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WOOD-UP

Aufwertung der Produktionskette

von Holzbiokohle für Energie,

Bodenfruchtbarkeit und Klimaschutz

Giustino Tonon (Hrsg.)

Das Forschungsprojekt WOOD-UP wurde finanziert durch den Europäischen Fonds für regionale Entwicklung — operationelles Programm „Investitionen in Wachstum und Beschäftigung“ EFRE 2014–2020.

WOOD-UP

Aufwertung der Produktionskette

von Holzbiokohle für Energie,

Bodenfruchtbarkeit und Klimaschutz

Giustino Tonon (Hrsg.)

Bozen-Bolzano University Press, 2020
Free University of Bozen-Bolzano
www.unibz.it/universitypress

Cover design / layout: DOC.bz / bu,press
Druck: Digiprint

ISBN 978-88-6046-179-7
E-ISBN 978-88-6046-180-3

Dieser Band – Cover und Zitate ausgenommen – ist lizenziert unter der
Creative Commons Attribuition-ShareAlike 4.0 International License.

Italienischer Originaltitel: WOOD-UP – Valorizzazione della filiera di gassificazione di biomasse legnose per l’energia, la fertilità del suolo e la mitigazione dei cambiamenti climatici

Tonon, Criscuoli

fallprodukt behandelt wird und somit Kosten für Wirtschaft und Umwelt ge- neriert. Ein aktueller Forschungsstrang hat deutlich gemacht, dass diese Kohle eine wertvolle Ressource sein kann, wenn sie etwa in der Landwirtschaft als Bodenverbesserungsmittel eingesetzt wird, mit positiven Auswirkungen auf die Bodenfruchtbarkeit, auf die Produktivität und, dank der langfristigen Bin- dung von Kohlenstoff, auf den Klimaschutz. Die in der Landwirtschaft ver- wendete Kohle wird allgemein als Biochar bezeichnet. Die physikalisch-che- mischen Eigenschaften, die ausschlaggebend sind für dessen Eignung für den landwirtschaftlichen Einsatz, hängen jedoch vom Ausgangsmaterial und den operativen Parametern des Pyrovergasungsprozesses ab. Vor der Umsetzung dieses Projekts waren die Eigenschaften der in Südtirol produzierten Biochars praktisch unbekannt, ebenso wie die tatsächliche Fähigkeit dieser Biochars, die Fruchtbarkeit von Agrarböden der Region zu verbessern und zum Klima- schutz beizutragen. Einen zweiten verbesserungswürdigen Aspekt stellt der für die Pyroverga- sung verwendete Rohstoff dar. Die in den Anlagen verwendete Lignocellu- lose-Matrix ist potentiell reich an Sekundärverbindungen, die für die Pharma- , Kosmetik- und Lebensmittelindustrie interessant sind und die wirtschaftli- che Nachhaltigkeit der gesamten Produktionskette verbessern können, wenn sie vor der Energieerzeugung extrahiert werden. In diesem Zusammenhang hat WOOD-UP die Energieeffizienz und wirt- schaftliche Nachhaltigkeit der aktuellen Produktionskette der Biomasseverga- sung in Südtirol analysiert, um Strategien zur Steigerung der Polygenerati- onskapazität aktuell verwendeter Technologien zu entwickeln und die Pro- duktion von landwirtschaftlich nutzbarem Biochar zu fördern (Kapitel 1). Gleichzeitig wurden die physikalischen und chemischen Eigenschaften der in Südtirol erzeugten Kohle untersucht, um deren Gehalt an Elementen zu eva- luieren, die für die Umwelt und den Menschen gefährlich sind und die gemäß den einschlägigen Bestimmungen eine landwirtschaftliche Nutzung verhin- dern (Kapitel 3). In agronomischer Hinsicht wollte das Projekt WOOD-UP die Wirkung be- stimmter Arten von Biochar auf Produktivität, Produktqualität und auf die Nutzungseffizienz von Wasser und Stickstoff im Wein- und Apfelanbau Süd- tirols prüfen. Kapitel 4 und 5 enthalten die Ergebnisse dieser Untersuchungen.

Einleitung

Kapitel 6 beleuchtet, welchen Beitrag Biochar zum Klimaschutz und zur lang- fristigen Kohlenstoffbindung in den Agrarböden Südtirols leisten kann. Die interessanten Ergebnisse in Kapitel 2 zeigen, wie die Extraktion von Verbin- dungen für die Pharma- und Lebensmittelindustrie vor der energetischen Nutzung von Holzbiomasse von hohem Mehrwert sein kann. Die in den vorhergehenden Kapiteln gesammelten und untersuchten Informa- tionen wurden in eine Lebenszyklusanalyse (LCA) eingebunden, deren Er- gebnisse in Kapitel 7 dargelegt werden. Zuerst wurde die ökologische Nach- haltigkeit der aktuellen Produktionskette in der Biomassevergasung in Südti- rol untersucht. Die aktuelle Situation wurde mit sechs alternativen Szenarien verglichen, die eine zunehmende Zahl innovativer Varianten unterschiedli- cher Kombination vorsahen, wie z. B. a) die Anwendung anderer als die der aktuellen Pyrovergasungstechnologien, b) die Aufwertung von Holzbiomasse zu Pharma- oder Lebensmittelzwecken, c) die Nutzung von Biochar als Bo- denverbesserungsmittel in der Landwirtschaft. Dank der Lebenszyklusana- lyse konnten die Stärken und Schwächen der aktuellen Produktionskette aus- findig gemacht und mögliche Ansätze zur Verbesserung ihrer ökologischen und wirtschaftlichen Nachhaltigkeit ermittelt werden.

Neuester Stand der Technik der Vergasung von

Holzbiomasse in Südtirol und technisch-

wirtschaftliche Analyse möglicher

Verbesserungen in Hinblick auf eine

polygenerative Strukturierung

Daniele Basso– Freie Universität Bozen Eleonora Cordioli– FreieUniversität Bozen Elisa Bonadio– NOI Techpark Südtirol Francesco Patuzzi– Freie Universität Bozen Stefano Dal Savio– NOI Techpark Südtirol Tanja Mimmo– Freie Universität Bozen Marco Baratieri– Freie Universität Bozen

