aggregat eine Leitung zur Leitwarte gelegt werden wäre dies nicht nur mit hohen Investitionskosten verbunden sondern auch mit einem erheblichen personellen Aufwand bei der Installation verbunden. Sinnvoller ist es benachbarte Aggregate zu Clustern zusammen zu fassen und nur kurze Wegstrecken zu überbrücken. Meist gibt es auf den Anlagen für Teilbereich, wie die Anlieferung, die Aufbereitung sowie die Haupthalle und die Nachbereitung, einzelnen separate Schaltschränke. In diesen können die Leistungen der Aggregate sehr komfortabel abgegriffen werden. Auf Grund der Weitläufigkeit der Anlagen können die einzelnen Cluster bzw. Schaltschränke untereinander nur schwer mit Kabel also via LAN/BUS-System verbunden werden. Deshalb werden diese Cluster mit einem W-LAN-System mit der Leitwarte verbunden. In der Leitwarte laufen alle Informationen zusammen. Hier werden die Daten zunächst gespeichert und aufbereitet, um sie anschließend per Internet den Teilnehmer der Untersuchung in Echtzeit zur Verfügung zu stellen.

Mit diesem modular aufgebauten Verfahren lassen sich jedoch nicht nur Leistungen der Aggregat bestimmen und mitloggen sondern - ein besonders interessanterer Ansatz - sie lassen sich auch mit anderen messbaren Parametern korrelieren, zum Beispiel mit Inputmengen, Temperaturen in den Hallen, Kohlenstoffdioxidkonzentration in der Hallenluft oder der Luftfeuchte. Dies ist für eine Energieeffizienz sehr wichtig, denn zurzeit laufen einige Lüfter stetig unter Volllast und werden, wenn überhaupt nur per Hand an und aus geschaltet. Einen energetische Optimierung in Bezug auf die Ansteuerung dieser Ventilatoren ließe sich durch eine Automatisierung und bedarfsgerechten Steuerung realisieren. Viel Optimierungspotenzial wurde auch bei Transportbändern und Zerkleinerungsaggregaten ausgemacht, die häufig im Leerlauf betrieben werden, eine bedarfsgerechte Steuerungssoftware zu entwickel hätte sicherlich einen wesentlichen Beitrag zur Energieeffizienzsteigerung.

Ziel dieser Untersuchung ist es, zum einen für unterschiedliche Anlagentypen die spezifischen Energieverbräuche zu bestimmen und untereinander zu vergleichen, gleichzeitig können auch

195

einzelnen Anlagen ihren Eigenverbauch optimieren, indem sie unnötige Verbraucher identifizieren und abschalten, bzw. deren Leistung drosseln. Dafür ist es notwendig die Anlage über einen längeren Zeitraum zu untersuchen, um einen möglichst fundierten Datensatz zu erhalten mit der anschließend die Anlage optimiert wird. Dies ist besonders vor dem Hintergrund der starken Schwankungen des Abfallaufkommens im Laufe des Jahres wichtig. Sinnvoll wäre es, wenn eine kontinuierliche Messung über das ganze Jahr hin nicht zu realisieren ist, wenigstens jeden zweiten Monat für zwei Wochen zu messen, da sich nur so die Verbrauchsschwankungen mit den Abfallschwankungen korrelieren lassen. Gerade für die anlageninterne Optimierung ist dies wichtig. Ansonsten besteht die Gefahr das Energieeinsparungen durch das schwankende Aufkommen kompensiert oder verstärkt werden und die reale Auswirkungen der Maßnahmen nicht richtig wiedergegeben werden.

Die WAGO Kontakttechnik GmbH & Co. KG, Minden hat sich bereit erklärt, ein entsprechendes Messsystem für den entsprechenden Anwendungsfall zu entwickeln und bereitzustellen. Mehrere Anlagenbetreibe und Anlagenlieferanten haben sich bereit erklärt, entsprechende Messkampagnen auf ihren Anlagenstandorten durchzuführen. Nach Auskunft der Fa. WAGO könnte mit den Messungen im ersten Halbjahr 2013 begonnen werden.

Abbildung 4-36: Schematische Darstellung des Aufbaus der Messdatenerfassung und –

verarbeitung

196

4.2 Kompostierung In Tabelle 4-37 sind die geometrischen Randbedingungen entsprechend dem Hygienebaumusterprüfsystem der BGK e. V. und überwiegend vorkommenden baulichen Besonderheiten lt. Datenerhebung der vier auswertbaren Baumuster 5.2, 6.2, 6.6 und 6.8 gegenüberstellt. Darin enthalten sind die bisher noch nicht näher betrachteten Informationen zur Abgasreinigung und zur Entfernung zur Wohnbebauung.

Tabelle 4-37 enthält qualitative Bewertungen zu Ist-Input, Energieaufwand pro Input, Ist-Output (Rottegrad, Rotteindex), Personaleinsatz (inkl. Schichtsystem), Abnehmergruppen, betrieblicher Anbindung und Verwertungsmöglichkeiten des Endproduktes. Berücksichtigt sind wiederum nur die vier auswertbaren Baumuster.

197

Tabelle 4-37: Gegenüberstellung von geometrischen (bzgl. Mietenform) und baulichen (bzgl. Anlagenkomponenten) Randbedingungen entsprechend HBPS mit den lt. Befragung überwiegend vorhandenen Anlagenbestandteilen bei den 4 statistisch auswertbaren Baumusterklassen

Bau-must

er

Angaben nach HBPS der BGK e. V. Eigene Auswertungen

Mietenform Mieten-Länge [m]

Mieten-Breite [m]

Mieten-Höhe [m]

BL UA UH RZ ANL

SIEB MAGN

ZERK HOM ENDL

AGR

Durchschnittlicher Abstand zu Siedlungen

[m]

5.2 Tafelmiete eingehaust

> 80 22 - 35 1,6 - 2 v

v

9 9 e f Ü v: ≈ 80 %

(+) 730

6.2 Dreiecksmiete

offen

k. A.

≤ 9 ≤ 3,5

f

1 6

o f

o

f/o O

f: ≈ 90%

(-)

620

6.6 Tafelmiete

offen ≥ 10 ≤ 3,8 2 16 f 590

6.8 Dreiecksmiete überdacht

≤ 9 ≤ 2,8 1 4 ü ü ü/o 1160

BL – Belüftung; UA – Umsetzaggregat; UH – Umsetzhäufigkeit; RZ – Rottezeit 8Wo) ANL – Anlieferung; SIEB – Siebung; MAGN – Magnetabscheider; ZERK –

Zerkleinerung; HOM – Homogenisierung; ENDL – Endlager; AGR – Abgasreinigung; e – eingehaust; o – offen; ü – überdacht; f – fehlt; v – vorhanden

198

Tabelle 4-38: Gegenüberstellung und Bewertung relevanter Vergleichskriterien der 4 statistisch auswertbaren Baumusterklassen

Bau-muster

durchschnittl. Ist-Input [MgFS

durchschnittl. Energie-

aufwand pro Input

[kWh/(Mg/a]

FS

Ist-Output

Rottegrad

*a)]

Rottegrad Index

Personal-einsatz absolut [nVZÄ]

durchschnittl. Ist-Input pro Personal

[MgFS

Schicht-system

/(VZÄ*a)]

Vielfalt Abnehmer-gruppen

Dominante Abnehmergru

ppe

Vielfalt betriebl. Einbindu

ng

Bevorzugte betriebl. Einbindun

g

Vielfalt Verwertu

ng

Dominante

Verwertung

5.2 32.500 (+ +)

56,3 (- -)

2 - 3

4 – 5

(+)

15 (+) 8,0 (-) 4.000 (+ +) 1 (+)

+ +

Landwirtschaft

0

Kompost-anlage

0 thermisch

6.2 10.400 (-) 30,6 (+) 13 (0) 4,4 (0) 2.300 (0) 1 + 2 (0)

Landwirtschaft Erdenwerk Hobbygarten

+ + + stofflich

6.6 14.700 (0) 31,3 (+) k. A. 5,0 (0) 3.000 (+) 1 (+) Landwirtschaft Erdenwerk + +

+

thermisch

stofflich

6.8 15.500 (0) 28,8 (+) 13 (0) 5,75 (0) 2.700 (0) 1 (+) + Landwirtschaft

0 stofflich

Bewertungssystem: ++: sehr hoch; +: hoch; 0: durchschnittlich; -: niedrig; - -: sehr niedrig

199

Steigerung der Energieeffizienz in der Verwertung biogener Reststoffe

Eine detaillierte Betrachtung von Tabelle 4-37 und Tabelle 4-38 lässt die folgenden Aussagen über die statistisch auswertbaren Anlagen zu:

• Die Streuungen zwischen den minimalen und maximalen Inputmengen sind bei Anlagen der Baumuster 5.2 und 6.8 relativ gering; relativ große Unterschiede hingegen existieren bei 6.2 und 6.6

• Durchschnittlich betrachtet hat das Baumuster 5.2 den größten jährlichen Durchsatz an Bioabfällen von ca. 32.500 MgFS/a, aber auch den größten spezifischen Energieaufwand von ca. 56 kWh/(MgFS

• Demgegenüber liegt das Baumuster 6.2 sowohl hinsichtlich der Durchsatzmenge (ca. 10.400 Mg

*a)

FS), als auch beim spezifischen Energieverbrauch (ca. 29 kWh/(MgFS

• Die Landwirtschaft stellt bei allen 4 Baumustern mit ca. 30 bis 50% der abgenommenen Gesamtkompostmenge den größten Abnehmer des fertigen Kompostes dar; bei BM 6.6 kommen als weiterer Großabnehmer die Erdenwerke hinzu; bei BM 6.2 kommt als gleich großer Abnehmer außerdem der Hobbygartenbau ergänzend hinzu; alle weiteren Abnehmergruppen sind durchschnittlich betrachtet zwar vorhanden, jedoch nur in geringem Maße

*a)) am niedrigsten

• Baumuster 6.8 hat die geringste Vielfalt an Abnehmergruppen – es fehlen Sonderkulturen- und Substrathersteller, sowie Kommunen

• Grundsätzlich weisen alle Anlagen der 4 Baumuster einen Personaleinsatz im einstelligen Bereich auf (Volltzeitäquivalent), und werden im 1-Schicht-Betrieb gefahren. Dennoch benötigt das BM 5.2 mit durchschnittlich acht VZÄ in etwa die doppelte Personalmenge von BM 6.2 (4,4 VZÄ)

• Der durchschnittliche personalbezogene Input-Durchsatz von BM 5.2 liegt pro Vollzeitäquivalent mit ca. 4.000 MgFS/(VZÄ*a) am höchsten. Den niedrigsten Wert weist wiederum BM 6.2 mit 2.300 MgFS

• Baumusterklassen mit offenen und überdachten Mieten besitzen erwartungsgemäß keine Abgasreinigung; der durchschnittliche Abstand zur Wohnbebauung ist bei BM 6.2 und 6.6 geringer als bei der eingehausten Mietenkompostierung von BM 5.2 mit vorhandener Abgasreinigung. Innerhalb einer jeden BM-Klasse gibt es jedoch große Schwankungen in diesem Bereich

/(VZÄ*a) auf.

4.2.1.1 Statistisch nicht auswertbare Baumuster

Anhand der Datenvisualisierung in Abbildung 3-6 wurde bereits deutlich, dass der Datenbestand von insgesamt 14 Baumustern nach dem Katalog des Hygienebaumusterprüfsystems der Bundesgütegemeinschaft Kompost e. V. aufgrund der geringen baumusterspezifischen Teilnehmeranzahl von kleiner 3 keine statistisch relevanten Aussagen zulässt. Auch sind diese Baumuster nur durch wenige existierende Anlagen vertreten, wodurch die Relation der dazu gewonnenen Datensätze zwar an Bedeutung gewinnt, eine Angabe von Durchschnittswerten oder gar Tendenzen bei diesen Baumustern jedoch nicht zulässig ist.

Alle statistisch unterrepräsentierten Baumuster werden nachfolgend gemeinsam betrachtet und die wichtigsten Erkenntnisse und Aussagen darüber zusammengefasst:

• Der Durchsatz liegt prinzipiell im Größenbereich der statistisch auswertbaren Baumuster. Die BM 3.1, 3.5, 5.1 und 6.7 weisen dabei die höchsten Werte auf; die niedrigsten Werte verzeichnen die Anlagen der BM 1.1, 4.1, 5.6 und 8.1

• Mit Ausnahme von BM 5.4 konzentrieren sich die meisten Anlagenbetreiber auf jeweils ein Konzept der Reststoffverwertung – dies erfolgt bei BM 3.1 und 5.6 stofflich; die übrigen Anlagen verwerten die Reststoffe vorwiegend thermisch, ein geringer Anteil wird darüber hinaus beseitigt

200


• Die benötigte inputbezogene Energiemenge ist bei den BM 3.1, 3.5, 3.6 und 5.4 am höchsten, sie liegt um ein Vielfaches über dem Energiebedarf der übrigen Anlagen, und entspricht in etwa dem maximalen Energiebedarf der statistisch ausgewerteten Baumuster. Insofern angegeben, gilt auch für die Personal-Vollzeitäquivalente dasselbe Verteilungsmuster

• Die Betriebsweise erfolgt zumeist im 1-Schicht-Betrieb

• Im Vergleich zu den statistisch ausgewerteten Anlagen gibt es insgesamt eine geringere Vielfalt an Abnehmergruppen, mit sehr starker Präsenz der Landwirtschaft (oft einziger Abnehmer)

4.2.1.2 Baumuster-kombinierte Anlagen

Es existieren insgesamt 8 Datensätze zu Anlagen mit einer nach mehreren Baumustern kombinierten Betriebsweise. Die Auswertbarkeit dieser Daten ist dadurch begrenzt, dass jede dieser Anlagen zumeist nach einer jeweils verschiedenen Kombination der Baumuster geführt wird.

Es lassen sich dennoch einige allgemeine Aussagen über die kombinierten Anlagen treffen:

• Der maximale, durchschnittliche und minimale Ist-Input der Kombi-Anlagen liegt im Bereich des Inputs der nach einem einzelnen Baumuster geführten Anlagen, teilweise geringfügig darunter

• Wie bei vielen der übrigen Anlagen ist auch hier eine etwa gleich große Verteilung des Fertigkompostes hinsichtlich des Rottegrades gegeben

• Die benötigte Energiemenge pro Input ist minimal, durchschnittlich und maximal betrachtet höher als bei den meisten Anlagen nach nur einem Baumuster

• Die Gesamtpersonalanzahl in Vollzeitäquivalenten liegt leicht über den anderen betrachteten Anlagen

• Die Landwirtschaft stellt auch hier den dominanten Abnehmer dar; es sind keine Abnehmer aus den Bereichen „Kommune“ und „Substrathersteller“ präsent

4.2.2 Co-Vergärung

Ein Zustands- und Effizienzvergleich der Verfahrensweisen aus energetischer Sicht mit und ohne Co-Vergärung ist aufgrund des Datenbestandes zunächst nur bei vier Kläranlagen möglich. Bei drei dieser Anlagen wurden die benötigten Strommengen seitens der Betreiber ganz oder teilweise als Schätzungen in Form fester Prozentzahlen des Gesamtstromverbrauches angenommen. Eine vollständige Schätzung für beide Verfahrensweisen liegt bei zwei Anlagen vor. Hierfür wurde von folgenden prozentualen Anteilen an der Gesamtstromversorgung ausgegangen: Biologie – 40,0 bzw. 29,5%; Faulung – 10,0 bzw. 8,0%; Schlammentwässerung - 5,0 bzw. 4,0%; Haustechnik – 1,0 bzw. 2,0%.

Bei einer weiteren Anlage wurde der Stromverbrauch aller vier abgefragten Kläranlagenkomponenten nur für die Verfahrensweise mit Co-Vergärung im direkten Verhältnis zur Änderung des Gesamtstrombedarfes der Kläranlage gegenüber der Betriebsweise ohne Co-Vergärung abgeleitet. Somit ist bei keiner Anlage ein verlässlicher Vergleich des elektrischen Energieverbrauches der einzelnen Komponenten vor und nach Einführung der Co-Vergärung leistbar.

Eine Veranschaulichung der mittleren Aufteilung des Stromverbrauches aller sechs Anlagen unter der Option der oben aufgeführten Annahmen ist für die Betriebsweise mit Co-Vergärung in Abbildung 2-1 dargestellt. Die Rubrik „Sonstiges“ beinhaltet den Strombedarf aller weiteren technischen Einrichtungen, wie mechanische Vorreinigung (Rechenhaus, Sandfang), Vorklärung, Schlammeindickung, Pumpstationen und ggf. Hebewerke. Diese weiteren Randbedingungen wurden nicht näher betrachtet, da sie keinen Untersuchungsgegenstand darstellten.

201


Abbildung 4-37: Durchschnittliche, prozentuale Verteilung des Elektroenergiebedarfes der

betrachteten Kläranlagen nach Einführung der Co-Vergärung

Zur Verifikation der getroffenen Annahmen wurden Angaben aus der Literatur für Kläranlagen gleicher Größenklassen und mit anaerober Schlammstabilisierung (Faulung) herangezogen (Haberkern u. a., 2008; (Ministerium für Umwelt, Forsten und Verbraucherschutz des Landes Rheinland-Pfalz, 2007; (UBA, 2009)). Eine verallgemeinerte Aufschlüsselung des Gesamtstrombedarfes einer Kläranlage nach den wichtigsten Einsatzbereichen wurde bereits im Methodik-Kapitel angegeben. Aufgrund der tatsächlich vorliegenden Datenstruktur wurde das Hinzuziehen einer weiteren allgemeinen Darstellung aus der Literatur mit einer ähnlich aufgeführten prozentualen Aufteilung nach Abbildung 4-38 als notwendig erachtet. Dabei ist zu beachten, dass unter dem darin aufgeführten Begriff der Schlammbehandlung die im Projekt separat angegebenen Daten zur Faulung und Schlammentwässerung als Summe anzusehen sind – somit entsprechen die Annahmen ihres Strombedarfes hinreichend genau den Literaturangaben.

202


Abbildung 4-38: Verallgemeinerte prozentuale Verteilung des Elektroenergiebedarfes einer

Kläranlage mit anaerober Schlammstabilisierung (UBA, 2009)

Geht man von einem angenommenen Strombedarf der Nachklärung in der Größenordnung von etwa 3 bis 5% des Gesamtstrombedarfes aus (Ministerium für Umwelt, Forsten und Verbraucherschutz des Landes Rheinland-Pfalz, 2007), so liegt der verallgemeinerte prozentuale Anteil des Stromverbrauches der Belebung mit ca. 60% des Gesamtstromverbrauchs deutlich über den von den von den Anlagenbetreibern angenommenen obengenannten Prozentzahlen (siehe Abbildung 4-37)– aufgrund der vorliegenden Daten kann hierüber keine plausible Erklärung gemacht werden.

Anhand der gesammelten Daten konnte ebenfalls keine eindeutige Aussage über eine Veränderung des Energieaufwandes der biologischen Reinigungsstufe und der Faulung gemacht werden. Dies liegt ebenfalls in den pauschalisierten Annahmen der Kläranlagenbetreiber begründet.

Bei zwei der vier relevanten Datensätzen mit Datenangaben vor und nach Einführung der Co-Vergärung ist ein leicht erhöhter Strombedarf der Belüftung im Bereich von 1,0 bzw. 13,5% feststellbar. Die verbleibenden beiden Anlagen verzeichnen hingegen eine Verringerung um 0,5 bzw. 16,0%. Es ist allerdings nicht bekannt, ob die Behandlung des im Falle der Co-Vergärung organisch stärker belasteten Prozesswassers aus den Faultürmen im Haupt- oder Nebenstromverfahren erfolgt, d.h. ob es direkt zur Belebungsstraße zurückgeführt wird, oder es außerhalb dieser separat weiterbehandelt wird. Die seitens Betreiber angegebenen, meist auf Schätzungen beruhenden Stromverbräuche stehen in beiden Fällen jedoch grundsätzlich im Widerspruch zu Literaturangaben, welche im Falle der Co-Vergärung auf einen deutlichen Anstieg des Stromverbrauchs, oder einer baulichen Erweiterung der biologischen Behandlung hinweisen (Haberkern u. a., 2008), (Arbeitsgemeinschaft Bioenergie Maschwaden, Schweiz).

Der Stromverbrauch der Schlammentwässerung steigt bei drei von vier Anlagen im Vergleich zur Betriebsweise ohne Co-Vergärung an, und ist selbst auch unter Beachtung der lediglich angenommenen Verbrauchswerte eindeutig auf die gestiegene zu entwässernde Faulschlammmenge zurückzuführen.

Im weiteren Verlauf der Datenauswertung wurde festgestellt, dass sowohl in den meisten Einzelfällen, als auch im Durchschnitt aller sechs Anlagen deutliche Abweichungen hinsichtlich des Pro-Kopf-Klärgasanfalles im Vergleich zu vielen Literaturquellen bestehen. Die Nominalwerte einschlägiger Quellen liegen im Bereich von ca. 20 - 25 l/(EGW*d) ohne Co-Vergärung, mit Co-Vergärung etwa 10 bis 20 Einheiten darüber (Haberkern u. a., 2008; Kolisch, 2001; VSA, 2012). Der Klärgasanfall der im Projekt betrachteten Anlagen beträgt ohne Co-Vergärung im Mittel 16,4 bei Minimalwert von 8,7 und

203


Maximalwert von 21,1. Mit Co-Vergärung steigen die Werte wie folgt an: Mittel – 22,4, Minimum – 13,2, Maximum – 32,1. Alle Werte gelten bei einem durchschnittlichen Volumenanteil der eingesetzten Co-Substrate gegenüber dem zugeführten Rohschlammvolumen von ca. 7,6%.

Die anfallende durchschnittliche Faulgasmenge bei der Co-Vergärung steigt dabei um über 44% gegenüber dem Betrieb ohne Co-Vergärung an. Ein ähnlicher Anstieg ist auch bei der damit verbundenen Stromproduktion von über 43% festzuhalten – daraus kann abgeleitet werden, dass die Kläranlagenbetreiber die Co-vergärungsbedingte Gasüberproduktion auch tatsächlich zur Energiegewinnung nutzen.

Der jeweilige Verwendungszweck der erhöhten Stromproduktion differiert bei den jeweiligen Anlagenbetreibern sehr:

• Ein Betreiber nutzt das produzierte Gas außerhalb der Kläranlage als Substitutionsträger für Heizöl

• Ein Kläranlagenbetreiber substituiert ebenfalls Heizöl innerhalb seines Geländes. In diesem Einzelbeispiel ist eine Stromnutzung lediglich zu Eigenversorgungszwecken ohne Einspeisung in das öffentliche Stromnetz zu vermuten.

• Bei einem weiteren Betreiber wird das für den Blockheizkraftwerk-Betrieb benötigte Erdgas anteilig um den kompletten Betrag der Klärgasproduktion substituiert

• Drei Betreiber geben keine Auskunft über den Verwendungszweck der Klärgasüberproduktion an. Einer davon erweiterte die installierte elektrische und thermische Leistung seiner Blockheizkraftwerke durch ein weiteres BHKW-Modul, d.h. auch bei ihm ist von einer Vor-Ort-Nutzung der verstärkten Faulgas-Ausbeute auszugehen.

Hinsichtlich der eingesetzten Co-Substrate ist bei allen Betreibern der gleichzeitige Einsatz von mindestens zwei (bei zwei Kläranlagenbetreibern sogar 3) verschiedenen Co-Substraten festzustellen. Demnach werden bei allen an der Befragung teilgenommenen Betreibern Fettabscheiderinhalte und Speisereste der Faulung zugeführt. Je einer der Betreiber vergärt darüber hinaus Brauereischlämme bzw. Schlämme aus Sickerwasser mit. Insgesamt ist der Anteil der Fettabscheiderinhalte mit ca. 65Vol.-% an der eingesetzten gesamten Co-Substratmenge mit deutlichem Abstand am größten (Speisereste – 20Vol.-%; Schlämme aus Sickerwasser – 8Vol.-%; Brauereischlamm – 7Vol.-%). Unklar ist, ob die Co-Substrate gleichzeitig als Gemisch, oder separat (zeitliche Staffelung entsprechend der Substratart) der Faulung zugeführt werden.

Anhand aller bisher aufgeführten Sachverhalte können zusammenfassend die beim Betrieb der Co-Vergärung sich ergebenden mittleren Veränderungen hinsichtlich des zugeführten Substratvolumens, der angestiegenen Klärgas- und Stromproduktion, und vorbehaltlich der getroffenen Annahmen auch des Elektroenergiebedarfes der betrachteten Anlagenkomponenten im Abbildung 4-39 dargestellt werden. Die durchschnittlichen Parameter der eingesetzten Co-Substrate betragen: 8,2% Trockensubstanzgehalt; 81,9% Glühverlust; 3,3 mg/l NGes und 1,7 mg/l PGes.

204


Abbildung 4-39: Mittelwerte ausgewählter Kriterien im Kläranlagenbetrieb mit Co-Vergärung bei

einem durchschnittlichen Einwohnergleichwert von 468.000


Es wurden insgesamt 121 Anlagenbetreiber kontaktiert, 28 Fragebögen kamen beantwortet zurück, was einem Rücklauf von 23,1% entspricht. Für die Auswertung konnten 3 der Fragebögen, wegen unzureichender Datenqualität trotz fernmündlicher Befragung, nicht für die Auswertung herangezogen werden. Somit sind 10,7% der eingereichten Fragebögen als unbrauchbar einzustufen. Auswertbare Daten liegen von insgesamt 10 Heizwerken und 15 Heizkraftwerken vor, worunter sich wiederum 8 ORC-Anlagen und 7 Anlagen mit Dampfturbinenprozess befinden. Die durchschnittlich installierte Feuerungswärmeleistung aller Anlagen beträgt 16,6 MW und schwankt zwischen 0,3 MW und 64 MW. Die Heizkraftwerke weisen eine durchschnittlich installierte elektrische Leistung von 7,61 MWel auf, wobei die kleinste 0,36 MWel und die größte Anlage 23,5 MWel

Der Transport des Brennstoffes liegt zwar außerhalb des gewählten Bilanzierungsrahmens, dennoch wurde durch ergänzende Fragen die durchschnittliche Transportentfernung zur Anlage ermittelt. Es zeigt sich deutlich, dass Heizwerke die geringsten Transportentfernungen aufweisen, während bei Heizkraftwerken mit ORC und vor allem mit CRC-Prozess deutlich größere Entfernungen überbrückt werden müssen (siehe

erreichen.

Abbildung 4-40). Begründet werden kann dies vor allem mit den größeren Feuerungswärmeleistungen und den damit erforderlichen Brennstoffmassenströmen, die für den Anlagenbetrieb benötigt werden.

205


Abbildung 4-40: Durchschnittliche Transportentfernung verschiedener Anlagen

Abbildung 4-41: Zusammenhang zwischen der installierten Feuerungswärmeleistung und der

durchschnittlichen Transportentfernung

0

20

40

60

80

100

120

140

160

0 1 10 100

Dur

chsc

hnitt

liche

Tra

nspo

rten

tferu

ng

[km

]

Feuerungswärmeleistung [MW]

ORC CRC HW

206


Im folgenden Absatz wird der Einfluss der installierten Leistung auf den Jahresnutzungsgrad dargestellt. Dabei ist in Abbildung 4-42 der Jahresnutzungsgrad (Strom) über der installierten elektrischen Leistung aufgetragen, während in Abbildung 4-43 der Zusammenhang zwischen der insgesamt erzeugten Energiemenge über der installierten Feuerungswärmeleistung dargestellt ist. Wie zu erwarten war steigt der elektrische Jahresnutzungsgrad auf Grund der höheren Wirkungsgrade an, je größer die installierte elektrische Leistung ist. Andererseits scheint der gesamte Jahresnutzungsgrad mit steigender Feuerungswärmeleistung etwas zu sinken, was wiederum auf eine schlechtere Wärmenutzung größerer Anlagen zurückzuführen ist. Insgesamt ist eine große Streuung der Werte zu erkennen.

Abbildung 4-42: Installierte elektrische Leistung bezogen auf den Jahresnutzungsgrad

Abbildung 4-43: Installierte Feuerungswärmeleistung bezogen auf den Jahresnutzungsgrad

207


Abbildung 4-44 zeigt die Jahresnutzungsgrade von ORC- und CRC-Anlagen in Bezug auf die erzeugte elektrische Energie. Dabei werden die unterschiedlichen Wirkungsgrade von ORC- und CRC-Prozess deutlich. Weiterhin zeigt sich in Abbildung 4-45, dass bei den meisten BMHKW-Anlagen mit Dampfturbine die Wärmenutzung eher eine untergeordnete Rolle spielt. Einige Anlagen sind sogar ausschließlich auf die Erzeugung von Strom ausgelegt und weisen kein Wärmenutzungskonzept auf. In Bezug auf den gesamten Jahresnutzungsgrad führt dies dazu, dass CRC-Anlagen vergleichsweise schlecht abschneiden. Dabei führt die ungewichtete Addition der erzeugten Energiemengen, sei es thermischer oder elektrischer Energie, auf Grund der unterschiedlichen Exergiegehalte zu einer Unterbewertung der produzierten elektrischen Energie. Eine exergetische Betrachtung könnte hier Abhilfe schaffen.

Abbildung 4-44: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad (Strom)

Abbildung 4-45: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad (Wärme)

208


Abbildung 4-46: Auswertung der Befragung hinsichtlich des Jahresnutzungsgrad

Für die Rentabilität eines HKW bzw. eines HW sind neben den Kapitalkosten, die Kosten für den Brennstoff und die Auslastung der Anlage von großer Bedeutung.

Die folgenden beiden Diagramme zeigen wie viel Strom bzw. Energie insgesamt pro Mitarbeiter erzeugt werden. Dadurch wird eine Produktivitätskennzahl gebildet, die verdeutlicht, dass in Bezug auf die Stromerzeugung in CRC-Anlagen weniger Personaleinsatz erforderlich ist als bei ORC-Anlagen. Die Diagramme zeigen vor allem im Hinblick auf die insgesamt gewonnene Energie eine sehr große Streuung. Infolgedessen können keine anlagenspezifischen Zusammenhänge festgestellt werden.

Abbildung 4-47: Erzeugte Energiemenge (Strom) pro Mitarbeiter

209


Abbildung 4-48: Erzeugte Energiemenge pro Mitarbeiter

In Hinblick auf Wartungsphasen ergab sich aus der Befragung, dass Anlagen zur Erzeugung von Strom durchschnittlich 25 Tage pro Jahr still stehen, während Heizwerke durchschnittlich lediglich 8,6 Tage wegen Wartungsarbeiten außer Betrieb sind.

In Abbildung 4-49 wird die erzeugte Energiemenge ins Verhältnis zu einem theoretischen Erzeugungs-Maximum gesetzt, das aus dem Produkt aus der maximalen Laufzeit von 8760 Stunden pro Jahr und der Feuerungswärmeleistung errechnet wird. Es ergibt sich eine Kennzahl, die angibt wie weit eine Anlage von ihrem theoretischen Erzeugungsoptimum entfernt ist bzw. wie gut die Auslastung der Anlage ist. Dabei zeigen vor allem ORC-Anlagen vergleichsweise hohe Werte.

Abbildung 4-49: Erreichung der theoretisch maximalen Energieerzeugung

210


Der Transport des Brennstoffes am Betriebsgelände erfolgt zu großen Teilen durch Radlader, die mit Diesel betrieben werden. Insofern ist der Verbrauch an Diesel eine Kenngröße für den intern zu betreibenden Transportaufwand. Setzt man diesen in Relation zur eingebrachten Brennstoffmenge (angegeben als Energieäquivalent) können verschiedene Anlagen untereinander verglichen werden. Dieser Aufwand wird vor allem durch die zu überbrückenden Distanzen innerhalb des Werksgeländes und damit durch Standortwahl und Anlagenplanung bestimmt. Dementsprechend ist der Aufwand vergleichsweise unabhängig vom Anlagentyp. Ferner ist zu bedenken, dass viele insbesondere kleinere Heizwerke ohne den Einsatz eines Radladers auskommen. Diese Anlagen sind im folgenden Diagramm jedoch nicht erfasst.

Abbildung 4-50: Interner Transportaufwand

In der Umfrage wurden die Betreiber nach ihrer subjektiven Einschätzung zu Brennstoffverfügbarkeit und Brennstoffqualität befragt. Die Ergebnisse dieser Befragung sind in Abbildung 4-51 und Abbildung 4-52 dargestellt. Weiterhin wurde untersucht, ob sich eine Korrelation zwischen der Bewertung von Brennstoffqualität bzw. -verfügbarkeit und den erreichten Jahresnutzungsgraden ergibt.

Heizwerke bewerteten die Brennstoffverfügbarkeit im Durchschnitt (Ø 2,46) deutlich besser als Heizkraftwerke (Ø 1,43), wobei kein Heizwerk die Verfügbarkeit als schlecht oder sehr schlecht einstufte. Die Brennstoffverfügbarkeit wurde von keinem Anlagenbetreiber, weder von Heizwerken noch von Heizkraftwerken, als sehr schlecht bewertet. Anlagen, die die Brennstoffverfügbarkeit als sehr gut und gut bewerteten weisen auch die besten Jahresnutzungsgrade auf. Insgesamt lässt sich jedoch kein eindeutiger Zusammenhang ableiten.

211


Abbildung 4-51: Bewertung der Brennstoffverfügbarkeit durch die Anlagenbetreiber

Abbildung 4-52: Zusammenhang zwischen der Bewertung der Brennstoffverfügbarkeit und dem

erreichten Jahresnutzungsgrad

Die Brennstoffqualität wurde von Heizwerken (Ø 1,86) deutlich besser eingeschätzt als von Heizkraftwerken (Ø 2,92). Auch die Brennstoffqualität wurde von keinem Anlagenbetreiber als sehr schlecht eingestuft. Weiterhin fällt auf, dass die Brennstoffqualität von keinem Heizkraftwerkbetreiber

212


für sehr gut befunden wurde. Kein Betreiber von Heizwerken bewertete die Brennstoffqualität mit schlecht oder sehr schlecht. Es ergibt sich jedoch kein klarer Zusammenhang zwischen der subjektiven Bewertung der Anlagenbetreiber in Bezug auf die Brennstoffqualität und den erreichten Jahresnutzungsgraden.

