Es wurde der gesamte Lebenszyklus des biogenen Abfalls betrachtet unter Einschluss aller Umweltbelastungen, welche sowohl durch den Verwertungsprozess selbst als auch durch die Bereitstellung der Infrastruktur zur Behandlung entstehen. Die Systemgrenzen reichen vom Gartentor, wo der Abfall abgeholt wird über sämtliche Behandlungsschritte bis zur Endlagerung der Produkte (Anwendung des Komposts bzw. Lagerung der Aschen in einer Schlackendeponie). Die Energie spielt im Vergleich eine sehr wichtige Rolle. Es wurde für den Betrieb der Anlagen mit dem europäischen Strommix (UCPTE) gerechnet, sofern extern Strom bezogen werden musste (Frischknecht, 1996).

Abbildung 3 zeigt die "closed chamber"-Methode: Für jeden Prozess wurden an verschiedenen Messpunkten auf verschiedenen Mieten unterschiedlichen Alters für je ein halbe bis zwei Stunden die Gaszusammensetzungen erfasst. Je nach Aktivität der Miete wird der Behälter unterschiedlich rasch gefüllt. Aus den Messwerten wurde ein entsprechend der Aktivitäten gewichteter Mittelwert gebildet. Die Messkampagne wurde dreimal zu verschiedenen Jahreszeiten durchgeführt, um Variationen als Folge der unterschiedlichen Zusammensetzung des Ausgangsmaterials zu berücksichtigen.

Ammoniak, Lachgas und Schwefelwasserstoff konnten mit der eingesetzten Messtechnik nicht seriös gemessen werden, da die Werte wegen der Verdünnung mit dem Luftstrom meist unter dem Messbereich der Messapparatur lagen (Dräger CMS). Zudem konnte ggf. Kondenswasser die Messung stören. Es wurde daher für diese Messgrössen auf Literaturwerte zurückgegriffen.

Ökobilanzen und Sensitivitäten

Nach der Erfassung der Stoffströme wurden die damit verbundenen Emissionen bestimmt und darauf gewichtet. Die gesamten Schritte vom Rohstoffabbbau über Verteilung und Verarbeitung bis zum Anlagenbau wurden berücksichtigt. Zwei Tools wurden zur Gewichtung eingesetzt: Eine Weiterentwicklung von Ecoindicator 95 (Goedkoop, 1995) ("95+") und die Umweltbelastungspunkte, UBP, welche vom Buwal entwickelt wurden (Buwal 1997). Die Berechnungen wie auch die Untersuchungen zur Kehrichtverbrennung (Hellweg 1999) wurden durch S.Hellweg, Laboratorium für technische Chemie, an der ETH Zürich durchgeführt.

Im Ecoindicator 95+ werden 10 Wikungskategorien, wie beispielsweise Treibhauseffekt, Ozonabbau oder Versauerung, betrachtet. Alle Umwelteinflüsse, welche durch die verschiedenen, zur Abfallbehandlung notwendigen Aktivitäten hervorgerufen werden, müssen zunächst sortiert und den einzelnen Wirkungskategorien zugeordnet werden. Anschliessend werden sie in eine vergleichbare Grösse gebracht, indem sie entsprechend ihrem Schadenspotential mit einem Faktor multipliziert werden ( z.B. wird in der Wirkungskategorie Treibhauseffekt Methan in dieser Studie 21 mal stärker gewichtet als CO₂ ) ⁾. Damit können für die einzelnen Kategorien die Einwirkungen aufsummiert werden. Eine hohe Punktzahl einer Kategorie bedeutet dabei eine starke Beeinträchtigung der Umwelt.

In einem letzten Schritt kann abgeschätzt werden, wie gross die Summe der Einflüsse der einzelnen Wirkungskategorien ist. Dazu werden die Einwirkungen in einem letzten Schritt gewichtet nach Ihrem Einfluss auf Mortalität, Schädigung der Gesundheit und Beeinträchtigung der Ökosysteme. Dieser Schritt lässt subjektive Wertungen zu und ist wegen teilweise kaum exakt quantifizierbaren Annahmen mit den grössten Unsicherheiten belastet. Die totalen Ökoindikator-Punkte illustrieren daher vor allem in einer Vergleichsstudie die relativen Stärken und Schwächen eines Verfahrens, dürfen jedoch als Absolutwerte nur unter grösster Vorsicht mit Totalwerten von anderen Studien in Bezug gebracht werden. In der vorliegenden Studie wurde mit den Default-Vorgaben der Tools gearbeitet.