Abstract Die Verbreitung kleiner Holzvergasungsanlagen hat in Südtirol im letzten Jahrzehnt deutlich zugenommen, sei es aufgrund der in dieser Region verfügbaren großen Menge an Holzbiomasse, sei es aufgrund der von staatlichen Förderprogrammen für erneuer- bare Energien erzeugten vorteilhaften Wirtschaftsbedingungen. Derzeit produzieren Vergasungsanlagen neben Elektro-und Wärmeenergie ein festes Abfallprodukt mit ho- hem Kohlenstoffgehalt, das Kohle genannt wird. Die Analogie dieses Materials mit durch Pyrolyse erzeugtem Biochar (Biokohle) hat das Interesse der Wissenschaftsge- meinschaft und Interessengruppen bezüglich dessen potenzieller Nutzung als Boden- verbesserungsmittel geweckt. Auf diese Weise kann eine Vergasungsanlage zur Poly- generation eingesetzt werden, d. h. für die Erzeugung von mindestens drei Produkten: Wärmeenergie, elektrische Energie und Biochar. Zur Evaluierung dieser Möglichkeit setzt sich diese Arbeit zum Ziel, den aktuellen Stand der Technik der in Südtirol ver- breiteten kleinen Vergasungsanlagen zu untersuchen und den Fluss der von den Anla- gen erzeugten Kohle mengen- und qualitätsmäßig zu charakterisieren; zu diesem

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Zweck werden die chemisch-physikalischen Parameter der Kohle den von den Vor- schriften für Bodenverbesserungsmittel vorgesehenen Grenzwerten gegenübergestellt und die technisch-wirtschaftliche Machbarkeit eines zukünftigen Umbaus bestehender Anlagen für die Polygeneration analysiert.

1. Einleitung

Biomasse und insbesondere Holzbiomasse (Scheitholz, Hackschnitzel, Holzpellets) kann durch spezifische Technologien, die thermochemische Pro- zesse implementieren, in Wärme-und Elektroenergie oder Biobrennstoffe um- gewandelt werden. Die Vergasung ist ein thermochemischer Prozess, der bei Temperaturen über 700 °C in Anwesenheit eines Oxidationsmittels (norma- lerweise Luft) in einem niedrigeren als für die komplette Verbrennung nöti- gen Prozentsatz erfolgt. Dieser Prozess ermöglicht die Konversion der festen Biomasse in ein Gasgemisch, das sonst als Synthesegas oder Generatorgas (producer gas) bekannt und reich an Kohlenmonoxid und Wasserstoff ist. Das Synthesegas kann direkt als Brennstoff für Verbrennungsmotoren verwendet werden, um Methanol oder Wasserstoff zu erzeugen, oder mit dem Fischer- Tropsch-Verfahren in andere synthetische Flüssigbrennstoffe umgewandelt werden. Der feste Rückstand des Vergasungsprozesses, also das, was nach dem thermischen Abbau der Biomasse übrigbleibt, ist ein kohlenstoffhaltiges Material, das generell als Kohle oder Biochar (Biokohle) bekannt ist. Mit dem Begriff Biochar werden im Allgemeinen feste Rückstände aus der Pyrolyse von Holzbiomasse bezeichnet, einem Prozess, der bei Temperaturen zwischen 350 °C und 1000 °C unter Zufuhr minimaler Sauerstoffmengen erfolgt (European Biochar Foundation (EBC), 2020). Durch Pyrolyse gewonnenes Biochar ist ein sehr poröses Material mit hohem Kohlenstoffgehalt; es ist reich an Mineralien und Aromaverbindungen und kann als Bodenverbesserungs- mittel oder als Dekontaminierungsmittel für die Wasseraufbereitung oder Bodensanierung verwendet werden. Diesbezüglich fällt die Holzvergasung in das Spektrum der mit Pyrolyse vergleichbaren Technologien. Vor allem durch Vergasung gewonnene Kohle weist viele Ähnlichkeiten mit Aktivkohle auf

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

und könnte diese hypothetisch in verschiedenen Anwendungsbereichen er- setzen (Benedetti, Patuzzi und Baratieri, 2018). Durch ihren hohen Kohlen- stoffgehalt und ihre gut entwickelte Porosität könnte die Kohle nicht nur zur Verbrennung (Galhetas et al., 2012; Piazzi, Zhang, Patuzzi und Baratieri, 2020), sondern auch zur Adsorption von Gas und Farbstoffen (Benedetti, Cor- dioli, Patuzzi und Baratieri, 2019; Marchelli et al., 2019; Runtti et al., 2014), als Trägersubstanz für die Zubereitung von Katalysatoren (Benedetti, Ail, Patuzzi und Baratieri, 2019; Benedetti et al., 2020) oder zum Cracken von Teer (Cordioli, Patuzzi und Baratieri, 2019; Klinghoffer, Castaldi und Nzihou, 2012) genutzt werden. In der Literatur werden auch Anwendungen zur Bodendüngung genannt (Hansen et al., 2015). Damit die durch Vergasung gewonnene Kohle als Biochar eingestuft werden kann, muss der Prozess je- doch für die Kohleerzeugung optimiert werden und die Kohle bestimmte qua- litative Merkmale aufweisen. Neben einem hohen Kohlenstoffgehalt und einer gut entwickelten Porosität muss die Kohle zum Beispiel einen reduzier- ten Gehalt an polyzyklischen aromatischen Wasserstoffen (PAK), polychlo- rierten Biphenylen (PBC), Dioxinen (PCDD) und Furanen (PCDF) besitzen. In diesem Kapitel werden die Begriffe Kohle und Biochar unterschiedslos ver- wendet, um den festen Rückstand aus der Vergasung zu bezeichnen, und zwar weil die hier vorgestellte, im Rahmen des Wood-Up-Projektes durchge- führte Arbeit das Hauptziel hat, die Möglichkeit einer landwirtschaftlichen Wiederverwendung der in regionalen Vergasungsanlagen erzeugten Kohle zu prüfen und Nutzungsmöglichkeiten zu ermitteln. Die Nutzung dieser festen Rückstände und somit ihre Aufwertung könnten die Vergasungstechnologie auch ohne spezielle Förderprogramme wirtschaftlich nachhaltiger machen. Aktuell werden in Südtirol über 40 Holzvergasungsanlagen betrieben (Patuzzi et al., 2016) und dort mehr als 1.300 Tonnen Kohle gewonnen, die als nicht gefährlicher Sonderabfall mit Kosten von circa 150–160 €/Tonne entsorgt wird. Eine Wiederverwendung in der Landwirtschaft könnte einerseits, wenn das Potenzial der Kohle als Bodenverbesserungsmittel bestätigt werden sollte, positive Auswirkungen auf den Boden haben, und andererseits die Inzidenz der aktuellen Entsorgungskosten in Bezug auf die Gesamtbetriebskosten einer Vergasungsanlage deutlich reduzieren und diese Technologie dadurch nach- haltiger machen.