Abbildung 4-53: Bewertung der Brennstoffqualität durch die Anlagenbetreiber

Abbildung 4-54: Zusammenhang zwischen der Bewertung der Brennstoffqualität und dem

erreichten Jahresnutzungsgrad

213


Fast alle Anlagenbetreiber gaben an, dass in den vergangenen Jahren die Verfügbarkeit und Qualität von Brennstoffen nachgelassen hat.

Weiterhin wurde in der Befragung der Abstand der Anlage zur Wohnbebauung abgefragt. Auch hier wurde geprüft, ob sich ein Zusammenhang zu den Jahresnutzungsgraden ergibt. Wie zu erwarten war hat der Abstand zur Wohnbebauung keinen Einfluss auf die Stromerzeugung. Hinsichtlich der Wärmenutzung kann jedoch ein gewisser Zusammenhang identifiziert werden. Je geringer der Abstand zur Wohnbebauung, desto näher sind potentielle Wärmeabnehmer und desto besser ist damit die Wärmeausnutzung. Dies verdeutlicht die Wichtigkeit eines Wärmenutzungskonzeptes.

Abbildung 4-55: Zusammenhang zwischen dem Abstand zur Wohnbebauung und den erreichten

Jahresnutzungsgraden

Insgesamt blieb die Detailliertheit der Informationen aus der Befragung hinter den Erwartungen zurück. Die meisten Anlagenbetreiber konnten kaum detaillierte Angaben zu den Verbräuchen einzelner Aggregate oder auch entsprechender Funktionsblöcke machen. Der Stromverbrauch wird meist lediglich als Jahressummenwert dokumentiert. Für die Ermittlung dieser Werte müssten verstärkt systematische Messungen durchgeführt werden und die Daten über einen längeren Zeitraum erfasst und aufgezeichnet werden. Trotz dieser Schwierigkeiten konnte für vier Anlagen eine etwas genauere Aufschlüsselung der Energieverbräuche ermittelt werden. Diese ist in den folgenden Kreisdiagrammen dargestellt. Die Angaben wurden entsprechend nachfolgender Grafik in die Bereiche Aufbereitung, Hauptprozess, Nachbereitung, Distribution und Sonstiges gegliedert.

Bei allen Anlagen entfällt der größte Teil, zwischen 46 und 89 Prozent, der selbst verbrauchten Energie auf den Hauptprozess, also Gebläse, Hydraulik und die Mechanik der Feuerung. Sofern ein Nutzungskonzept für die anfallende Wärme vorhanden ist, werden für deren Distribution (Einsatz der Netzpumpen) 14 bis 22% des benötigten Eigenbedarfs verbraucht. Zwischen 1 und 21% der Energie werden für die Nachbereitung (vor allem Rauchgasreinigung) aufgewendet, während 4 bis 29% auf die Aufbereitung des Brennstoffes entfallen (interner Transport, Trocknung, Lagerung usw.).

In Bezug auf die Diagramme ist anzumerken, dass die Zahlen auf den Angaben der Anlagenbetreiber beruhen. Die vorliegenden Daten weisen jedoch nicht immer den nötigen Grad an Detailliertheit auf, der für eine vollständig korrekte Aufteilung auf die definierten Bereiche erforderlich wäre. Insbesondere dem Hauptprozess werden Verbräuche einzelner Aggregate zugeordnet, die eigentlich in andere Bereiche fallen. Dennoch geben die Diagramme, wenn auch mit entsprechenden Ungenauigkeiten behaftet, einen ersten Überblick über den Energiebedarf in Biomasseheiz(kraft)werken.

214


Abbildung 4-56: Schematische Einteilung von Heiz(kraft)werken in verschiedene

Aufgabenbereiche

Abbildung 4-57: Zusammensetzung des Energiebedarfs einzelner Anlagen in verschiedenen

Bereichen

215


Abbildung 4-58: Zusammensetzung des Energiebedarfs einzelner Anlagen in verschiedenen

Bereichen

4.3 Verbrennungsversuche Durch Verbrennungsversuche im Technikum von Fraunhofer UMSICHT-ATZ wird das Verbrennungsverhalten unterschiedlicher biogener Reststoffe charakterisiert. Dadurch sollen Rückschlüsse auf interessante Einsatzstoffe möglich bzw. technische Anforderungen für deren Erschließung skizziert werden. Im Rahmen der Versuche wurden zunächst die chemischen Zusammensetzungen der Brennstoffe analysiert.

In Anbetracht der teils erheblichen Potenziale unterschiedlicher Substrate, die in Abschnitt 2.1.1 aufgezeigt wurden, gibt es eine Vielzahl an Stoffen, die für eine thermische Verwertung in Frage kommen. Besonders große Mengen könnten durch die Nutzung biogener Reststoffe wie z.B. Stroh, Heu und Landschaftspflegematerialien erschlossen werden. Aber auch Gärreste, Biertreber, Mühlennebenprodukte fallen in erheblichem Umfang an.

Basierend auf den genannten Vorüberlegungen wurden folgende Reststoffe für die Untersuchungen ausgewählt.

216


Tabelle 4-39: Übersicht über die ausgewählten Versuchsbrennstoffe

Brennstoff Heizwert

(MJ/kg TR)

Feuchte

(% TR)

Asche

(% TS)

N

(% TR)

S

(% TR)

Cl

(% TR) Brennstoffprobe

Heu 17,1 12 8,16 1,3 0,1 0,24

Rapsstroh 15,3 12,4 4,84 0,62 0,11 0,26

Roggenstroh 17 7,8 6,99 1,06 0,10 0,27

Weizenausputz 17,35 12,8 2,66 2,09 0,16 0,06

Zum einen enthalten die untersuchten Stoffe im Vergleich zum Referenzbrennstoff Fichtenholz hohe Stickstoffkonzentrationen. Aufgrund dieser Tatsache sind bei den untersuchten Brennstoffen deutlich erhöhte Emissionen von Stickoxiden zu erwarten. Stickoxide verursachen sauren Regen, fördern über photochemische Prozesse die Bildung von Ozon in der Troposphäre und tragen zum Abbau der Ozonschicht in der Stratosphäre bei. Zudem schädigen sie Atemwege und Schleimhäute des menschlichen Organismus.

217


Abbildung 4-59: Stickstoffgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

Bei der Verbrennung von Stoffen mit großen Anteilen an Schwefel entstehen die gesundheitsschädlichen Schwefeloxide SO2 und SO3

Auch Chlor besitzt eine korrosive Wirkung, die vor allem durch die Bildung von HCl hervorgerufen wird. Es entstehen aber auch Chloride, die sich ebenso wie Sulfate z.B. an Wärmeübertragerflächen anlagern und Salzschmelzenkorrosion verursachen (Mocker 2010). Chlor spielt aber auch bei der Bildung von Dioxinen und Furanen eine entscheidende Rolle. Polychlorierte Dibenzodioxine bzw. Furane (PCDD/F) entstehen bei thermischen Prozessen in einem Temperaturbereich von 250°C bis ca. 400°C (Dioxinfenster). Für die Startreaktion zur Bildung von PCDD/F ist die Gegenwart von Chlorgas nötig.

, die unter anderem die Schleimhäute reizen und zu saurem Regen beitragen. Weiterhin sind diese Gase verantwortlich für die Bildung von hochkorrosiver Schwefelsäure.

Folglich sind Chlor- und Schwefelgehalt im Brennstoff wichtige Kenngrößen für Korrosion und die Entstehung von Schadgasen. Auch hier ist erkennbar, dass die untersuchten biogenen Reststoffe deutlich mehr Chlor bzw. Schwefel enthalten als der Referenzbrennstoff Fichtenholz.

Abbildung 4-60: Chlorgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

218


Abbildung 4-61: Schwefelgehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

Für das Verbrennungsverhalten eines Stoffes sind vor allem Heizwert, Feuchte und Aschemenge wichtige Parameter. Bei allen untersuchten Stoffen liegt der Heizwert zwischen 15-18 MJ/kg und damit in einem für technische Verbrennungsprozesse geeigneten Bereich. Auch die gemessenen Werte für die Feuchte der Stoffe deuten auf eine grundsätzliche Eignung für die thermische Verwertung hin.

Eine Herausforderung für bestehende feuerungstechnische Anlagen stellt vielmehr der hohe Ascheanteil dar, der bei allen untersuchten Stoffen deutlich größer ist als bei Fichtenholz. Bei der Verbrennung von Weizenausputz ist mehr als viermal so viel Asche zu erwarten. Bestehende Feuerungen stoßen bei diesen Mengen an ihre technischen Grenzen. Eine vollständige Verbrennung ist deutlich schwieriger zu bewerkstelligen, ferner sind erhöhte Staubemissionen zu erwarten.

Abbildung 4-62: Heizwert der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

219


Abbildung 4-63: Feuchte der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

Abbildung 4-64: Aschegehalt der ausgewählten Versuchsbrennstoffe

In Abhängigkeit von Beschaffenheit und Aufbereitung der Stoffe wurden unterschiedliche Feuerungstypen eingesetzt, um eine bestmögliche Verbrennung der jeweiligen Stoffe und damit eine gute Vergleichbarkeit zu ermöglichen. Bei allen Versuchen wurde die Zusammensetzung des Rauchgases untersucht und über den gesamten Versuchsverlauf dokumentiert. Weiterhin wurde bei einigen Versuchen die Staubkonzentration im Abgas untersucht.

Die gewonnenen Erkenntnisse aus den Versuchen werden im folgenden Abschnitt dargestellt. Dabei wurden neben dem Verbrennungs- und Ascheerweichungsverhalten vor allem die Emissionen von Schadgasen sowie von korrosiven Medien bewertet.

Wie bereits die Analyse der Brennstoffe erwarten ließ, treten hohe Emissionen von Stickoxiden auf. In der Graphik sind die in der TA Luft für Holz bzw. für Stroh oder ähnliche pflanzliche Stoffe festgesetzten Grenzwerte gekennzeichnet. Auf Grundlage der Vorversuche ist zu erwarten, dass für alle untersuchten Einsatzstoffe Maßnahmen zur Reduktion der Stickoxid-Emissionen erforderlich sind.

220


Abbildung 4-65: Stickoxidemissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen

Weiterhin sind auf Grund der Brennstoffanalysen hohe Konzentrationen an Schwefeloxiden und Wasserstoffchlorid zu erwarten, was sich in den durchgeführten Versuchen bestätigt. Dementsprechend ist bei der thermischen Verwertung vieler biogener Reststoffe mit einer erhöhten Korrosionsproblematik zu rechnen. Folglich ist ein besonderes Augenmerk auf die Materialauswahl zu legen. Auch der Bildung von Dioxinen und Furanen muss vorgebeugt werden.

Abbildung 4-66: Emissionen von Schwefeloxiden bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen

221


Abbildung 4-67: Chlorwasserstoff-Emissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen

Bei einigen Versuchen wurde außerdem die Staubkonzentration im Abgas nach der VDI Richtlinie 2066 untersucht. Auch hier deuten sich, gemessen an den Vorgaben der TA-Luft für Stroh und ähnlichen pflanzliche Stoffe (für Anlagen mit einer Leistung von mehr als 1 MW), erhebliche Herausforderungen an.

Abbildung 4-68: Staubkonzentration bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen

Von großer Bedeutung für die thermische Verwertung biogener Reststoffe ist die erreichbare Qualität des Ausbrandes der eingesetzten Stoffe. Diese ist von vielen Faktoren abhängig und kann in hohem Maße durch eine Optimierung der Feuerungstechnik beeinflusst werden. Aus den orientierenden Versuchen kann jedoch abgeleitet werden inwieweit einzelne Reststoffe mit bestehender Technik genutzt werden können und somit Rückschlüsse gezogen werden, wie viel Aufwand für eine Adaption der Feuerungstechnik betrieben werden müsste.

Bei Brennstoffen mit niedrigen Ascheschmelzpunkten können durch Konglomerate zum einen technische Probleme auftreten, aber auch die Effizienz leidet auf Grund des schlechten Feststoffausbrandes. Um diesbezügliche Anhaltspunkte zu bekommen wurde der Glühverlust der Asche sowie die CO-Konzentration im Rauchgas bestimmt.

222


Abbildung 4-69: Kohlenmonoxid-Emissionen bei den durchgeführten Verbrennungsversuchen

Abbildung 4-70: Glühverluste der Verbrennungsrückstände bei den durchgeführten

Verbrennungsversuchen

Die orientierenden Versuche wurden auf unterschiedlichen Feuerungen mit weniger als 150 kW Feuerungswärmeleistung durchgeführt, weshalb eine Übertragung der Ergebnisse auf großtechnische Anwendungen nicht eins zu eins möglich ist. Dennoch ergeben sich aus den Versuchen auf Grund der Ähnlichkeit der verfahrenstechnischen Abläufe Anhaltspunkte, die zumindest in ihrer Tendenz auch für andere Anwendungen Gültigkeit besitzen. Von daher kann gefolgert werden, dass die untersuchten biogenen Reststoffe thermisch verwertet werden können. Technische Adaptionen und Anpassungen sind jedoch in vielen Fällen in den Bereichen Feuerungstechnik, Rauchgasreinigung und Brennstoffaufbereitung erforderlich.

223


4.4 Abluftreinigung Die Erhöhung der Energieeffizienz von Abluftreinigungsstufen in Verfahren zur Verwertung biogener Reststoffe zielt auf die Reduzierung des spezifischen Energiebedarfs unter der Maßgabe, dass die Verfahrensfunktion mindestens mit gleicher Qualität gewährleistet wird wie bisher. Energie wird im Wesentlichen in zwei Formen eingesetzt: als elektrische Energie zur Förderung des Luftstroms mittels Ventilatoren, Gebläsen oder Verdichtern, in Pumpen zur Förderung von Prozesswasser oder zur Druckerhöhung z. B. vor Verdüsungen und als thermische Energie zur Vorheizung oder Abkühlung von Prozessströmen. Ein besonders großer thermischer Energiebedarf entsteht bei der thermischen Desorption nach einer ad- oder absorptiven Abluftreinigung (siehe Abbildung 2-60 und Abbildung 2-61). Abbildung 4-71 zeigt das Fließbild einer Abluftreinigung nach Kompostierungs- und Vergärungsanlagen mittels Biofilter (Desplantes 2010). Abluft aus Anlieferungs-, Aufbereitungs- und Kompostierungsbereich werden hier gemeinsam behandelt.

Abbildung 4-71: Abluftreinigung mittels Biofilter und gemeinsamer Abluftbehandlung (Desplantes

2010)

Der elektrische Energiebedarf ergibt sich aus Ventilatorleistung V-1 und Pumpleistung P-1. Letztere fördert das Befeuchtungswasser und stellt den Vordruck für die Düsen im Befeuchter bereit. Die benötigte elektrische Leistung kann abgeschätzt und z. B. für einen Tag als Bilanzzeitraum ausgewertet werden (siehe Abbildung 4-72). Dabei wurde ein identischer Wirkungsgrad von Ventilator und Pumpe angenommen.

224


Abbildung 4-72: Täglicher Energiebedarf einer Abluftreinigung gemäß Abbildung 4-71

Man erkennt, dass der Energiebedarf des Gesamtverfahrens nennenswert durch den Druckverlust beim Durchströmen des Biofilters beeinflusst wird. Bei diesem ist ein zweichichtiger Aufbau aus 0,5 m Wurzelholz mit einer Bettporosität ε mit

menttungsvoluGesamtschülumenHohlraumvoε = (1)

von = 0,75 und 1,5 m Rindenhumus mit einer Porosität von ε = 0,55 angesetzt. Ebenso haben die Wirkungsgrade von Ventilator und Pumpen einen signifikanten Einfluss auf den spezifischen Energiebedarf. Abbildung 4-73 verdeutlicht dies noch einmal anhand des spezifischen Energiebedarfs zur Behandlung von 1000 Nm3 Abluft.

225


Abbildung 4-73: Spezifischer Energiebedarf zur Behandlung von je 1000 Nm3

Das Beispiel belegt, dass und in welchem Umfang eine kontinuierliche Verbesserung der Wirkungsgrade der eingesetzten Apparate- und Anlagentechnik eine Steigerung der Energieeffizienz in der Verwertung biogener Reststoffe befördern kann. Insbesondere die Reduzierung des Einsatzes elektrischer Energie gelingt überwiegend auf diesem Wege, eine prozessintegrierte Rückgewinnung und Wiedereinsatz mechanischer Energie ist für die hier untersuchten Prozesse in der Regel nicht wirtschaftlich.

Abluft: Einfluss von Druckverlust und Förderwirkungsgraden

Eine Reduzierung des Einsatzes thermischer Energie ist hingegen möglich, wenn prozessinterne Wärmeangebote zur Deckung von Wärmebedarfen genutzt werden können. In dem gezeigten Beispiel findet in dem Befeuchter eine direkte Wärmeübertragung, sog. Quench, zwischen der zu reinigenden Abluft und dem zugeführten Befeuchtungswasser statt. Je nach Temperaturführung und eingesetzten Mikroorganismen kann die Vergärung mesophil, d.h. mit Ablufttemperaturen von ca. 35 – 37°C, oder thermophil, d.h. bei ca. 55 – 60°C, betrieben werden (Bidlingmaier 2000). Durch Eindüsen des Befeuchtungswassers wird der Abluftstrom gleichzeitig auf 30 °C abgekühlt und dabei vollständig mit Wasser gesättigt, d.h. ϕ = 1 am Austritt. Die freiwerdende Wärme wird an das Kondensat L-2 abgeführt.

Eine Möglichkeit zur Steigerung der Energieeffizienz ergibt sich bei Nutzung insbesondere der enthaltenen Kondensationswärme. Dafür ist es vorteilhaft, wenn die Abluft aus dem Kompostierbereich wie in Abbildung 4-74 dargestellt separat behandelt wird und dadurch das höhere Temperaturniveau zur Auskopplung der Wärme genutzt werden kann. Je nach Wassergehalt und Temperatur kann ein spezifischer Wärmestrom in der Größenordnung von 40 bis 50 kW/1000 Nm3 Abluft ausgekoppelt werden.

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

0 1000 2000 3000 4000 5000

spez

ifisc

her E

nerg

iebe

darf

[kW

h/10

00 N

m3]

Druckverlust [Pa]

eta = 0,7

eta = 0,75

eta = 0,8

226


Abbildung 4-74: Abluftreinigung mittels Biofilter und getrennter Abluftbehandlung (Desplantes

2010)

Ein technologisches Risiko bzw. in der Umsetzung zu beachten ist die Gefahr der Belagbildung auf der Abluftseite der Wärmeübertragerflächen, das sog. Fouling. Da die Abluftströme geringe Feststoffgehalte aufweisen können, werden diese im ablaufenden Kondensat aufgenommen und können zu einer Belegung der Oberfläche führen. Abhilfemaßnahmen sind z. B. gering adhäsive Oberflächen oder eine Flüssigkeitsberieselung des Wärmeübertragers, siehe z. B. (Geddert 2009).

Abbildung 4-75 zeigt einen Vergleich des spezifischen Energiebedarfs für gemeinsame (1BF) bzw. getrennte (2BF) Abluftbehandlung. Hierbei ist eine gemeinsame Abluftbehandlung geringfügig vorteilhaft, allerdings muss dagegen das o. g. größere Potenzial zur Wärmerückgewinnung bei separater Führung der Kompostierungsabluft betrachtet werden. Die unter den gegebenen Randbedingungen wirtschaftlich vorteilhafte Lösung muss für einen konkreten Fall ermittelt werden.

227


Abbildung 4-75: Vergleich des spezifischen Energiebedarfs für getrennte und gemeinsame

Abluftbehandlung (Desplantes, 2010)

Nachteilig bei der Nutzung der Wärmeangebote in Verfahren zur Verwertung biogener Reststoffe ist allg. das niedrige Temperaturniveau, auf dem diese bereit stehen. Einen großen Wärmebedarf bei Abluftreinigungen nach dem Prinzip der Absorption, siehe Abb. 1, oder der Adsorption erfordern die Desorptionsschritte. Diese werden fast immer thermisch durchgeführt, d. h. der ab- oder absorbierte Schadstoff wird durch Erwärmung wieder desorbiert. Die Desorptionstemperaturen sind dabei allerdings typisch über 100°C, so dass ein prozessinternes Wärmeangebot auf mind. diesem Temperaturniveau bereit stehen muss. Die konkrete erforderliche Desorptionstemperatur ist experimentell zu ermitteln und letztlich das Ergebnis einer Optimierung der nutzbaren Beladungsdifferenz zwischen Ab- und Desorption und dem Desorptionsaufwand.

Wie oben erläutert sind maximale Ablufttemperaturen von 55 bis 60°C bei Einsatz thermophiler Mikroorganismen in der Vergärung zu erreichen. Das darin enthaltene Wärmeangebot der Abluft kann mittels Wärmepumpe auf das für die Desorption erforderliche höhere Temperaturniveau angehoben werden. Abbildung 4-76 zeigt einen Überblick über das Temperaturniveau von Wärmequelle bzw. Wärmesenke bei industriellen Wärmepumpen. Man erkennt, dass die für den Einsatz in Verfahren zur Verwertung biogener Reststoffe geforderte Temperaturspreizung von 50 bis 60°C für die Wärmequelle auf ≥100°C für die Wärmesenke technisch möglich ist und industriell angewendet wird.

228


Abbildung 4-76: Temperaturniveau von Wärmequellen und Wärmesenken bei industriellen

Wärmepumpen (Heidelck o.J.)

Es ist allerdings zu beachten, dass mit steigender Temperaturdifferenz zwischen Wärmequelle und -senke die Effizienz der Wärmepumpe selber, gemessen an der Leistungszahl (engl. Coefficient of Performance COP), deutlich abnimmt (siehe Abbildung 4-77. Darin ist die Carnot-Leistungszahl für verschiedene Temperaturdifferenzen dargestellt. Die Verluste im Kältemittelkreislauf – Verdichter, Wärmeübertrager, Expansionsventil und Rohrleitungen – sind durch einen Faktor 0,5 berücksichtigt. Als Wärmequellentemperatur ist 0°C angesetzt (Heidelck o.J.). Es ist also anzustreben, die Temperaturdifferenz möglichst gering zu halten. Da die Temperatur des Wärmeangebots, i. e. die Ablufttemperatur aus der Vergärung, fest liegt, müsste der Absolutdruck in der Desorption so weit abgesenkt werden, dass ein niedrigeres Temperaturniveau bereits eine ausreichende Desorption erlaubt. Die Abhängigkeit der Restbeladung von den Desorptionsbedingungen – Druck und Temperatur – ist, wie oben erläutert, experimentell zu bestimmen. Das wirtschaftliche Optimum hierfür muss aus einer Gesamtbetrachtung von Investition und Betriebskosten im Einzelfall ermittelt werden.

Abbildung 4-77: Leistungszahl in Abhängigkeit von der Temperaturdifferenz, 0,5 ⋅εc bezogen auf

T0 = 273 K (0°C) (Heidelck o.J.)

229


Als technische Alternativen zur Realisierung der Wärmepumpe sind reine Kompressionswärmepumpen, Absorptionswärmepumpen und Adsorptionswärmepumpen möglich. Abbildung 4-78 zeigt eine Gegenüberstellung der Wirkprinzipien von Kompressions- und Absoptionswärmepumpe (Adam o.J.). Bei Kompressionswärmepumpen ist die Verdichtungsleistung vor dem Kondensator rein durch elektrische Energie zu erbringen. Bei Absorptionswärmepumpen erfolgt eine sog. thermische Verdichtung. Im Absorber wird das durch die Wärmequelle, hier die warme Abluft aus der Vergärung, verdampfte Prozessfluid in einer Absorptionsflüssigkeit gelöst und so in die flüssige Phase überführt. Vorteil gegenüber einer Kompressionswärmepumpe ist die geringere elektrische Leistung der Lösungspumpe gegenüber dem Verdichter, nachteilig sind die höheren Investitionen. Gleichwohl ist es mit beiden Technologien möglich, die Energieeffizienz von Anlagen zur Verwertung biogener Reststoffe durch Nutzung der in der Abluft enthaltenen thermischen Energie im Rahmen der Abluftreinigung zu erhöhen.

Abbildung 4-78: Wirkprinzipien von (links) Kompressionswärmepumpe und (rechts) Absorptions-

wärmepumpe (Adam o.J.)

4.5 SWOT-Analyse

4.5.1 Beispiel zur Anwendung der SWOT-Analyse anhand der Kompostierung

Die Nutzung der SWOT-Analyse soll nachfolgend anhand eines Beispiels demonstriert werden. Anzumerken bleibt, dass auf Basis der SWOT-Analyse keine Priorisierung vorgenommen werden kann, die es ermöglicht konkrete Maßnahmen zu ergreifen. Es wird folgendes Szenario angenommen:

• offene Mietenkompostierung mit Saugbelüftung, Nachrotte ohne Belüftung, 2 km zur nächsten Wohnbebauung

• landwirtschaftlich geprägte Region

• Anlage in privater Hand mit einem Jahresdurchsatz von 25.000 Mg, ausreichend Fläche, Einzugsgebiet deckt nur einen Teil des Inputs

• volle Auslastung, minimale Prozessüberwachung, Abluft über Biofilter

• gesicherter Teilabsatz des Kompostes (RAL-gütegesichert).

Einige der Faktoren bedürfen konkreter Angaben und werden im Beispiel deshalb nur allgemein aufgegriffen.

230


Im Vergleich dazu verschieben sich für eine voll eingehauste Anlage in kommunaler Hand beispielsweise folgende Punkte (Auswahl):

• Bezugsquelle: kann als Stärke angesehen werden, da der Inputstrom über das Einzugsgebiet gesichert ist, ebenso die Transportwege

• Flexibilität: rückt auf die Seite der Schwächen, da das Betriebsregime nicht einfach zu ändern ist, der geringere Personalaufwand und die zwangsläufig höhere Prozessüberwachung sind aber als Stärke zu verbuchen

• Inputenergie: eher als Schwäche zu sehen, da das Abluftmanagement einen hohen Energieaufwand erfordert; dafür steht eben dieses auf Seiten der Stärken

• Akzeptanz: wechselt auf die Seite der Chancen, da in Summe weniger Emissionen ausgetragen werden und die Gefahr von Stillstand auf Grund von Beschwerden minimiert wird

• Preisentwicklung: hier birgt sich ein Risiko, da die spezifischen höheren Behandlungskosten gedeckt werden müssen.

Für die Anwendung auf thermische Verwertungsanlagen oder die Vergärungstechnologie finden sich im Kapitel 4.5.3 Kataloge mit möglichen SWOT-Kriterien der betrachteten Technologien.

Stärken Schwächen- Lagerung: es ist ausreichend Fläche zur Vorhaltung aller Inputstoffe gegeben

- Bezugsquelle: differierende Inputsubstrate ohne gesicherte Bezugsquelle

- Auslastungsgrad: volle Auslastung - Transport: weite Anfahrtswege- Flexibilität: auf Grund der Einfachheit des Verfahrens kann auf äußere Umstände flexibel reagiert werden

- Lagerkapazität: auf Grund des Teilabsatzes kann es zu Kapazitätsengpässen kommen

- Inputenergie: gering, da wenig Technik zum Einsatz kommt

- Prozessüberwachung: kaum Einfluß durch den geringen Messaufwand

- Technisierungsgrad: geringes Potential für Störanfälligkeiten

- Abluftreinigung: geringes Reaktionsvermögen auf schwankende Belastungen, Grenzwertüberschreitung

- Wartung: gering, da weniger Technik im Einsatz- Verwertbarkeit: geringen Einfluß auf Störstoffanteile durch schwankenden Input, erhöhte Abgabe

- Qualität: Kriterien des Gütesiegels werden eingehalten - Entsorgung: muss je nach Menge verhandelt werden- Absatz: nur Teilabsatz gesichert- Personaleinsatz: erhöht, da geringe Technisierung- Politik: erschwert, da nicht fest in kommunale Strukturen eingebunden

Chancen Risiken

- Absatzmarkt: kann schnell auf differente Bedingungen reagieren, Ausbaupotential

- Akzeptanz: auf Grund der offenen Miete können Beschwerden über Geruch zu höheren Stillstandzeiten führen

- Nachfrage: vorhandene Struktur der Materialaquise - Umweltbewußtsein: Wahrnehmung als Verschmutzer

- Technische Weiterentwicklung: Implementierung von Neuerungen mit geringem Aufwand möglich

- Grenzwerte: auf eine Verschärfung der Grenzwerte kann nur bedingt reagiert werden bzw. mit hohem Kostenaufwand

- Preisentwicklung: größerer Spielraum bei schwankenden Entsorgungserlösen

- Konkurrenz: Preisdruck durch andere Anlagen oder Etableirung einer kommunalen Anlage in der Nachbarschaft

- Rohstoffpreise:durch geringeren Energieverbrauch unabhängiger

231


4.5.2 Beispiel zur Anwendung der Nutzerwertanalyse anhand der Vergärungstechnologie

Die Methode des Verfahrensvergleichs auf Basis der SWOT-Analyse wird in der hier dargestellten Form als Hilfsmittel in der Vorplanung verstanden, kann aber auch eingesetzt werden, um bestehende Anlagen zu bewerten. Sie gibt Anhaltspunkte für die Auswahl geeigneter Verfahren, welche dann in einem anschließenden ausführlichen Verfahrensvergleich evaluiert werden müssen. Die Methode wird zunächst anhand der Vergärungstechnologie erläutert. Im Anschluss daran finden sich Anmerkungen und Hilfestellungen zur Anwendung bei den anderen im Rahmen dieser Studie betrachteten Technologien.

Im Rahmen dieses Berichtes werden zunächst nur die wichtigsten Verfahrensmerkmale betrachtet. Die Entwicklung eines Systems das neben den grundsätzlichen Verfahrensweisen auch gezielt Feinheiten in der technischen Ausführung betrachtet geht über die Grenzen dieser Studie hinaus. Nicht zuletzt wegen der hierfür notwendigen umfangreichen Akquise von Daten aus einer Vielzahl von Anwendungsfällen, von denen jeder einzelne eine mehrmonatige intensive Betrachtung erfordern würde. Desweiteren wiederspräche ein solches System dem Anspruch der Anwendungsfreundlichkeit. Dennoch werden im Folgenden auch Hinweise gegeben, wie die Detailschärfe des Systems im Bedarfsfall gesteigert werden kann.

Zunächst werden Verfahrenskombinationen festgelegt, für welche anhand der in Kapitel 3.2.1 beschriebenen Methodik die Kriterienkataloge aufgestellt werden:

Verfahren A: Nassvergärung

Verfahren B: Trockenvergärung, kontinuierlich

Verfahren C: Trockenvergärung, diskontinuierlich

Für jedes Verfahren werden drei Anwendungsfälle untersucht:

Variante 1: BHKW, Wärmenutzung ausschließlich Eigenbedarf

Variante 2: BHKW, Wärmenutzung durch ortsnahe Abnehmer

Variante 3: Einspeisung Erdgasnetz

An dieser Stelle nicht näher betrachtet wird die Einrichtung einer Mikrogasleitung. Diese kann jedoch als Variante der Wärmenutzung durch ortsnahe Abnehmer betrachtet werden. Als Weiterverarbeitung des Gärrestes wird einheitlich aerobe Nachbehandlung bis auf Fertigkompostqualität angenommen. Auf Basis der Prozesskette nach Tabelle 3-1 sowie der PESTEL-Analyse wird nun ein grundlegender Kriterienkatalog festgelegt:

Primäre Aktivitäten

Vorbehandlung

Hauptprozess

Nachbehandlung

Sekundäre Aktivitäten

Beschaffung

Personal

Infrastruktur

Technologieentwicklung

Externe Faktoren

Politik

Ökonomische Faktoren

232


Soziale Faktoren1

Technologische Faktoren

2

Ökologische Faktoren

Rechtliche Faktoren

Im Anschluss werden die genannten Verfahrenskombinationen anhand dieses Kriterienkataloges untersucht und in den einzelnen Kriterien einer Bewertung im Bereich von 1 bis 5 zugeführt, wobei der Wert 5 an solche Verfahrenskombinationen vergeben wird, welche sich gegenüber dem jeweiligen Punkt ein besonders positiv verhalten. Der Wert 1 wird dem entsprechend bei besonders ungünstiger Prognose vergeben. Bei der Abwägung ist darauf zu achten, die einzelnen Kriterien inhaltlich sauber zu trennen, um eine ungewollte Übergewichtung einer einzelnen Fragestellung zu vermeiden. Tabelle 4-40: Teilnutzenwerte Verfahren A - Nassvergärung

Kriterium Abwägung Bewertung

Variante 1 Variante 2 Variante 3

Vorbehandlung + Schwimm-/ Sinktrennung möglich

- hoher Aufwand

3 3 3

Hauptprozess + guter Gasertrag

+ gute Gasqualität

- große Behältervolumen erforderlich

- Probleme durch Sedimentation

- Prozessstabilität

3 3 4

Nachbehandlung - schlechte Struktur

- Hoher Aufwand für Trocknung

1 1 1

Beschaffung - nur für bestimmte Substrate uneingeschränkt geeignet

2 2 2

Personal - hoher Bedarf an qualifiziertem Personal

2 2 2

Infrastruktur Hohe Überschusswassermengen

2 2 2

Technologieentwicklung Vergleichbar mit Klärschlammfaulung -> breite Wissensbasis

4 4 4

Ökonomische Faktoren Sehr hohe Betriebs- und Wartungskosten

1 1 1

1 Da die untersuchten Technologien wenig Unterschiede bei sozialen Faktoren wie beispielsweise der Akzeptanz durch die Bürger aufweisen, wird dieser Punkt im folgenden nicht betrachtet 2 Aufgrund der Überschneidung mit dem internen Punkt Technologieentwicklung wird dieser Punkt in der Folge nicht bearbeitet

233


Tabelle 4-41: Teilnutzenwerte Verfahren B – Trockenvergärung, kontinuierlich



Vorbehandlung ° Mittlerer Aufwand 3 3 3

Hauptprozess + guter Gasertrag

+ gute Gasqualität

+ moderate Behältervolumen

- Probleme durch Sedimentation

4 4 4

Nachbehandlung - Aufwand für Trocknung 2 2 2

Beschaffung + für herkömmliche Bioabfälle gut geeignet

3 3 3

Personal - hoher Bedarf an qualifiziertem Personal

2 2 2

Infrastruktur Moderate Überschusswassermengen

3 3 3

Technologieentwicklung Etabliertes Verfahren, Erfahrungen aus 20 Jahren Praxis

3 3 3

Ökonomische Faktoren Hohe Betriebs- und Wartungskosten

2 2 2

Tabelle 4-42: Teilnutzenwerte Verfahren C – Trockenvergärung, diskontinuierlich



Vorbehandlung + geringer Aufwand 4 4 4

Hauptprozess + moderate Behältervolumen

- niedrige Gaserträge

- niedrige Gasqualität

3 3 2

Nachbehandlung + wenig Aufwand für Trocknung

3 3 3

Beschaffung + für herkömmliche Bioabfälle gut geeignet

3 3 3

Personal - moderater Bedarf an qualifiziertem Personal

3 3 3

Infrastruktur Moderate Überschusswassermengen

3 3 3

Technologieentwicklung - Junges Verfahren 2 2 2

Ökonomische Faktoren moderate Betriebs- und Wartungskosten

3 3 3

234


Um aus obigen Tabellen eine Bewertung für den jeweiligen Anwendungsfall zu generieren wird zunächst eine Paarvergleichsmatrix nach Abbildung: 2-70 aufgestellt:

z z1 z2 z3 z4 z5 z6 z7

z8

1 1

z 2 1

z 3 1

z 4 1

z 5 1

z 6 1

z 7 1

z 8 1

∑

% Abbildung 4-79: 9x9 Paarvergleichsmatrix (leer)

Mit:

z1 Vorbehandlung z2 Hauptprozess z3 Nachbehandlung z4 Beschaffung z5 Personal z6 Infrastruktur z7 Technologieentwicklung z8

• Nachrüstung einer Kompostierungsanlage für Biomüll und Grünschnitt

Ökonomische Faktoren Diese Matrix wird anschließend entsprechend dem Anwendungsfall im Paarvergleich ausgefüllt. Als Beispiel wird dies nachstehend für folgenden Anwendungsfall durchgeführt:

• Vorhandene Vorbehandlungsaggregate sollen genutzt werden • Teilstromvergärung mit rein aerober Behandlung des Grünschnitts erwünscht • Qualifiziertes Personal vorhanden, beziehungsweise innerbetriebliche Fortbildung möglich • Ausgereiftes Verfahren bevorzugt • Abgabe von Prozesswasser unterliegt hohen Auflagen • Die Kosten sind in besonderem Maße zu berücksichtigen.