Die Methode UBP wurde eingesetzt, um die Resultate von Ecoindicator mit einem Tool zu überprüfen, welches von einem anderen Ansatz ausgeht. In UBP sind die Zielvorgaben die Richtlinien und Grenzwerte, welche durch die schweizerische Umweltpolitik vorgegeben werden. Genormte Umweltbelastungspunkte werden den einzelnen Emissionen, dem Energieaufwand und der ökologischen Knappheit vergeben.

Weil Ecoindicator nur Schwermetalle berücksichtigt, welche aus dem Boden in Gewässer ausgewaschen werden, wurden verschiedene Sensitivitäten für unterschiedliche Annahmen der Schwermetallausschwemmung aus mit Kompost behandelten Böden berechnet. Zusätzliche Sensitivitäten wurden unter anderem erstellt für Emissionen von NH₃, N₂O und H₂S und für die Vergabe von Gutschriften für den Düngewert des Kompostes.

Gasemissionen

Abbildung 4 zeigt das Verhältnis der Kohlenstoffemission in Form von CO₂ und CH₄ für die verschiedenen Verfahren. Die Verhältnisse reflektieren die Gesamtemissionen aller Teilschritte der einzelnen Prozesse. Bei der Vergärung wurde das im Reaktor gebildete Methan als CO₂ gewertet, da es bei der kontrollierten Verbrennung in dieses umgewandelt wird; die Methanemissionen beziehen sich daher nur auf Methan, welches nach Austrag des Fermentermaterials in der Nachrotte, bzw. nach dem Biofilter an die Umwelt entweicht.

Es zeigte sich, dass sogar in Komposten, welche sehr häufig umgesetzt werden (während der Intensivrottephase täglich), schon sehr rasch nach dem Umsetzen spürbare Methananteile entweichen (KO). In Vergäranlagen sind die Methanemissionen hoch, auch wenn das leicht abbaubare Material, welches in Kompostierungen hauptsächlich zur Methanbildung führt, bereits im Fermenter abgebaut worden ist und nur noch ein relativ kleiner Teil des Abbaus ausserhalb des Fermenters stattfindet. Am grössten sind die Emissionen bei der Kombination von Vergärung und Kompostierung im Verhältnis 40% zu 60% (VG), da in diesem Fall noch relativ viel leicht abbaubares Material in der Kompostlinie vorliegt, welches mit dem zugegebenen Gärgut anaerob angeimpft wird. Wie Sensitivitätsrechnungen bei der Ökobilanz zeigten, besteht durch verbesserte Überführung in aerobe Zustände ein grosses Verbesserungspotential bei den Vergäranlagen.

Es konnte nachgewiesen werden, dass das Methan bei der Kompostierung nicht kontinuierlich, sondern stossweise aus dem Mietenkörper entweicht. Die Messungen wurden auf existierenden Praxisanlagen erhoben, deren Betriebsweise sich z.T. etwas von den in der Ökobilanz bewerteten Anlagen mit 10'000 t/a unterscheidet. Aus Gründen, welche hier nicht diskutiert werden können, ist es denkbar, dass unter den angenommenen Massenströmen die Methanemissionen von VO etwas höher und diejenigen von VN etwas tiefer liegen dürften. Zusätzliche Messungen - auch im Hinblick auf die übrigen gasigen Emissionen - sind wünschenswert. Für eine detailliertere Diskussion der Methoden und Messwerte siehe Edelmann, Schleiss, 1999.

Ökobilanzen

Die Abbildungen 5 und 6 zeigen die Ecoindicator 95+ -Punkte für 9 Wirkungskategorien. Es werden zwei Sensitivitäten dargestellt: Bei der Variante "+Gas" der biotechnologischen Verfahren wurden Literaturwerte für die Emission von NH₃, N₂O und H₂S eingesetzt, wobei der Reinigungseffekt der Biofilter berücksichtigt wurde. Da diese Werte nicht durch eigene Messungen überprüft werden konnten (s.o.), werden ebenfalls die Totalen ohne diese Emissionen gezeigt. Für den Stickstoff- und Phosphorgehalt des Komposts wurden Nährstoffgutschriften erteilt im Umfang der eingesparten Mineraldünger. (In der KVA gehen diese Nährstoffe verloren).