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Unter diesem Blickwinkel wurde eine Bestandsaufnahme der Südtiroler Holz- vergasungsanlagen gemacht und eine Untersuchung zum Typus der im Pro- vinzgebiet installierten Reaktoren und der technischen Eigenschaften der ein- zelnen Anlagen durchgeführt. Insbesondere wurde eine detaillierte Flussana- lyse der verwendeten Holzbiomasse und der in diesen Anlagen gewonnenen festen Rückstände (Kohle) erstellt; dabei standen die entsprechenden Entsor- gungsverfahren oder Bestimmungszwecke besonders im Fokus der Aufmerk- samkeit. Wie bereits erwähnt, kann die in diesen Anlagen erzeugte Kohle nur dann als Bodenverbesserungsmittel verwendet werden, wenn sie die Grenz- werte der einschlägigen Gesetze und Vorschriften einhält, insbesondere die des Legislativdekrets 75/2010. Es wurde daher versucht, die Vergasungstech- nologien unter den analysierten auszumachen, die zur Gewinnung der zu die- sem Zweck nutzbaren Kohle besonders vielversprechend sind.

2. Materialien und Methoden

2.1 Anlagenkartierung. Technische Eigenschaften der verschiedenen Technologien In der Autonomen Provinz Bozen gibt es derzeit 42 funktionierende Biomasse- vergasungsanlagen mit einer installierten elektrischen Gesamtleistung von circa 6,7 MW (Daten von September 2018). Schätzungsweise werden jährlich etwas mehr als 52 GWh Elektrizität und circa 101 GWh Wärmeenergie er- zeugt. Die Anlagen sind ziemlich gleichmäßig im Gebiet der Provinz verteilt, auch dank der Tatsache, dass sich die ausgewählten Technologien sowohl in Hinsicht auf ihre Größe als auch in Bezug auf die Eigenschaften der Anlage gut an die besonderen Nutzertypologien im Südtiroler Gebiet anpassen. Diese Art von Anlage wird in Biomasseheizwerken, kleinen Industriebetrieben und Sägewerken sowie in landwirtschaftlichen Betrieben eingesetzt. Da die Bio- masseheizwerke bereits über die Logistik der Biomassebeschickung und über das Fernheizwerknetz verfügen, das die im Werk erzeugte Wärme an die Nut- zer verteilt, eignen sie sich sehr gut für die Installation von Vergasungsanla- gen, welche die großen Hackschnitzelkessel ersetzen oder ergänzen können.

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

Vor allem im Sommer, wenn die Nutzer nur zur Trinkwassererhitzung Wär- meenergie benötigen, können Vergasungsanlagen die geringe, für das Fern- heizwerknetz benötigte Menge an Wärmeenergie erzeugen; auf diese Weise kann der Betrieb großer Heizkessel mit sehr geringer Auslastung und somit auch sehr niedriger Effizienz vermieden werden. Vor allem die beträchtliche Zunahme der Südtiroler Vergasungsanlagen in den Jahren 2012 bis 2014 stand in engem Zusammenhang mit dem Förderpro- gramm des Gesetzes vom 23.07.2009, das eine sehr vorteilhafte Bepreisung vorsah. Anlagen unter 300 kW erhalten zum Beispiel einen Preis von 280 € pro MWh erzeugter Elektrizität. Diese Zunahme hätte noch größer ausfallen kön- nen, wurde aber durch bestimmte Probleme in Verbindung mit der Technik und der Zulassung gebremst, da es sich um eine völlig neue und noch nicht ganz ausgereifte Technologie handelte. Im darauffolgenden Zeitraum zwi- schen 2014 und 2018 haben die Unsicherheit der Gesetzgebung und die Sen- kung des Fördertarifs zu einer Abnahme der Investitionen in neue Installati- onen geführt. Diese Situation hat sich von Anfang 2019 bis heute zu einer fast vollständigen Paralyse des Holzvergasungsmarktes entwickelt; Grund dafür ist das Fehlen eines Förderprogramms für neue Vergasungsanlagen. Abbildung 1 zeigt die Verteilung der in Südtirol betriebenen Holzvergasungs- anlagen, nach Installationsjahr gekennzeichnet.

Abb. 1 – Verbreitung von Holzvergasungsanlagen in Südtirol in den verschiedenen Jahren

Genehmigungsjahr (# Anlagen)

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Um ein genaues Bild der in Südtirol installierten Anlagen zu erhalten und so- wohl Wirtschafts- als auch Produktions- und Verbrauchsdaten zu erfassen, wurde Betreibern einzelner Anlagen, die sich zur Mitarbeit an diesem Projekt bereiterklärt haben, ein Fragebogen vorgelegt, um möglichst viele Informati- onen zu sammeln, insbesondere in Bezug auf:

• den Fluss der verwendeten Holzbiomasse
• den Fluss der erzeugten Rückstände (Kohle) Es wurden also Informationen über die Art der verwendeten Biomasse (Hack- schnitzel, Pellets oder Briketts), deren Herkunft, die Eigenschaften des Mate- rials (z. B. Feuchtigkeit), den jährlichen Verbrauch der Anlage und die Kosten der verwendeten Rohstoffe gesammelt. Was die erzeugte Kohle anbelangt, wurden Informationen über die Art der Rückstände (trockene Kohle, feuchte Kohle, Asche oder Kondensflüssigkeiten), ihren Bestimmungszweck, die jähr- lich gewonnenen Mengen und die Entsorgungskosten (bzw. den Verkaufs- preis) gesammelt. Abgegeben wurden Fragebögen von 17 Anlagen, die repräsentativ für 10 der 11 in Südtirol angewandten Technologien sind; dadurch erhielt man ein all- gemeines Bild von der Situation, das repräsentativ für die regionale Produk- tionskette der Holzvergasung ist.

2.2 Monitoring der Anlagen und Abschluss der Massen- und Energiebilanzen Zur Unterstützung und Ergänzung der von den Anlagenbetreibern ausgefüll- ten Fragebögen wurden, wiederum in Abhängigkeit von der Bereitschaft der Betreiber, einige wichtige Vergasungsanlagen überwacht. Für das Monitoring fand das in der Empfehlung 13 des Italienischen Thermotechnischen Komitees (CTI) vorgesehene Verfahren Anwendung; die Empfehlung gibt Leitlinien für das Monitoring von Anlagen vor, die Synthesegas aus der Holzvergasung ge- winnen und nutzen. Die Massen- und Energieflüsse wurden beim Monitoring des Anlagenbetriebs für mindestens fünf Stunden kontinuierlich, ohne Unter- brechungen oder Übergangsphasen infolge vonEin-oder Ausschaltungendes Vergasungsreaktors gemessen. Ein wesentlicher Parameter, der betrachtet wurde, ist der eingehende Energiefluss, also die Menge der Biomasse pro Zeit- einheit; zu diesem Zweck wurde die Biomasse vor ihrer Einspeisung in den