235


Durch Übertragen in die Paarvergleichsmatrix ergibt sich folgende Gewichtung:

z z1 z2 z3 z4 z5 z6 z7

z8

1 1 0 1 1 0 1 0 1

z 1 2 1 1 1 0 1 0 1

z 0 3 0 1 1 0 1 0 1

z 0 4 0 0 1 0 0 0 1

z 1 5 1 1 1 1 1 0 1

z 0 6 0 0 1 0 1 0 1

z 1 7 1 1 1 1 1 1 1

z 0 8 0 0 0 0 0 0 1

∑ 36 4 3 5 7 2 6 1 8

% 9 8 11 16 4 13 2 20 Abbildung 4-80: Ausgefüllte Paarvergleichsmatrix gemäß Beispiel

Anwendung dieser Gewichtung auf die Teilnutzen aus obigen Tabellen führt zu:

Verfahren Variante Bewertung

A

1 2,07

2 2,07

3 2,13

B

1 2,89

2 2,89

3 2,89

C

1 3,07

2 3,07

3 3,00

Entsprechend dieser Auswertung weisen die diskontinuierlich betriebenen Trockenvergärungsanlagen die beste Übereinstimmung mit der genannten Ausgangssituation, die kontinuierlichen Trockenvergärungsanlagen kommen dicht dahinter. Hierbei ist zu beachten, dass der Wert stark von der persönlichen Gewichtung abhängt. Der starke Akzent auf die ökonomischen Faktoren (z8

) in begünstigt hierbei besonders die diskontinuierlichen Verfahren. Bei gleichen Vorgaben wäre durch einen anderen bewertenden mit in der Folge leicht veränderter Gewichtung innerhalb des Paarvergleichs auch ein anderer Ausgang des Verfahrensvergleichs möglich.

4.5.3 Kriterienkataloge als Grundlage der Anwendung

Die nachfolgenden Kataloge zu Stärken und Schwächen sowie Chancen und Risiken sollen Anlagenbetreiber unterstützen, eine SWOT-Analyse für die eigene Anlage durchzuführen. Die angegeben Indikatoren helfen dabei, notwendige Parameter zu identifizieren und somit eine auf die spezifische Zielstellung ausgerichtete Aussage abzuleiten.

236


Die Standortfrage ist in den wiedergegebenen Katalogen ausgeklammert, da sie in erster Linie durch gesetzliche bzw. satzungsbedingte Vorgaben (Mindestabstand zur nächsten Wohnbebauung, Bebauungspläne, etc.) bestimmt wird.

4.5.3.1 Vergärung Tabelle 4-43: Stärke-Schwächen, Chancen-Risiken Katalog

Hauptkriterien Unterkriterien I Unterkriterien IIInterne Faktoren Beschaffung / Input Zusammensetzung optimaler TS-Gehalt

optimaler oTS-GehaltDichteGB21StörstoffeStruktur

Aufbereitung Aufwand (Personal- & Maschineneinsatz)Personal Personalaufwand

PersonalqualifikationInfrastruktur Platzbedarf

Entsorgung ProzesswasserTechnologieentwicklung Technik ausgereift

EntwicklungspotenzialHauptprozess / Vergärung Aufwand & Technik Aufwand (Maschineneinsatz)

Wartungsaufwand / BetriebssicherheitPlatzbedarf

Biogasmenge BiogasmengeBiogasqualität Methangehalt

Schwefelgehalt (H2S)Wasserdampfgehalt

Verwertungsweg: BHKW Aufwand AufbereitungWirkungsgrad BHKWAufwand Abgasreinigung

Verwertungsweg: Erdgasnetz Aufwand AufbereitungWirkungsgrad BHKWAufwand Abgasreinigung

Nachbehandlung Behandlungsziel Kompost Aufwand TechnikAufwand PersonalQualität EndproduktMenge Endprodukt

Behandlungsziel Direktausbringung Aufwand TechnikAufwand PersonalQualität EndproduktMenge Endprodukt

Abluftreinigung AufwandGesamtanlage Energieverbrauch Strom

WärmeAuslastung Durchsatz / Kapazität

Externe Faktoren Politisch Lokal / Kommunal Akzeptanz der Technologie PolitikerAkzeptanz der Technologie Bevölkerung

Bundes-/Länderebene Förderung der TechnologieFörderung der getrennten ErfassungFörderung der EnergieeinspeisungAufklärung

Sozial Inputqualität TrennmentalitätGebietsstruktur

PersonalverfügbarkeitÖkonomisch Absatzmarkt Einspeisung Erdgasnetz

Nah-/FernwärmeElektrische EnergieGärrestKompost

GebührenstrukturTechnisch Konkurenz durch andere SystemeLegistlativ Imissionsschutz

Düngemittelverordnung

237


4.5.3.2 Kompostierung Tabelle 4-44: SW - Stärken-Schwächen-Katalog Kompostierung

Faktoren Beschreibung Indikatoren Ergänzungen / Erläuterungen

BezugsquelleMaterial aus dem kommunalen Einzugsgebiet oder Spot-Marktmengen haben entscheidenden Einfluss auf die Zusammensetzung

Anteil am Gesamtaufkommen 0 … 100 % Strukturmix, Materialkonkurenzen

Transport, extern Transportaufwand und Einfluss auf die CO2-Bilanz des Gesamtprozesses Transportentfernung

Transport, intern (Abläufe)

Optimale Abläufe der Stofftransporte innerhalb der Anlagen zur Verbrauchssenkung bzw. effiziente Nutzung von Strom und Diesel

MJ/MgInput Unterteilung in chemische (Diesel) und elektrische Energie

Infrastruktur Größe der Einzugsgebiete und ggf. Beschränkungen durch infrastrukturelle Anbindung Umladestationen, Straßenausbau

LagerungOptimale Lagerung der unterschiedlichen Einsatzstoffe(Witterung, Emissionen, …)

Vorhaltung stoffangepasster Lagerungsoptionen

Lagerkapazität Ausreichende Lagerkapazität zur Überbrückung von Verfügbarkeitsschwankungen Vorhaltemöglichkeiten bei vollem AnlagenbetriebEinhaltung einer konstanten Inputqualität und Reaktionsvermögen auf saisonale Schwankungen

Kompostierungsrate Größe des Jahresdurchsatzes MgInput/MgKompost

Auslastungsgrad Dimensionierung der Anlage und gegenwärtige Auslastung %

FlexibilitätErweiterbarkeit der Inputpalette zur Stabilisierung des Substratmixes und zum Ausgleich auf volle Auslastung der Anlage

Inputenergie Aufgewendete Energie pro Tonne Kompost MJ/MgKompost

Technisierungsgrad Spezifischer Energieeinsatz in Relation zur eingesetzten Technik Baumuster oder Baumustergruppengetrennt nach Low und High-Tech, vorzugsweise in geschlossen und offen sowie belüftet und unbelüftet

WartungÜber Stillstandszeiten abzufragende Wartungspausen mit dem Ziel einer möglich hohe Anlagenauslastung

dStillstand/aAufgeschlüsselt in Teilaggregate, ergibt sich die gesamte Ausfallzeit. Störungsanfällige Bauteile können gefiltert werden.

Prozessüberwachung Einsatz von Messtechnik zur Aufdeckung von Optimierungspotentialen Aufschlüsselung der Verbräuche einzelner Prozesseinheiten

Abluftreinigung Effiziente Sicherstellung der Einhaltung von Grenzwerten nach TA Luft geruchsintensive Stoffe < 500 GE/m³, Staub < 10mg/m³

Verwertbarkeit Mengenanteil zur stofflichen und /oder thermischen Nutzung Mg/a

Rezirkulationsrate Mengenanteil an rückgeschleustem Material Mg/a Eine hohe Rückführungsquote erhöht die durchzusetzende Menge

Entsorgung Höhe der monetären Aufwendungen für die Entsorgung Entsorgungspreis für Störstoffe

Qualität In Abhängigkeit vom Anlagenbetrieb erreichbarer Rottegrad Rottegrad

Absatz Breite der Absatmöglichkeiten in unterschiedlichen Sektoren Düngewert, Substitutionspotential

Personaleinsatz Spezifische Erzeugungskosten im Bezug auf den personellen Aufwand Mg Kompost / Mitarbeiter

QualifikationErlernter Beruf im Vergleich zur ausgeübten Tätigkeit auf der Anlage sowie Fortbildungsmaßnahmen seitens des Betreibers

Politik Zusammenarbeit mit Kommunen und Anwohnern1 sehr gute Zusammenarbeit5 sehr schlechte Zusammenarbeit

Einschätzung des Anlagenbetreibers

Kom

post

Sons

tiges

Inpu

tVe

rfah

rens

tech

nik

/ Pro

dukt

ion

Rest

stof

fe

238


Tabelle 4-45: OT - Chancen-Risiken-Katalog Kompostierung


Absatzmarkt Anpassungsfähigkeit auf differente Rahmenbedingungen Lagermenge an Kompost / Input Vermeidung von Überproduktionen / überhöhten Lagerkapazitäten

Nachfrage Veränderungen im Input durch Stoffstromumlenkungen Einflüsse durch alternative Behandlungsmethoden

Technische Weiterentwicklung

Effizienzauswirkungen durch veränderte Technik Energieeinsatz, Wirkungsgrade, Aufenthaltszeiten

AkzeptanzEingriffe in die Prozessabläufe auf Grund von Beschwerden von Anwohnern bzw. Widerstand gegen neue Bauvorhaben

Häufigkeit

Umweltbewußtsein Auswirkungen aus der öffentlichen Diskussion zum Klimaschutz

Konkurrenz Anlagendichte bzw. alternative Technologien im relevanten Umfeld Inputmenge

Grenzwerte Einfluß von sich verändernden Grenzwerten auf die Verfahrenstechnik Energiebedarf, Emissionen konstruktiv, Arbeitsschutz

Gesetze Auflagen durch Etablierung neuer Gesetze Outputströme Positiv- / Negativlisten der Einsatzsubstrate, Emissionen

Preisentwicklung Entsorgungserlöse Euro / Mg Abfall Entwicklungsoptionen der erzielbaren Erlöse

Rohstoffpreise Preisentwicklung fossiler Energieträger Substitutionsmöglichkeiten für mineralischen Dünger

Subventionen Finanzielle Unterstützung im gesamten Bereich der Verwertungsmöglichkeiten

MarktanreizprogrammeFörderungen zum Ausbau der Kompostierung und / oder der getrennten Erfassung von Abfällen

Öko

nom

ieM

arkt

stru

ktur

Öff

entli

chke

it

239


4.5.3.3 Co- Vergärung Tabelle 4-46: SW - Stärken-Schwächen-Katalog Co-Vergärung


BezugsquelleMaterial aus dem kommunalen Einzugsgebiet oder Spot-Marktmengen haben entscheidenden Einfluss auf die Zusammensetzung

Anteil am Gesamtaufkommen 0 … 100 % Monochargen, Materialkonkurenzen

Transport, extern Transportaufwand und Einfluss auf die CO2-Bilanz des Gesamtprozesses Transportentfernung

Transport, intern (Abläufe)

Optimale Abläufe der Stofftransporte innerhalb der Anlagen zur Verbrauchssenkung bzw. effiziente Nutzung von Strom und Diesel

MJ/MgInput Aufwand zur Verflüssigung, Einbringung

Infrastruktur Größe der Einzugsgebiete und ggf. Beschränkungen durch infrastrukturelle Anbindung Umladestationen, Straßenausbau, Rohrleitungssysteme

LagerungOptimale Lagerung der unterschiedlichen Einsatzstoffe(Witterung, Emissionen, …)

Vorhaltung stoffangepasster Lagerungsoptionen

Aufbereitung Aufwand zur Nutzbarmachung der Co-Substrate Enzymeinsatz, Zerkleinerung, etc.

Durchsatzrate Größe des Jahresdurchsatzes MgInput/MgKlärschlamm

Auslastungsgrad Dimensionierung der Anlage und gegenwärtige Auslastung %

Flexibilität Erweiterbarkeit der Inputpalette zum Ausgleich auf volle Auslastung der Anlage

Inputenergie Aufgewendete Energie pro Tonne Co-Substrat MJ/MgCo-Substrat

Ausnutzungsgrad Energiegewinn durch Einsatz des Co-Substrates in Relation zum Potential MJ/MJtheoretisch Biogasbildungspotential

Technisierungsgrad Spezifischer Energieeinsatz in Relation zur eingesetzten Technik

WartungÜber Stillstandszeiten abzufragende Wartungspausen mit dem Ziel einer möglich hohe Anlagenauslastung

dStillstand/aAufgeschlüsselt in Teilaggregate, ergibt sich die gesamte Ausfallzeit. Störungsanfällige Bauteile können gefiltert werden.

Prozessüberwachung Einsatz von Messtechnik zur Aufdeckung von Optimierungspotentialen Aufschlüsselung der Verbräuche einzelner Prozesseinheiten

Stabilität erreichte Qualität des Gärrestes Düngewert

Absatz Breite der Absatmöglichkeiten in unterschiedlichen Sektoren Substitutionspotential

Entsorgung Kosten für nichtabsetzbaren Klärschlamm

Personaleinsatz Spezifische Erzeugungskosten im Bezug auf den personellen Aufwand Mg Klärschlamm / Mitarbeiter

QualifikationErlernter Beruf im Vergleich zur ausgeübten Tätigkeit auf der Anlage sowie Fortbildungsmaßnahmen seitens des Betreibers

Politik Zusammenarbeit mit Kommunen und Anwohnern1 sehr gute Zusammenarbeit5 sehr schlechte Zusammenarbeit

Einschätzung des Anlagenbetreibers

Inpu

tVe

rfah

rens

tech

nik

/ Pro

dukt

ion

Klär

schl

amm

Sons

tiges

240


Tabelle 4-47: OT - Chancen-Risiken-Katalog Co-Vergärung


Absatzmarkt Anpassungsfähigkeit auf differente Rahmenbedingungen Klärschlammabgabemöglichkeiten

Nachfrage Veränderungen im Input durch Stoffstromumlenkungen Einflüsse durch alternative Behandlungsmethoden

Technische Weiterentwicklung

Effizienzauswirkungen durch veränderte Technik Energieeinsatz, Wirkungsgrade, Aufenthaltszeiten

AkzeptanzEingriffe in die Prozessabläufe auf Grund von Beschwerden bzw. durch Überschreiten der Grenzwerte

Häufigkeit

Umweltbewußtsein Auswirkungen aus der öffentlichen Diskussion zum Klimaschutz Methanemissionen

Konkurrenz Anlagendichte bzw. alternative Technologien im relevanten Umfeld Inputmenge

Grenzwerte Einfluß von sich verändernden Grenzwerten auf die Verfahrenstechnik Energiebedarf, Emissionen, Reststoffbehandlung konstruktiv, Arbeitsschutz

Gesetze Auflagen durch Etablierung neuer Gesetze Outputströme Positiv- / Negativlisten der Einsatzsubstrate, Emissionen

Preisentwicklung Entsorgungserlöse Euro / Mg Abfall Entwicklungsoptionen der erzielbaren Erlöse

Rohstoffpreise Preisentwicklung fossiler EnergieträgerSubstitutionsmöglichkeiten für mineralischen Dünger, Energiebereitstellung

Subventionen Finanzielle Unterstützung im gesamten Bereich der Verwertungsmöglichkeiten

Marktanreizprogramme Förderungen über Einspeisevergütungen Strom

Öff

entli

chke

itÖ

kono

mie

Mar

ktst

rukt

ur

241


4.5.3.4 Thermische Nutzung Tabelle 4-48: Stärken-Schwächen-Katalog

Begriff Beschreibung Indikatoren Ergänzungen / Erläuterung

Bre

nnst

off

Transport, extern Kurze Anlieferungswege reduzieren den Transportaufwand und verbessern die CO2

ORC Ø 30,83 km (Bestwert 10 km) CRC Ø 81,2 km (Bestwert 40 km) HW Ø 12,19 km (Bestwert 5 km)

-Bilanz des Gesamtprozesses. Ferner ist eine Senkung der Brennstoffkosten denkbar.

Wert der eigenen Anlage sollte unterhalb der "Punkte-Wolke" liegen.

Infrastruktur Unterliegt die Anlieferung infrastrukturellen Beschränkungen? Gute Verbindung zwischen den Rohstoffquellen und Anlage? evtl. Gleisanbindung?

Ausbau der Straßen.

Potenzial Ausreichendes regionales Brennstoffpotenzial vorhanden? Langfristig gesichert?

Technisches Potenzial in Jahrestonnen innerhalb eines bestimmten Radius.

Untersuchungen in der Planungsphase Nutzungskonkurrenz?

Lagerung Optimale Lagerung des Brennstoffes. (Witterung, Verhinderung von Substanzverlusten, Pilzbefall...)

Regelmäßige und systematische Prüfung der Brennstoffqualität 63,5% der Anlagen schützen den Brennstoff bei der Lagerung zumindest teilweise vor Witterungseinflüssen.

Lagerkapazität Ausreichende Lagerkapazität zur Überbrückung von Liefereng- pässen und Hochpreisphasen

Reichweite des Brennstofflagers bei maximaler Anlagenleistung.

Mit einer Ausnahme gaben alle Anlagen- betreiber an, dass saisonale bzw. jährliche Preis- und Verfügbarkeitsschwankungen auftreten.

Transport, intern Interner Brennstofftransport sollte möglichst effizient gestaltet werden, um den Verbrauch von Strom und vor allem Diesel zu senken und damit Kosten und Energieeffizienz zu optimieren.

ORC Ø 2,62 (Bestwert 0,16) [MWhDiesel/GWhBrennstoff] CRC Ø 2,17 (Bestwert 0,44) [MWhDiesel/GWhBrennstoff] HW Ø 13,6 (Bestwert 0,98) [MWhDiesel/GWhBrennstoff

evtl. kann auf einen Radlader durch Einsatz eines Krans verzichtet werden. Elektrischer Aufwand für Brennstofftransport in nicht enthalten.

]

242


Begriff Beschreibung Indikatoren Ergänzungen / Erläuterung A

nlag

ente

chni

k Jahresnutzungsgrad, elektrisch

Jährlich erzeugte elektrische Energie bezogen auf den gesamten Energieeinsatz

ORC Ø 11,71% (Bestwert 14,52%) CRC Ø 23,76% (Bestwert 33,2%)

Jahresnutzungsgrad, thermisch

Jährlich erzeugte thermische Energie bezogen auf den gesamten Energieeinsatz

ORC Ø 61,01% (Bestwert 80,57%) CRC Ø 17,45% (Bestwert 49,8%) HW Ø 75,5% (Bestwert 97,6%)

Jahresnutzungsgrad, gesamt

Jährlich erzeugte Gesamtenergie bezogen auf den gesamten Energieeinsatz

ORC Ø 72,72% (Bestwert 95,1%) CRC Ø 41,21% (Bestwert 83%) HW Ø 75,5% (Bestwert 97,6%)

Kesselwirkungsgrad Effizienz der Verbrennung

Verluste Rauchgas (T, CO, CH-Konzentration) Verluste Ausbrand Wärmeverluste

Verluste Wärmenetz Wichtige Größe für die Distribution der erzeugten Wärmeenergie

Wärmeverluste (Länge, Durchmesser, Temperaturen) Stromverbrauch Netzpumpen

Wirkungsgrad elektrisch Wichtige Größe für die Effizienz der Stromerzeugung

Dampfparameter Drücke Temperaturen Turbine

Flexibler Brennstoffeinsatz

Eine Erweiterung der Brennstoffpalette reduziert die Aus- wirkungen bei Preisschwankungen und Versorgungsengpässen.

Alle Anlagen, die an der Befragung teilnahmen setzen ausschließlich holzartige Brennstoffe ein.

Wartung Je geringer die erforderlichen Wartungspausen, desto höher die theoretisch mögliche Anlagenlaufzeit.

ORC Ø 25,8 d/a (Bestwert 14 d/a) CRC Ø 24,2 d/a (Bestwert 17,5 d/a) HW Ø 8,6 d/a (Bestwert 1 d/a)

Prozessüberwachung & Messtechnik

Eine umfangreiche Prozessüberwachung ermöglicht das Auf- decken von Optimierungspotenzialen innerhalb der Anlage.

Auf Grund der zusätzlichen Investitionskosten sind jedoch nur wenige Anlagen entsprechend ausgestattet. Infolgedessen konnte kein Anlagenbetreiber die Verbräuche einzelner Aggregate aufschlüsseln.

Rauchgasreinigung Die Rauchgasreinigung muss zuverlässig und effizient für eine Einhaltung der jeweiligen Grenzwerte sorgen.

243


Begriff Beschreibung Indikatoren Ergänzungen / Erläuterung

Asc

he

Verwertbarkeit In Abhängigkeit von der Zusammensetzung der Asche können diese einer stofflichen Nutzung zugeführt werden (z.B. im Straßenbau oder als Dünger)

Aschemenge und Zusammensetzung der Asche.

Nur 3 Anlagen (12%) führen Rostaschen direkt einer stofflichen Verwertung zu. (Ausschließlich Heizwerke)

Entsorgung In der Regel müssen Anlagenbetreiber für die Entsorgung der anfallenden Aschemengen bezahlen.

Entsorgungspreis für Rostasche Ø 26,23 €/t Entsorgungspreis für Flugasche Ø 98,37 €/t

Rohstoffgewinnung Durch verschiedene Abscheideverfahren können aus Brennstoff oder Schlacke Rohstoffe gewonnen werden. Jahrestonnen der verschiedenen Stoffe.

7 Anlagen (28%) gewinnen Rohstoffe aus dem Brennstoff bzw. der Schlacke. (Ausschließlich HKW, vor allem Altholz-Kraftwerke)

Sons

tiges

Personaleinsatz Je weniger personeller Aufwand erforderlich ist, desto geringer die spezifischen Erzeugungsksoten der Anlage.

ORC Ø12,2 GWh/Mitarbeiter (Bestwert 24,5) CRC Ø 13,4 GWh/Mitarbeiter (Bestwert 28,25) HW Ø 4,5 GWh/Mitarbeiter (Bestwert 11,1)

Politik Bewertung der Zusammenarbeit mit Kommune und Anwohnern. ORC Ø 2,14 CRC Ø 2,29 HW Ø 1,11

Basierend auf Einschätzung der Anlagenbetreiber 1 sehr gute Zusammenarbeit 5 sehr schlechte Zusammenarbeit

244


Tabelle 4-49: Chancen-Risiken-Katalog

4.6 Verfahrenskombinationen

Neben der Steigerung der Energieeffizienz von Einzelanlagen liegt ein großes Potenzial in der Optimierung der Stoffstromführung, welche mehrere Anlagen und verschiedene Verwertungstechnologien umfassen kann. Zwar können die meisten Verwertungsanlagen innerhalb ei-ner gewissen Schwankungsbreite von Inputqualität- und Quantität betrieben werden, allerdings können damit Einbußen in Hinblick auf die Energieeffizienz einhergehen. Im Folgenden werden aus Sicht der einzelnen Verfahren mögliche Kombinationen mit anderen Verfahren beleuchtet, welche in ihrer Umsetzung auch als Stoffstromoptimierungen bezeichnet werden können.

4.6.1 Aus Sicht der Kompostierung

Aus Sicht der Kompostierung bestehen zahlreiche Möglichkeiten für Stoffstromkombinationen mit anderen Verwertungstechnologien. Dies ergibt sich vorwiegend aus dem breiten Spektrum von möglichen Inputstoffen, welches auch die Robustheit der biologischen Prozesse wiederspiegelt. Aktuell bestehen die Trends wasserreiche und strukturarme Bioabfälle teilweise in die Vergärung und trockenere, holzreiche Grünabfälle teilweise in die Biomasseverbrennung umzuleiten. Beide Trends zur energetischen Verwertung ergeben sich aus der aktuellen Förderung von regenerativer Energie aus Abfallbiomasse durch das Erneuerbare-Energien-Gesetz (EEG).

Daneben wird in mehreren wissenschaftlichen Projekten (z.B. Biochar – climate changing soils, FERTIPLUS, REFERTIL) die Integration von Biokohle (engl. Biochar) in biologische Verwertungstechnologien untersucht. Die bei der Pyrolyse von strukturreichen Bioabfällen entstehende Biokohle kann als Bodenzusatzstoff eingesetzt werden, der die Wirkungen von Kompost komplementiert, bzw. sogar den Kompostierungsprozess positiv beeinflussen kann (Kammann 2012). Dementsprechend ließe sich diese Technologie zukünftig sehr gut in die Kompostwirtschaft integrieren. Im Folgenden soll jedoch zuerst auf die aktuell stattfindenden Umlenkungen von Biomasse eingegangen werden. Dabei lässt sich feststellen, dass die aktuelle Förderpolitik auf eine Kombination von stofflicher und energetischer Verwertung abzielt.

Mit der Novelle des EEG in 2009 wurde für die stoffliche Nutzung des Gärrestes bei der Bioabfallvergärung ein Technologie-Bonus in Höhe von 2 Cent/kWh eingeführt, welcher zu dem möglichen KWK-Bonus von 3 Cent/kWh und der nach Anlagenleistung in vier Stufen gestaffelten Grundvergütung von 7,79 Cent/kWh (> 5 MW bis 20 MW) bis 11,67 Cent/kWh (≤ 150 kW) hinzu kam (Henssen et al. 2009). Die stoffliche Verwertung wurde schließlich mit der Novelle des EEG in 2012 weiter begünstigt, da die vereinfachte zweigeteilte Grundvergütung von 16 Cent/kWh (≤ 500 kW) bzw. 14 Cent/kWh (bis 20 MW) nur noch gewährt wird, solange die festen Gärreste mit einer Nachrotte behandelt und anschließend stofflich verwertet werden (EEG 2012 §27a (1), (3)).

Risiken ChancenÖffentlichkeit Wirtschaftliche Entwicklung Öffentlichkeit

Strengere Gesetze und Auflagen bezüglich Emissionswerte

weitere wirtschaftliche Entwicklung Umweltbewußtsein in der Bevölkerung

Widerstand gegen neue Bauvorhaben allgemeine preisliche EntwicklungAuswirkungen der Teller-Tank-Debatte Preisentwicklung fossiler Energieträger

Brennstoffversorgung Technische Weiterentwicklung

Häufigeres Auftreten von LieferengpässenTeilnahme an Forschungsprojekten zur Weiter-

entwicklung der Anlage

Verstärkte Konkurrenznutzung Verbesserung der Anlagenwirkungsgrade

sinkende Brennstoffqualität Integration von Speichertechnologien undFlexibilisierung des Anlagen-Betriebs

Erlöse Erlösesinkender Bedarf (Dämmung…) Zugang zum Strommarkt

Alternativen (Wärmepumpen, Solarthermie…) Erschließung neuer Einsatzstoffesinkende Börsenpreise für Strom Erschließung weiterer Wärmequellen

245


Obwohl die Kompostierung die bedeutendste Verwertungstechnologie für organische Abfälle in Deutschland darstellt, 10 Tg (BGK, 2011) von 13 Tg Verwertungskapazität (DESTATIS, 2010) entfallen auf Kompostierungsanlagen, so führt die finanzielle Subventionierung der Vergärung zu einer graduellen Umlenkung von Stoffströmen. Der betriebswirtschaftliche Hintergrund stellt sich wie folgt dar.

Nach EPEA (2008) ergeben sich etwa 100 m³ Biogas pro MgFM Bioabfall mit einem Heizwert von 4 bis 7 kWh/m³, je nach Methangehalt. Geht man von einem Heizwert von 5 kWh/m³ aus, sowie von einem durchschnittlichen elektrischen Wirkungsgrad von 35%, wie er für viele BHKW im Bereich bis 500 KW zu finden ist (ASUE, 2005), dann ergibt dies eine Stromerzeugung von 175 kWh/MgFM Bioabfall. Zieht man davon noch 45 kWh für den Strombedarf der Vergärung ab, laut BMU (2009) liegt der Bedarf zwischen 30 kWh und 60 kWh, so ließe sich mit Bioabfall eine Einspeisevergütung von 20,80 €/MgFM erzielen. Der Wärmebedarf für die Vergärung kann problemlos über die thermische Leistung des BHKW abgedeckt werden, wobei eine Vermarktung der Überschusswärme bei entsprechender Nachfrage zusätzliche Einnahmen generieren kann. Bei größeren Anlagen mit mehr als 500 kW Leistung lässt sich, bei gleichen Annahmen wie bei kleineren Anlagen vorausgesetzt, eine Vergütung von 18,20 €/MgFM erzielen. Größere Anlagen haben jedoch auch meist höhere elektrische Wirkungsgrade, bis zu etwa 40% (ASUE, 2005), so dass eine Bruttostromerzeugung von um die 200 kWh/MgFM

Im Vergleich dazu liegen die Energiekosten für Kompostierungsanlagen bei etwa 7,50 €/Mg

, wie auch in BMU (2009) angegeben, vorstellbar ist und dementsprechend auch höhere Einspeisevergütungen realisiert werden können.

FM für geschlossene, zwangsbelüftete Baumuster, bzw. bei etwa 4 €/MgFM für offene, unbelüftete Baumuster. Mit derzeitigen Verkaufserlösen für Kompost von durchschnittlich 2 €, bezogen auf ein MgFM

Die Wasser- und Abwasserbetriebe Ammersee (AWA) planten in 2012 einen frei gewordenen Faulturm zur Vergärung von Bioabfällen umzunutzen. Der Faulturm wurde mehrere Jahre zum Vorhalten von Faulschlamm für die diskontinuierlich stattfindende mobile Entwässerung genutzt, stand aber nach Hinzukommen einer stationären Entwässerung frei. Die Bioabfälle, welche bis zu diesem Zeitpunkt auf einer Kompostierungsanlage verwertet wurden, sollten mit der Vergärung auf die energetische Nutzung umgelenkt werden, welche mit der garantierten Einspeisevergütung des EEG für die AWA wirtschaftlich sinnvoll erschien. Die Gärreste würden wiederum mit einer Grüngutkompostierung weiter verwertet werden. (Mulert, 2012)

Bioabfall, ergibt sich das betriebswirtschaftliche Potenzial für vorgeschaltete Vergärungsanlagen, selbst wenn diese technisch aufwändiger und damit kostenintensiver als Kompostierungsanlagen sind. Daher wird nicht nur für viele Kompostierungsanlagen selbst eine vorausgehende Vergärung in Erwägung gezogen, sondern wie im folgenden Beispiel auch überall dort wo Kapazitäten für eine kostengünstige Vergärung gegeben sind.

Bei Umsetzung dieser Planungen ergäbe sich aus Sicht der Stoff- und Energiestrombetrachtung eine teilweise Umlenkung von biogenem Kohlenstoff hin zur energetischen und weg von der stofflichen Nutzung. Nach der EPEA (2008) hätte dies erstaunlicherweise Vorteile für den Aufbau von Dauerhumus im Boden.

Wirtschaftlich betrachtet würden damit die Gebühren für das Abfall- und Abwassersystem gesenkt, da in diesem Fall mit dem Produkt Elektrizität ein größerer Gewinn pro Mg Bioabfall erzielt werden kann, als im Vergleich zur Produktion von Kompost. Dies trifft nicht überall zu und nur weil ein bestehender Faulturm zur Nutzung frei war, wurde überhaupt der Schritt zur Bioabfallvergärung erwogen.

Neben der Vergärung von Bioabfällen stellt auch die Verbrennung von Grünabfällen eine energetische Verwertung dar. Neben dem von Natur aus hohen Holzanteil in Grünabfällen finden sich jedoch auch in Bioabfällen zu geringen Anteilen strukturreiche, holzige Abfälle. Besonders bei der Kompostierung von Bioabfällen kann jedoch auf strukturreiche Materialien nicht vollständig verzichtet werden, da ansonsten die notwendige Sauerstoffversorgung nicht mehr gewährleistet ist, bzw. durch stärkere Zwangsbelüftung der Energieverbrauch ansteigt.