In den Abbildungen 5 bis 7 zeigt die Vergärung mit Nachrotte (VN) die deutlich besten Resultate. Abgesehen vom Treibhauseffekt - welcher hauptsächlich auf die Methanemissionen bei der Nachkompostierung des Gärguts zurückzuführen ist - ist das Verfahren umweltneutral oder weist sogar negative Punktzahlen auf. Dieser aus Sicht der Umweltbelastung sehr erfreuliche Effekt ist auf die Gewinnung erneuerbarer Energie zurückzuführen: Weil ein Überschuss an erneuerbarem Strom erzeugt und ins Netz eingespeist wird, kann die Erzeugung von umweltbelastendem UCPTE-Strom eingespart werden, was in Form einer Gutschrift zu einer entsprechenden Reduktion der Umweltbelastung führt. Da VN den grössten Stromüberschuss produziert, sind die Gutschriften bei diesem Verfahren grösser ist als bei den übrigen biotechnologschen Prozessen. Die energetische Situation spiegelt sich wieder bei der Freisetzung von Radioaktivität, wo die Vergärung am besten vor der KVA abschneidet. Bei der KVA wurden relativ grosse Gutschriften durch den Verkauf von Wärme erteilt, was bei den Gäranlagen an günstigem Standort zwar ebenfalls möglich wäre, hier aber konservativ als nicht zutreffend angenommen wurde. Die Energieeinsparung durch Substitution von Mineraldünger (u.a. Haber-Bosch-Synthese) wurde bei den biotechnologischen Verfahren hingegen berücksichtigt.

Der Vergleich mit dem Tool UBP zeigte dieselbe Rangierung innerhalb der biotechnologischen Verfahren wie Ecoindicator. Weil jedoch bei UBP der Schwermetalleintrag in den Boden sehr stark gewichtet wird, zeigte nur VN bei einigen Sensitivitäten ein besseres Gesamtresultat als die Verbrennung, wo die Schwermetalle mit der Kehrichtschlacke deponiert und so dem Kreislauf weitgehend entzogen werden. Für detaillierter Angaben siehe Edelmann, Schleiss 1999.

Die Kosten der verschiedenen Prozesse wurden an bestehenden Anlagen erhoben (vgl. auch Schleiss et.al., 1998) und nachher umgerechnet auf 10'000 t/a sowie auf die normierten Vorgaben (s.o.). Im vorliegenden Vergleich wurde das gesamte eingesetzte Kapital mit dem Zinssatz von 5% von 60% des Neuwerts linear verzinst (Ammann, 1997). Als Betriebskosten wurden alle minimal notwendigen Kosten ohne Gewinnanspruch betrachtet. Die Abschreibungen wurden zur Rückzahlung von Darlehen in der Geldflussrechnung verwendet (Prochinig 1997). Die Investitionen wurden über die Nutzjahre linear abgeschrieben, was eine über die Jahre identische Belastung ergibt. Mobile Maschinen wurden innert 5 Jahren, stationäre Maschinen innert 10 Jahren und der Bauteil (Plätze und Hallen, Abwasserbecken etc.) innert 25 Jahren abgeschrieben.

Bei den Angaben für die KVA wurde auf die aktuellen Planungsdaten einer KVA mit 100'000 t/a Verbrennungskapazität, weitergehender Rauchgasreinigung und einer Ofenlinie zurückgegriffen. Es wurde angenommen, dass der Grünabfall zusammen mit dem übrigen Restmüll im "grauen" Sack eingesammelt werde. Die Einsammelkosten, welche in Figur 9 nicht inbegriffen sind, sind auf Grund der getroffenen Annahmen für alle biotechnologischen Verfahren identisch. Bei der Verbrennung müssen zwar keine getrennte Sammeltouren gefahren werden, dafür sind die Transportdistanzen grösser (Einzugsgebiet: rund 250'000 Einwohner gegenüber rund 100'000). Die Sammelkosten dürften sich daher ebenfalls in einer vergleichbaren Grössenordnung bewegen (E.Stutz, 1999).

Die Investitionskosten der voll geschlossenen Kompostierung sind sehr hoch, da dort mit einem relativ grossen Aufwand ein hoher Automatisierungsgrad erreicht wurde. Wahrscheinlich wären jedoch heute gegenüber der ausgemessenen Anlage noch gewisse Einsparungen möglich. Die offene Kompostierung weist tiefe Investitionskosten auf. Dafür wird in disem Fall der Betrieb, u.a. durch die hier nicht automatisierte Umsetzung etwas verteuert.

Abbildung 9 schlüsselt die Behandlungskosten pro Tonne Abfall auf die variablen und fixen Kosten auf. Neben dem Aufwand wird der Ertrag aus dem Energieverkauf separat ausgewiesen (bei der Vergärung nur Stromverkauf). Die offene Kompostierung ist trotz relativ hohen Betriebskosten günstiger als die Vergärung kombiniert mit Kompostierung oder reine Vergärung. Letztere liegt unter Berücksichtigung des Erlöses aus dem Energieverkauf bei rund Fr. 150.-/Tonne. Die offene Kompostierung birgt allerdings die Gefahr von erhöhten Geruchsemissionen. Sie ist daher nur unter Vorbehalten an nicht exponierten Standorten realisierbar. Bei der voll geschlossenen Kompostierung kommen die Kapitalkosten so stark zum Tragen, dass sie nicht durch Einsparungen beim Betrieb wettgemacht werden können.