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Reaktor gewogen oder – wenn die Masse nicht direkt gemessen werden konnte – die Veränderung im Lagervolumen der Rohstoffe während des un- tersuchten Zeitraums bestimmt. Der Durchfluss des Vergasungsmittels (Luft) und der des austretenden Synthesegases wurde ausgehend von Geschwindig- keitsmessungen des Ein- oder Abflusses mit einem Pitotrohr und auf Grund- lage der Zusammensetzung berechnet, die für Luft bekannt ist und im Falle des Synthesegases erhoben wird. Der Fluss der gewonnenen Kohle wurde hingegen ermittelt, indem man während der Überwachungszeit alle festen Rückstände eingesammelt und gewogen hat. Sowohl die eingespeiste Bio- masse als auch die gewonnene Kohle wurden in der Folge im Labor unter- sucht, um den Gehalt an Feuchtigkeit (UNI EN 14774) und Asche (UNI EN 14775:2010), den Gehalt an Kohlenstoff, Wasserstoff, Stickstoff, Schwefel und Sauerstoff (Elementaranalyse, UNI EN ISO 16948:2015) und den Heizwert (UNI EN 14918:2010) zu bestimmen. Auch die Zusammensetzung des durch die Vergasung gewonnenen Synthesegases wurde beim Monitoring bestimmt; in diesem Fall wurde ein tragbarer Gaschromatograph mit Säulen verwendet, die für die Messung der Konzentration von Wasserstoff, Sauerstoff, Stickstoff, Methan, Kohlenmonoxid und Kohlendioxid des analysierten Gasflusses ge- eignet sind. Was die Energieflüsse anbelangt, wurde die mit der eingespeisten Biomasse verbundene Eingangsleistung Pbiom, ausgehend vom Fluss der Biomasse 𝑚𝑚̇ 𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏 und ihrem unteren Heizwert berechnet 𝐿𝐿𝐿𝐿𝑉𝑉𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏_:_

𝑃𝑃𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏 = 𝑚𝑚̇ 𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏 ∙ 𝐿𝐿𝐿𝐿𝑉𝑉𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏

Die von der Anlage erzeugte elektrische Leistung 𝑃𝑃𝑒𝑒𝑒𝑒 wurde beim Monitoring von einem Leistungsanalysator oder mit der bereits im Kontrollsystem der überwachten Anlage integrierten Messvorrichtung gemessen. Sofern nicht vom Kontrollsystem der Anlage aufgezeichnet, wurde die erzeugte Wärme- leistung geschätzt, indem der Durchfluss der Wärmeübertragungsflüssigkeit mit einem Ultraschall-Durchflussmesser erfasst und die Vor- und Rücklauf- temperatur des Hydraulikkreislaufs mit einem Thermometer mit Platinwider- stand PT 100 gemessen wurde.

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Dann wurden die elektrische Effizienz 𝜂𝜂𝑒𝑒𝑒𝑒_, die thermische Effizienz_ 𝜂𝜂𝑡𝑡ℎ und die Gesamteffizienz 𝜂𝜂𝑡𝑡𝑏𝑏𝑡𝑡 der Anlage berechnet:

𝜂𝜂𝑒𝑒𝑒𝑒 =
𝑃𝑃𝑒𝑒𝑒𝑒 −𝑃𝑃𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎
𝑃𝑃𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏
𝜂𝜂𝑡𝑡ℎ =
𝑃𝑃𝑡𝑡ℎ
𝑃𝑃𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏𝑏
𝜂𝜂𝑡𝑡𝑏𝑏𝑡𝑡 = 𝜂𝜂𝑒𝑒𝑒𝑒 +𝜂𝜂𝑡𝑡ℎ

wobei 𝑃𝑃𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎 der von den Hilfsgeräten verbrauchten elektrischen Leistung ent- spricht.

2.3 Charakterisierung der Kohle Die Kohle aus den Vergasungsanlagen wurde, neben den oben genannten, auch weiteren Abfallanalysen zur Ermittlung des Gehalts an Metallen, po- lyzyklischen aromatischen Wasserstoffen (PAK, Methode MI-03 Rev. 13 2016) und Dioxinen (Methode EPA 1613B 1994) unterzogen. Diese Analyse setzt sich zum Ziel, mögliche Zusammenhänge zwischen den physisch-chemischen Ei- genschaften der eingesammelten Kohle und den wichtigsten Prozessparame- tern, sowie mit den spezifischen Merkmalen der überwachten Anlagen, z. B. Art des Reaktors, Nennleistung und Art der verwendeten Biomasse, hervor- zuheben. Viele Autoren sprechen sich dafür aus, dass die Eigenschaften der Kohle vor allem von der Art der verwendeten Biomasse, aber auch in erhebli- chem Maße von der Geometrie und den Betriebsbedingungen des Verga- sungsreaktors (Temperatur, Druck, Fluss, Vergasungsmittel) abhängen. Folg- lich kann auch die Art des Reaktors großen Einfluss auf die Spezifizität der erzeugten Kohle haben.

2.4 Unter kontrollierten Bedingungen gewonnene Kohle Um die möglichen Zusammenhänge zwischen den chemisch-physischen Ei- genschaften der Kohle und den Betriebsbedingungen des Vergasungsprozes- ses zu evaluieren und somit im Detail untersuchen zu können, wie sich eine Änderung dieser Bedingungen auf die Qualität der Kohle auswirken kann, indem sie zum Beispiel dafür sorgt, dass die Kohle mit den Grenzwerten der

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Düngemittelvorschriften konform ist, wurden Vergasungstests an Holzbio- masse durchgeführt, bei denen ein in den Bioenergy- und Biofuels-Laborato- rien der Freien Universität Bozen installierter Vergaserprototyp verwendet wurde. Während der Tests wurden spezifische Prozessparameter variiert, um eine größere Datenmenge für den Vergleich zur Verfügung zu haben, wäh- rend die eingespeiste Brennstoffmenge unverändert blieb. Insbesondere wurde sowohl mit unterschiedlichen Reaktorkonfigurationen als auch unter verschiedenen Prozessbedingungen Kohle erzeugt. Insgesamt wurden 6 verschiedene Arten von Kohle mit der Bezeichnung R100, R75, R50, O-R, O-C und Q erzeugt. Die Kohletypen R100, R75 und R50 wurden mit ei- nem Open-Top-Downdraft-Reaktor aus Holzhackschnitzeln gewonnen. Die Durchschnittstemperatur im Reaktor betrug circa 750 °C. Die verschiedenen Kohlearten wurden bei unterschiedlichem Ladezustand des Reaktors erzeugt, d. h. bei 100 % (R100), 75 % (R75) und 50 % (R50) der Nennlast. Die Kohlearten O-R und O-C wurden mit einem sehr kleinen Downdraft-Reaktor (20 kW) aus Holzhackschnitzeln gewonnen. Die O-R-Kohle wurde aus dem Reaktor extra- hiert, die O-C-Kohle hingegen aus dem Zyklon gewonnen, der dem Reaktor nachgeschaltet ist. Dagegen wurde die Q-Kohle mit dem Prototyp eines klei- nen (5 kW) Open-Top-Downdraft-Reaktors erzeugt. Die durchschnittliche Vergasungstemperatur betrug in diesem Fall über 600 °C. Tabelle 1 enthält die detaillierten Informationen der unter kontrollierten Bedingungen erzeugten Kohle.