• Beispielstoffströme • Index Stoffstromsteuerung.

246


5 Diskussion der Ergebnisse 5.1 Vergärung

5.1.1 Leistung der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - Status quo 2013

Um die Entwicklungspotenziale der Biogasproduktion aus Bio- und Grünabfall in Deutschland aufzuzeigen, wird im folgenden Kapitel ein Szenarium entwickelt, das mögliche Jahresproduktionsmengen für Biogas, Biomethan sowie nutzbare elektrische und thermische Energie abschätzt. Das Szenarium basiert im Wesentlichen auf drei Wirkfeldern:

• Optimierung der Energieerzeugung bestehender und in Bau befindlicher Vergärungsanlagen • Überführung derzeit verfügbarer Bio- und Grünabfallmengen in die Vergärung • Erschließung zusätzlich erfassbarer Bio- und Grünabfallmengen.

Im Jahr 2013 werden in Deutschland rd. 1.64 Mio. Mg/a Verarbeitungskapazität für die Vergärung von Bio- und Grünabfällen zur Verfügung stehen. Diese Summe resultiert aus der vorhandenen Vergärungskapazität und der im Laufe des Jahres 2013 abgeschlossenen Bauvorhaben (siehe Kapitel 4.1.2). Verfahrens- und –prozesstechnisch untergliedert sich die Kapazität in:

• Kontinuierliche Nassverfahren 344.000 Mg/a • Kontinuierliche Trockenverfahren 697.000 Mg/a • Diskontinuierliche Trockenverfahren 602.000 Mg/a.

Nach derzeitigem Stand der Technik werden diese Anlagen etwa 147,6 Mio. Nm³ Biogas entsprechend 86,4 Mio. Nm³ Methan/a produzieren. Hieraus werden etwa 327 GWh Strom und 396 GWh thermische Energie gewonnen. Nach Abzug der für den Betrieb der Anlagen benötigten Energie ergeben sich netto etwa 555 GWh Energieausbeute. Die aufgeführte Leistung bezieht sich auf die tatsächlich erzeugten Ausbeuten. Bei den in Bau befindlichen Anlagen wurden die verfahrens- und prozessspezifisch zu erwartenden Produktions- und Bedarfsmengen angesetzt.

Die aufgeführte Leistung bezieht sich auf die tatsächlich erzeugten Ausbeuten. Bei den in Bau befindlichen Anlagen wurden die verfahrens- und prozessspezifisch zu erwartenden Produktions- und Bedarfsmengen angesetzt.

5.1.2 Optimierungspotenzial bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen

5.1.2.1 Optimierung der Verfahrens- und Prozesstechnik

Auf Basis der im den Kapitel 4.1 beschriebenen Optionen zur Optimierung der Energieausbeute werden die in Tabelle 5-1 aufgeführten Optimierungsansätze quantifiziert.

• Massenströme

Für kontinuierliche Trockenverfahren wird der dem Fermenter zugeführte Massenstrom erhöht. Dieser Ansatz basiert auf teilweise in der Praxis umgesetzten Stoffstromführungen. In den vergangenen Jahren ist festzustellen, dass bei den kontinuierlichen Trockenverfahren zunehmend auch gröbere Kornfraktionen (bis 80mm) den Fermentern zugeführt werden ohne verfahrens- und prozesstechnische Komplikationen (siehe auch Kapitel 4.1.1). Durch die Erhöhung des anteiligen Massenstroms zur Vergärung erhöht sich die Biogasausbeute.

Bei den zusätzlich zu erfassenden Bioabfallmengen ist bei der Abschätzung zusätzlicher Energieerträge zu berücksichtigen, dass aus küchenabfallreiche Bioabfälle aus städtischen Gebieten um bis zu 100% mehr Gas generiert werden können. Dieser Jahresgang in der Bioabfallqualität wirkt den mengenbedigten jahreszeitlichen Schwankungen entgegen und führt zu einer ausgleichenden Wirkung hinsichtlich der Raumbelastung und Biogasmenge. Speziell die Intensivierung der Sammlung von Küchenabfällen würde zu einer größeren Energieausbeute führen (siehe auch Kapitel 4.1.1.4). Dieser Optimierungsansatz wurde bei dem Optimierungsszenarium nicht berücksichtigt.

247


• Gasproduktion

Bei allen drei Verfahrens- und Prozesstypen wurde eine Erhöhung der Biogasausbeute angenommen. Als Kalkulationsgrundlage wurden u.a. die Biogasproduktionsraten aus dem oberen Drittel der genannten Leistungsdaten angesetzt (siehe Tabelle 5-1). Verschiebungen gegenüber dem Ist-Zustand resultieren auch aus den unterschiedlichen Annahmen über die den Fermentern zugeführten Massenströmen (s.o.).

Für diskontinuierliche Trockenverfahren wurde ein höheres Steigerungspotenzial ermittelt als bei den kontinuierlichen verfahren. Dieser Ansatz beruht auf folgendem Hintergrund:

o Die thermophile Prozessführung führt bei allen Prozess- und Verfahrenstechniken zu deutlich höheren Biogas- und auch Methanerträgen. Der Mehraufwand an Wärme für die thermophil gegenüber einer mesophilen Prozessführung ist weniger durch die Prozessführung gekennzeichnet, sondern durch das Wärmemanagement bei der Zuführung von Prozesswässern bzw. Rückführung von Substraten, hier insbesondere die Vermeidung von Wärmeverlusten. Vor diesem Hintergrund wird die Umstellung von mesophiler auf thermophile Prozessführung grundsätzlich empfohlen. Diese Empfehlung wird ausgesprochen, trotz der Kenntnis, dass die mesophile gegenüber der thermophilen Prozessführung durch eine höhere Prozessstabilität gekennzeichnet ist. Ein vergleichsweise hohes Optimierungspotenzial bieten diesbezüglich diskontinuierliche Verfahren, da diese bisher zum weitaus größten Teil mesophil betrieben werden (siehe auch Kapitel 4.1.2.6). Nach Rücksprachen mit entsprechenden Anlagenlieferanten ist bei den in Bau befindlichen Anlagen mehrheitlich ein thermophiler Prozess vorgesehen. Die Umstellung in Betrieb befindlicher Anlagen auf thermophile Prozessführung wird als unkompliziert eingestuft.

o Erste Maßnahmen zur Steigerung der Biogasproduktion durch einfache Vorbehandlungsschritte (Homogenisierung) haben zu einer deutlichen Erhöhung der Biogasproduktion geführt (siehe auch Kapitel 4.1.2.11). Nahezu alle diskontinuierlichen Verfahren werden bisher mesophil betrieben. Eine Umstellung auf thermophile Betriebsweise lässt ein signifikantes Steigerungspotenzial in der Biogasproduktion erwarten.

o Diskontinuierliche trockene Verfahren werden großtechnisch erst seit dem Jahr 2006 betrieben. Das Entwicklungspotenzial gegenüber den kontinuierlichen trockenen und nassen Verfahren, die großtechnisch seit Mitte der 1990ziger Jähere betrieben werden wird als vergleichsweise hoch eingestuft.

o Zur Steigerung der Methangehalte liegen einige Ansätze vor (siehe auch Kapitel 4.1.2.12.2). Die Gesamtmethanfracht wird bei diesen Verfahren nicht erhöht. Optimierungspotenzial resultiert dadurch ggf. durch Einsparungen im Energiebedarf für die Gasaufbereitung. Dieser Optimierungsansatz wurde daher bei dem Optimierungsszenarium nicht berücksichtigt.

• Bei allen drei Verfahrens- und Prozesstypen wurde eine Reduktion des Strombedarfs angenommen (siehe Tabelle 5-1).

o Es wird erwartet, dass im Prozessabschnitt Aufbereitung und Entwässerung Einsparpotenzial vorhanden ist, vor allem durch Nutzung von Überschusswärme (siehe auch Kapitel 4.1.2.12.4). Dieser Effekt kommt bei diskontinuierlichen Verfahren nicht zum Tragen, daher fällt der Einspareffekt geringer aus.

o Gleichzeitig wird bei diskontinuierlichen Verfahren ein geringfügig höherer Bedarf für die Materialaufbereitung kalkuliert (siehe auch Kapitel 4.1.2.11.3).

o Bei nassen Verfahren ist der sehr intensive stromzehrende Aufbereitungsprozess systemimmanent, hier werden kaum Einsparmöglichkeiten gesehen. Daher fällt der Einspareffekt auch hier geringer aus.

o Bei den kontinuierlichen Trockenverfahren schlägt der Einspareffekt nicht in vollem Umfang durch, da die Erhöhung des dem Fermenter zugeführten Massenstromes (von 80 auf 85%) zu einem relativen Anstieg des Strombedarfs führt (s.o.).

248


• Der Wärmebedarf steigt bei nassen Verfahren steigt der Bedarf durch Umstellung auf thermophilen Betrieb. Bei den diskontinuierlichen Verfahren resultiert die Wärmebedarfserhöhung aus der Umstellung von mesophiler auf thermophile Prozessführung.

• Die elektrischen Wirkungsgrade der zurzeit eingesetzten BHKW sind mit im Mittel 38% niedrig. Auch bei den vergleichsweise kleinen BHKW-Leistungsgrößen sind Wirkungsgrade von 42% erzielbar. Optimierungen sind im Rahmen von Ersatzbeschaffungen realisierbar. Mit steigenden elektrischen Wirkungsgraden sinken prozessbedingt die erreichbaren thermischen Wirkungsgrade. Es wird ein Wirkungsgradthermisch4.1.2.12.3

von 44% angenommen (siehe auch Kapitel ).

Tabelle 5-1: Verwendete Optimierungsansätze bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen –Angaben bezogen auf den Anlageninput

Parameter Ist-Situation Optimiertes Szenarium

Anteil Ausschleusungsmenge vor Fermenter (%)

- kontinuierliche Nassverfahren 20 20

- kontinuierliche Trockenverfahren 20 15

- diskontinuierliche Trockenverfahren 7 7

Biogasmenge (m3

- kontinuierliche Nassverfahren

/Mg Anlageninput)

89 106



Methangehalt (%)




Strombedarf (kWh/Mg Anlageninput)

- kontinuierliche Nassverfahren 56 50 (-10%)

- kontinuierliche Trockenverfahren 38 35 (-15%)

- diskontinuierliche Trockenverfahren 21 19 (-10%)

Wärmebedarf (kWh/Mg Anlageninput)




BHKW-Wirkungsgradelektrisch 38 (%) 42

BHKW-Wirkungsgradthermisch 46 (%) 44

Auf Basis der Optimierungsansätze sind die drei unterschiedlichen Verfahrens- und Prozesstypen hinsichtlich der Energie-Gesamtausbeute (netto) auf gleichem Niveau. Hierbei ist zu berücksichtigen, dass diverse energierelevante Aspekte nicht betrachtet worden, wie z.B. die Überschusswasserentsorgung.

249


Tabelle 5-2: Gegenüberstellung von Energieerzeugung, Eigenbedarf, Verluste in BHKW und Netto-Energieausbeute– bezogen auf Anlagen-Input bei Greifen der Optimierungsansätze

Energiegehalt Biogas

Energie-verbrauch

Verlust BHKW

Energieaus-beute Netto


Nasse Vergärungserfahren

663 150 93 421

Trockene Vergärungsverfahren

kontinuierlich 653 116 91 446 Dis-kontinuierlich

595 68 83 444

Tabelle 5-3 führt betrieblicher Aspekte bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen differenziert nach den unterschiedlichen Verfahrens- und Prozesstypen und bewertet diese mit einer Benotung. Die einzelnen Aspekte können sich direkt oder indirekt auf die Energieeffizienz der Anlage auswirken, insbesondere durch deren Bedeutung für die Anlagenverfügbarkeit.

Tabelle 5-3: Bewertung betrieblicher Aspekte bei der Vergärung von Bio- und Grünabfällen differenziert nach den unterschiedlichen Verfahrens- und Prozesstypen

Kriterium kontinuierlich Nassverfahren

kontinuierlich Trockenverfahren

diskontinuierlich Trockenverfahren

Apparative Aufwand

- Aufbereitung - Vergärung - Entwässerung

2 3 1

3 3 3

4 3 5

Nachbehandlungsaufwand Rotte 2 3 4

Störanfälligkeit 2 3 4

Verfügbarkeit 2 3 4

Potenzial Fermenterhavarien

- Mechanik - Sedimentation - Biologie

3 2 4

3 2 4

5 4 4

Verschleiß 2 3 4

Nutzerfreundlichkeit 2 3 4

Energieaufwand Anlagen- und Verfahrenstechnik

2 2 5

Überschusswassermenge 2 3 5

Überschusswasserverwertung/Entsorgung 2 3 5 1= negative Beurteilung; 5 positive Beurteilung

Tabelle 5-4enthält eine Gegenüberstellung der Leistung der Vergärung von Bio- und Grünabfällen des jetzigen Status quo 2013 und bei greifen der Optimierungsansätze. Er werden die spezifischen Werte differenziert nach den in Betrieb befindlichen und in Bau befindlichen Anlagen verwendet. Durch die Optimierungsansätze könnte die netto Stromausbeute um 117 GWh und die netto Wärmeausbeute um 51 GWh gesteigert werden. Die Steigerungsrate bezogen auf die Gesamtenergieausbeute liegt bei rd. 24%.

250


Tabelle 5-4: Gegenüberstellung der Leistung der Vergärung von Bio- und Grünabfällen - Status quo 2013 incl. 2012 in Bau befindlichen Anlagen und bei greifen der Optimierungsansätze

Ist-Zustand Nach Optimierung Differenz

Input [Mg/a] 1.643.732 1.643.732 0

Biogas [Nm³] 147.554.111 177.136.626 29.582.515

Methan [Nm³] 86.282.290 104.483.491 18.201.202

Stromproduktion [kWh/a] 326.823.508 437.426.404 110.602.897

-Verbrauch Strom [kWh/a] 58.454.458 52.033.827 -6.420.631

-Strom Netto [kWh/a] 268.369.049 385.392.578 117.023.528

Wärmeproduktion [kWh/a] 395.628.457 458.256.233 62.627.776

-Verbrauch Wärme [kWh/a] 90.783.507 102.117.204 11.333.697

-Wärme Netto [kWh/a] 304.844.950 356.139.029 51.294.079

Gesamtenergie Netto [kWh/a] 554.789.413 723.107.021 168.317.607

5.1.2.2 Überführung derzeit verfügbare Bio- und Grünabfallmengen in die Vergärung und Erschließung zusätzlich erfassbare Bio- und Grünabfallmengen

Der größte Zugewinn an netto Energieausbeute mit jährlich 2.356 GWh lässt sich durch die Vergärung derzeitig schon erfassten aber der Kompostierung zugeführten Bio- und Grünabfälle erzielen. Die zu Grunde gelegte Mengenangabe ist in Kapitel 4.1.1.3.1 erläutert. Von den in Tabelle 4-3 wird die Gesamtmenge der Bioabfälle und 65% der Grünabfälle berücksichtigt. Die Quotierung erfolgt durch den Bezug auf den Anlageninput. Von diesen Mengen wird die Verarbeitungskapazität der in Betrieb und in Bau befindlichen Vergärungsanlagen subtrahiert.

Tabelle 5-5: Energieausbeute bei zusätzlicher Vergärung derzeitig schon erfassten aber kompostierten Bio- und Grünabfälle

Input [Mg/a] 5.297.519

Biogas [Nm³/a] 572.132.052

Methan [Nm³/a] 331.836.590

Stromproduktion [kWh/a] 1.389.253.795

-Verbrauch Strom [kWh/a] 140.017.400

-Strom Netto [kWh/a] 1.249.236.395

Wärmeproduktion [kWh/a] 1.455.408.738

-Verbrauch Wärme [kWh/a] 286.066.026

-Wärme Netto [kWh/a] 1.169.342.712

Gesamtenergie Netto [kWh/a] 2.356.068.382

5.1.2.3 Erschließung zusätzlich erfassbarer Bio- und Grünabfallmengen

Ein Zugewinn an netto Energieausbeute mit jährlich 1.076 GWh lässt sich durch Erschließung zusätzlich erfassbarer Bio- und Grünabfallmengen bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne erzielen.

251


Tabelle 5-6: Energieausbeute bei flächendeckender Implementierung des Systems Biotonne

Input [Mg/a] 2.419.100

Biogas [Nm³/a] 261.262.800

Methan [Nm³/a] 151.532.424

Stromproduktion [kWh/a] 634.399.585

-Verbrauch Strom [kWh/a] 63.938.627

-Strom Netto [kWh/a] 570.460.958

Wärmeproduktion [kWh/a] 664.609.089

-Verbrauch Wärme [kWh/a] 130.631.400

-Wärme Netto [kWh/a] 533.977.689

Gesamtenergie Netto [kWh/a] 1.075.893.267

5.1.2.4 Gesamtpotenzial zusätzlich erschließbarer Energien durch die Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Das Gesamtpotenzial zusätzlich erschließbarer Energien (Nettoausbeute) durch die Vergärung von Bio- und Grünabfällen liegt bei 1.837 GWh Strom und 1.755 GWh Wärmeausbeute. Diese Leistungsdaten berücksichtigen die o.g. Optimierungen in einem Umfang von ca. 24%. Die größten Potenziale liegen allerdings im Ausbau der Vergärungskapazität für schon erfasste Bio- und Grünabfälle sowie der Vergärung der zusätzlichen Bioabfälle durch flächendeckende Einführung der Biotonne.

Tabelle 5-7: Gesamtpotenzial zusätzlich erschließbarer Energien (Nettoausbeute) durch die Vergärung von Bio- und Grünabfällen

Ist Ausbau Differenz

Input [Mg/a] 1.643.732 9.360.351 7.716.619

Biogas [Nm³/a] 147.554.111 1.010.531.478 862.977.367

Methan [Nm³/a] 86.282.290 587.852.505 501.570.216

Stromproduktion [kWh/a] 326.823.508 2.461.079.784 2.134.256.277

-Verbrauch Strom [kWh/a] 58.454.458 255.989.854 197.535.396

-Strom Netto [kWh/a] 268.369.049 2.205.089.930 1.936.720.880

Wärmeproduktion [kWh/a] 395.628.457 2.578.274.060 2.182.645.603

-Verbrauch Wärme [kWh/a] 90.783.507 518.814.630 428.031.123

-Wärme Netto [kWh/a] 304.844.950 2.059.459.430 1.754.614.480

Gesamtenergie Netto [kWh/a] 554.789.413 4.155.068.669 3.600.279.256

252


5.2 Kompostierung Das Hygienebaumusterprüfsystem der Bundesgütegemeinschaft Kompost e. V. weist prinzipiell eine breit aufgestellte verfahrenstechnische Vielfalt an Kompostierungsanlagen auf. Die vorhandenen Datensätze wurden diesem System entsprechend aufgeteilt und ausgewertet.

Vergleicht man die Anzahl der Anlagen hinsichtlich der Anlagentypologie im Gesamtmitgliederverzeichnis der BGK mit denjenigen aus den erhaltenen Datensätzen, so ist eine hinreichende baumusterspezifische Übereinstimmung bei der Mengenverteilung der Anlagen feststellbar. Somit können die Aussagen der Auswertung des vorliegenden Datenbestandes im Allgemeinen auf HBPS-Kompostierungsanlagen bezogen bzw. angewendet werden. Bei Anlagen mit einer direkten Prozessprüfung muss im Einzelfall darüber entschieden werden, ob eine Übertragung der Ergebnisse sinnvoll sein kann. Bei solchen Anlagen steht das Aufzeigen von grundsätzlichen Optionen und Alternativen in der Betriebsweise hinsichtlich der Energieeffizienz, oder aber auch in Fällen von potentiellen künftigen Anlagenerweiterungen im Vordergrund.

Sowohl im BGK – Mitgliederverzeichnis, als auch in der vorliegenden Datenerfassung ist eine deutliche Anzahldominanz der Baumuster 6.2, 6.6 und 6.8 erkennbar. Dies erklärt sich mit hoher Wahrscheinlichkeit durch den verhältnismäßig geringen technologischen Betriebsaufwand dieser Anlagen bei gleichzeitig hohen Umsatzmengen und einer offenen bzw. lediglich überdachten Anlagenform. Bei diesen Anlagen ist keine Zwangsbelüftung vorhanden, eine Bewässerung erfolgt lediglich bedarfsweise beim Umsetzen und die erforderliche überirdische Bausubstanz wird auf ein Minimum beschränkt. Somit wird seitens der Betreiber eine insgesamt geringe logistische und finanzielle Investition vorausgesetzt.

Mit Schlussfolgerungen aus den gesammelten Daten und mit Erkenntnissen aus der Literatur (Müsken, 2008; Lampert et al. 2011; Kehres et al, 2010; Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Österreich, 2005)) werden mögliche Optimierungsvorschläge für Baumuster-Anlagen mit offener unbelüfteter Betriebsweise im Folgenden dargestellt:

a) Bildung größerer Mietenkörper im Rahmen der jeweiligen Baumusterspezifikation zur Gewährleistung einer besseren Flächenoptimierung. Dabei soll auf ausreichenden Mengen an holzigem Strukturmaterial geachtet werden (Volumenanteil je nach Rottephase zw. 30 und 50%). Bei niederschlagsreichem Standort mit Regenwassermengen über 800 - 1000 mm/a und bei Mietenhöhen über 1,5 m ist zur Vermeidung von Nährstoffauswaschungen und der Bildung anaerober Stellen eine atmungsaktive, wasserabweisende Mietenüberdeckung anzuwenden.

b) Verkürzung des Mietenumsetzintervalls und dadurch schnelleres Erreichen von Rottegrad II-III zur Betriebs- und Flächenoptimierung und zur Verminderung von entstehenden Geruchsemissionen und Treibhausgasen (Methan). Auch hierbei ist auf eine ausreichende Beimischung von Strukturmaterial zu achten, da dessen Menge aufgrund der permanenten Abbauprozesse zeitlich auch zwischen zwei aufeinanderfolgenden Umsetzungen schwindet und die Differenz auszugleichen ist.

c) Fachgerechte Anwendung des Strukturmaterials generell. Dies kann aufgrund der Schaffung eines günstigen Luftporenvolumens und somit eines besseren Gasaustausches die Anzahl der im Regelfall erforderlichen Mietenumsetzungen reduzieren, und somit energiesparend wirken. Zur Vermeidung von Setzungserscheinungen der Mietenbasis soll der Mietenaufbau schichtweise erfolgen, mit verstärktem Einsatz von Strukturmaterial in den unteren Schichten. Liegt das Strukturmaterial kontinuierlich an, so ist eine Zerkleinerung mittels Shredder längs zur Faserachse sinnvoll, um einen möglichst hohen mikrobiellen Lignin-Abbau während der Rottephase zu gewährleisten. Ist hingegen eine Schwankung in der Liefermenge des Strukturmaterials gegeben, so muss für eine Vorratslagerung gesorgt werden. In diesem Falle ist als Zerkleinerungswerkzeug ein Häcksler vorzuziehen (Zerkleinerung quer zur Faserachse), um dadurch einen möglichst hohen Rücklauf an Strukturmaterial nach der Siebung des fertigen Kompostes zu gewährleisten.

d) Bei größeren Mietenvolumina ist ein Austausch eines vorhandenen Radlagers durch einen Mietenumsetzer zu prüfen, da Letzterer trotz höherer Anschaffungskosten aufgrund eines

253


längeren Umsetzintervalls geringere jährliche Betriebsstunden aufweisen und somit zur Energieoptimierung führen kann.

e) Es ist auf eine Kontrolle und Regulation des Wasserhaushaltes im Mietenkörper während der Rottephase zu achten. Nach Beendigung des Rotteprozesses kann ein zu hoher Wassergehalt über 35% einen unnötig hohen Siebrückstand verursachen.

f) Die dauerhaften Rottetemperaturen sollten unter 55°C liegen, die vorübergehenden Temperaturanstiege sollen 65°C nicht überschreiten.

g) Es ist auf ein günstiges C/N-Verhältnis im Bereich von etwa 10 bis 25 zu achten, um einen zügigen Stickstoffabbau sicherzustellen.

Für Anlagen und Anlagenbestandteile mit geschlossener bzw. eingehauster Betriebsweise kommt als wichtigste Optimierungsmöglichkeit ein besseres Anlagenbelüftungsmanagement infrage (MÜSKEN, 2008). Zu bedenken ist, dass eine Belüftung ganzjährig nahezu konstant zu erfolgen hat, und dadurch weitgehend entkoppelt von der aktuellen Durchsatzmenge der Anlage ist (Bauerschlag, 2011). Eine Mehrfachnutzung der Luft aus der Anlieferung und Kompost-Aufbereitung in den Rottehallen bringt gegenüber der separaten Belüftung dieser Anlagenbestandteile zunächst eine Verringerung der notwendigen Belüftungsleistung mit sich. Durch die so erfolgte Verringerung der Gesamtabluftmenge der Kompostierungsanlage wird auch eine Reduzierung von Treibhausgasen und Geruchsemissionen, sowie eine Minimierung erforderlicher Abgasreinigungsmaßnahmen (z.B. Anzahl und Größe von Biofiltern) erreicht.

Ein weiterer Beitrag zur Verringerung von Rottezeit und Belüftungsrate kann die Entfrachtung leicht abbaubarer Organik im Vorfeld der Kompostierung darstellen (Entsorgungs-Gesellschaft Westmünsterland mbH, 2012). Da momentan zu diesem Thema ein Forschungsvorhaben durchgeführt wird, dürften zu diesem Thema demnächst tiefergehende Aussagen möglich sein.

Der energieeffiziente Betrieb von Kompostierungsanlagen aller Baumuster hinsichtlich der Steigerung der Umsetzhäufigkeit, der Einführung von Umsetzaggregaten und der Optimierung des Belüftungsmanagements kann somit außer zur Kosteneinsparung auch zur Verminderung von Treibhausgasen und Geruchsemissionen führen. Damit verbunden sind ebenfalls Verbesserungen im Rotteprozess durch Verkürzung der Rottephasen bzw. durch Steigerung der Rottequalität mit daraus resultierender Erhöhung der Absatzchancen des Endproduktes zu besseren Konditionen. Nicht zuletzt sollten geeignete Abnehmergruppen in der Region den Endprodukt-Einsatz auf Grün- und Ackerböden in der Landwirtschaft oder im Hobbygartenbau ermöglichen, um einen bestmöglichen Stoffkreislauf zu gewährleisten. Dieser letzte Punkt geht über die reine Anlagenbetrachtung hinaus, ist jedoch bedeutsam für die Energieeffizienz des Gesamtkreislaufes vom Anfall der biogenen Reststoffe bis hin zur Anwendung des Produktes Kompost.

5.3 Co-Vergärung Erwartungsgemäß resultiert bei den betrachteten Anlagen der Einsatz von Co-Substraten in einem ihrem Volumenanteil gegenüber dem Rohschlamm überproportionalen Anstieg der Klärgasausbeute. Das gewonnene Klärgas wird um den Prozentsatz seines Anstieges auch in Strom umgewandelt, was für einen gezielten und gewollten Einsatz der Co-Substrate als Energieträger spricht. Die bei den betrachteten Anlagen so erreichte Substitution von Heizöl ist im Sinne von Betreibern und Gesetzgeber.

Ein quantitativ und qualitativ aussagekräftiger Vergleich der energetischen Situation einer Kläranlage vor und nach Einführung einer Co-Vergärung kann nur durch konsequentes Langzeit-Monitoring des Energieverbrauches der relevanten Betriebsbereiche Biologie, Faulung und Schlammentwässerung (vgl. Abbildung 4-37) sichergestellt werden. Die vorliegenden Schätzungen dieser Angaben deuten auf ein Defizit diesbezüglich hin und stellen den ersten wichtigen Diskussions- und Optimierungsansatz dar.

Einen weiteren Betrachtungsgegenstand stellt das Fehlen entscheidender Hinweise auf eine Veränderung hinsichtlich Energieaufwand bzw. Dimensionierung der biologischen Behandlung der

254


Kläranlagenbetriebe dar. Dies wäre jedoch nach Angaben der ausgewerteten Fachliteratur praktisch unabdingbar mit einem Co-Substrat-Einsatz verbunden.

Die Dominanz sehr fettreicher Co-Substrate mit einem Gesamtanteil von ca. 65Vol-% trägt zu einer verhältnismäßig geringen Stickstoff- und Phosphor-Rückbelastung des Prozesswassers bei, da Fette eine hohe Abbaubarkeit bei hoher Gasausbeute und geringem Restschlammanfall aufweisen (Haider, 2010). Allerdings sind bei ihrer verstärkten Anwendung vermehrte Ablagerungen in Rohrleitungen und Pumpaggregaten und daraus resultierenden höheren Betriebskosten zu erwarten. Darüber hinaus kann die Schlammentwässerung negativ beeinflusst werden (Breier und Groißmeier, 2012).

Die gleichzeitige Anwendung verschiedener Co-Substrate lässt einen vorangeschalteten Test ihrer Auswirkungen auf das Faulturmmilieu unter Laborbedingungen sinnvoll erscheinen. Eine Vermeidung von Versäuerung, Schaum- und Schwimmschlammbildung im Faulturm selbst wäre damit möglich. Es können auch Erkenntnisse über den zu erwartenden Klärgasanstieg gewonnen werden, wodurch eine bessere Optimierung der prozentualen Mengenzusammensetzung der Co-Substrate möglich wäre. Die potentiellen Auswirkungen auf das rückgeführte Prozesswasser und die Schadstoffbelastung des Klärschlammes können so ebenfalls besser eingeschätzt werden (Breier & Groißmeier, 2012).

Aus logistischen und wirtschaftlichen Gründen ist bei dem Einsatz von Co-Substraten generell auf eine hohe Fracht des chemischen Sauerstoffbedarfes (CSB) zu achten – nur so können maximale Klärgasausbeuten bei minimalem Co-Substrat-Volumen realisiert werden. Ein kontinuierlicher Anfall an Co-Substraten verringert darüber hinaus die Notwendigkeit einer Vorratsspeicherung. Diese sollte jedoch im begrenzten Umfang vorhanden sein, um potentielle Tagesschwankungen der anfallenden Rohschlammmenge bei normalem Kläranlagenbetrieb zu kompensieren und somit einen weitgehend konstanten Faulturmbetrieb bei guter Auslastung zu ermöglichen.

Hinsichtlich einer möglichst positiven Umweltbilanz der Treibhausgase sollten nur Co-Substrate aus naheliegenden Quellen verwendet werden – dies können z. B. Kantinen, Großküchen und Betriebe der lebensmittelverarbeitenden Industrie aus der Stadt, aber auch Landwirtschaftsbetriebe aus der Umgebung sein. Der Einsatz von Substraten aus größeren Entfernungen im oberen zweistelligen Kilometerbereich oder weiter sollte vermieden werden.

5.4 Thermische Verwertung Im nun folgenden Abschnitt sollen einige Ideen und Lösungsansätze zur Verbesserung der Energieeffizienz von Anlagen zur thermischen Verwertung biogener Reststoffe kurz skizziert werden.

Wie aufgezeigt, bestehen erhebliche energetische Potenziale im Bereich der Nutzung biogener Reststoffe. Hinsichtlich der energetischen Biomassenutzung sind der nachhaltigen Nutzung von Holz jedoch Grenzen gesetzt. Durch technische Modifikationen bzw. durch die Beimischung von Brennstoffen könnten bisher nicht erschlossene Potenziale einer energetischen Nutzung zugeführt werden. Eine Erweiterung der einsetzbaren Brennstoffe führt zu einer verbesserten Ausschöpfung des Potenzials an biogenen Reststoffen und reduziert die Abhängigkeit von bestimmten Einsatzstoffen. Gegebenenfalls können kürzere Transportwege zu den Anlagen realisiert werden. Geförderte Demonstrationsvorhaben ermöglichen eine rasche Überführung von Neuentwicklungen in die Praxis. Durch die gezielte Entwicklung flexibler Feuerungen für eine breite Palette von Einsatzstoffen könnte die Nutzung biogener Reststoffe zusätzlich vorangetrieben werden. In diesem Zusammenhang sind Maßnahmen zur Rauchgasreinigung, vor allem zur Minderung von NOX

Weiterhin sind Maßnahmen zur Verbesserung des elektrischen Wirkungsgrades, wie z.B. die externe Überhitzung und ebenso zur Erhöhung der thermischen Nutzungsgrade von Bedeutung. Vor allem eine Verbesserung der Wärmenutzung bietet erhebliche Potenziale zur Verbesserung der Anlageneffizienz. Zusätzliche Wärmeabnehmer können z.B. durch den Einsatz mobiler Wärmespeicher erschlossen werden. Durch die Nutzung thermischer Speicher kann die Stromerzeugung von Biomasseheizkraftwerken flexibilisiert werden und so die Stromerzeugung an den aktuellen Bedarf im Netz angepasst werden.

-Emissionen bzw. zur Abscheidung von Stäuben voranzutreiben.

255


Zudem können Verbrennungsrückstände, je nach Zusammensetzung, einer sinnvollen stofflichen Nutzung zugeführt werden. Aus Aschen können verschiedene Stoffe wie z.B. Metalle oder auch Phosphor zurückgewonnen werden. Auch ein direkter Einsatz als Dünger ist möglich.

Um eine optimale Nutzung bestimmter Stoffe zu gewährleisten, sind unter Umständen kombinierte Anlagenkonzepte von Vergärungs-, Kompostierungs-, und Verbrennungsanlagen sinnvoll. Beispielsweise können bestimmte Reststoffe, die zu feucht für eine thermische Verwertung sind, wie z.B. Treber, mechanisch getrocknet werden. Dabei wird Flüssigkeit aus dem Einsatzstoff entfernt, die idealerweise einem Vergärungsprozess zugeführt werden sollte. Durch das Trocknungsverfahren kann der Treber soweit entwässert werden, dass er schließlich einem Verbrennungsprozess zugeführt werden kann.

Eine weitere denkbare Kopplung von Verbrennung und Vergärung könnte die thermische Verwertung von Gärresten bzw. Rückständen aus der Kompostierung darstellen. Umgekehrt können Verbrennungsrückstände einer Kompostierung zugeführt werden und auf diesem Weg als Dünger stofflich genutzt werden.