Sowohl die ökologischen als auch der ökonomischen Betrachtungen zeigen Vorteile der biotechnologischen Behandlung im Vergleich mit der Verbrennung (Abbildungen 7 und 9). Die reinen Kompostierungen sind aus ökologischer Sicht deutlich weniger gut als die Gärtechnologien.

Die drei Kategorien Treibhauseffekt, Versauerung und Schwermetalle spielen eine wichtige Rolle in der Ökobilanz. Der Treibhauseffekt ist hauptsächlich auf die Emission von CO₂ und CH₄ zurückzuführen. Die CO₂-Emission kann beim Abbau von biogenem Material nicht verhindert werden und findet auch in der freien Natur statt. Nicht ganz unerwartet (Edelmann, 1995) wurden hingegen bei der Kompostierung recht grosse Methanemissionen gemessen, welche im Vergleich zum Kohlendioxid viel stärker gewichtet werden müssen. Bei der Vergärung sollten Methanemissionen klein gehalten werden können, da das in dieser Hinsicht kritische, leicht abbaubare Material im voll geschlossenen Fermenter zu Methan abgebaut und anschliessend zu CO₂ verbrannt wird. Die Messungen auf den Anlagen zeigten allerdings, dass hier noch ein grosses Verbesserungspotential besteht, wenn das aus dem Reaktor ausgetragene Material durch geeignete Massnahmen schneller in einen aeroben Zustand übergeführt wird.

Schwermetalle haben einen sehr grossen Einfluss beim Tool UBP, wo der Eintrag auf den Boden stark gewichtet wird, wie auch bei Ecoindicator 95+, sofern man dort von der Annahme ausgeht, dass Schwermetalle nach dem Austrag auf das Feld in Gewässer abgeschwemmt werden. Allerdings muss man sich bei der Schwermetalldiskussion bewusst sein, dass in der Regel nur ein sehr kleiner Teil von der Behandlung selbst stammt (Abrieb von Zerkleinerungswerkzeugen und Fördertechnik). Der überwiegende Teil wird beim Wachstum der Pflanzen durch Wind, Regen und auch Mineraldünger auf der Biomasse deponiert und durchquert dann zusammen mit dem Abfall die Anlage. Bei der KVA wurde angenommen, dass die Schwermetalle in einer inerten Form in der Asche gebunden werden und so in der Deponie weitgehend immobilisiert seien. Dadurch hat die Verbrennung bei UBP einen Vorteil: Schwermetalle werden unter dieser Optik dem ökologischen Kreislauf entzogen. Wenn man allerdings in Betracht zieht, dass die Schwermetallgehalte des Komposts in der Regel sehr deutlich unter den (tiefen) Grenzwerten liegen, scheint es sehr fragwürdig zu sein, mit diesem Argument die Verbrennung von wertvoller organischer Substanz zu fordern: Schwermetalle aus Wind und Regen dürfen nicht erst mittels einer nachträglichen Verbrennung dem Kreislauf entzogen werden; sie müssen wo immer möglich bereits am Ort ihrer Freisetzung eingedämmt werden.

Wenn man die Verfahren vergleicht, kommt der Energie die Schlüsselrolle zu: Gäranlagen schneiden aus ökologischer Sicht besser ab, weil sie keine externe fossile und nukleare Energien benötigen. Eine kombinierte Anlage wird bereits energieunabhängig, wenn ein Viertel des Abfalls vergoren wird (Edelmann. Brotschi, 1998). Wenn ein Überschuss an erneuerbarer Energie erzeugt wird, hat dies positive Auswirkungen auf praktisch alle Wirkungskategorien, weil entsprechend weniger nukleare und fossile Energie bereitgestellt werden muss: Belastungen durch Radioaktivität, Staub, Schwefeldioxid und schwefliger Säure, durch Kohlenmonoxid, Stickoxide oder Treihausgase, sowie Grössen wie Ozonzerstörung, Versauerung, Überdüngung oder Freisetzung von krebserregenden Stoffen werden reduziert. Gäranlagen würden sogar eine nochmals deutlich bessere Ökobilanz zeigen, sofern sie in der Nähe eines Gewerbebetriebs mit ganzjähriger Wärmeabnahme erstellt werden.

Wenn man sich vor Augen hält, dass die Kompostwärme praktisch immer ungenutzt an die Atmosphäre verpufft (Edelmann et al., 1993), fällt es einem schwer zu verstehen, dass heute immer noch Kompostieranlagen gebaut werden, wo eine sehr grosse Menge an umweltbelastender nuklearer und fossiler Fremdenergie aufgewendet wird, um die chemischen Bindungen aufzubrechen und zu zerstören, in welchen die hochwertige, erneuerbare und umweltfreundliche Sonnenenergie gespeichert ist.