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Tabelle ¹: – Detaillierte Informationen über die unter kontrollierten Bedingungen erzeugte Kohle

Bezeichnung der
Kohle

Produktionsbedingungen

R100 Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft, Open Top
Last: 100 % der Nennlast

R75 Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft, Open Top
Last: 75 % der Nennlast

R50 Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft, Open Top
Last: 50 % der Nennlast

O-R Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft (20 kW)
Kohle: aus dem Reaktor entnommen

O-C Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft (20 kW)
Kohle: aus dem Zyklon (Filtersektion) entnommen

Q Biomasse: Holzhackschnitzel
Reaktortyp: Downdraft, Open Top (5 kW)

2.5 Vergleichende Bewertung in Bezug auf die einschlägigen Vorschriften und die europäischen Standards

Die Eigenschaften der unter kontrollierten Bedingungen erzeugten Kohle, die im vorhergehenden Abschnitt beschrieben wurde, und die beim Monitoring der kommerziellen Anlagen entnommenen Kohle wurden mit den Düngemit- telgrenzwerten der einschlägigen italienischen Vorschriften und mit den wichtigsten europäischen Standards, d. h. IBI (International Biochar Initiative, https://biochar-international.org/), EBC (European Biochar Certificate, http://www.european-biochar.org/en) und BQM (Biochar Quality Mandate)

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verglichen. Schließlich wurde das vom britischen Biochar Research Center er- zeugte kommerzielle Biochar untersucht und ebenfalls mit den in der ein- schlägigen italienischen Gesetzgebung vorgegeben Grenzwerten verglichen.

3. Ergebnisse und Diskussion

3.1 Biomassefluss Die zehn Vergasungstechnologien, die unter den aktuell in Südtirol genutzten Technologien berücksichtigt wurden, verwenden Holzbiomasse in Form von Hackschnitzeln, Pellets oder Briketts unterschiedlicher Größe und Feuchtig- keit. Die Stückelung variiert zwischen G30 (maximal 30 cm Länge) und G150 (maximal 150 cm Länge), wobei der Feinanteil nicht mehr als 20 % betragen darf, damit im Reaktor keine Probleme durch Verbacken des Materials entste- hen. Zur Gewährleistung des ordnungsgemäßen Betriebs der Anlage darf die Feuchtigkeit der Biomasse außerdem bei allen Technologien 10 % nicht über- steigen. Einige Betreiber kaufen bereits getrocknete Biomasse (getrocknete Hackschnitzel oder Pellets mit einem Feuchtigkeitsgehalt von 5–²: %), die teurer ist (circa 132–136 €/t für Hackschnitzel und 195–245 €/t für Pellets); an- dere verwenden hingegen einen externen Trockner oder nutzen eine Reaktor- technologie, bei der die eingespeiste Biomasse in der Anfangsphase erhitzt und getrocknet wird (in diesem Fall sinken die Kosten der Biomasse auf 65– 96 €/t). Hackschnitzel und Briketts stammen fast vollständig aus Waldpflegearbeiten oder Abfällen aus Südtiroler Sägereien; in letzterem Fall sind die Rohstoffe kostenlos. Die Pellets kommen hingegen hauptsächlich aus Österreich und Polen, zu einem geringeren Anteil jedoch auch aus Südtirol. Unter Ausweitung der durch die Fragebögen erhobenen Daten auf alle aktuell in Südtirol betriebenen Anlagen wurde berechnet, dass den Vergasungsanla- gen fast 50.000 Tonnen Holzbiomasse zugeführt werden, wodurch Gesamt- kosten von nahezu 5 Millionen Euro pro Jahr für den Einkauf der Rohstoffe entstehen.

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3.2 Rückstandsarten und -flüsse Die zwei wichtigsten Arten von Rückständen aus dem Vergasungsprozess sind Kohle und das in der Phase der Reinigung und Kühlung des vom Reaktor erzeugten Synthesegases aufgefangene Kondensat. Beide Abfallprodukte werden von spezialisierten Betrieben entsorgt und in einigen Fällen als nicht gefährlicher Sonderabfall eingestuft. Kohle liegt als sehr feiner und flüchtiger schwarz-grauer Staub vor, dessen Handhabung eben aufgrund dieser Eigenschaften oft schwierig ist. Einige der in dieser Studie betrachteten Technologien sehen eine Befeuchtung der Rück- stände durch Wasserzusatz im Kohleauslass-Abschnitt vor. Zwar vereinfacht dieser Prozess einerseits die Handhabung der Rückstände, ist aber anderer- seits mit hohen Entsorgungskosten verbunden, da diese im Allgemeinen nach Gewicht des entsorgtenMaterials berechnet werden, und der Zusatz von Was- ser erhöht das Gewicht der Rückstände erheblich. Generell ist der Umgang mit der Kohle ein kritischer Aspekt im Betrieb einer Vergasungsanlage, vor allem weil die Entsorgung der Kohle in der wirtschaft- lichen Bilanz der Investition einen nicht unerheblichen Kostenposten darstellt. Die durchschnittlichen Entsorgungskosten für die Kohle belaufen sich auf un- gefähr 150–160 € pro Tonne; sie können jedoch je nach Art der Rückstände stark variieren. Diesbezüglich werden zwei Sonderfälle der untersuchten Ver- gasungsanlagen aufgeführt. Einige Anlagen sehen einen dem Vergaser nach- geschalteten „Reformer“ vor, eine Art Nachbrenner, der in der Lage ist, die Kohle in Asche zu verwandeln. Mit dieser Vorrichtung können Volumen und Gewicht des Abfallmaterials deutlich reduziert werden; zudem ist es möglich, letzteres nicht mehr als Abfall, sondern als einfaches Prozessnebenprodukt zu entsorgen. Außerdemliefert eine der analysierten Anlagen die Asche aus dem Reformer an ein nahegelegenes Zementwerk und schafft es so, beinahe alle Entsorgungskosten wettzumachen. Die von einem anderen Reaktortyp er- zeugte Kohle wird hingegen als Bodenverbesserungsmittel für die Landwirt- schaft nach Österreich verkauft; die Kosten werden auf diese Weise in Einnah- men von circa 200 € pro Tonne verwandelt. Die Gesamtmenge der von den Vergasungsanlagen in Südtirol erzeugte Kohle und die entsprechenden Gesamtkosten für die Entsorgung wurden unter Aus-