Im Projekt zeigte sich deutlich, dass die Anlagenbetreiber kaum detaillierte Information zum Verbrauch der eigenen Anlage erheben. Optimierungsmaßnahmen in einzelnen Funktionsbereichen können so kaum identifiziert werden. Sinnvolle Kennzahlen zum Vergleich unterschiedlicher Anlagen in einzelnen Funktionsbereichen können auf Grund der fehlenden Datenbasis nicht erhoben werden. Hilfreich wäre es, die Untersuchung in diesem Bereich zu vertiefen und durch systematische Messungen an verschiedenen Anlagen entsprechend detaillierte Informationen zu gewinnen. Durch den gezielten Ausbau der Datenbasis mit Hilfe bestimmter Kennzahlen könnte ein Controlling-System entwickelt werden, das Anlagenbetreibern bestehende Potenziale aufzeigt bzw. hilfreiche Informationen für Anlagenplaner bereitstellt und wichtige Impulse für die Forschung gibt.

256


Literaturverzeichnis Adam, K.J. (o.J.): Absorptionswärmepumpen. Solar-Institut Jülich, Sommerschule „Regenerative Energie“, Jülich

Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern (2006): Grundlagen für die Planung von Kompostierungsanlagen, Amt für Gewässerschutz und Abfallwirtschaft des Kantons Bern

Ando, S., T. Kakimoto; K. Itoh; I. Arai; K. Kiyoto; S. Hanai (1988): Increased digestibility of cedar by pretreatment with peracetic acid and steam explosion. In: Biotechnol. Bioeng. 31, Nr. 8, S. 802–804. – URL http://dx.doi.org/10.1002/bit.260310807

Anonym (1998): Verordnung über die Verwertung von Bioabfällen in landwirtschaftlich, forstwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Böden. (Bioabfallverordnung – BioAbfV), BGBl. S: 2955

Anonym (2002): Erste Allgemeine Verwaltungsvorschrift zum Bundes-Immissionsschutzgesetz TA Luft - Technische Anleitung zur Reinhaltung der Luft, GMBl. Nr. 25-29 S. 511

Anonym (2009): Ökologisch sinnvolle Verwertung von BioabfällenAnregungen für kommunale EntscheidungsträgerVerwertung, Hrsg: Bundes Umweltministerium, Berlin

Anonym (2012): Gesetz zur Förderung der Kreislaufwirtschaft und Sicherung der umweltverträglichen Bewirtschaftung von Abfällen (Kreislaufwirtschaftsgesetz - KrWG) vom 24. Februar 2012, BGBl. I S. 212

ANS (2003): Status quo der Bioabfallsammlung und Verwertung; In: Schriftenreihe des ANS 44, Orbit-Verlag, Weimar

ASA (2008): MBA-Steckbriefe 2007/2008 der Arbeitsgemeinschaft Stoffspezifische Abfallbehandlung (ASA) e.V.

ASUE (2005): BHKW-Kenndaten 2005, Arbeitsgemeinschaft für sparsamen und umweltfreundlichen Energieverbrauch e.V., Kaiserslautern, Energiereferat der Stadt Frankfurt, http://www.energiereferat.stadt-frankfurt.de

ASUE (2011): BHKW-Kenndaten 2011, Module, Anbieter, Kosten, Hrsg.: Arbeitsgemeinschaft für sparsamen und umweltfreundlichen Energieverbrauch, Berlin

ATV-DVWK (1990): Anaerobe Verfahren zur Behandlung von Industrieabwässern, Arbeitsbericht des Fachausschusses 7.5, Korresp. Abw. 37 (1990) 10, S. 1247 - 1251

ATV-DVWK (1993): Technologische Beurteilungskriterien zur anaeroben Abwasserbehandlung, 2. Arbeitsbericht des Fachausschusses 7.5, Korresp. Abw. 40 (1993) 2, S. 217 – 223

ATV-DVWK (2002): Praktische Empfehlung und Hinweise für Anaerobanlagen, KA – Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall 2002 (49) 12, S. 1708 - 1714

ATV-DVWK (2003a): Technische Rahmenbedingungen für die Vergärung biogener Anfälle. Mai 2003. Hennef : ATV-DVWK Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft Abwasser und Abfall e.V. – ISBN 392406346X

ATV-DVWK (2003b): Thermische, chemische und biochemische Desintegrationsverfahren: 3. Arbeitsbericht der Arbeitsgruppe AK-1.6 ”Klärschlammdesintegration”. In: Korrespondenz Abwasser, KA-Abwasser, Abfall, Nr. 06, S. 796–804

ATZ (2010): Machbarkeitsstudie für eine dezentrale Holz-hackschnitzel-Vergasungsanlage mit Kraft-Wärme-Kopplung in der Bioenergie-Region Achental, Abschlussbericht zum Forschungsvorhaben (FKZ-Nr.: 03KB031) im Rahmen des Förderprogramms BMU-Klimaschutzinitiative Vorhaben zur Optimierung der energetischen Biomassenutzung, ATZ Entwicklungszentrum

Avila, K. (2008): Vakuum-Siede-Behandlung zur Trocknung fester Abfallstoffe und Maissilage. Braunschweig, Technische Universität Braunschweig, Dissertation

http://www.energiereferat.stadt-frankfurt.de/�

257


Bahr, T. (2010): Einfluss der Vakuum-Siede-Behandlung auf die anaerobe Verfügbarkeit ausgewählter Biomasseprodukte. Braunschweig, Technische Universität Braunschweig, Dissertation

Barth, J., Amlinger, F.; Favoino, E.; Siebert, S.; Kehres, B.; Gottschall, R.; Bieker, M.; Löbig, A.; Bidlingmaier, W. (2008): Compost production and use in the EU - final report

Bauerschlag, Niels (2011): Energieeffizienzsteigerung in der Bioabfallverwertung, I.A.R. - Institut für Aufbereitung und Recycling, RWTH Aachen

Baumbach, G. (1997): Luftverunreinigungen aus gewerblichen und industriellen Biomasse- und Holzfeuerungen. Ecomed Verlag, Hamburg

Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft (2005): Was ist bei der landwirtschaftlichen Verwertung von Bioabfällen zu beachten? Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft, München

Bayerische Landesanstalt für Landwirtschaft (LfL) (2011): Leitfaden für die Düngung von Acker- und Grünland, München

Bayerisches Landesamt für Umweltschutz (2002): Restmüllanalysen-eine Grundlage eines nachhaltigen Stoffstrommanagements der Abfallwirtschaft, Bayerisches Landesamt für Umweltschutz

Bayerisches Landesamt für Umweltschutz (2003): Kompostierung von Bioabfällen mit anderen organischen Abfällen, München

Bever J., Stein A., Teichmann H. (1995): Weitergehende Abwasserreinigung: Stickstoff- und Phosphorelimination, Sedimentation und Filtration; Lehrbriefsammlung; Hrsg.: Bever J, Stein A, Teichmann H; 3. Aufl., Oldenbourg Verlag, München

Bidlingmaier, W. (1995): Geruchsemissionen und Sickerwasserprobleme bei aeroben und anaeroben Behandlungstechniken; In: Verfahren und Stoffe in der Kreislaufwirtschaft, Hrsg.: Thomé-Kozmiensky KJ, EF-Verlag, Berlin

Bidlingmaier, W., Denecke M. (1999): Grundlagen der Kompostierung; In: Kump, Maas und Straub, Müll- und Abfallbeseitigung, Kennzahl 5305, Erich Schmidt Verlag, Berlin

Bidlingmaier, W. (2000): Biologische Abfallverwertung. Ulmer Verlag

BGK (2008): Informationsdienst Humuswirtschaft & KomPost 2008, Bundesgütegemeinschaft Kompost e. V. (BGK)

BGK (2011): Zahlen/Daten/Fakten, Abgerufen am 26.06.2011 von www.kompost.de, Internetpräsenz der BGK - Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V

BGK (2012): Liste zulässiger Ausgangsstoffe für die Herstellung gütegesicherter Komposte und Gärprodukte (Stand: 26.06.2012), Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V.

BMU (2009): „Ökologisch sinnvolle Verwertung von Bioabfällen – Anregungen für kommunale Entscheidungsträger“, BMU – Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, Bonn

BMU: Statistik Verwertung von Bioabfällen. URL http://www.bmu.de/abfallwirtschaft/statistiken/doc/print/3161.php

BMU (2012): Entwicklung der erneuerbaren Energien in Deutschland im Jahr 2011, Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit, Bonn

Böning, Th. (2006): Prozesswasser von mechanisch-biologischen Abfallbehandlungsanlagen (MBA) mit Vergärungsstufen : FH Münster, Labor für Abfallwirtschaft, Siedlungswasserwirtschaft, Umweltchemie — ISBN 3-9806149-9-9

Böning, T., S. Hams, B. Gallenkemper, M. Lohse, U. Voß (1999): Einfluss von Gärsubstrat und Prozessführung auf die Abwasserqualität bei der Bioabfallvergärung; In: Prozessabwasser aus der Bioabfallvergärung, Berichte aus Wassergüte- und Abfallwirtschaft, Berichtsheft Nr. 154, Hrsg.: Wilderer, Faulstich, Technische Universität München

258


Böning, T., H. Doedens (2002): Abwasser aus MBA, 4. Niedersächsische Abfalltage, „Mechanisch-biologische Abfallbehandlung mit Ablagerung und Verwertung“, Tagungsband, Hannover, Druckerei Wulf, Lüneburg

Borja, R., J. Alba, A. Mancha, A. Martín, V. Alonso, E. Sánchez (1998): Comparative effect of different aerobic pretreatments on the kinetics and macroenergetic parameters of anaerobic digestion of olive mill wastewater in continuous mode. In: Bioprocess and Biosystems Engineering 18, Nr. 2, S. 127–134. – URL \url{http://www.springerlink.com/content/q657td9vc6mqxf7q/}

Börner, R. (2010): Machbarkeitsstudie für eine dezentrale Holzhackschnitzel-Vergasungsanlage mit Kraft-Wärme-Kopplung in der Bioenergie-Region Achental, Abschlussbericht zum Forschungsvorhaben (FKZ-Nr.: 03KB031) im Rahmen des Förderprogramms BMU-Klimaschutzinitiative Vorhaben zur Optimierung der energetischen Biomassenutzung, ATZ Entwicklungszentrum

Bougrier, C., J.P. Delgenès, H. Carrère (2007): Impacts of thermal pre-treatments on the semi-continuous anaerobic digestion of waste activated sludge. In: Biochemical Engineering Journal 34, Nr. 1, S. 20–27. – URL \url{http://www.sciencedirect.com/science/article/B6V5N-4MCDK1Y-3/2/38b0f92bf2e7d3e45704a5a4f69f3ae4}. – ISSN 1369-703X

Boussaid, A., J. Robinson, Y. Cai, D.J. Gregg, J.N. Saddler (1999): Fermentability of the hemicellulose-derived sugars from steamexploded softwood (douglas fir). In: Biotechnology and Bioengineering 64, Nr. 3, S. 284–289. – URL \url{http://dx.doi.org/10.1002/(SICI) 1097-0290(19990805)64:3<284::AID-BIT4>3.0.CO;2-C}. – ISSN 1097-0290

EEG (2012) Erneuerbare-Energien-Gesetz, Regierung Bundesrepublik Deutschland

Breier, B., K. Großfeuer.(2012): Energetische Optimierung von Kläranlagen durch Ko-Fermentation, UmweltMagazin, Springer Verlag

Brummack, J.: (o.J.) Vergärung von biogenen Abfällen und nachwachsenden Rohstoffen, Technische Universität Dresden, Institut für Verfahrenstechnik und Umwelttechnik

Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Österreich (2005): Stand der Technik der Kompostierung, Richtlinie des Bundesministeriums für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft Österreich, Bundesministerium für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft, Österreich

Bundesregierung (2011): Zu viel Lebensmittel landen im Müll Interview mit Ilse Aigner. URL www.bundesregierung.de/Content/DE/Interview/2011/05/2011-05-09-aigner-bild.html

Bunge, F. (1992): Mechanischer Zollausschluss in Rührwerkskugelmühlen. Braunschweig, Technische Universität Braunschweig, Dissertation

Busch, G., M. Sieber (2006): Zweistufiges Fest-Flüssig-Biogasverfahren mit offener Hydrolyse – ein neues technologisches Konzept für die Biogasgewinnung aus nachwachsenden Rohstoffen und bioverfügbaren Abfällen. In: Forum der Forschung, Nr. 19, S. 63–68. – URL \url{http://www-docs.tu-cottbus.de/pressestelle/public/Forum_der_Forschung/Heft_19/063-068_LSAbfallwirtschaft.pdf}

Cerbe, G., G. Wilhelms (2008): Technische Thermodynamik – Theoretische Grundlagen und praktische Anwendungen, 15. aktualisierte Auflage, Hanser Verlag München

Chandra, R. Bura, W. Mabee (2007): Substrate pretreatment: The key to effective enzymatic hydrolysis of lignocellulosics? In: Olsson, L. (Hrsg.); Ahring, B. K. (Hrsg.): Biofuels Bd. 108. Berlin: Springer S. 67–93. – ISBN 9783540736509

Chiu, Y. C., C. N. Chang, J. G. Lin (1997): Huang: Alkaline and ultrasonic pretreatment of sludge before anaerobic digestion. In: Water Science & Technology 36, Nr. 11, S. 155–162. – URL http://lequia.udg.es/lequianet/WatSciTech/03611/0155/036110155.pdf

DBFZ (2010): Monitoring zur Wirkung der EEG auf die Entwicklung der Stromerzeugung aus Biomasse.Zwischenberich Deutsches BiomasseForschungsZentrum, Jena

259


DBFZ (2012): Monitoring zur Wirkung des Erneuerbare-Energien-Gesetz (EEG) auf die Entwicklung der Stromerzeugung aus Biomasse, Deutsches BiomasseForschungsZentrum gemeinnützige GmbH in Kooperation mit Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft (TLL), Leipzig/Jena

De Baere, L., B. Mattheeuws (2010): Anaerobic digestion in Europe, state of the Art 2010, Proceedings of the Conference ORBIT2010, Heraklion, Greece

Dellweg, H. (1987): Biotechnologie - Grundlage und Verfahren, Verlag VCH, Weinheim

Dehoust, G. (2002): Biomasse – Schlüsselstellung für den Klimaschutz? In: 63. Informationsgespräch des ANS, Orbit-Verlag, Weimar

Desplantes (2010), V. Desplantes: Energieeffizienz der Abluftreinigung in Verfahren zur Verwertung biogener Reststoffe. Diplomarbeit TU Braunschweig, ICTV

DESTATIS (2010): Abfallstatistik für 2008, Statistisches Bundesamt, Deutschland

DESTATIS (2012): Abfallstatistik für 2010, Statistisches Bundesamt, Deutschland

Dhouib, A., M. Ellouz, F. Aloui, S. Sayadi (2006): Effect of bioaugmentation of activated sludge with white-rot fungi on olive mill wastewater detoxification. In: Letters in Applied Microbiology 42 (2006), Nr. 4, S. 405–411. – URL http://dx.doi.org/10.1111/j.1472-765X.2006.01858.x – ISSN 1472-765X

Dichtl, N. (1998): Umdruck zur Vorlesung Verfahrenstechnik der Wasser- und Abwasserbehandlung, Eigenverlag TU Braunschweig S.3 - 50

Dorstewitz, H., J. Hake, R. Wallmann (2006):Möglichkeiten zur Verwertung von Deponiesickerwasser in der aeroben biologischen Abfallbehandlung, Müll und Abfall 6, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin

DWA (2009): Merkblatt DWA-M 380; Co-Vergärung in kommunalen Klärschlammfaulbehältern, Abfallvergärungsanlagen und landwirtschaftlichen Biogasanlagen: DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e. V.,— ISBN 978-3-941089-63-1

Edelmann W., H. Engli (1994): Vergärung von festen biogenen Abfällen, In: Hösel, Schenkel, Schnurer (Hrsg.) Müllhandbuch, KZ: 5920, Erich-Schmidt-Verlag Berlin

Edelmann, W. K. Schleiss (2001): Ökologischer, energetischer und ökonomischer Vergleich von Vergärung, Kompostierung und Verbrennung fester biogener Abfallstoffe, Bundesanstalt für Energie, Schweiz

Eder, B., W. Günthert (3002): Klärschlammminimierung durch Zellaufschluss mit Ultraschall. In: Korrespondenz Abwasser, KA-Abwasser, Abfall 50 (2003), Nr. 3, S. 333–342

Eder, B. (2005): Großtechnische Erfahrungen mit der Ultraschallbehandlung von Klärschlämmen. In: Neis, U. (Hrsg.): Ultraschall in der Umwelttechnik III Bd. 50. Hamburg, 2005, S. 139–150. – ISBN 3-930400-69-3

EEA (2012): Material Resources and waste — 2012 Update the European Environment Sate and outloock, 2010, European Environment Agency

Elbing, G., A. Dünnebeil (1999): Thermischer Zellaufschluss mit anschließender Faulung - Labortuntersuchungen. In: Korrespondenz Abwasser, KA-Abwasser, Abfall 46, Nr. 4, S. 538–547

EnergieAgentur NRW, Wirkungsklassen für Elektromotoren, Wuppertal (2010), Quelle: www.energieagentur.nrw.de/tools/e-motor/wirkungsgradklassen_elektromotoren.pdf

Endress H-U. (2000): Gehobene Qualität durch Produkt-Integrierten Umweltschutz – PIUS, Fruit-Processing 7

EPEA (2008): „Ökologisches Leistungsprofil von Verfahren zur Behandlung von biogenen Reststoffen“, EPEA Internationale Umweltforschung GmbH, Entwickelt in Kooperation mit VHE – Verband der Humus- und Erdenwirtschaft e.V., Überarbeitet Oktober

http://dx.doi.org/10.1111/j.1472-765X.2006.01858.x�

260


Entsorgungs-Gesellschaft Westmünsterland mbH (2012): Forschungs- und Entwicklungsvorhaben Energieeffiziente Bioabfallverwertung. In: Entsorgungs-Gesellschaft Westmünsterland mbH Eurostat: Energy, transport and environment indicators. Aufl. : European Union, 2010 — ISBN 978-92-79-16303-6

FNR (2005): Leitfaden Bioenergie – Planung, Betrieb und Wirtschaftlichkeit von Bioenergieanlagen, Fachagentur Nachwachsende Rohstoffe, Gülzow

Fan, T., Y. H. Lee, D. H. Beardmore (1980): Mechanism of the enzymatic hydrolysis of cellulose: Effects of major structural features of cellulose on enzymatic hydrolysis. In: Biotechnology and Bioengineering 22, Nr. 1, S. 177–199. – URL http://dx.doi.org/10.1002/bit.260220113 – ISSN1097-0290

Fischer, J. F. Pfeffel (2010): „Systematische Problemlösung in Unternehmen – Ein Ansatz zur strukturierten Analyse und Lösungsentwicklung“, Gabler Verlag, Wiesbaden; ISBN 978-3-8349-0776-9

Flamme, S. (2008): Theoretische Grundlagen der Kompostierung, Vergärung und MBA, Fachhochschule Münster, Labor für Abfallwirtschaft, Siedlungswasserwirtschaft, Umweltchemie

Flemming, H.-C., G. Schaule (1994): Mikrobielle Werkstoffzerstörung – Biofilme und Biofouling, Werkstoffe und Korrosion 45, VCH Verlagsgesellschaft mbH, Weinheim, 29-39

Flemming, H.-C. (1995): Biofouling und Biokorrosion - die Folgen unerwünschter Biofilme, Chemie Ingenieur Technik (67) 11/95, VCH Verlagsgesellschaft mbH, Weinheim

Fraunhofer-UMSICHT (o.J.): ORC-Anlagen 20 - 120 kW_el. , Pilot-Anwendungen: Abwärme-Verstromung bei Biogasmotoren, Quelle: http://www.umsicht.fraunhofer.de/content/dam/umsicht/de/documents/infomaterial/OE800/110601orc_anlagen_D.pdf

Fricke, K., H. Goedecke, U. Einzmann (2003): Die Getrenntsammlung und Verwertung von Bioabfällen – Bestandsaufnahme 2003. In: Die Zukunft der Getrenntsammlung von Bioabfällen“, Schriftenreihe des ANS 44, Orbitverlag, Weimar, 11 - 64

Fricke, K., A. Hüttner, H. Santen, R. Wallmann, N. Dichtl (2004): Gärender Prozess - eine Untersuchung der Stickstoff-Problematik in Abfallvergärungsanlagen zeigt Ansatzpunkte und Lösungsmöglichkeiten für die Praxis auf. . In: Müllmagazin 1, Rhombos-Verlag, Berlin, S: 28 – 36

Fricke, K., A. Hüttner, W. Bidlingmaier (2004): Vergärung von Bio- und Restabfällen; in: Anaerobtechnik, Springer Verlag, Hamburg

Fricke, K. T. Bahr, A. Hüttner H. Santen (2007): Status quo und Entwicklungspotenzial der Mechanisch-Biologischen Abfallbehandlung – mit besonderer Berücksichtigung der Vergärung und der energetischen Verwertung; VDI -Tagung Berlin

Fricke, K., T. Thiel, K. Ketelsen, T. Bahr, R. Wallmann, T. Turk (2009): Korrosion bei biologischen Abfallbehandlungsanlagen, In: Müll und Abfall 11, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin

Fricke, K., T. Bahr, W. Bidlingmaier, Ch. Springer, Th. (2010): Energieeffizienz der Stofflichen und energetische Verwertung ausgewählter Abfallfraktionen, in Müll und Abfall 02, Erich –Schmidt Verlag, Berlin

Füleky, G., I. Czinkota (1993): Hot water percolation (HWP): A new rapid soil extraction method. In: Plant and Soil 157, Nr. 1, S. 131–135. – URL http://www.springerlink.com/content/xl44254227u10770/fulltext.pdf

Gallert, C., A-H. Henning, U. Stentzel, J. Winter (2002): Verarbeitung von getrennt gesammelten Bioabfällen in der Bioabfallvergärungsanlage Karlsruhe/Durlach, KA – Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall (49) 5, S. 695–704

Geddert, T., F. Albert, I. Bialuch, W. Augustin, S. Scholl (2009): Verringerung der Belagbildung durch beschichtete Oberflächen. Vakuum in Forschung und Praxis 21, 3: 14 – 17.

261


Gemis (1999): Gesamt-Emissions-Modell-Integrierter Systeme, EDV-Software zur Bilanzierung von Energie und Emissionen, Ökoinstitut und Universität Darmstadt

Gerhardt, M., V. Pelenc, M. Bäuml (2007): Application of hydrolytic enzymes in the agricultural biogas production: Results from practical applications in Germany. In: Biotechnology Journal 2, Nr. 12, S. 1481–1484. – URL http://dx.doi.org/10.1002/biot.200700220 – ISSN 1860-7314

Gessler, G., K. Keller (1995): Vergleich verschiedener Verfahren zur Vergärung von Bioabfall, Abfallwirtschaftsjournal (7) 6, S. 377-382

Graja, S., P. Wilderer (1999): Einsatz der SBR-Technologie zur Reinigung der Prozessabwässer aus der Bioabfallvergärung; In: Prozessabwässer aus der Bioabfallvergärung, Berichte aus Wassergüte- und Abfallwirtschaft 154, Technische Universität München

Grundmann, J. (1994): Das DBA-WABIO-Verfahren zur Vergärung von Bioabfällen; In: Grundlagen und Verfahren der Anaerobtechnik, Hrsg.: K. Wiemer, M. Kern, M.I.C. Baeza-Verlag, Witzenhausen

Gosch., S., D.L Klass (1978): Two-phase anaerobic digestion, Process Biochem. 13, 15-24

Haberkern, B., Maier, W. U. Schneider (2008): Steigerung der Energieeffizienz auf kommunalen Kläranlagen, Umweltbundesamt , Dessau

Haider, S. (2010): Energieoptimierung mittels Cofermentation in der Faulung, Österreichischer Wasser- und Abfallwirtschaftsverband (ÖWAV)

Hamelinck, C., G. Hooijdonk, A. P. C Faaij (2003); Utrecht University (Hrsg.): Prospects for ethanol from lignocellulosic biomass: techno-economic performance as development progresses. 2003. – URL https://www.senternovem.nl/mmfiles/149043_tcm24-280055.pdf

Hartmann, L. (1989): Biologische Abwasserreinigung, 2. überarb. Auflg., Springer Verlag, Berlin

Hartmann, H. (2006): Forschungsergebnisse zur Verbrennung von Weizenkleie und Mühlenausputz, Jahrestagung des Bayrischen Handelsmühlenverbands, Straubing,

Heidelck, K., R. Heidelck, H. Kruse, H-J. Laue (o.J.) : Wärmepumpen in Gewerbe und Industrie – ein Überblick. Informationszentrum Wärmepumpen und Kältetechnik e.V., Hannover

Hellebrand, H.J. (o.J.): Lachgasemissionen beim Kompostieren, Institut für Agrartechnik Bornim e.V. (ATB), Potsdam

Herfellner, T. G. Bochmann, R. Meyer-Pittroff (2006): Wirtschaftlich sinnvolle Verfahren? Die Verwertung von Biertrebern - derzeitiger Stand und neue Ansätze zur energetischen Nutzung. In: Brau Industrie, Nr. 8, S. 42–45. – URL http://fzarchiv.de/Zeitschriftenarchiv/Getraenke-Fachzeitschriften/Brauindustrie/2006/08_06/BI_08-06_42-45_Wirtschaftlich_sinnvolle_Verfahren.pdf?kein=rewrite – Zugriffsdatum: 18.08.2009

Hering, Th. (2012): Aktueller Stand der Kompaktierung von Stroh in Deutschland, 6. Rostocker Bioenergieforum, Rostock

Hiller, A. (2009): Nutzung von Biomasse VII. TU Dresden

Hoffenk G., S.J. Lips, B.A. Rijkens, J.W. Voetberg (1985): Two-phase process for the anaerobic digestion of organic wastes yielding methane and compost, Final report EUR 9942 EN, CEC

Hungenberg, H. (2008): Strategisches Management in Unternehmen. Ziele – Prozesse – Verfahren, 5. Auflage Gabler, Wiesbaden

Hüttner, A., Weiland P. (1997): Technologische Bewertung von Demonstrationsanlagen zur umweltverträglichen Gülleaufbereitung und –verwertung; Abschlussbericht zum gleichnamigen BMBF-Fördervorhaben, Institut für Technologie der Bundesforschungsanstalt für Landwirtschaft, Braunschweig

Hüttner, A., H. Franke, A. Langer (1998): Das KOMPOGAS-Verfahren der Firma KOGAS; In: Bio- und Restabfallbehandlung III, Hrsg.: Wiemer K, Kern M, M.I.C Baeza-Verlag, Witzenhausen

262


Hüttner, A., T. Turk, K. Fricke (2006): Stellenwert der Anaerobverfahren bei der energetischen Biomassenutzung im Abfallbereich, in Müll und Abfall 2, Erich Schmidt Verlag, Berlin

IE (2004): Institut für Energetik und Umwelt GmbH, Biogasgewinnung aus Gülle, organischen Abfällen und aus angebauter Biomasse - Eine technische, ökologische und ökonomische Analyse -, Deutsche Bundesstiftung Umwelt

Ifeu (2007): Institut für Energie- und Umweltforschung Stoffstrommanagement von Biomasseabfällen mit dem Ziel der Optimierung der Verwertung organischer Abfälle, Umweltbundesamt, Dessau

Islam, K-R., R. R. Weil (1998): Microwave irradiation of soil for routine measurement of microbial biomass carbon. In: Biology and Fertility of Soils 27, Nr. 4, S. 408–416. – URL http://www.springerlink.com/content/ecfkd546qwjkfuup/

Isopex (2012): Information zu Produkt von Webiste, Stand 25.10.2012 http://www.isoplus.de/de/download/broschueren/

Jahnke, S. (2000): Mechanischer Nasszellenaufschluss mit Hochdruckhomogenisatoren. In: Firmenschrift Niro Soavi Deutschland – URL http://www.niro-soavi.de/soavide/cmsresources.nsf/filenames/Nasszellaufschluss.pdf/$file/Nasszellaufschluss.pdf – Zugriffsdatum:19.01.2010

Jeschar, R., R. Alt, E. Specht (1990): Grundlagen der Wärmeübertragung, 3. überarb. u. erw. Auflg., Viola-Jescha-Verlag, Goslar

Joss, A., W. Edelmann (1999): Mikroaerobe Vorbehandlung biogener Abfälle, Forschungsprogramm Biomasse, Bundesamt für Energie, Schweiz, Bericht BFE Projekt EF REN 2020

Kaltschmitt, M., H. Hartmann (2001): Energie aus Biomasse – Grundlagen, Techniken und Verfahren, Springer Verlag, Berlin

Kaltschmitt, M., H. Hartmann, H. Hofbauer (2009): Energie aus Biomasse - Grundlagen, Techniken, Verfahren, Heidelberg: Springer- 978-3-540-85094-6

Kammann, C. (2012): Chancen und Risiken des Einsatzes von Pflanzenkohle – Biokohle in Böden, Müll und Abfall, Nr. 5, S. 256-263

Kampen, I., A. Nolte; J. Schwedes (2004): Auswirkungen der Zellaufschlussmethode auf die Zelltrümmer von Bacillus megaterium. In: Chemie Ingenieur Technik - CIT 76 (2004), Nr. 4, S. 482–484

Kampen, I. (2005): Einfluss der Zellaufschlussmethode auf die Expanded Bed Chromatographie. Braunschweig, Technische Universität Braunschweig, Dissertation – URL http://rzbl04.biblio.etc.tu-bs.de: 8080/docportal/servlets/MCRFileNodeServlet/DocPortal_derivate_00003443/Kampen_Dissertation.pdf?hosts=local&lang=en

Kapp, H. (1984): Schlammfaulung bei hohem Feststoffgehalt, Stuttgarter Berichte zur Siedlungswasserwirtschaft 86, Oldenbourg Verlag, München

Kautz O., M Nelles (1994): Behandlung des Abwassers aus der Nassfermentation von Bioabfällen. In: Kreislaufwirtschaft, Hrsg.: Thomé-Kozmiensky KJ, EF-Verlag, Berlin

Kehres, B., B. Mähl, C. Cuhls, J. Reinhold, J. Müsken (2010): Betrieb von Kompostierungsanlagen mit geringen Emissionen klimarelevanter Gase, Bundesgütegemeinschaft Kompost e.V, Köln

Kehres, B., (2002) Eigenschaften und Inhaltsstoffe von Kompost; In Müllhandbuch, Kennziffer: 5307, Erich–Schmidt Verlag, Berlin

Kern, M., Wiemer K (2002): Biomasse im Restabfall, Konsequenzen für die Restabfallbehandlung; In: 63. Informationsgespräch des ANS, Orbit-Verlag, Weimar

Kern, M. T. Raussen, K. Funda, A. Lootsma, H. Hofmann (2010): Aufwand und Nutzen einer optimierten Bioabfallverwertung hinsichtlich Energieeffizienz, Klima- und Ressourcenschutz, Witzenhausen-Institut für Abfall, Umwelt und Energie GmbH, im Auftrag des Umweltbundesamtes

263


Ketelsen, K. (2011): Stand der Restabfallvergärung in Deutschland : Anlagen – Erfahrungen – Optimierungen, in: 8. Biogasfachtagung Dresden – Biogas aus Abfällen und Reststoffen, Dresden

Kim, J., C. Park; T. H. Kim; M. Lee; S. Kim; S. W. Kim; J. Lee (2003): Effects of various pretreatments for enhanced anaerobic digestion with waste activated sludge. In: Journal of Bioscience and Bioengineering 95, Nr. 3, S. 271–275. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6VSD-494YTNV-B/2/236ec89bb364cfa2d262eec4c1e3f804 – ISSN1389-1723

Klinkmüller L. (1994): Großtechnische Betriebserfahrungen mit dem „Plauener Verfahren“ – einem zweistufigen anaeroben Prozess zur Verwertung organischer Reststoffe mit Biogasgewinnung; In: Grundlagen und Verfahren der Anaerobtechnik, Hrsg.: K. Wiemer, M. Kern (Hrsg.) , M.I.C. Baeza-Verlag, Witzenhausen

Kleinig, A.R., P. J. Middelberg (1996): The correlation of cell disruption with homogenizer valve pressure gradient determined by computational fluid dynamics. In: Chemical Engineering Science 51 (1996), Nr. 23, S. 5103–5110. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6TFK-3VVMHVT-5/2/afc09ef1d34da477ca6d54892f4f7b1c – ISSN 0009-2509

Knappe, F., R. Vogt, Th. Turk, A. Hüttner, G. Dehoust, T. Schneider (2012): Optimierung des Systems der Bio- und Grünabfallverwertung, Hrsg.: Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft des Landes Baden-Württemberg, Stuttgart

Knieper, R. (2012): Bioenergiekraftwerk Emsland - Aktueller Stand bei der Etablierung des ersten deutschen Strohheizkraftwerkes, 2. Internationale Fachtagung Strohenergie, Berlin

Knoche, Roth, Rütten: Stoffdaten zum System Ammoniak / Ammonium / Wasser; in: Stickstoffrückbelastung: Stand der Technik 1996/97; zukünftige Entwicklung, Hrsg.: J. Kollbach, M. Grömping, TK Verlag, Neuruppin

Kollbach, J.; M. Grömping; L. Heinmeyer: Grundlagen zur Vorbehandlung von Prozesswasser vor einer physikalischen Behandlung; in: Stickstoffrückbelastung: Stand der Technik 1996/97; zukünftige Entwicklung, Hrsg.: J. Kollbach, M. Grömping, TK Verlag, Neuruppin

Knopf, A., D. Telschow, A. Mielke (2006): Erhöhung der Effektivität der Vergärung von nachwachsenden Rohstoffen durch Enzymeinsatz: VTI Poster Enzymeinsatz- 050929n374. 2006. – URL http://www.biogas-infoboard.de/pdf/VTI%20Poster%20Enzymeinsatz-%20050929.pdf –Zugriffsdatum: 09.09.2009

Körberle, E. (1999): Maßnahmen zur Verbesserung der Biogasqualität, Entschwefelung von Biogas in landwirtschaftlichen Biogasanlagen; In: Berichte zur 8. Biogastagung, Hrsg.: Fachverband Biogas, Weckelweiler

Kolisch, G. (2001): Studie zur Aufbereitung und Einspeisung von Faulgas auf kommunalen Kläranlagen, Bezirksregierung Düsseldorf