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weitung der durch die Fragebögen erhobenen Daten auf alle betriebenen An- lagen geschätzt. So wurde berechnet, dass jährlich über 1.200 Tonnen Kohle erzeugt werden; dem stehen jedes Jahr Entsorgungskosten in Höhe von ins- gesamt 180.000–192.000 € gegenüber. Was das Kondensat anbelangt, handelt es sich um marginale Rückstände, die von den meisten der analysierten Technologien nur beim Hoch- und Herun- terfahren der Anlage entstehen. Diese Rückstände enthalten Teer, d. h. eine Mischung aromatischer und polyaromatischer organischer Verbindungen mit hohen Siedetemperaturen, die sich bei der thermischen Konversion der Bio- masse durch Vergasung bilden und das Kondensat unbrauchbar machen; die einzige Option bleibt eine Entsorgung als Abfall.

3.3 Technologien

In den Vergasungsanlagen in Südtirol ist die technologische Konfiguration des Downdraft-Vergasers mit Festbett am stärksten verbreitet. Durch das aus Brennstoff (Biomasse) bestehende Festbett fließt im Gleichstrom das Verga- sungsmittel (normalerweise Luft) nach unten. Zwei Technologien wenden hingegen eine Konfiguration mit zweistufigem Wirbelbettvergaser an, bei dem die Pyrolyse und die Vergasung der Biomasse getrennt erfolgen. Bei zwei anderen Technologien kommt eine Konfiguration des Typs rising co- current zum Einsatz; sie ähnelt der Downdraft-Konfiguration in Bezug auf die Verteilung der verschiedenen Zonen des Vergasungsprozesses, aber die Bio- masse wird im unteren Teil des Reaktors eingespeist und das Gas von oben extrahiert. Außerdem wird die Luft in den Verbrennungsbereich eingeleitet, sodass sie einen Wirbel bildet, der an die Flüssigbett-Reaktoren erinnert. In Tabelle 2 sind die Reaktortypen der verschiedenen für die Untersuchungen ausgewählten Technologien aufgeführt. Neben der Art verwendeter Biomasse werden auch die elektrische und die thermische Leistung jedes installierten Modells angegeben. Technologien mit zwei oder mehr Leistungswerten be- ziehen sich auf Anlagen unterschiedlicher Größe. Es wird darauf hingewie- sen, dass die alphabetische Reihenfolge, in der die Technologien in Tabelle 2 aufgeführt sind, nicht der Reihenfolge entspricht, in der die verschiedenen Technologien (durch Großbuchstaben gekennzeichnet) im Folgenden angege- ben sind.

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Tabelle ³: – Art der in Südtirol installierten Vergasungsanlagen

Technologie Reaktortyp Biomasse
Elektrische
Leistung

Thermische
Leistung
[kW/Modul]
Burkhardt Rising co-current,
stationary
fluidized bed

Pellets 180 270

Entrade
Energiesysteme

Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Pellets 25 60

Holzenergie
Wegscheid

Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel
133 250
Kuntschar
Energieerzeugung

Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel
133 250
Spanner Re[^2] Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel

9
30
45

22
80
120
Stadtwerke
Rosenheim

Double stage,
fluidized bed

Hack-
schnitzel
50 110
Syncraft
Engineering

Double stage,
floating fixed bed

Hack-
schnitzel
200 480
Urbas
Maschinenfabrik

Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel
150 300
Wubi Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel

100
199

200
300
Xylogas & EAF Downdraft,
fixed bed
(Festbett)

Hack-
schnitzel
220 440

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3.4 Massen- und Energiebilanzen Abbildung 2 zeigt die zusammengefassten Ergebnisse der Massenbilanzen, die mit den beim Monitoring der Anlagen erhobenen Daten erstellt wurden, in Form eines Box-Plot-Diagramms. Mit dieser Darstellung kann die Vertei- lung der Daten in Bezug auf alle Technologien dargestellt werden, unter Her- vorhebung der Wertintervalle, in denen die größte Zahl der Daten kon- zentriert ist (zwischen dem ersten und dritten Quartil), sowie Median, Höchst- und Mindestwerte jedes analysierten Parameters. Angegeben wurden insbe- sondere die spezifischen Mengen der in den Vergaser eingespeisten Luft und des erzeugten Producer-Gases in Masseneinheiten der verwendeten Bio- masse, sowie die Menge der erzeugten Kohle als Prozentsatz (in Masse) der verwendeten Biomasse. Man sieht, dass die verwendete Luftmenge bei allen untersuchten Anlagen ungefähr dem 1,5- bis 2-fachen der eingespeisten Bio- masse und die Menge des erzeugten Gases in etwa dem 2,4- bis 3-fachen der Biomasse entspricht. Die Menge der erzeugten Kohle weist eine höhere Vari- abilität von Anlage zu Anlage auf, aber im Durchschnitt wird circa 2 % der Biomasse am Ausgang des Reaktors als fester Rückstand gewonnen.

Abb. 2 – Ergebnisse der Massenbilanzen, die mit den beim Monitoring der in Südtirol installierten Anlagen erhobenen Daten erstellt wurden: verwendete Luftmenge, erzeugte Menge an Producer- Gas und Kohle.

Was die Energiebilanzen anbelangt, fasst Abbildung 3 die Ergebnisse der Berechnungen der elektrischen Effizienz 𝜂𝜂𝑒𝑒𝑒𝑒_, thermischen Effizienz_ 𝜂𝜂𝑡𝑡ℎ und

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

Air [kg/kg_biom]Producer gas [kg/kg_biom] Char [%]

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Gesamteffizienz 𝜂𝜂𝑡𝑡𝑏𝑏𝑡𝑡 der überwachten Anlagen zusammen. Generell liegt die elektrische Effizienz der Anlagen zwischen 17 % und 26 %, die thermische Effizienz zwischen 36 % und 59 % und die Gesamteffizienz zwischen 68 % und 78 %, unter Ausnahme einer einzigen Anlage, deren Gesamteffizienz 53 % beträgt.

Abb. 3 – Ergebnisse der Energiebilanzen, die mit dem beim Monitoring der in Südtirol installierten Anlagen erhobenen Daten erstellt wurden: elektrische, thermische und Gesamteffizienz.