Korz, J. (1998): Vergärung von vorsortiertem Hausmüll auf Sardinien; In: Bio- und Restabfallbehandlung III, Hrsg.: Wiemer K, Kern M, M.I.C. Baeza-Verlag, Witzenhausen

Kranert, M. (1988): Freisetzung und Nutzung von thermischer Energie bei der Schlammkompostierung, Stuttgarter Berichte zur Abfallwirtschaft, Band 33, Hrsg.: Forschungs- und Entwicklungsinstitut für Industrie- und Siedlungswasserwirtschaft sowie Abfallwirtschaft, Institut für Siedlungswasserbau, Wassergüte und Abfallwirtschaft, Erich Schmidt Verlag, Stuttgart

Kranert, M., S. Graul, K. Hillebrecht (2002): Untersuchungen zur Bestimmung von Mineralgehalten in Bioabfällen und Gärrückständen, Müll und Abfall, 11, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin, S. 612-617

Kretschmer, S. (1997): Fortschritt-Berichte VDI Reihe 17, Biotechnik/ Medizintechnik. Bd. 165: Untersuchungen zur Verkürzung der Verweilzeit bei der Hydrolyse von Cellulose und bei der anaeroben Fermentation lignocellulosehaltiger Lebensmittelreststoffe am Beispiel von Biertrebern: Techn. Univ., Diss– München. Düsseldorf : VDI-Verl, 1997. – ISBN 3183165171

Kübler, H. (1996): Anfall und Reinigung von Abwasser bei der Vergärung von Bioabfall, Korresp. Abw. (43) 5, S. 796–808

264


Kübler, H., C. Schertler (1996): Gärtest zur Bestimmung des Deponiegasbildungspotenzials; In: BMBF-Verbundvorhaben mechanisch-biologische Behandlung von zu deponierenden Abfällen, 1. Tagung, Potsdam

Kugler, R. (1994): Das Kompogas-Verfahren in Zürich; In: Grundlagen und Verfahren der Anaerobtechnik, Hrsg.: Wiemer K, Kern M, M.I.C. Baeza-Verlag, Witzenhausen

Kuhn, E. (1995): Kofermentation, KTBL-Arbeitspapier 219, Hrsg.: Kuratorium für Technik und Bauwesen in der Landwirtschaft, Landwirtschaftsverlag, Münster-Hiltrup

Kühle-Weidemeier, M., Deegener, C. Cuhls (2011): Ermittlung der besten verfügbaren Techniken bei abfallbehandlungsanlagen im Rahmen des Sevilla Prozesses zur Novellierung des BVT-Merkblatter Abfallbehandlung – Behandlung von organischen Abfällen aus getrennter Sammlung (Kompostierung und Vergärung), BMU-Forschungsvorhaben FKZ: 3709 44 305/2

Kumakura, M., M. Kaetsu (1984): Pretreatment by radiation and acids of chaff and its effect on enzymatic hydrolysis of cellulose. In: Agricultural Wastes (1984), Nr. 9, S. 279–287

Kurabi, A. A. Berlin, N. Gilkes, D. Kilburn, R. Bura, J. Robinson, A. Markov, A. Skomarovsk, A. Gusakov, O. Okunew, A. Sinitsyn, D. Gregg, D. Xie, J. N. Saddler: Enzymatic hydrolysis of steam-exploded and ethanol organosolv-pretreated douglas-fir by novel and commercial fungal cellulases. In: Applied Biochemistry and Biotechnology 121 (2005), Nr. 1-3, S. 219–230. – URL http://www.springerlink.com/content/3863k00016t70031/

Kurakake, M., N. Ide; T. Komaki (2007): Biological Pretreatment with Two Bacterial Strains for Enzymatic Hydrolysis of Office Paper. In: Current Microbiology 54, Nr. 6, S. 424–428. – URL http: //www.springerlink.com/content/243212425rt33478/

Lampert, Ch., M. Tesar, P. Thaler (2011): Klimarelevanz und Energieeffizienz der Verwertung biogener Abfälle, Umweltbundesamt Österreich, Wien

Lang, H. P. (1998): EUROPORC Limited GmbH, Mellrichstadt, Erfassung und Verwertung von Speiseabfällen, Vortrag „Speise- und Nahrungsmittelabfälle – ein Markt mit Perspektive“, MTE Oberhausen

Langhans, G. (1996): Die LINDE-Technologien zur Abfallvergärung; LINDE AG-Berichte aus Technik und Wissenschaft Nr. 74, Dresden

Langhans, G. (2000a): Der Wärmehaushalt der Vergärung (Teil 1). EntsorgungsPraxis (18) 7-8, S. 20-23

Langhans, G. (2000b): Der Wärmehaushalt der Vergärung (Teil 2). EntsorgungsPraxis (18) 9, S. 30-33

Littkemann, J. (2006): „Unternehmenscontrolling – Konzepte, Intrumente, Praktische Anwendungen mit durchgängiger Fallstudie“ Neue Wirtschaftsbriefe GmnbH & Co KG, Herne / Berlin 2 ISBN-13: 978-3-482-56921-0

Liu, H.W., H. K. Walter, G. M. Vogt, H. S. Vogt, B. E. Holbein (2002): Steam pressure disruption of municipal solid waste enhances anaerobic digestion kinetics and biogas yield. In: Biotechnology and Bioengineering 77, Nr. 2, S. 121–130. – URL http://dx.doi.org/10.1002/bit.10130 – ISSN 1097-0290

Loll, U. (1994): Behandlung von Abwässern aus aeroben und anaeroben Verfahren zur biologischen Abfallbehandlung; In: Verwertung biologischer Abfälle, Hrsg.: Wiemer K, Kern M, S. 284 – 307, Baeza-Verlag, Witzenhausen

Loll, U. (1998): Sickerwasser aus Kompostierungs- und Anaerobanlagen, EntsorgungsPraxis (16) 7 – 8, S. 52 – 58

Loll, U. (2001): Behandlung von Prozesswässern aus der aeroben und anaeroben Aufbereitung von organischen Abfällen; In: Müll-Handbuch, Kennziffer: 5350, Erich Schmidt Verlag, Berlin

Loock, R. (1999): Trockenfermentation von Restmüll; In: Müll und Abfall 2, Erich Schmidt Verlag, Berlin

265


Lutz, M. (2010): Brennstoffzelle Hotmodul -- Biogas zur Stromerzeugung mit der Brennstoffzelle, Kassel, Quelle: http://www.vde.com/de/Regionalorganisation/Bezirksvereine/Kassel/berichte_mitteilungen/Berichte/2010/Documents/vortrag_2010-3_biogas_brennstoffzelle/Folien%20Biogas_Brennstoffzelle.pdf

Mais, U., A. R. Esteghlalian, J. N. Saddler, S. D. Mansfield (2002): Enhancing the enzymatic hydrolysis of cellulosic materials using simultaneous ball milling. In: Applied Biochemistry and Biotechnology, Nr. 98-100, S. 815–832. – URL http://www.springerlink.com/content/j5081562q231274k/fulltext.pdf – Zugriffsdatum: 19.01.2010

Mamar, S., S. Ait, A. Hadjadj (1990): Radiation pretreatments of cellulose materials for the enhancement of enzymatic hydrolysis: Special Issue Radiation Processing: State of the Art. 198 In: International Journal of Radiation Applications and Instrumentation. Part C. Radiation Physics and Chemistry 35. 1-3, S. 451–455. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6X4F-46M9Y1M-12G/2/c781d1d37b7c4a90c49c91d27e00faa7 – ISSN 1359-0197

Marutzky, R., K. Seeger (1999): Energie aus Holz und anderer Biomasse – Grundlagen, Entsorgung, Technik, Recht. DRW-Verlag, Stuttgart

Miah, M.S., C. Tada, Y. Yang, S. Sawayama (2005): Aerobic thermophilic bacteria enhance biogas production. In: Journal of Material Cycles and Waste Management 7, Nr. 1, S. 48–54

Middelberg, A.P.J. (1995): Process-scale disruption of microorganisms. In: Biotechnology Advances 13 (1995), Nr. 3, S. 491–551. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6T4X-3Y451XN-VW/2/f920e8314b46bcd4c8b2037b061bf7ba – ISSN 0734-9750

Ministerium für Umwelt, Forsten und Verbraucherschutz (MUFV) des Landes Rheinland-Pfalz (2007): Steigerung der Energieeffizienz von Abwasseranlagen, Ministerium für Umwelt, Forsten und Verbraucherschutz (MUFV) des Landes Rheinland-Pfalz

Moeller-Chávez, G., S. González-Martinez (2002): Two combined techniques to enhance anaerobic digestion of sludge. In: Water Science & Technology 46, S. 167–172

Möller, M. (1992): Chemisch-physikalischer Aufschluss von Biertrebern als Vorbehandlung zur anaeroben Fermentation zu Biogas. Dissertation, Technische Universität München-Weihenstephan

Möller, K., R. Schulz, T. Müller (2009): Mit Gärresten richtig düngen, Universität Hohenheim, Institut für Pflanzenernährung, Hohenheim

Mshandete, A.M., L. Björnsson, A. K. Kivaisi (2008), M. S. T. Rubindamayugi; B. Mattiasson: Effect of aerobic pre-treatment on production of hydrolases and volatile fatty acids during anaerobic digestion of solid sisal leaf decortications residues. In: African Journal of Biochemistry Research 2 (2008), Nr. 5, S. 111–119. – URL http://academicjournals.org/AJBR/PDF/Pdf2008/May/Mshandete%20et%20al.pdf

MUNLV (2001): Co-Fermentation von biogenen Abfällen in Faulbehältern von Kläranlagen, Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (MUNLV) des Landes Nordrhein-Westfalen, Düsseldorf

MUKE (2012): „Optimierung des Systems der Bio- und Grünabfallverwertung – Ein Leitfaden“, Ministerium für Umwelt, Klima und Energiewirtschaft – Baden-Württemberg, Stuttgart

Mulert, G. (2012): AWA-Ammersee, Wasser- und Abwasserbetriebe gKU, Persönliche Mitteilung, telefonisch am 22.06.2012

Müller, B. (2008): Ultraheiße Energiefabriken, Pictures oft the future Siemens AG, München

Müller, W. (1995): Leistungsfähigkeit der biologischen Restmüllbehandlung und Auswirkungen der biologischen Vorbehandlung auf die Stabilität des zu deponierenden Materials. Dissertation an der Gesamthochschule Kassel, Witzenhausen; Studienreihe Abfall Now 14, Stuttgart

Müller, J (1996): Mechanischer Klärschlammaufschluss, Dissertation Technische Universität Braunschweig

266


Mundhenke, R.C. (2002): Einfluss der Zerkleinerung auf die Bioverfügbarkeit von organischen Substraten, Dissertation Technische Universität Braunschweig

Müsken, A. (2008): Energieeinsparung bei der Kompostierung, H&K-aktuell, BGK e. V. Köln

Negro, M.J., M. Paloma, I. Ballesteros, J. M. Oliva, A. Cabanas, M. Ballesteros (2003): Hydrothermal pretreatment conditions to enhance ethanol production from poplar biomass. In: Applied Biochemistry and Biotechnology (2003), Nr. 105-108, S. 87–100. – URL http://www.springerlink.com/content/608644j55576q781/fulltext.pdf – Zugriffsdatum: 26.10.2009

Nieweler, A. (1998): Anlagekonzept der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlungsanlage (RABA) in Bassum; In: 2. Niedersächsische Abfalltage: „Fachtagung Stand der Technik der MBA“, Lüneburg

Nickel, K. (2002): Intensivierung der anaeroben Klärschlammstabilisierung durch vorgeschalteten Zellaufschluss mittels Ultraschall, Dissertation, Technische Universität Hamburg-Harburg

Obernberger, I. (1997): Möglichkeiten der technologischen und wirtschaftlichen Optimierung von Biomasse-Nahwärme- und Mikronetzen, Altener Konferenz, Salzburg

Obernberger, I. (2012): Website Stand 25.10.2012 http://www.bios-bioenergy.at/uploads/media/Presentation-Obernberger-ORC-LienzAdmont-2003-11-26.pdf

Ochs, A. (2005): Entwicklung eines Schnelltests zur Beschreibung des anaeroben Abbauverhaltens nativ organischer Stoffgemische: Der Mikrowellendruckaufschluss in einem neuartigen Einsatzbereich, Dissertation, Universität Duisburg-Essen

Oechsner, H., A. Lemmer (2009): Wie lässt sich die Effizienz einer Biogasanlage steigern. In: Fachverband Biogas e.V. (Hrsg.): Dezentral erzeugen regional profitieren international gewinnen. Freising S. 105–112

Oechtering, A. (2007): Potenzial zur Optimierung und zum Ausbau der Kompostierung. In: Wiemer, K. u. M. Kern (Hrsg.): Weiterentwicklung der biologischen Abfallbehandlung vor dem Hintergrund von TA Luft und EEG, S. 85–100.

Oesterschlink, B. (2001): Biogas aus organischen Siedlungsabfällen – Betriebserfahrungen der Anlage Bottrop; In: Biogas als regenerative Energie – Stand und Perspektiven, VDI-Bericht 1620, Hrsg.: VDI-Gesellschaft Energietechnik, VDI-Verlag, Düsseldorf

Ostermann, F., 1998: Anwendungstechnologie Aluminium. Springerverlag, Berlin

Palmowski, L. (2000): Zerkleinerungs- und Abbauverhalten organischer Materialien, Dissertation, Technische Universität Braunschweig

Parawira, W., M. Murto, J. S. Read, B. Mattiasson (2005): Profile of hydrolases and biogas production during two-stage mesophilic anaerobic digestion of solid potato waste. In: Process Biochemistry 40, Nr. 9, S. 2945–2952. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6THB-4GNCXXB-1/2/4a3391f30feb445a99a1ab6642845437 – ISSN 1359-5113

Park, B., J. H. Ahn, J. Kim, S. Hwang (2004), Use of microwave pretreatment for enhanced anaerobiosis of secondary sludge. In: Water Science & Technology 50, Nr. 9, S. 17–23. – URL http://lequia.udg.es/lequianet/WatSciTech/05009/0017/050090017.pdf

PEM (2012) Power Electronic Measurements Ltd, Gloucester House; Wellington Street, Long Eaton, Nottingham; U.K.; NG10 4HT

Peisker, D. (2008): Das Strohheizwerk Schkölen – Erfahrungen aus 13 Jahren Betrieb, Thüringer Landesanstalt für Landwirtschaft, Erfurt

Penaud, V. J. P. Delgenès, R. Moletta (1999): Thermo-chemical pretreatment of a microbial biomass: influence of sodium hydroxide addition on solubilization and anaerobic biodegradability. In: Enzyme and Microbial Technology 25, Nr. 3-5, S. 258–263. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6TG1-3X52X4M-G/2/f8ac4fd3207c41ff43d12b031b1a263b – ISSN 0141-0229

267


Pesta, G. J. Lenz (2006): Wissensförderung der Deutschen Brauwirtschaft e.V. (Hrsg.): Verzuckerung von Biertrebern durch Mischenzyme zur Steigerung der spezifischen Gasausbeute bei der anaeroben Vergärung: Abschlussbericht - Forschungsvorhaben R 399. – URL http: //www.wifoe.org/Berichte%20und%20Dokumente/R%20399%20SchlB.pdf

Pfeiffer (1990), W. Pfeiffer: Verfahrensvarianten der biologischen Stabilisierung und Entseuchung von Klärschlamm: Leistungsvergleich, Dissertation, Technische Universität München

Pinnekamp, J. (1987): Gewässerschutz, Wasser, Abwasser. Bd. 96: Steigerung der Leistungsfähigkeit der anaeroben Schlammstabilisierung durch eine thermische Vorbehandlung des Schlammes. Aachen

Postel, J., U. Jung, E. Fischer, F. Scholwin (2009): Stand der Technik beim Bau und Betrieb von Biogasanlagen – Bestandsaufnahme 2008, Hrsg.: Umweltbundesamt, Dessau

Prechtl, S., R. Jung, F. Bischof (1998): Erhöhung der Faulgasausbeute durch Vorbehandlung mit Thermodruckhydrolyse. In: EntsorgungsPraxis (1998), Nr. 5, S. 66–68

Radke, D, (2000): Untersuchungen zur Verbesserung der biochemischen Umsatzrate lignocellulosehaltiger organischer Abfälle, Dissertation, RWTH Aachen

Ramke, H.-G.; M. Brune (1990): Untersuchungen zur Funktionsfähigkeit von Entwässerungssystemen in Deponiebasisabdichtungssystemen, Abschlussbericht FKZ BMFT 145 0457 3

Rand, W., T. Dockhorn, N. Dichtl (2008): Untersuchungen zur Klärschlammdesintegration mittels Thermodruckhydrolyse. In: Müll und Abfall 09, Erich Schmidt Verlag, Berlin

Rettig A. (2011): Aus Abwärme wird Strom, ET Elektrotechnik 06

Reulein, J., M. Wachendorf, K. Scheffer (2007): Effizienzsteigerung in der Bioenergieerzeugung durch Abpressen der Biomasse. In: Wiemer, K. (Hrsg.) ; Kern, M. (Hrsg.): Bio- und Sekundärrohstoffverwertung II. Witzenhausen, Baeza Verlag, Witzenhausen

Rijkens, B.A. (1981): Two-phase process for the anaerobic digestion of organic wastes yielding methane and compost; In: Energy from Biomass, Series E, Vol. 1, Proc. Of EC-meeting, Copenhagen, Reidel D, Publ. Co. Pg. 121–125

Rat der Europäischen Union (1999): Richtlinie 1999/31/EG des Rates vom 29.April 1999 über Abfalldeponien, Rat der Europäischen Union

Raussen, Th., M. Kern, A. Lootsma, W. Sprick (2009): Eckpunkte zur Integration einer Vergärung in Kompostierungsanlagen. In Wiemer und Kern (HRSG): Bio- und Sekundärrohstoffverwertung IV, Baeza-Verlag Witzenhausen, 768 S, ISBN 3-928673-54-8

Reichenberger. H.-P., M. Gleis, P. Quicker, M. Faulstich (2008): Fest Rückstände aus Verbrennungsanlagen Teil 1, Müll und Abfall, S. 386-393

Rölle, R. (2008): Klärschlamm und biogene Reststoffe als Energieträger, DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e. V.

Reinhold G. (2008): Das Jenaer Strohheizwerk – Erfahrungen und Ergebnisse aus 13 Betriebsjahren, 1. Internationale Fachtagung – Strohenergie

Rettig, A. (2011): Aus Abwärme wird Strom, ET Elektrotechnik, Ausgabe 06/2011

Ruiz, E., C. Cara, M. Ballesteros, P. Manzanares, I. Ballesteros, E. Castro (2006): Ethanol production from pretreated olive tree wood and sunflower stalks by an SSF process. In: Applied Biochemistry and Biotechnology 130, Nr. 1-3, S. 631–643. – URL http://www.springerlink.com/content/d4837683r3h00h0n/

Saint-Joly, C. (1992): Three years of performance control and process monitoring in an industrial plant for municipal solid waste treatment by anaerobic digestion; In: Proc. Int. Symp. on Anaerobic Digestion of Solid Waste, 12. – 17. April 1992, Venedig, S. 545 - 550

268


Santen, H., Th. Seifermann (2003): Untersuchungen zur Vorbehandlung von Abfällen vor der Vergärung mittels Perkolation nach dem ISKA®

Santen, H., K. Fricke, C. Widmer, T. Engelhard (2004): Neue Wege in der Vergärung - Die Perkolation als Vorbehandlungstechnik vor der Vergärung von Restabfällen verbessert die Energieausbeute, Müllmagazin 2, Rhombos-Verlag, Berlin, 17-22

-Verfahren, In: Bio- und Restabfallbehandlung VII, Hrsg.: Wiemer K, Kern M, Baeza-Verlag, Witzenhauen

Schalk, B (1998): Verwertungsorientierte Abfallaufbereitung durch das Biopercolat-Verfahren; In: Wiemer/Kern: Bio-Restabfallbehandlung III, Baeza Verlag, Witzenhausen

Schalow, S. (2009): Untersuchungen zum enzymatisch-physikalischen Aufschluss von Apfeltrester, Dissertation, Technische Universität Berlin

http://opus.kobv.de/tuberlin/volltexte/2009/2139/pdf/schalow_sebastian.pdf – Zugriffsdatum: 31.08.2009

ESR (2012): Schema: von Website http://www.esr-sulzbach-rosenberg.de/galerie/schema.php Stand 25.10.2012

Scherer, P. (1995): Aktuelle Marktübersicht zu Vergärungsanlagen für feste Abfälle – Vorteile gegenüber Kompostierungsanlagen, Müll und Abfall 12 Erich-Schmidt-Verlag, Berlin S. 845 - 858

Scherer PA., Vollmer GR (1999): Entwicklung eines einfachen Hochleistungsvergärungsverfahrens zur Behandlung von Restmüll unter hyperthermophilen Bedingungen, das gleichzeitig pasteurisiert und eine Nachrotte erspart. Endbericht des BMBF-Verbundvorhabens „Biologische Vorbehandlung von zu deponierenden Abfällen“, Potsdam

Schieder, D. R. Schneider, F. Bischof (2000): Thermal hydrolysis (TDH) as a pretreatment method for the digestion of organic waste. In: Water Science & Technology 41, Nr. 3, S. 181–187

Schulzke, T. (2011): Direkte Rauchgaswärmenutzung über ORC-Anlagen, Fachkolloquium Elektroenergie aus Biomasse in dezentraler Anwendung, Zittau

Schmid-Schmieder, V. (2009): Potenziale der Klärschlamm-Desintegration. In: Wasserwirtschaft Wassertechnik Nr. 3, S. 32–38

Schmidt, S, A. Welker, T. Schmitt (2001): Vergleichende Untersuchung der Stoffströme bei der Vergärung von Bio- und Restabfall, Müll und Abfall (33) 8, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin S. 456–460

Schnatmann, Chr. (2011): Wirkungsgrade von BHKW – kritische Anmerkungen aus Sicht eines Betreibers von Kläranlagen, DWA – Energietage Kassel 2011

Schneider, M., S. Leuchter, V. Bauer (2011): Bioabfallsammlung in Ballungsräumen - Flächendeckung sinnvoll? In: Abfallwirtschaft in Ballungsgebieten, Schriftenreihe des ANS 52, Orbitverlag, Weimar

Schober, G, Wellinger A, Widmer CH (1999): Biowaste Treatment in a Pilot Percolation Plant, Percolation – A New Process to Treat MSW, II. International Symposium on Anaerobic Digestion of Solid Waste, Barcelona

Schuchardt, F. (2005): Composting of Organic Waste, WILEY-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA

Schwab, A.J. (2008): „Managementwissen für Ingenieure. Führung, Organisation, Existenzgründung.“ 4. Auflage Springer-Verlag Berlin

Schultes, M. (1996): Abgasreinigung – Verfahrensprinzipien, Berechnungsgrundlagen, Verfahrensvergleich. Springer Verlag, Berlin

Schulzke T. (2011): Direkte Rauchgaswärmenutzung über ORC-Anlagen, Fachkolloquium Elektroenergie aus Biomasse in dezentraler Anwendung, Zittau

Schwister, K. (2003): Taschenbuch der Umwelttechnik. Fachbuchverlag Leipzig 2003

http://www.esr-sulzbach-rosenberg.de/galerie/schema.php�

269


Seiler, K., J. Pöpel (1998): Halbtechnische Versuche zur einstufigen Schlammfaulung nach mechanischem Aufschluss. In: Müller, J.; Dichtl, N. ;Schwedes, J. (Hrsg.): Klärschlammdesintegration – Forschung und Anwendung Bd. 61. Braunschweig, S. 131–147

Sidiras, D.K., E. G. Koukios (1989): Acid saccharification of ball-milled straw. In: Biomass Nr. 19, S. 289–306

Sievers, U. (1997): Großtechnisches Pilotprojekt zur mechanisch-biologischen Abfallbehandlung des Landkreises Ravensburg. Abschlussbericht für den Ausschuss für Technik (AUT) der LEG Landesentwicklungsgesellschaft Baden-Württemberg mbH Stuttgart

Silverstein, R. A., Y. Chen, R. R. Sharma-Shivappa, M. D. Boyette, J. Osborne (2007): A comparison of chemical pretreatment methods for improving saccharification of cotton stalks. In: Bioresource Technology 98, Nr. 16, S. 3000–3011. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6V24-4MHPHGX-1/2/d9433c07d45ad8e8b701fbc62094b550 – ISSN 0960-8524

Simon, H., A. Gathen (2010): Das große Handbuch der Strategieinstrumente. Werkzeuge für eine erfolgreiche Unternehmensführung 2. Auflage Campus-Verlag, Frankfurt am Main

Simon, R., A. Christ, M. Deutsch (2008): Untersuchung von Biomasse- und Altholz(heiz)kraftwerken im Leistungsbereich 5 bis 20 MWel

Spiegel, W. ( 2005): Dynamische chlorinduzierte Hochtemperatur-korrosion von Verdampfer- und Überhitzerbauteilen aufgrund spezieller Belagsentwicklungen: Häufiger Befund in Abfall- und Biomasse-gefeuerten Dampferzeugern.

zur Erhöhung der Wirtschaftlichkeit, Abschlussbericht Phase 1, Bingen

Strauß, K. (2006): Kraftwerkstechnik. Dortmund: Springer, 3-540-29666-2.

Statistics Netherlands (2011): Green growth in the Netherlands, Statistics Netherlands

Steinmüller Rompf (1998): Firmeninformation, Gummersbach

Sun, Y., J. Cheng (2002): Hydrolysis of lignocellulosic materials for ethanol production: a review. In: Bioresource Technology 83 (2002), Nr. 1, S. 1–11. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6V24-44NM064-2/2/9ad340630a75e06a4b3ce8c75509660d – ISSN 0960-8524

Sun, X.F., F. Xu, R. C. Sun, Y. X. Wang, P. Fowler, M. S. Baird (2004): Characteristics of degraded lignins obtained from steam exploded wheat straw. In: Polymer Degradation and Stability 86, Nr. 2, S. 245–256. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/ B6TXS-4CS4HHX-5/2/a7b06d9fb744338de24129e4ceed24fd – ISSN 0141-3910

Taddigs, T. (2000): Untersuchung der Versäuerung und des Einsatzes Hydrozyklonen in Anaerobanlagen; Dissertation, Technischen Universität Braunschweig

Taherzadeh, M.J., K. Karimi (2008): Pretreatment of Lignocellulosic Wastes to Improve Ethanol and Biogas Production: A Review. In: International Journal of Molecular Sciences, Nr. 9, S. 1621–1651. – URL http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC2635757/pdf/ijms-9-1621.pdf – Zugriffsdatum: 26.10.2009

Tanaka, S., T. Kobayashi, K. Kamiyama, L. Bildan (1997): Effects of thermochemical pretreatment on the anaerobic digestion of waste activated sludge. In: Water Science & Technology 35, Nr. 8, S. 209–215

Taniguchi, M., H. Suzuki, D. Watanabe, K. Sakai, K. Hoshino T. Tanaka (2005): Evaluation of pretreatment with Pleurotus ostreatus for enzymatic hydrolysis of rice straw. In: Journal of Bioscience and Bioengineering 100, Nr. 6, S. 637–643. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/ B6VSD-4J7JD6H-9/2/9403960d02c7332fa25307be9db9de55 – ISSN 1389-1723

Tentscher, W. (2002): Was brauchen wir zur Reinigung/Aufbereitung von Biogas zu Erdgasqualität, In: „Biogas – die universelle Energie von morgen“, 11. Jahrestagung des Fachverbandes Biogas e.V., 29.–31.01.2002, Borken

270


Thome-Kozmiensky, K. J. (1995) Biologische Abfallbehandlung; Hrsg.: Thomé-Kozmiensky KJ, EF-Verlag für Energie- und Umwelttechnik, Berlin

Thiel, T., K. Fricke (2011): The intermediate aerobic hydrolysis: A new way to promote the biogas yield, in: Wong, J., K. Fricke, R. Surampalli, A. Selvam (Hrsg.) International Conference on Solid Waste 2011, Moving Towards Sustainable Resource Management, ISBN 978-988-19988-1-1, Hongkong (VRC)

Thiel, T. (2013): Intermediäre Belüftung zur Optimierung der Biogasqualität und –quantität, Dissertation, TU Braunschweig, Braunschweig

Tidden, F. (2003): Leistungsmerkmale und Grenzen der mehrphasigen anaeroben Behandlung kommunaler Bioabfälle. In: Berichte-Wassergüte und Abfallwirtschaft TU München Berichtsheft 176

UBA (2007): Stoffstrommanagent von Bioabfällen mit dem Ziel der Optimierung der Verwertung organischer abfälle, Forschungsbericht 20533313, Dessau

UBA (2009): Energieeffizienz kommunaler Kläranlagen, Umweltbundesamt, Dessau

UBA (2009a): Presseinformation Nr. 53/2009: Energieeffizienz bei Elektromotoren – Mindestanforderungen für Umweltentlastungen und Stromeinsparungen beschlossen, Dessau

UBA (2010): Aufwand und Nutzen einer optimierten Bioabfallverwertung hinsichtlich Energieeffizienz, Klima- und Ressourcenschutz, Witzenhausen-Institut für Abfall, Umwelt und Energie GmbH im Auftrag des Umweltbundesamtes , http://www.uba.de/uba-info-medien/4010.html

UBA (2011): Thermische Abfallbehandlungsanlagen mit Ersatzbrennstoff (mittel und hochkalorische Fraktion) als hauptsächlichen Einsatzstoff, Umweltbundesamt, Dessau

Varga, E., K. Réczey, G. Zacchi (2004): Optimization of steam pretreatment of corn stover to enhance enzymatic digestibility. In: Applied Biochemistry and Biotechnology 114, Nr. 1-3, S. 509–523. – URL http://www.springerlink.com/content/945m402v3686k724/

Viehmann, C. (2008): Perkolierte Feststoffvergärung von Stroh im Batchbetrieb bei Einsatz von Enzymen. Weimar, Bauhaus-Universität Weimar, Diplomarbeit

Vielhaber, Nülle (2008), Internationale 7. ASA Abfalltage, Hannover

Frischen, N., B. Vielhaber (2009): Optimierungsmaßnahmen einer Trockenvergärungsanlage für Restabfall am Beispiel der MBA-Hannover, Kasseler Abfallforum, Baeza Verlag, Witzenhausen

Vogt, R., F. Knappe, J. Giegrich, A. Detzel (2002): Ökobilanz Bioabfallverwertung, Initiativen zum Umweltschutz 52, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin

Volz, G.: Ratgeber (2012): Elektrische Motoren in Industrie und Gewerbe: Energieeffizienz und Ökodesign-Richtlinie, Hrsg.: Deutsche Energie-Agentur GmbH (dena), Berlin

VSA (2012): Weiterbildungskurs „Klärschlamm - Anfall, Behandlung, Entsorgung“, Verband Schweizer Abwasser VSA

VTI (2004): Grundlagenuntersuchungen zu Art und Umfang der Substrataufbereitung für Gärversuche und Biogasproduktion: Abschlussbericht zum F u. E-Vorhaben, gefördert unter der Projekt-Nr. 2002 WF 0139 durch das Thüringer Ministerium für Wirtschaft und Infrastruktur: Bericht Nr. 064.2/02. 2004

Wallmann R., C. Cuhls, J. Frenzel, J. Hake, K. Fricke (2001): Nachrotte von Vergärungsrückständen aus dem Valorga-Verfahren; In: Müll und Abfall 11, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin, S.: 624 –628

Wallmann R., K. Fricke (2002): Energiebilanz bei der Verwertung von Bio- und Grünabfällen und bei der Mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung In: ATV-DVWK (Hrsg.): ATV-Handbuch „Mechanische und biologische Verfahren der Abfallbehandlung“; Ernst und Sohn Verlag, Berlin

Wallmann, R., C. Cuhls, T. Scheelhaase, J Hake (2003): Offene Nachrotte bei MBA gemäß § 16 der 30. BImSchV, in Müll und Abfall 35 6, Erich-Schmidt-Verlag, Berlin, S. 276 - 281

271


Walter G. (1999): Wissenschaftliche Begleitung des Restabfallbehandlungskonzeptes der Stadt Münster; In: 6. Münsteraner Abfallwirtschaftstage. Hrsg.: Gallenkemper, Bidlingmaier, Doedens, Stegmann. Fachhochschule Münster Fachbereich 6. Münster

Wang, Q., M. Kuninobu, K. Kakimoto, H. I.-Ogawa, Y. Kato (1999): Upgrading of anaerobic digestion of waste activated sludge by ultrasonic pretreatment. In: Bioresource Technology 68, Nr. 3, 208 S. 309–313. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6V24-3W315TB-H/2/78146b2322e7e49f3fa5e29eec5586ae – ISSN 0960-8524

Website Stand 25.10.2012 http://www.bios-bioenergy.at/uploads/media/Presentation-Obernberger-ORC-LienzAdmont-2003-11-26.pdf

Weidemeier, M., D. Deegener, C. Cuhls (2011): Ermittlung der besten verfügbaren Techniken bei Abfallbehandlungsanlagen im Rahmen des Sevilla Prozesses zur Novellierung des BVT-Merkblattes Abfallbehandlungsanlagen. Hrsg. gewitra-Ingenieurgesellschaft, Westeconsult international, i.A. Umweltbundesamt, Dessau

Weiland, P. (1997): Recent German Technology in Anaerobic Waste Treatment ’97 Advanced Materials and Related Technologies, Chungnam National University, Taejon, Korea

Weiland, P. (1999): Agricultural Waste and Waste Water Sources and Management; In: Biotechnology Vol. 11a, Hrsg.: Rehm H.J., Reed G, Pühler A, Stadler P, Wiley-VCH Verlag, Weinheim, S. 217 - 238

Weiland, P. (2001): Grundlagen der Methangärung – Biologie und Substrate. In: Biogas als regenerative Energie – Stand und Perspektiven, VDI-Bericht 1620, Hrsg.: VDI-Gesellschaft Energietechnik, VDI-Verlag, Düsseldorf

Weiland, P. (2001a): Verfahrenstechnik der anaeroben Behandlung organischer Abfälle. In: Kämpfer, P. (Hrsg.) ; Weißenfels, W. D. (Hrsg.): Biologische Behandlung organischer Abfälle. Berlin Springer, S. 99–122. – ISBN 35404191526990

Weißenfels, W.D. (1994): Vergärung von Bioabfällen - am Standort Bottrop, AbfallwirtschaftsJournal 6, S. 422 - 424

Wellinger, A., K. Suter (1986): Verfahren der Biogasproduktion aus Festmist. Bundesamt für Energiewirtschaft. Jahresbericht des Projektes EF-REN (84) 2

Wellinger, A., Ch. Widmer (1998): Vergärung von Restabfall; In: Bio- und Restabfallbehandlung II,Hrsg.: Wiemer K, Kern M, Baeza-Verlag, Witzenhausen

Wendenburg, H., C.-G. Bergs (2008): Stand und Perspektiven der stofflichen und energetischen Bioabfallverwertung in Deutschland. In: Kern, M., Raussen, T. u. K. Wagner (Hrsg): Weiterentwicklung der biologischen Abfallbehandlung II, S. 13-25, Kassel

Widmer, Ch., F. Elling, M. Schurter (1985): Schlussbericht: Biologische Abfallvorbehandlung KVA Basel, unveröffentlicht

Wittmaier, M.; G. Meisgeier (2007): Trockenfermentation im Batchbetrieb in Saalfeld, in: Bio- und Sekundärrohstoffverwertung II – stofflich, energetisch, Hrsg.: K. Wiemer, M. Kern, Baeza Verlag, Witzenhausen

Witzenhausen-Institut (2010): Aufwand und Nutzen einer optimierten Bioabfallverwertung hinsichtlich Energieeffizienz, Klima- und Ressourcenschutz, Umweltbundesamt, Dessau

Wooley, R. M. Ruth, J. Sheehan, K. Ibsen, H. Majdeski (1999): A. Galvez; National Renewable Energy Lab – Golden Colarado (Hrsg.): Lignocellulosic Biomass to Ethanol Process Design and Economics Utilizing Co-Current Dilute Acid Prehydrolysis and Enzymatic Hydrolysis Current and Futuristic Scenarios

Wurm, S. (1986): Biogasgewinnung mit aerober Vorstufe: Dissertation ETH Nr. 7961Eidgenössische Technische Hochschule Zürich

Xu, Z., Q. Wang, Z. Jiang, Y. X. Yang, Y. Ji (2007): Enzymatic hydrolysis of pretreated soybean straw. In: Biomass and Bioenergy 31, Nr. 2- 3, S. 162–167. – URL

272


http://www.sciencedirect.com/science/article/ B6V22-4KXVCW2-1/2/9aa3a07bc0f34a5f16c9c729edd1ea7a – ISSN 0961-9534

Zeng, M., N. S. Mosier, C. P. Huang, D. M. Sherman, M. R. Ladisch (2007): Microscopic examination of changes of plant cell structure in corn stover due to hot water pretreatment and enzymatic hydrolysis. In: Biotechnology and Bioengineering 97, Nr. 2, S. 265–278. – URL http://dx.doi.org/10.1002/bit.21298 – ISSN 1097-0290

Zhao, X., L. Zhang, D. Liu (2008): Comparative study on chemical pretreatment methods for improving enzymatic digestibility of crofton weed stem. In: Bioresource Technology 99, Nr. 9, S. 3729–3736. – URL http://www.sciencedirect.com/science/article/B6V24-4PG2RV8-3/2/0ad52c0dc946a334d9403048d4415a14 – ISSN 0960-8524

273


Anhang

Technische Universität Braunschweig | Abt. Abfall- und Ressourcenwirtschaft | Beethovenstraße 51 a | 38106 Braunschweig

Seite 1 von 2

Ihr Zeichen Unser Zeichen E-Mail Telefon Datum [email protected] 05 31/3 91-3968 12. Mai 2011

Begleitschreiben Fragebogen Energieeffizienz

Sehr geehrte Damen und Herren,

Sie erhalten dieses Schreiben gemeinsam mit einem elektronischen Fragebogen zur Energiebilanz von Vergärungsanlagen für biogene Reststoffe. Diese Datenerhebung ist Teil eines Forschungsprojektes, welches die Technische Universität Braunschweig gemeinsam mit der Bauhaus Universität Weimar und dem ATZ-Entwicklungszentrum durchführt. Das Projekt wird im Rahmen des Programms „Optimierung der energetischen Biomassenutzung“ durch das Bundesumweltministerium gefördert (FKZ 03KB022) und hat das Ziel, Optimierungspotenziale in der Verwertung biogener Reststoffe zu identifizieren und Strategien zu deren Hebung zu entwickeln.