3.5 Charakterisierung der Kohle In den folgenden Tabellen werden die chemisch-physikalischen Analysen der beim Monitoring der kommerziellen Anlagen entnommenen Kohle aufge- führt. Wie aus Tabelle 3 hervorgeht, variiert der Kohlenstoffgehalt in der Kohle zwi- schen mindestens 48,03 % (Technologie C) und maximal 91,51 % (Technologie F); im Durchschnitt beträgt der Gehalt 71,67 %. Die hohe Variabilität beweist, dass die Art des Vergasungssystems und die Bedingungen im Reaktor den Gesamtertrag des Prozesses beeinflussen. Die Technologie F insbesondere im- plementiert einen zweistufigen Reaktor, die Technologie F hingegen einen Downdraft-Reaktor. Es ist auch interessant hervorzuheben, dass die Techno- logie C eine Kohle mit einer viel geringeren spezifischen Oberfläche (nur 78 m³/g) als die anderen erzeugt.

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

η_el η_th η_tot

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Tabelle ⁴: – Proximal- und Elementaranalyse, oberer Heizwert (HHV) und unterer Heizwert (LHV) sowie spezifische Oberfläche der von den kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle Technologie A B C D E F G H Asche [%] 27,84 16,08 49,52 31,50 13,34 6,49 29,17 25,64 C [%] 68,63 80,23 48,03 66,96 78,97 91,59 69,46 69,49 H [%] 0,33 0,49 0,89 0,18 0,68 0,52 0,11 0,20 N [%] 0,83 0,23 0,25 0,16 0,20 0,25 0,12 0,46 S [%] n.v. 0,28 n.v. 0,63 0,31 0,56 0,27 0,33 O* [%] 2,37 2,69 1,31 0,57 6,50 0,60 0,87 3,88 HHV [MJ/kg] 23,11 26,74 14,52 19,69 25,53 30,92 22,87 24,17 LHV [MJ/kg] 23,04 26,64 14,33 19,65 25,38 30,81 22,84 24,12 Feuchtigkeit [%] n.v. 1,04 n.v. 81,73 2,58 1,59 0,23 2,02 Spezif. Ober- fläche [m³/g] 352 128 78 281 587 272 320 306

Tabelle 4 enthält die Daten des Mineral- und Schwermetallgehalts der in den untersuchten kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle. In diesem Fall ist ein nicht unerheblicher Chrom- und Zinkgehalt der Kohle zu verbuchen. Diese Metalle können von den Metallteilen des Automatisierungssystems (z. B. För- derschnecke) in den Vergasern stammen oder aus mechanischen Prozessen zur Vorbehandlung der Biomasse wie z. B. Chipping oder Pelletierung. In Hinblick auf eine Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel müssen daher mögliche Verbesserungen an der Anlage ausfindig gemacht werden, um den Gehalt dieser Metalle zu reduzieren, damit die Kohle den vorgeschrie- benen Normen entspricht, wie im folgenden Abschnitt erläutert. Außerdem wurde auch der Dioxingehalt der Kohle untersucht. Wie aus den Daten in Tabelle 5 leicht ersichtlich ist, fällt der Gehalt dieser Art organischer Verbindungen bei allen untersuchten Kohlestichproben sehr gering aus, sofern er nicht sogar unterhalb der Messschwelle des Geräts liegt (<0,1 ng/kg).

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Tabelle [^4]: – Analyse des Mineral- und Schwermetallgehalts der in den kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle

Technologie A B C D E F G H
Li [mg/kg] 9,9 8,7 6,9 9,1 9,6 8,0 6,8 10,4
Na [mg/kg] 268,4 1724,9 235,7 495,1 341,8 238,0 450,1 576,8
Mg [mg/kg] 5522,6 4802,7 11467,5 4931,4 3680,8 1562,4 9330,9 4268,6
Al [mg/kg] 803,2 299,6 988,5 7081,8 488,4 141,9 680,3 165,9
K [mg/kg] 18570,4 14810,4 18974,8 14106,5 12273,9 6429,8 31825,2 15711,6
Ca [mg/kg] 4670,3 14528,7 3400,4 11431,8 14790,1 10792,5 4621,6 16714,4
Ti [mg/kg] 36,4 40,7 47,7 38,9 46,1 13,0 35,7 23,0
V [mg/kg] 1,0 0,6 1,3 0,9 3,2 0,3 1,0 0,5
Cr [mg/kg] 6,6 5,3 14,3 3,9 383,3 2,7 16,7 28,7
Mn [mg/kg] 3036,3 5154,0 7056,8 839,1 903,9 557,3 2905,9 3408,0
Fe [mg/kg] 615,9 511,9 2509,3 589,3 2162,1 138,2 759,7 351,0
Co [mg/kg] 0,9 3,0 3,1 0,5 4,3 1,3 8,1 1,8
Ni [mg/kg] 6,6 12,8 16,5 5,3 274,2 4,2 40,6 61,9
Cu [mg/kg] 34,4 54,9 73,3 26,5 24,8 8,0 46,9 34,6
Zn [mg/kg] 478,1 449,7 1316,9 182,6 263,1 84,0 397,4 346,6
As [mg/kg] 1,1 0,3 0,7 0,5 0,7 0,2 0,6 0,2
Se [mg/kg] 0,2 0,1 0,1 0,1 0,2 0,1 0,2 0,1
Rb [mg/kg] 41,8 71,1 43,3 35,1 21,3 15,3 73,9 43,1
Sr [mg/kg] 50,5 48,8 57,8 38,8 65,2 60,8 26,1 55,8
Mo [mg/kg] 0,9 1,5 2,1 0,7 7,3 0,4 2,6 1,5
Cd [mg/kg] 1,5 5,9 0,1 1,7 1,8 0,5 0,4 0,1
Sn [mg/kg] 1,1 1,1 0,7 0,8 1,2 0,8 0,8 0,9
Sb [mg/kg] 0,1 0,2 0,1 0,1 0,2 0,0 0,3 0,1
Ba [mg/kg] 26,4 42,4 15,5 57,2 41,1 69,8 29,4 34,5
Tl [mg/kg] 0,3 0,8 0,0 0,2 0,2 0,1 0,2 0,0
Pb [mg/kg] 0,4 1,6 0,2 0,4 0,4 0,7 0,4 0,3

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Tabelle [^5]: – Analyse des Dioxingehalts der von den kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle Technologie A B C D E F G H