Der Fragebogen umfasst vier Seiten und ist in sechs Abschnitte unterteilt. Die Abschnitt 1 und befassen sich mit der technischen Ausführung der Vergärungsstufe und der Nachrotte. Abschnitt 3 sammelt Angaben zum Anlageninput. Hier sollten sofern möglich die einzelnen Inputfraktionen getrennt voneinander angegeben werden. Abschnitt 4 sammelt Daten zum Energieverbrauch der Anlage um eine möglichst hohe Aussagekraft zu erzielen, wird die Anlage in vier Bereiche unterteilt:

Teil A: Anlieferung und Aufbereitung Teil B: Biologische Prozessstufe Teil C: Nachbehandlung und Nachkonfektionierung Teil D: Sozialräume und Verwaltung

Teil A umfasst hierbei sämtlich Richtung, zwischen Abfallanlieferung und der biologischen Behandlung, Teil B die biologische Prozessstufe inklusive Nachrotte, Teil C die Aufbereitung des Kompost zum vermarktungsfähigen Produkt sowie die Abluft- und Abwasserbehandlung. Die Gasaufbereitung wird gesondert erfasst. Sollten Ihnen keine genauen Daten für die einzelnen Teilabschnitte vorliegen, so bitten wir Sie um eine qualifizierte Schätzung des Verbrauchs als prozentualen Anteil am Gesamtverbrauch des jeweiligen Energieträgers.

Der fünfte Abschnitt befasst sich mit dem Verbrauch sonstiger Betriebsmittel. In Abschnitt 6 werden die Biogasproduktion sowie dessen Verwertung

Technische Universität Braunschweig Leichtweiß-Institut für Wasserbau Abteilung Abfall- und Ressourcenwirtschaft Beethovenstraße 51 a 38106 Braunschweig Deutschland Prof. Dr.-Ing. Klaus Fricke

Tel. +49 (0) 531 391-3970 Fax +49 (0) 531 391-4584 [email protected] www.lwi.tu-bs.de

Technische Universität Braunschweig | Abt. Abfall- und Ressourcenwirtschaft | Beethovenstraße 51 a | 38106 Braunschweig

Seite 2 von 2

behandelt. Abschnitt 7 sammelt Daten zur Produktion und Verwertung von Outputmaterialien. Für die Inhaltstoffe des Komposts geben Sie bitte die jeweilige Einheit mit an. Alternativ können Sie uns auch eine Kopie des aktuellen Untersuchungsberichts der Bundesgütegemeinschaft Kompost oder einer vergleichbaren Einrichtung zusenden.

Am Ende des Formulars befindet sich ein Button, mit welchem Sie uns die Daten des ausgefüllten Formulars zurücksenden können. Nach Drücken dieses Buttons öffnet sich ein Fenster, in dem Sie wählen können, auf welche Weise Sie das Formular an uns zurücksenden möchten. Wählen Sie hierbei Desktop-E-Mail-Anwendung, so werden die Daten direkt mittels Outlook oder ähnlichem versandt. Die Option Internet-E-Mail speichert eine Datei mit den eingegebenen Daten auf Ihrem Rechner, welche Sie dann bitte eigenhändig an [email protected] versenden. Diese Datei können sie auch benutzen um die Daten zu einem späteren Zeitpunkt in das leere Formular zu laden. Während Sie unter Acrobat Professional das Formular problemlos mit den eingegebenen Daten abspeichern können, ist dies im Acrobat Reader ab Version 8.0 leider nicht mehr möglich.

Sollten zu Fragebogen oder Umfrage von Ihrer Seite noch Fragen auftreten, so können sie sich gerne unter folgenden Telefonnummern an uns wenden.

0531 391-3968 Dipl.-Ing. Christof Heußner

0531 391-7138 Dipl.-Ing. Oliver Kugelstadt

0531 391-3982 Dr.-Ing. Tobias Bahr

Per Mail steht Ihnen Herr Christof Heußner unter [email protected] zur Verfügung.

Vielen Dank für Ihre Mitarbeit

mailto:[email protected]

mailto:[email protected]

Technische Universität Braunschweig | LWI, Abt. Abfall-und Ressourcenwirtschaft, Beethovenstr 51a | 38106 Braunschweig | Deutschland

Seite 1 von 2

Kurzübersicht zur Datenerfassung des Projektes „Steigerung der Energieeffizienz bei der Verwertung biogener Reststoffe“

Sehr geehrte Damen und Herren,

wir bedanken uns für die Möglichkeit der Bereitstellung von Basisdaten ihrer Behandlungsanlage für das vom BMU geförderte Forschungsprojekt „Steigerung der Energieeffizienz bei der Verwertung biogener Reststoffe“. Wie bereits telefonisch angekündigt werden wir mit Ihnen vor Ort die Daten zusammenstellen und gemeinsam die Fragebögen beantworten. Zur Verkürzung der Bearbeitungszeit stellen wir Ihnen nachfolgend eine Auflistung einiger Daten und Pläne vor, die Sie bereits im Vorfeld zusammenstellen können.

Wir sind und bewusst, dass einige Daten und Pläne evtl. nicht zur Verfügung stehen, sind Ihnen jedoch für jede nützliche Information zur Erweiterung der Datenbasis dankbar.

Folgende Pläne sind von Interesse:

Maschinenaufstellungsplan Verfahrensschema R+I Schema Massenflussdiagramme Fotos

Technische Universität Braunschweig Leichtweiß Institut für Wasserbau Abt. Abfall- und Ressourcenwirtschaft Beethovenstr. 51a 38106 Braunschweig Braunschweig Prof. Dr.-Ing. Klaus Fricke Tel. +49 (0) 531 391-3969 Fax +49 (0) 531 391-4584 [email protected] www.lwi.tu-braunschweig.de/abwi Datum: 25. Mai 2011 Ihr Zeichen: Ihre Nachricht vom: Unser Zeichen: Unsere Nachricht vom: Nord LB Hannover Kontonummer 1999200 BLZ 25050000 USt.-ID-Nr.: DE 152330858 Steuer-Nr.: 14/201/24509

Technische Universität Braunschweig Leichtweiß Institut für Wasserbau Abt. Abfall- und Ressourcenwirtschaft

Seite 2 von 2

Folgende Daten sind für den Fragebogen relevant:

Angaben zum Verfahren Angaben zum Jahresdurchsatz (detailliert nach Stoffströmen gegliedert) Angaben zur Biogasproduktion und -verwertung Angaben zum Energieverbrauch der Anlage (auch Aggregat.- und verfahrensspezifisch) Angaben zur Abluftaufbereitung Angaben zur Prozesswasseraufbereitung Energieverbrauch der Haustechnik Angaben zum Anlagenbetrieb (Wartung, Personal, Reparatur) BGK-Gutachten o.ä. für Kompost oder landwirtschaftlich genutzte Gärreste

Wir bedanken uns recht herzlich für Ihre Mithilfe!

Rückfragen beantworten wir gerne unter folgendem Kontakt:

Dipl.-Ing. Oliver Kugelstadt / 0531-391-7138 / [email protected]

Dipl.-Ing. Christof Heußner / 0531-391-3968 / [email protected]

Mit freundlichen Grüßen

Prof. Dr.-Ing. K. Fricke

Fragebogen Energiebilanz

FKZ 03KB022A

Name und Ort der Anlage:

Jahr der Inbetriebnahme:

Betreiber der Anlage:

Hersteller der Anlage:

Bitte vor der Bearbeitung des Fragebogens das mit gesandte Begleitschreiben lesen.

Fragebogen bearbeitet von:

Funktion:

Datum:

Kontakt für Rückfragen (Telefonnummer, E-Mail):

Fragebogen Energiebilanz 2

1 Angaben zum Vergärungsverfahren Nassvergärung Feststoff/Trockenvergärung ____________________________

TS-Bereich im Fermenter ______________%

Temperaturniveau: mesophil thermophil Zahl der Prozessstufen: 1 2 mehrstufig

Durchschnittliche Verweilzeit: ____________________ Tage Fermentervolumen (ohne Gärrestlager): ____________m³

2 Angaben zur Nachrotte Gärrest wird direkt verwertet

Mietenform: Dreiecksmieten Tafelmieten ____________________________

Sauerstoffeintrag: Mietenumsetzung Zwangsbelüftung ____________________________

Wird die Anlage im Teilstromverfahren betrieben? Ja Nein Wenn „Ja“; rein aerob

Beschreibung behandelte Teilmenge:

1

Menge: ________________________________________ t/a : ________________________________________

3 Angaben zum Jahresdurchsatz Genehmigter Jahresdurchsatz der Gesamtanlage _____________________________t/a

Aktueller Jahresdurchsatz der Vergärungseinheit gesamt _______________________t/a davon… Abfallart Menge in t/a % TS % oTS Abfallschlüsselnr.

1 Beispielsweise Angaben zu Abfallart oder Fraktion


4 Angaben zum Energieverbrauch Anmerkung: Für die Energieverbräuche der einzelnen Teilbereiche kann alternativ eine qualifizierte Schätzung des prozentualen Anteils am Gesamtverbrauch angegeben werden. Dies machen Sie gegebenenfalls bitte durch Verwendung eines Prozentzeichens kenntlich.

Strom [kWh/a] Wärme [kWh/a] Diesel [t/a] Gas [m³/a] [l/a]

Gesamtanlage

A: Aufbereitung

B: Biologie

C: Nachbehandlung

D: Sozial-/Verwaltungsräume

5 Betriebsstoffverbrauch Gesamtanlage Die Angabe bezieht sich auf den Verbrauch pro Jahr. Bitte geben Sie die jeweilige Mengeneinheit sowie die Quelle der Verbrauchszahlen mit an (z.B. „Wasser 70 m3

• Wasser ___________________________________________________

, Wasseruhr“ oder „eigene Schätzung“, „Abrechnung Lieferant“ etc.)

• Zündöl ___________________________________________________ • Gärhilfsstoffe ______________________________________________ • Betriebsmittel für Abluft-/Abwassereinigung_____________________

_________________________________________________________ • Sonstiges _________________________________________________

_________________________________________________________

6 Angaben zur Biogasproduktion und –verwertung

Produzierte Biogasmenge ______________ Nm³/a

Methangehalt des Biogases ____________ % Gasaufbereitung keine Entschwefelung Entfeuchtung Entstaubung Sonstiges__________________


Energieverbrauch Gasaufbereitung: elektrisch [kWh/a] __________ thermisch [kWh/a] ___________

Gasnutzung durch Zündstrahl-BHKW Gasmotor-BHKW Mikrogasturbine Gaseinspeisung Fahrzeug-Kraftstoff Sonstiges__________________ BHKW-Hersteller und Typ _________________________ Anschlussleistung__________kWel

BHKW-Jahreslaufleistung _________________________ h/a

Elektrischer Wirkungsgrad (Jahresdurchschnitt) _______ % Anteil genutzter Wärme (KWK-Anteil) _______________% Art der Wärmenutzung______________________________________________________ Produzierte Strommenge ____________ GWh/a Eingespeiste Strommenge ____________ GWh/a Eingespeiste Gasmenge ____________ Nm³/a

7 Outputstoffe Gärrest (direkt verwertet) t/a Frischkompost (Rottegrad I/II) t/a Fertigkompost (Rottegrad III/IV) t/a Heizwertreiche Fraktion t/a

Anteile wertgebender Inhaltsstoffe im Gärrest / Kompost (alternativ: BGK-Gutachten)

Stickstoff gesamt (N)__________________________________________

Phosphat___________________________________________________

Kaliumoxid__________________________________________________

Magnesiumoxid______________________________________________

Humus-C____________________________________________________

Vielen Dank für Ihre Mitarbeit!

Interview Anlagenaufnahme BMU - 03KB022A





Eigentümer der Anlage:

Kontakt für Rückfragen (Name, Telefonnr.):

Interview durchgeführt von:

am:

2

Interview Anlagenaufnahme BMU - 03KB022A 2

1 Angaben zum Vergärungsverfahren

Nassvergärung Feststoff/Trockenvergärung ____________________________


Temperaturniveau: mesophil thermophil

Zahl der Prozessstufen: 1 2 mehrstufig

Durchschnittliche Verweilzeit: ____________________ Tage

Fermentervolumen (ohne Gärrestlager): ____________m³

Hersteller der Vergärungseinheit:________________________________________________

Gibt es eine baugleiche Anlage an einem anderen Ort? Ja Nein

Wenn ja, wo? ________________________________________________________________

Welche Anlagenteile sind nicht eingehaust/gekapselt Anlieferung/Lage Aufbereitung Nachrotte Nachbehandlung

SW

Wird die Anlage im Teilstromverfahren betrieben? Ja Nein

Wenn „Ja“; aerob behandelte Teilmenge:

Beschreibung: ________________________________________

Menge: ________________________________________ t/a

2 Angaben zum Jahresdurchsatz

Genehmigter Jahresdurchsatz der Gesamtanlage _____________________________t/a

Aktueller Jahresdurchsatz der Vergärungseinheit gesamt _______________________t/a

davon…

Abfallart Menge in t/a % TS % oTS Abfallschlüsselnr.

Grünabfall

Bioabfall aus Biotonne

Gewerbeabfall

…

…

Landwirtschaftliche Reststoffe

…

…

Sonstiges

…

3


2.1 Sofern starke saisonale Schwankungen der Inputmaterialien existieren, hier kurz erläutern: _____________________________________________________ _________________________________________________________________

2.2 Wie ist die Inputverfügbarkeit quantitativ zu beurteilen?

(1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

2.3 Wie ist mit Blick auf Fehlwürfe und Erfassungsquote das Problembewusstsein der

Bürger einzuschätzen? (1 = gering 10 = hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

2.4 Wie ist die Inputqualität insgesamt zu bewerten?

(1 = gering 10 = hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

OT

3 Anlagenoutput

Menge der Outputstoffe

Gärrest ___________________________ t/a

Fertigkompost (IV / V) _______________ t/a

Frischkompost (II / III) _______________ t/a

RDF______________________________ t/a Heizwert _______________ MJ/kg

Metalle __________________________ t/a

Biogas____________________________ Nm3/a

Biomethan_________________________ Nm3/a

Eingespeiste Strommenge_____________ GWh/a

Sonstige Störstoffe __________________ t/a

Abwasser __________________________ t/a SW

3.1 Sofern starke saisonale Schwankungen der Outputstoffe existieren, erläutern Sie diese kurz (Menge, Methangehalt etc.): __________________________________________________________________ __________________________________________________________________

3.2 Wie ist der Absatzmarkt für die Outputstoffe grundsätzlich zu bewerten?

(1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

OT

4


3.3 Wie hoch schätzen Sie den Konkurrenzdruck auf dem Absatzmarkt ein? (1 = gering 10 = sehr hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

4 Angaben zu Biogasproduktion und -verwertung


Methangehalt des Biogases ____________ %

Gasnutzung durch

Zündstrahl-BHKW Gasmotor-BHKW Mikrogasturbine

Gaseinspeisung Fahrzeug-Kraftstoff Sonstiges__________________

BHKW-Hersteller und Typ _________________________ Anschlussleistung__________kWel


Elektrischer Wirkungsgrad (Jahresdurchschnitt) _______ %

Anteil genutzter Wärme (KWK-Anteil) _______________%

Art der Wärmenutzung_________________________________________________________

Gasaufbereitung und Einspeisung

Entfeuchter, (Entschwefelung), Verdichtung, Kühlung, CO2-Abtrennung (DWW, PSA, Genosorb,

MEA, DEA), Brennwertanpassung, Odorierung

Alternativ

Aufbereitungsaggregat Anschlussleistung in kW

Laufzeit [h/d ] [d/a]

Energieverbrauch kWh/a

z.B. Entfeuchter 150 kW 8 h/d

5


5 Angaben zum Energieverbrauch

Gesamtverbrauch der Anlage elektrisch ______________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch der Anlage Wärmeenergie __________________________kWh/a SW

A Angaben zur Aufbereitung der Inputstoffe Gesamtverbrauch Aufbereitung der Inputstoffe elektrisch ________________ kWh/a SW

Aufbereitungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen, Transportaggregate

(Förderbänder etc.) nicht vergessen

Alternativ

Aufbereitungsschritt Aufbereitungsaggregat Anschlussleistung in kW



z.B. zerkleinern Walzenmühle 150 kW 8 h/d

Transportaggregat

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Aufbereitung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

B Angaben z u biologischen Verfahren Gesamtverbrauch biologische Verfahren elektrisch _______________________ kWh/a

Gesamtverbrauch biologische Verfahren thermisch _______________________ kWh/a SW

B1 Angaben zur Vergärung Gesamtverbrauch Vergärungsstufe elektrisch ___________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Vergärungsstufe thermisch ___________________________ kWh/a SW

Behandlungsschritte möglichst in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen,

Transportaggregate (Förderschnecken, Pumpen etc.) nicht vergessen

6


Alternativ




z.B. Eintrag in Fermenter

Vertikalmischer 7,5 kW 12 h/d

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Vergärung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

B2 Angaben zur Nachbereitung der Fermenter-Outputstoffe

Gesamtverbrauch Nachbereitung Fermenteroutput elektrisch: ______________ kWh/a

Gesamtverbrauch Nachbereitung Fermenteroutput thermisch: ______________kWh/a SW

Nachbereitungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen, Transportaggregate

(Förderbänder etc.) nicht vergessen. Wenn zusätzliche Hygienisierung installiert, Typ und

Verbrauch hier mit angeben!

Alternativ




z.B. Gärrest entwässern

Siebbandpresse 4 kW 8 h/d

Transportaggregat

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Nachbereitung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

Gärreste werden direkt und ohne Weiterbehandlung ausgetragen/ausgebracht

Wenn Teilstrom; wie viel wird direkt ausgebracht? __________________t/a

Art der Ausbringung: _____________________________________________________

OT

7


Anmerkungen:

B3 Angaben zur Nachrotte

Gesamtverbrauch Nachrotte elektrisch: ________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Nachrotte thermisch: ________________________ kWh/a SW

Verfahrensschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen, Transportaggregate

(Förderbänder etc.) nicht vergessen

Alternativ

Aufbereitungsschritt Aufbereitungsaggregat Energieverbrauch kWh/a

Anschlussleistung in kW


z.B. Eintrag Rottetunnel

Radlader 75 kW 8 h/d

Transportaggregat


___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

C Angaben zu Nachbehandlungen, Konfektionierungen

C1 Angaben zur Nachbehandlung des Rotteoutputs

Gesamtverbrauch Nachbehandlung Rotteoutput elektrisch: ________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Nachbehandlung Rotteoutput thermisch:________________ kWh/a SW

Nachbereitungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen,

Transportaggregate (Förderbänder etc.) nicht vergessen

8


Alternativ




z.B. sieben Trommelsieb 68 kW 3 h/d

Transportaggregat

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Nachbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

Anteile wertgebender Inhaltsstoffe im Fertigkompost


Phosphat___________________________________________________

Kaliumoxid__________________________________________________

Magnesiumoxid______________________________________________

Humus-C____________________________________________________

9


C2 Angaben zur Abluftreinigung der Gesamtanlage Gesamtverbrauch Abluftreinigung Gesamtanlage elektrisch: ________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Abluftreinigung Gesamtanlage thermisch:________________ kWh/a SW

Wie verteilen sich die Abluftströme auf die einzelnen Bereiche der Gesamtanlage?

Alternativ

Behandlungsschritt Nm³ Abluft

Förderleistung Entlüftung

Tägliche Laufzeit

ALTERNATIV Geschätzt [%]

Gesamtanlage

A) Aufbereitung

B) Hauptprozess

C) Nachbehandlung

Abluftreinigungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen

Alternativ

Behandlungs-schritt

Aufbereitungs-aggregat

Abgasvolumen trocken in Nm

3/Mg/a




z.B. Abluft Anlieferungshalle

fassen

8 Ventilatoren 10.000 je 0,2 kW 8 h/d

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Abluftbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

10


C 3 Angaben zur Prozesswasserbehandlung der Gesamtanlage

Gesamtverbrauch Prozesswasserbehandlung Gesamtanlage elektrisch: _____________________ kWh/a SW

Abwasserbehandlungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen

Alternativ

Behandlungs-schritt


Abwasservolumen in m

3/a




z.B. Sickerwasser An-

lieferungsbunker fassen

Pumpe 2.000 7 kW 3 h/d

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Abwasserbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

kein Prozesswasser vorhanden

Prozesswasser wird direkt auf der Anlage behandelt mittels______________________

Prozesswasser wird einer Kläranlage zugeführt

Prozesswasser wird unbehandelt eingeleitet in_________________________________

Prozesswasser wird der Nachrotte zugeführt

Prozesswasser wird an Landwirtschaft abgegeben

Sonstiges:_______________________________________________________________

11

SW Interview Anlagenaufnahme BMU - 03KB022A

11

6 Angaben zum Energieverbrauch der Haustechnik Gesamtverbrauch Haustechnik elektrisch_____________________________ kWh/a

Energieverbrauch kW/a

z.B. Büroausstattung

7 Angaben zum Kraftstoffverbrauch

Alternativ

Dieselverbrauch l/a Betriebsstunden h/a %

Gesamtverbrauch

A) Aufbereitung

B) Biologischer Prozess

C) Nachbehandlung

Betriebsstoffverbrauch pro Jahr für Gesamtanlage (Vergärung inkl. Auf-/Nachbereitung, Verwaltung etc.) (Geben Sie auch die Quelle für die Verbrauchszahlen an, z.B. „Wasser 70 m

3, Wasseruhr“ oder „eigene

Schätzung“, „Abrechnung Energieversorger“ etc.)

Wasser ___________________________________________________

Zündöl ___________________________________________________

Gärhilfsstoffe ______________________________________________

Betriebsmittel für Abluft-/Abwassereinigung_____________________ _________________________________________________________ __________________________________________________________

SW

7.1.1 Gärrest-/ Kompostlagerung

geschlossenes Lager

Lager überdacht / niederschlaggeschützt

offenes Lager, Oberfläche in m2__________________________________________

12


12

8 Angaben zum Anlagenbetrieb

Tägliche Anlagenlaufzeit:________h/d. Anlagenbetrieb pro Woche:________Tage

Arbeitsorganisation: an Wochentagen___ -Schichtsystem,

am Wochenende ___ -Schichtsystem.

8.1.1 Personalsituation im Anlagenbetrieb

Langfristig ausreichend qualifizierte Arbeitskräfte verfügbar

Kurz- bis mittelfristig zu wenig qualifizierte Facharbeiter und Anlagenleiter verfügbar

Wie hoch ist die spezifische Beschäftigungszahl, d.h. wie viel Mitarbeiter in Bezug auf den Anlagen-

Input sind angestellt? [MA/1000 t]

8.1 Wie ist Personalstärke im Verhältnis zum Inputsubstrataufkommen zu bewerten?

(1 = schlecht 10 = gut)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

8.2 Wie schätzen Sie die Qualifikation des Personals in Bezug auf die durchzuführenden Tätigkeiten

ein? (erlernter Beruf vs. Tätigkeit auf der Anlage)

(1 = schlecht 10 = gut)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

8.3 Nehmen die Mittarbeiter regelmäßig an Fortbildungsmaßnahmen teil?

JA NEIN

8.4 Wie wirken sich derartige Maßnahmen auf die Qualität der Mitarbeiter aus?

( 1 = wenig 10 = stark)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

13


13

Wartung und Reparatur

Routinemäßige Wartungsarbeiten in Tagen pro Jahr __________ d/a

Ungeplante Reparaturen in Tagen pro Jahr in den letzten drei Jahren

2007______________d/a, 2008_________________d/a, 2009______________d/a

Durchschnittliche Ausfallzeiten pro Jahr

Mechanische Aufbereitung__________________ d/a

Biologische Behandlung_____________________ d/a

Abluftreinigung/Biofilter____________________ d/a

Gesamtkosten für Wartungsmaßnahmen pro Jahr ______________€/a

8.5 Sehen Sie Optimierungspotenziale bei der Verfahrenstechnik?

JA NEIN

8.6 Wenn ja, was und wo ist zu optimieren?

A

B

C

8.7 Wie schätzen Sie den Wartungsaufwand ein? Bewegt er sich in einem dem Verfahren

entsprechend üblichen Rahmen oder ist er zu hoch? niedrig Durchschnitt hoch

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

8.8 Wie schätzen Sie die Anlagenverfügbarkeit ein? (1 = schlecht 10 = sehr gut)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

8.9 Wurden schon Modernisierungen durchgeführt? Ja Nein

Wenn ja, welcher Art und wann?_________________________________________________

8.10 Sind Forschungs- und Entwicklungsmaßnahmen an der Anlage gelaufen? Ja Nein

Wenn ja, welcher Art und wann?_________________________________________________

Anmerkungen:

14

OT Interview Anlagenaufnahme BMU - 03KB022A

14

9 Angaben zu den organisatorischen und wirtschaftlichen

Rahmenbedingungen

Bestehen Ausnahmegenehmigungen nach BImSchV? Ja Nein

Wenn ja, welche ?___________________________________________________________

Wie ist die Anlage nach EEG vergütet?

Grundvergütung NawaRo-Bonus Gülle-Bonus Innovationsbonus KWK-Bonus

Landschaftspflege-Bonus Emissions-Bonus

Sofern für Ihre Anlage spezielle Regelungen auf Länderebene gelten, hier aufführen:

___________________________________________________________________________________

___________________________________________________________________

Wie ist die Akzeptanz der Anlage in der Bevölkerung? gut mittel schlecht

Wie ist die Akzeptanz der Anlage in der Lokalpolitik? gut mittel schlecht

9.1.1 Standort der Anlage

Industriegebiet innerstädtisch, Wohngebiete in Nachbarschaft

Einzellage im Außenbereich Abstand der Anlage zu sensiblen Anrainern _______m

Vertragliche Beziehungen zu Lieferanten von Inputmaterial

Lieferant 1: Vertragslaufzeit _________________Jahre, Liefermenge __________________t/a




Vertragliche Beziehungen zu Abnehmern

Wärme: Vertragslaufzeit__________________, Vergütung____________________€/kWh

Kompost: Vertragslaufzeit_________________, Vergütung_______________________€/t

HWR: Vertragslaufzeit____________________, Vergütung_______________________€/t

Entwicklung des Entsorgungsgebietes

Neubau von Wohngebieten geplant Neubau von Gewerbegebieten geplant

Sonstiges _____________________________________________________________

Vergrößerung des Entsorgungsgebiets bzw. der zu entsorgenden Einheiten erwartet

Verkleinerung des Entsorgungsgebietes bzw. der zu entsorgenden Einheiten erwartet

15


15

Sammlungssystem

Holsystem Bringsystem Sonstiges (erläutern)

Grünabfall

Bioabfall

Land. Reststoffe

Gewerbeabfall

Sofern eine Umstellung des Sammelsystems für bestimmte Fraktionen geplant ist, kurz erläutern (z.B.

Strauchschnitt - Wechsel des Sammelsystems von Bring- zu Holverfahren):

___________________________________________________________________________________

_________________________________________________________________________________

16


16

10 SW – Stärken und Schwächen intern

Interne Faktoren können durch den Anlagenbetreiber direkt beeinflusst werden und den

Anforderungen entsprechend angepasst werden.

10.1 Logistik / Sammelsystem

10.1 Wie groß sind die mittleren Transportentfernungen zur Anlage?

10.2 Wie ist der Transportweg unter ökonomischen Aspekten zu beurteilen? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

10.3 Wie groß ist das Einzugsgebiet?

10.4 Wie wirkt sich die Struktur des Einzugsgebiets hinsichtlich ökonomischer Aspekte aus? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

10.5 Gibt es infrastrukturelle Einschränkungen beim Transport?

JA NEIN

10.6 Liegen die Sammlung und die Verwertung in einer Hand?

JA NEIN

10.7 Wie bewerten Sie diesen Umstand? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

17


17

10.2 Ökonomie

10.8 Wie hoch sind die Betriebskosten?

10.9 Gesamtanlage [€/Anlageninput] :

10.10 Vergärung [€/Input Vergärung]:

10.11 Rotte [€/Input Rotte]:

10.12 Wie hoch sind die spezifischen Betriebskosten, bzgl. Anlageninput?

10.13 Sind die Betriebskosten in Bezug auf die Anlagenplanung angemessen? niedriger angemessen höher

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Anmerkungen:

18


18

11 OT - Chancen und Risiken extern

Marktstrukturen

11.1 Wird die ökonomische Leistungsfähigkeit der Anlage durch die vorhandenen kommunalen

Strukturen eher negativ oder eher positiv beeinflusst? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

gesetzliche, staatliche Rahmenbedingungen

11.2 Wie wirken sich einzuhaltende Grenzwerte auf die Effizienz der Verfahrenstechnik aus20? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

11.3 Gibt es Einschränkungen durch gesetzliche Bestimmungen, die z.B. konstruktiv (z.B.

Einhausung) oder im Bereich des Arbeitsschutzes oder der Behandlungstechnik hohe Kosten

verursachen?

JA NEIN

11.4 Wie wirken sich diese Einschränkungen auf die Leistungsfähigkeit der Anlage aus? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10


Fragebogen Energiebilanz

FKZ 03KB022A





Bitte vor der Bearbeitung des Fragebogens das mit gesandte Begleitschreiben lesen.

Fragebogen bearbeitet von:

Funktion:

Datum:

Kontakt für Rückfragen (Telefonnummer, E-Mail):


1 Angaben zum Vergärungsverfahren

Nassvergärung Feststoff/Trockenvergärung ____________________________


Temperaturniveau: mesophil thermophil

Zahl der Prozessstufen: 1 2 mehrstufig

Durchschnittliche Verweilzeit: ____________________ Tage

Fermentervolumen (ohne Gärrestlager): ____________m³

Wird die Anlage im Teilstromverfahren betrieben? Ja Nein

Wenn „Ja“; aerob behandelte Teilmenge:

Beschreibung1: ________________________________________

Menge: ________________________________________ t/a

2 Angaben zum Jahresdurchsatz

Genehmigter Jahresdurchsatz der Gesamtanlage _____________________________t/a

Aktueller Jahresdurchsatz der Vergärungseinheit gesamt _______________________t/a

davon…

Abfallart Menge in t/a % TS % oTS Abfallschlüsselnr.

1 Beispielsweise Angaben zu Abfallart oder Fraktion


3 Angaben zum Energieverbrauch

Gesamtverbrauch der Anlage elektrisch ______________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch der Anlage Wärmeenergie __________________________kWh/a

A Angaben zur Aufbereitung der Inputstoffe Gesamtverbrauch Aufbereitung der Inputstoffe elektrisch ________________ kWh/a

Alternativ: Anteil am Gesamtverbrauch elektrisch geschätzt ______________ %


alternativ



Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Aufbereitung bitte hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

B Angaben zu biologischen Verfahren Gesamtverbrauch biologische Verfahren elektrisch _______________________ kWh/a

Alternativ: Anteil am Anlagenverbrauch elektrisch geschätzt ________________ %

Gesamtverbrauch biologische Verfahren thermisch _______________________ kWh/a

Alternativ: Anteil am Anlagenverbrauch thermisch geschätzt ________________ %

B1 Angaben zur Vergärung Gesamtverbrauch Vergärungsstufe elektrisch ___________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Vergärungsstufe thermisch ___________________________ kWh/a


Aggregate einer für die Nachrotte notwendigen Gärrestaufbereitung bitte unter B2 vermerken!

Behandlungsschritt Behandlungsaggregat

ele

ktri

sch

the

rmis

ch


Alternativ:



Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Vergärung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

B2 Angaben zur Nachrotte

Gesamtverbrauch Nachrotte elektrisch: ________________________ kWh/a

Gesamtverbrauch Nachrotte thermisch: ________________________ kWh/a


ele

ktri

sch

the

rmis

ch


Alternativ:



Verfahrensschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen, Transportaggregate (Förderbänder

etc.) nicht vergessen



___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

C Angaben zu Nachbehandlungen, Konfektionierungen

Gärreste werden direkt und ohne Weiterbehandlung ausgetragen/ausgebracht

Wenn Teilstrom; wie viel wird direkt ausgebracht? __________________t/a

Art der Ausbringung: _____________________________________________________

C1 Angaben zur Nachbehandlung des Rotteoutputs

Gesamtverbrauch Nachbehandlung elektrisch _______________________ kWh/a


Gesamtverbrauch Nachbehandlung thermisch _______________________ kWh/a



ele

ktri

sch

the

rmis

ch


Alternativ:



Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Nachbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

C2 Angaben zur Abluftreinigung der Gesamtanlage

Gesamtverbrauch Abluftbehandlung elektrisch _______________________ kWh/a



Gesamtverbrauch Abluftbehandlung thermisch _______________________ kWh/a


Wie verteilen sich die Abluftströme auf die einzelnen Bereiche der Gesamtanlage?

Behandlungsschritt Nm³ Abluft Alternativ I Alternativ II

Förderleistung Entlüftung [m³/h]

Tägliche Laufzeit

Geschätzt [%]

Gesamtanlage

A) Aufbereitung

B) Hauptprozess

C) Nachbehandlung

Abluftreinigungsschritte

Behandlungs-schritt


Abgasvolumen trocken in Nm

3/Mg/a



Laufzeit [h/d] [d/a]

Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Abluftbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

C 3 Angaben zur Prozesswasserbehandlung der Gesamtanlage

kein Prozesswasser vorhanden

Prozesswasser wird direkt auf der Anlage behandelt mittels______________________

Prozesswasser wird einer Kläranlage zugeführt

Prozesswasser wird unbehandelt eingeleitet in_________________________________

Prozesswasser wird der Nachrotte zugeführt

Prozesswasser wird an Landwirtschaft abgegeben

Sonstiges:_______________________________________________________________

Gesamtverbrauch Prozesswasserbehandlung Gesamtanlage elektrisch: _____________________ kWh/a


Abwasserbehandlungsschritte in der Reihenfolge des Stoffstromes aufführen


ele

ktri

sch

the

rmis

ch


Alternativ:



Eventuelle Besonderheiten der Anlage bezüglich der Abwasserbehandlung hier vermerken:

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

___________________________________________________________________________

4 Anlagenoutput

Menge der Outputstoffe

Gärrest ___________________________ t/a

Fertigkompost (IV / V) _______________ t/a

Frischkompost (II / III) _______________ t/a

HWR _____________________________ t/a Heizwert _______________ MJ/kg

Metalle ___________________________ t/a

Sonstige Störstoffe __________________ t/a

Abwasser __________________________ t/a


Anteile wertgebender Inhaltsstoffe im Gärrest / Kompost (alternativ: BGK-Gutachten)


Phosphat___________________________________________________

Kaliumoxid__________________________________________________

Magnesiumoxid______________________________________________

Humus-C____________________________________________________

5 Angaben zu Biogasproduktion und -verwertung


Methangehalt des Biogases ____________ %

Gasnutzung durch

Zündstrahl-BHKW Gasmotor-BHKW Mikrogasturbine

Gaseinspeisung Fahrzeug-Kraftstoff Sonstiges__________________

BHKW-Hersteller und Typ _________________________ Anschlussleistung__________kWel


Elektrischer Wirkungsgrad (Jahresdurchschnitt) _______ %

Anteil genutzter Wärme (KWK-Anteil) _______________%

Art der Wärmenutzung_________________________________________________________

Eingespeiste Strommenge ____________ GWh/a

Eingespeiste Gasmenge ____________ Nm³/a

Gasaufbereitung und Einspeisung

Entfeuchter, (Entschwefelung), Verdichtung, Kühlung, CO2-Abtrennung (DWW, PSA, Genosorb, MEA,

DEA), Brennwertanpassung, Odorierung

Alternativ

Aufbereitungsaggregat Anschlussleistung in kW




6 Angaben zum Energieverbrauch der Haustechnik

Gesamtverbrauch Haustechnik elektrisch_____________________________ kWh/a

Energieverbrauch kW/a

z.B. Büroausstattung

7 Angaben zum Kraftstoffverbrauch

Alternativ

Dieselverbrauch l/a Betriebsstunden h/a %

Gesamtverbrauch

A) Aufbereitung

B) Biologischer Prozess

C) Nachbehandlung

Betriebsstoffverbrauch pro Jahr für Gesamtanlage (Vergärung inkl. Auf-/Nachbereitung, Verwaltung etc.) (Geben Sie auch die Quelle für die Verbrauchszahlen an, z.B. „Wasser 70 m

3, Wasseruhr“ oder „eigene Schätzung“,

„Abrechnung Energieversorger“ etc.)

Wasser ___________________________________________________

Zündöl ___________________________________________________

Gärhilfsstoffe ______________________________________________

Betriebsmittel für Abluft-/Abwassereinigung_____________________ _________________________________________________________

Sonstiges _________________________________________________ _________________________________________________________

7.1 Gärrest-/ Kompostlagerung

geschlossenes Lager

Lager überdacht / niederschlaggeschützt

offenes Lager, Oberfläche in m2__________________________________________


Name und Ort der Anlage: Jahr der Inbetriebnahme: Betreiber der Anlage: Hersteller der Anlage: Eigentümer der Anlage Kontakt: Interview durchgeführt von: am:

Interview SWOT

Seite 2 von 9

SW – Stärken und Schwächen intern

Interne Faktoren können durch den Anlagenbetreiber direkt beeinflusst werden und den Anforderungen entsprechend angepasst werden.

Verfahrenstechnik Hier soll eine Abfrage in Bezug auf die Verfahrenswahl getroffen werden. Entspricht das Verfahren grundsätzlich den Erwartungen, die der Auswahl zu grunde lagen? Für den Fall, dass es in diesem Zusammenhang Anmerkungen gibt, sollte an mögliche Optimierungsmaßnahmen gedacht werden, welche im Laufe der Betriebszeit evtl. umgesetzt oder in Betracht gezogen wurden. Zudem soll der Wartungsaufwand und die Anlagenverfügbarkeit eingeschätzt werden. Sinkt beispielsweise die Anlagenverfügbarkeit durch vergleichsweise hohe Wartungs- und Reparaturarbeiten?

Entwicklung und Optimierung Im Laufe der Betriebszeit der Anlage können sich die Anforderungen an das „Produkt“ ändern. In den letzten Jahren sind durch politische/gesetzliche Erlasse (z.B. EEG-Vergütung von Strom aus Biogas) vermehrt Vergärungsanlagen zur Nutzung des Biogases bei Kompostanlagen vorgeschaltet worden. Hier ist die ursprüngliche Prozesstechnik anzupassen. Mögliche Veränderungen des Ergebnisses oder der Einfluss einer neuen Technik kann im Vorfeld durch Versuche im Rahmen eines definierten Forschungsfeldes untersucht und der zukünftige Nutzen der Änderung der Prozesstechnik bewertet werden. Aus den Forschungsergebnissen können sich auch neue Entwicklungen in der Prozesstechnik oder den Verfahrensabläufen ergeben. Mit diesem Faktor soll zunächst ein mögliches Interesse und der Bedarf an an Forschungs- und Entwicklungspotenzial abgeleitet werden. Direkt damit verbunden ist auch die Möglichkeit der Finazierung. Bestehende oder bereits umgesetzte Forschungsprojekte sind bei der Bewertung mit einzubeziehen. 1. Besteht derzeit Interesse an Entwicklungs- und Optimierungsmaßnahmen? (1 = kein 10 = hohes Interesse)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

2. Besteht potenzieller Bedarf an Entwicklungs- und Optimierungsmaßnahmen? (1 = kein 10 = hoher Bedarf)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

3. Wie schätzen Sie die Finanzierungsmöglichkeiten solcher Maßnahmen ein? (1 = niedrig 10 = hoch)

Seite 3 von 9

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

4. Gibt es bestehende und/oder umgesetzte Forschungsprojekte?

JA NEIN 5. Welche Forschungsprojekte werden/wurden durchgeführt?

Logistik / Sammelsystem Die Logistik und das Sammelsystem haben erhebliche Einflüsse auf den Anlagenbetrieb. Beispeilsweise steigen Kosten aufgrund des Standortes durch generell hohe Transportentfernungen. Ein weiterer Faktor ist die Größe des Einzugsgebietes, welches direkt im Zuammenhang mit dem maximal zu erfassendem Volumen des Abfallstromes verknüpft ist. In Abhängigkeit der Art des Sammelsystems (Hol- oder Bringsystem) des betrachteten Einzuggebietes steigt oder sinkt die Trennschärfe bzw. das gesammelte Volumen. Bringsysteme sind demnach vorwiegend eher als Schwäche einzustufen. Ein weitere Faktor ist das Verrwertungskonzept. Liegen Sammlung und Verwertung getrennt bei unabhängigen Unternehmen vor, kann es im ungünstigsten Fall zu Unstimmigkeiten (z.B. finzielle Auseinandersetzungen bzgl. Abnahmepreis etc.) kommen. Liegen Verwertung und Sammlung in einer Hand ist dies eher als Stärke zu bezeichenen, vorausgesetzt es gibt gegenteilige Erfahrungen seitens des Betreibers. 6. Wie groß sind die mittleren Transportentfernungen zur Anlage? (Angabe aufgerundet auf 5 km)

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

7. Wie ist der Transportweg unter öknomischen Aspekten zu beuteilen? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

8. Wie groß ist das Einzugsgebiet?

Seite 4 von 9

Wie ist das Einzugsgebiet hinsichtlich öknomischer Aspekte zu beuteilen? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

9. Gibt es infrastrukturelle Einschränkungen beim Transport?

JA NEIN Wie sind diese zu bewerten? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

10. Liegen die Sammlung und die Verwertung in einer Hand?

JA NEIN Wie bewerten Sie diesen Umstand? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

11. Welche Art des Sammelsystems ist im Einzugsgebiet installiert?

Holsystem

Bringsystem

alternative____________________________________ 12. Wie bewerten Sie das Sammelsystem generell? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Seite 5 von 9

Ökonomie 13. Wie hoch sind die Betriebskosten? 14. Gesamtanlage [€/Anlageninput] : 15. Vergärung [€/Input Vergärung]: 16. Rotte [€/Input Rotte]: 17. Wie hoch sind die spezifischen Betriebskosten, bzgl. Anlageninput?

20 €/t 40 €/t 60 €/t 80 €/t 100 €/t 120 €/t 140 €/t 160 €/t 180 €/t 200 €/t

18. Wie sind die Betriebskosten generell zu bewerten? (1 = negativ 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Seite 6 von 9

OT - Chancen und Risiken extern

Externe Faktoren sind nicht direkt durch die Anlagenbetreiber zu beeinflussen, können aber in Abhängigkeit der Fragestellung , also des Faktors, als Chance oder Risiko bewertet werden.

Marktstrukturen Ein wesentlicher durch Anlagenbetreiber nicht zu beeinflussender Faktor ist die Marktstruktur. Sind die Absatzmärkte gut, stellen Sie eine Chance dar, schlechte Absatzmärkte, sinkende Nachfrage oder evtl. Konkurrenz hingegen stellen ein häufig schwer einzuschätzendes Risiko dar. Darüber hinaus können sowohl entsprechende kommunale oder private Strukturen den Markt positiv oder negativ beeinflussen. 19. Wie ist der Absatzmarkt grundsätzlich zu bewerten? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

20. Ist die Nachfrage hinsichtlich ökonomischer Gesichtspunkte ausreichend? (1 = überhaupt nicht 10 = absolut)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

21. Wie wirkt sich die Konkurrenz auf den Markt aus? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

22. Wird die öknomische Leistungsfähigkeit der Anlage durch die vorhandenen kommunalen

Strukturen eher negativ oder eher positiv beeinflusst? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Seite 7 von 9

23. Wird die öknomische Leistungsfähigkeit der Anlage durch die vorhandenen privaten Strukturen eher negativ oder eher positiv beeinflusst?

(1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

24. Wie ist die Rohstoffverfügbarkeit quantitativ zu beirteilen? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

25. Wie ist die Rohstoffverfügbarkeit qualitativ zu beirteilen? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Seite 8 von 9

gesellschaftliche Rahmenbedingungen Die Verwertung von Bioabfall und die damit einhergehende Produktion nachhaltiger Rohstoffe ist nur dann erfolgreich und dem Aufwand entsprechend rentabel insofern die Bevölkerung ihren Teil dazu beiträgt. Es sollte folglich eine Mentlität für umweltgerechtes Handeln ausgeprägt sein. Ein mögliches Mittel die Bevölkerung aufzuklären und zu beeinflussen ist die Aufklärung z.B. in Form von Flyern oder Werbung, Präsentation in Medien und Schulen. Hier soll versucht werden einzuschätzen, ob die Bevölkerung in dem Einzugsgebiet eher eine Chance, also entsprechend umweltgerecht handelt (gutes Trenn- und Sammelverhalten), oder ein Risiko darstellt. 26. Wie ist die Akzeptanz der Anlage in der Bevölkerung zu bewerten? (1 = niedrig 10 = hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

27. Wie ist die Mentalität der Bürger in Bezug auf Nachhaltigkeit und umweltgerechtes Handeln

einzuschätzen? (1 = gering 10 = hoch)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

gesetzliche, staatliche Rahmenbedingungen Gesetzliche Rahmenbedingungen können eine Chance darstellen in dem beispielsweise Grenzwerte vorgegeben werden, die unnötige, kostenintensive Behandlungswege vermeiden. Risiken hingegen können Vorschriften sein, die Einschränkungen in der Behandlungsmethodik vorsehen. Z.B. konstruktive, kostenintensive Veränderungen der Anlage. 28. Wie sind die Auswirkungen einzuhaltender Grenzwerte auf die Verfahrenstechnik zu

beurteilen? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

29. Gibt es Einschränkungen durch gesetzliche Bestimmungen, die z.B. konstruktiv (z.B.

Einhausung) oder im Bereich des Arbeitsschutzes oder der Behandlungstechnik hohe Kosten verursachen?

JA NEIN

Seite 9 von 9

30. Wie wirken sich diese Einschränkungen aus? (1 = neagtiv 10 = positiv)

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Verbundprojekt: Steigerung der Energieeffizienz bei der Verwertung biogener Reststoffe

Anhang

Anhang



Anhang

Anhang



Anhang

‐ i ‐

Erfolgskontrollbericht FKZ 03KB022

1. Beitrag des Ergebnisses zu den förderpolitischen Zielen

In Übereinstimmung mit Ziel und Gegenstand der „BMU-Klimaschutzinitiative – Vorhaben zur Optimierung der energetischen Biomassenutzung“ leistet das Forschungsprojekt einen Beitrag zum Themenschwerpunkt I: „Steigerung der Energieeffizienz bei der Verwertung biogener Reststoffe“. Bisher fehlt es an Informationen zur Effizienz der bestehenden Verwertungsmechanismen, sowohl im Bereich der Kompostierung als auch bei Biomasseheiz(kraft)werken, Vergärungs- und Covergärungsanlagen. An dieser Stelle setzt die Studie an, und stellt umfangreiche Daten zur Energieeffizienz verschiedener Verwertungswege und –mechanismen zur Verfügung. Im Ergebnis werden Entscheidungsträger im Bereich der Verwertung biogener Reststoffe durch die im Rahmen der Studie bereitgestellten Daten in die Lage versetzt, Potenziale, Schwachstellen und Hindernisse in ihrem Betätigungsumfeld zu erkennen und Handlungsoptionen abzuleiten. Hierzu dienen auch die vorgestellten, angepassten Verfahren zur Analyse von Stärken und Schwächen von Verwertungsverfahren und –anlagen. Mit der kombinierten Betrachtung höherer und direkter betrieblicher Entscheidungsebenen, leisten die Ergebnisse einen Betrag zur energetischen Effizienzsteigerung und somit in ökonomischer wie auch ökologischer Hinsicht einen Beitrag zur Senkung von Betriebskosten und Treibhausgasemissionen.

2. Wissenschaftlich-technische Ergebnisse des Vorhabens, erreichte Nebenergebnisse und gesammelte wesentliche Erfahrungen

Für die 4 genannten Verwertungswege wurden unabhängig von Einander Daten zu Energieverbrauch und Bereitstellung sowie der relevanten Randbedingungen erhoben. Diese Daten lagen zu vor nur in Teilen und nicht in diesem Umfang systematisiert vor. In den erhobenen Daten, deren Bündelung und Systematisierung liegt ein wesentliches Ergebnis der Studie.

Ein Nebenergebnis der Projektarbeit stellt die kumulative Substratliste dar, welche Literaturdaten zu allen im Projektzeitraum betrachteten Substraten enthalten. Letztendlich wurde zwar nur ein Teil der Daten für die Projektergebnisse verwendet, jedoch kann diese Liste auch weiterhin als eine wichtige Basis für weitere wissenschaftliche Projekte dienen.

TUBS: Derzeit wird nur ein geringer Teil sowohl der durch Getrenntsammlung erfassten als auch der potenziell verfügbaren Mengen an Bio- und Grünabfall der Vergärung zugeführt. Das aus der Erschließung dieser Mengen resultierende Optimierungspotenzial wird im Rahmen der Studie dargelegt. So weisen die 2013 in Betrieb befindlichen Vergärungsanlagen einen Nettoenergieertrag von etwa 555 GWh/a auf. Auf Basis der Datenerhebung lässt sich durch Modernisierung und Optimierung dieser Anlagen eine Steigerung von etwa 159 GWh erreichen. Durch Vergärung der derzeit erfassten jedoch nicht vergorenen Mengen Bioabfall ließe sich der Ertrag um etwa 2.356 GWh und durch die flächendeckende Einführung der Biotonne und entsprechenden Ausbau der Vergärungskapazität um weitere 1.075 GWh steigern. Organisatorische und technische Massnahmen zur Optmierung der Energieerträge werden benannt und quantifiziert.

Die Studie stellt einen bilanziellen Vergleich der Energieeffizienz der etablierten Verfahrensweisen zur Vergärung von Bio- und Grünabfällen auf. So weisen Nassvergärungsanlagen und kontinuierlich betriebene Trockenvergärungsanlagen eine ähnliche spezifische Methanproduktion auf, durch den vergleichsweise hohen Energieverbrauch fallen

‐ ii ‐

Nassvergärungsverfahren in diesem Punkt jedoch gegenüber kontinuierlichen Trockenvergärungsverfahren zurück. Diskontinuierlich betriebenen Trockenvergärungsanlagen weisen gegenwärtig geringere Stromausbeuten auf. Gesamtenergetisch, bei zusätzlicher Berückschtigung der Wärmeausbeuten liegen sie aber auf gleichem Niveau wie die kontinuierlichen Verfahren Die Vorteile der diskontinuierlichen Verfahrensweise liegen vor allem im geringeren apparativen und verfahrenstechnischen Aufwand und daraus resultierend niedrigeren Investitionskosten, niedrigerem RWU-Aufwand, höherer Betriebssicherheit und einem geringerem Bedarf höher qualifizierten Personals. Diesen Verfahren lassen eine höhere Verfügbarkeit erwarten.

Organisatorische und technische Massnahmen zur Optmierung der Energieerträge werden benannt und quantifiziert. Diskontinuierlichen Trockenverfahren wird in diesem Zusammenhang ein hohes Entwicklungspotenzial attestiert. .

BUW: Aus den erhobenen Daten zu Kompostierungs- und Covergärungsanlagen ergaben sich Hinweise auf die bedeutendsten Effizienzpotenziale, wobei auch die Randbedingungen für die spezifischen Energieverbräuche betrachtet wurden. Eine sich daraus ergebende Hauptaussage ist, dass die Energieeffizienz von Kompostierungsanlagen, also der Energieverbrauch pro Menge Inputmaterial, sehr stark von ihrer Zielstellung abhängt. So schließt sich zum Beispiel ein direkter Energieeffizienz-Vergleich zwischen einer ländlichen Grüngutkompostierung und einer Bioabfallkompostierung im Ballungsraum aus. Erstere bedarf aufgrund des Substrates keiner aktiven Belüftung und aufgrund der Siedlungsferne auch keiner Einhausung, inklusive Abluftbehandlung. Im letzteren Fall sind dagegen diese energieintensiven Komponenten die Voraussetzung für eine effiziente Verwertung von biogenen Abfällen nahe dem Entstehungsort. Aufgrund der Bedeutung dieser Aussage für mögliche regulatorische Maßnahmen zur Energieeffizienzsteigerung in der biologischen Verwertung, wurde diese auch in drei Konferenz-Beiträgen (BioCycle‘11, Sardinia‘11, Orbit’12) und in einem Beitrag für das Waste Management Journal hervorgehoben.

ATZ: Im Rahmen des Projekts wurde durch Befragungen und Interviews von Betreibern eine breite Datenbasis geschaffen, wobei neben vielen technischen Details vor allem Energieverbräuche und Einsatzstoffmengen abgefragt wurden. Dadurch konnten Aussagen über die Effizienz in Biomasseheiz(kraft)werken getroffen werden.

Für die Befragung wurden Anlagen in einem weiten Leistungsspektrum (Feuerungswärmeleistung 0,3 MW – 64 MW) zur Erzeugung von Wärme, Prozessdampf, Strom und natürlich deren gekoppelter Nutzung berücksichtigt. Es wurden insgesamt 121 Anlagenbetreiber kontaktiert, 28 Fragebögen kamen beantwortet zurück, was einem Rücklauf von 23,1% entspricht. Auswertbare Daten liegen von insgesamt 10 Heizwerken und 15 Heizkraftwerken vor, worunter sich wiederum 8 ORC-Anlagen (Organic Rankine-Cycle) und 7 Anlagen mit Dampfturbinenprozess (CRC) befinden. Die durchschnittlich installierte Feuerungswärmeleistung aller Anlagen beträgt 16,6 MW und schwankt zwischen 0,3 MW und 64 MW. Die Heizkraftwerke weisen eine durchschnittlich installierte elektrische Leistung von 7,61 MWel auf, wobei die kleinste Anlage auf eine Leistung von 0,36 MWel und die größte auf eine Leistung von 23,5 MWel kommt.

Es wird deutlich, dass Anlagen in einem größeren Leistungsbereich nicht mehr lokal und regional mit den erforderlichen Brennstoffmengen versorgt werden können. Vielfach fehlt es an Wärmenutzungskonzepten bzw. einer optimierten Ausnutzung der anfallenden Wärmeenergie.

‐ iii ‐

Verschiedene Lösungsansätze wie z.B. der Einsatz mobiler Latentwärmespeicher wurden diskutiert und in einem Maßnahmenkatalog gesammelt, der Betreiber dabei unterstützen soll Optimierungsmaßnahmen durchzuführen.

Auf Basis der Befragung wurde ein Stärken-Schwächen-Katalog erstellt und mit gewonnenen Daten aus der Befragung hinterlegt. Dabei werden neben technischen auch gesellschaftliche und politische Aspekte berücksichtigt.

Für einzelne Anlagen konnten detaillierte Übersichten über den Energieverbrauch erstellt werden. Insgesamt zeigt sich jedoch, dass meist die Detailschärfe der Daten nicht für eine Optimierung in ausreichendem Umfang erfasst werden kann.

Hinsichtlich der Einsatzstoffe zeigt sich sehr deutlich die Fokussierung auf holzartige Brennstoffe. Biogene Reststoffe finden bislang keine relevante Anwendung.

Um Potenziale aus dem Bereich biogener Reststoffe für den zukünftigen Einsatz in Verbrennungsanlagen zu erschließen wurden Versuche durchgeführt. Dafür wurden zunächst aus verschiedenen Quellen Potenziale sowie wichtige Eigenschaften biogener Reststoffe recherchiert und in einer Tabelle zusammengetragen. Darauf aufbauend wurden Verbrennungsversuche mit ausgewählten Stoffen (Heu, Rapsstroh, Roggenstroh und Weizenausputz) durchgeführt. Während der Versuche wurden Rauchgasmessungen vorgenommen, die wiederum konkrete Aussagen zum Emissionsverhalten ermöglichen. Erhebliche Herausforderungen ergeben sich vor allem auf Grund hoher Stickoxidkonzentrationen sowie hoher Staubbelastungen. Weiterhin zeigt sich, dass Verschlackung und Korrosion bei den untersuchten Stoffen besonderer Beachtung bedürfen.

Neben den Veröffentlichungen, die im Rahmen des Gesamtprojektes durchgeführt wurden ist eine weitere Veröffentlichung der spezifischen Ergebnisse des Teilprojektes in einer Fachzeitschrift geplant. Es wurde eine Veröffentlichung in der Zeitschrift BWK - Das Energie-Fachmagazin für März 2013 in Aussicht gestellt.

3. Fortschreibung des Verwertungsplans

a. Schutzrechte:

Aufgrund des Charakters der Studie als Datenerhebung ohne Entwicklungsaufgabe sind keine Schutzrechte entstanden.

b. Nutzen für verschiedene Anwendergruppen:

Die durchgeführten Untersuchungen verbessern die Informationslage für Anlagenbetreiber, -Lieferanten und Planer. In erster Linie können Anlagenbetreiber von den Ergebnissen profitieren. Durch ein verstärktes Problembewusstsein, das Aufzeigen von innovativen Lösungsansätzen können Betreiber dabei unterstützt werden, Optimierungen an ihren Anlagen durchzuführen. Die verstärkte Nutzung biogener Reststoffe im Bereich der thermischen Nutzung kann die Unabhängigkeit im Brennstoffeinkauf erhöhen und den Transportaufwand reduzieren. Von der Nutzung biogener Reststoffe wiederum können landwirtschaftliche oder auch andere Produktionsbetriebe profitieren, in dem bisher ungenutzte Stoffe einer sinnvollen Verwendung zugeführt werden. So können Entsorgungskosten reduziert oder gar zusätzliche Einnahmen generiert werden.

‐ iv ‐

c. Vorteile gegenüber Konkurrenzlösungen

Die durchgeführten Arbeiten stehen nicht in direkter Konkurrenz zu anderen Lösungsansätzen, sondern sollen vielmehr einen Beitrag dazu leisten den Optimierungsprozess bei der energetischen Biomassenutzung durch eine verbesserte Datenbasis voranzutreiben.

Die flächendeckende Erfassung der Bioabfälle und deren Vergärung und Kompostierung führt zu einer deutlichen Verringerung der Restabfallmengen und kann zu einer weiteren Erhöhung der schon jetzt vorhandenen Leerkapazitäten bei MBA- und MVA-Anlagen führen.

d. Wissenschaftliche Erfolgsaussichten nach Auftragsende

Die geschaffene Datenbasis zeigt deutlich die Herausforderungen im Bereich der Nutzung von Biomasse und von biogenen Reststoffen im Besonderen. Die Daten sind dabei äußerst hilfreich für die Entwicklung und Beurteilung neuer Projekte.

TUBS:

Die Studie hat aufgezeigt, dass die Datenlage zu Energieverbräuchen bei einzelnen Prozessschritten sehr schlecht ist. Die überwiegende Mehrzahl der Anlagen erfasst lediglich den Gesamtverbrauch für Strom und Diesel zur betriebswirtschaftlichen Verwendung. Um innerhalb der Prozesstechnik Optimierungspotenziale aufzudecken wären jedoch detailliertere Messdaten notwendig.

Da sich die Anlagen im laufenden Betriebe befinden und diese nicht einfach heruntergefahren werden können, um die Messetechnik zu installieren, musste nach einer geeigneten, zerstörungsfrei installierbarer Messtechnik zur Erfassung des Verbrauches der einzelnen Aggregate bzw. Prozessabschnitte gesucht werden.

Die WAGO Kontakttechnik GmbH & Co. KG, Minden hat sich bereit erklärt, ein entsprechendes Messsystem für den entsprechenden Anwendungsfall zu entwickeln und bereitzustellen. Eine Möglichkeit ist die Verwendung sogenannter Zangenamperemeter oder Rogowski-Klemmen, diese werden um das stromführende Kabel installiert. Es handelt sich um eine zerstörungsfrei installierbarer Messtechnik zur Erfassung des Verbrauches der einzelnen Aggregate bzw. Prozessabschnitte.

Mehrere Anlagenbetreibe und Anlagenlieferanten haben sich bereit erklärt, entsprechende Messkampagnen auf ihren Anlagenstandorten durchzuführen. Nach Auskunft der Fa. WAGO könnte mit den Messungen im ersten Halbjahr 2013 begonnen werden.

Mehrere Anlagenbetreiber und Anlagenlieferanten haben interesse gezeigt, die aufgezeigten Optimierungsmaßnahmen durchzuführen und durch entsprechende Messkampagnen begleiten zu lassen.

BUW:

Die Erprobung und Evaluierung der angepassten SWOT-Methodik könnte in einem nachfolgenden Projekt praxisnah durchgeführt werden. Dafür bedürfte es einer engen Zusammenarbeit zwischen den Entwicklern der angepassten Methodik und ausgewählten

‐ v ‐

Kompostierungs- und Vergärungsanlagen, welche die Steigerung ihrer Energieeffizienz als immanentes Interesse ansehen.

ATZ

Aktuell sind verschiedene Aktivitäten in Planung, die auf den durchgeführten Arbeiten aufbauen.

Die bestehende Datenbasis soll ergänzt und vertieft werden mit dem Ziel einen Effizienz-Leitfaden für Biomasseheizkraftwerke zu entwickeln.

Daran geknüpft ist die Entwicklung einer „Tool-Box“, also eine Sammlung verschiedener Tools, die bei der Umsetzung und Bewertung von Effizienz-Maßnahmen helfen sollen.

Erste Werkzeuge für die Tools sind bereits in Arbeit (Tool für Dimensionierung thermischer Speicher für Biomasseheizkraftwerke)

Auf Grundlage der Ergebnisse ist es geplant Erkenntnisse aus verschiedenen Projekten, die am Institut durchgeführt wurden in diese Tool-Box zu integrieren. (Externe Überhitzung, Latentwärmespeicher)

Weiterhin soll zukünftig verstärkt im Bereich der Brennstoffkonfektionierung geforscht werden. Dafür wurde eine zusätzliche Anlage zur Kompaktierung in Betrieb genommen.

Ein denkbarer Partner für die Umsetzung dieser Pläne ist die Firma Gammel GmbH, die bereits das durchgeführte Projekt unterstützt hat.

4. Arbeiten, die zu keiner Lösung geführt haben

TUBS: Wie bereits unter Punkt 3 angesprochen wurde bei der Datenerhebung nicht die gewünschte Detailschärfe erreicht, Bemühungen, auf ausgewählten Anlagen eigene Messungen vorzunehmen, konnten im Rahmen der Projektzeit und der zur Verfügung stehenden Mittel nicht umgesetzt werden. Die Idee, im Rahmen der Datenerhebung Energieeffizienz SWOT-Analysen für einzelne Vergärungsanlagen zu erstellen scheiterte am der Bereitschaft der Betreiber.

BUW: Untersuchungen zur Energieeffizienz von spezifischen Anlagen-Komponenten waren nicht erfolgreich, da der notwendige Umfang an entsprechenden Daten nicht erhoben werden konnte. Die Ursache hierfür liegt in der zumeist fehlenden Erfassung der Energieverbräuche von einzelnen Komponenten auf den Anlagen. Dieser Sachlage wurde begegnet, indem wiederholt um die Einbindung weiterer Anlagen gerungen wurde. Obwohl diese Anstrengungen zu etwa 25% der letztendlich untersuchten Datensätze beitrugen, reichten sie nicht aus um genügend spezifische Daten bereitzustellen.

ATZ: Auf Grund der mangelnden Detailschärfe der zur Verfügung gestellten Daten konnte nicht die gewünschte Auflösung des Energieverbrauchs auf einzelne Anlagenbereiche realisiert werden. Der Einfluss einzelner Funktionsbereiche auf die Effizienz der Gesamtanlage konnte daher nur in eingeschränkter Form erreicht werden.

5. Präsentationsmöglichkeiten für mögliche Nutzer

nicht zutreffend

‐ vi ‐

6. Einhaltung der Ausgaben- und Zeitplanung

Innerhalb des Projektzeitraumes kam es infolge unerwarteter Umstände vor allem seitens der zu größeren Abweichungen vom ursprünglichen Zeitplan. Die Ausgaben- und Zeitplanung wurde jedoch im Ganzen eingehalten.