Dioxine

2378 TCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
12378 PCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
123478 HxCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
123678 HxCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
123789 HxCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
1234678 HpCDD [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,1 0,3 <0,1 <0,1
OCDD [ng/kg] 2,7 1,5 1,2 0,6 2,1 2,2 0,7 2,2
2378 TCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,1 <0,1 <0,1 0,1
12378 PCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
23478 PCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
123478 HxCDF [ng/kg] 0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 0,2 <0,1 <0,1
123678 HxCDF [ng/kg] 0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
234678 HxCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
123789 HxCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
1234678 HpCDF [ng/kg] 0,3 0,1 <0,1 0,1 <0,1 0,2 <0,1 0,3
1234789 HpCDF [ng/kg] <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
OCDF [ng/kg] <0,1 0,6 <0,1 0,4 2,4 0,6 <0,1 <0,1

Auch der Gehalt an Polychlorbiphenyl (PCB) erweist sich bei der untersuch- ten Kohle meist als begrenzt, wie aus den Daten in Tabelle 6 hervorgeht. So- wohl was Dioxine als auch PCB anbelangt, kann man daher annehmen, dass der Prozesstyp und die Temperaturprofile in den Vergasern, zusammen mit der verwendeten Biomasse, dazu beitragen, die Bildung dieser Verbindungen zu beschränken. In Tabelle 7 sind die Konzentrationen der polyzyklischen aromatischen Koh- lenwasserstoffe (PAK) aufgeführt. Wie man sehen kann, ist die Bedeutung dieser Verbindungen nicht unerheblich und bei der Kohle einiger Anlagen sogar entschieden relevant. Aufgrund des Vorhandenseins dieser toxischen Verbindungen in der Kohle kann diese nicht direkt in der Landwirtschaft ver- wendet werden. Technologische Verbesserungen zur Beschränkung der Bil- dung und Ansammlung von PAK in der Kohle sind daher grundlegend und

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entscheidend für die Möglichkeit, die Kohle als Bodenverbesserungsmittel einzusetzen. Der folgende Abschnitt verdeutlicht die Differenz zwischen dem PAK-Gehalt der untersuchten Kohle und den Grenzwerten der einschlägigen Düngemittelvorschriften (Legislativdekret 75/2010).

Tabelle ⁵: – Analyse des PAK-Gehalts der von den kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle Technologie A B C D E F G H

PCB

Iupac77 [ng/kg] 10 <1 4 9 7 6 5 8
Iupac81 [ng/kg] <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1
Iupac123 [ng/kg] 7 <1 10 10 8 4 1 7
Iupac118 [ng/kg] 347 391 252 410 292 282 518 248
Iupac114 [ng/kg] 1 2 <1 4 <1 <1 <1 2
Iupac105 [ng/kg] 59 6 39 95 45 59 53 52
Iupac126 [ng/kg] <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1
Iupac167 [ng/kg] 50 54 49 59 43 49 65 49
Iupac156 [ng/kg] 173 224 118 142 81 133 230 120
Iupac157 [ng/kg] 15 11 12 15 10 13 17 13
Iupac169 [ng/kg] <1 <1 1 2 <1 <1 <1 <1
Iupac189 [ng/kg] 19 1 13 18 14 15 11 18

3.6 Konformität der von den kommerziellen Anlagen erzeug- ten Kohle mit den einschlägigen Düngemittelvorschriften Die einschlägigen italienischen Düngemittelvorschriften beruhen auf der Ver- ordnung (EG) 2003/2003 und dem Legislativdekret 75/2010 in aktueller Fas- sung. Indiesem Dekret werden auch Grenzwerte für die Kohlenutzung in der Landwirtschaft gesetzt. Vor allem oben genanntes Dekret definiert „Biochar“ als ein Material, das erzeugt wird durch „einen Prozess der Karbonisierung von Produkten und Rückständen pflanzlichen Ursprungs aus der Land- und Forstwirtschaft sowie aus Oliventrester, Traubentrester, Kleie, Obstkernen und -schalen und unbehandelten Holzabfällen, insofern es sich um Nebenpro- dukte der entsprechenden Tätigkeiten handelt. Der Karbonisierungsprozess besteht im Verlust von Wasserstoff, Sauerstoff und Stickstoff seitens des orga- nischen Materials infolge der Anwendung von Wärme unter Abwesenheit

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oder reduzierter Verfügbarkeit des Oxidierungsmittels, normalerweise Sauer-
stoff. Dieser thermochemische Zersetzungsprozess wird als Pyrolyse oder
Krackverfahren bezeichnet. Die Vergasung sieht einen weiteren oxidoreduk-
tiven Prozess der durch Pyrolyse erzeugten Kohle vor.“Die so erzeugte Kohle
muss den in Tabelle 8 aufgeführten Normgrenzwerten entsprechen.

Tabelle 7 – Analyse des PAK-Gehalts der von kommerziellen Anlagen erzeugten Kohle

Technologie A B C D E F G H

IPA

Naphthalin [μg/kg] 2128649 1912973 2386 200368 859491 110338 26861 563819
Acenaphthylen [μg/kg] 514300 171045 138 19495 62838 140 7 62703
Acenaphthen [μg/kg] 314055 11197 26 1565 29918 515 270 4536
Fluoren [μg/kg] 16341 5287 13 27 86 203 1650 367
Phenanthren [μg/kg] 584386 385187 119 78749 190237 9806 1220 118217
Anthracen [μg/kg] 412102 40452 18 6351 13454 457 1245 25644
Fluoranthen [μg/kg] 477586 47703 36 4934 29200 1218 114 46343
Pyren [μg/kg] 434026 51745 22 4160 38312 817 60 44436
BaA [μg/kg] 104671 3742 4 226 547 20 21 12673
CHR [μg/kg] 135638 4514 5 236 892 220 26 25125
B(b)F [μg/kg] 32126 630 3 27 119 17 5 5197
B(j)F [μg/kg] 14180 251 2 7 29 12 2 3318
B(k)F [μg/kg] 10309 217 6 14 38 13 1 2170
BeP [μg/kg] 20993 722 3 25 107 73 41 8817
BaP [μg/kg] 14709 458 4 15 51 5 66 4349
Per [μg/kg] 3273 100 3 7 24 16 38 866
BghiP [μg/kg] 1632 58 1 1 17 0 1 1658
IcdP [μg/kg] 1921 49 1 2 2 2 1 967
DBahA [μg/kg] 1066 30 1 0 2 2 2 771
DBalP [μg/kg] 290 21 6 3 2 11 25 393
DBaeP [μg/kg] 492 12 8 2 2 4 28 211
DBaiP [μg/kg] 70 11 13 2 6 6 20 20
DBahP [μg/kg] 151 87 27 3 9 19 51 29

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Tabelle [^8]: – Änderungen der Anlage 2 des Legislativdekrets 75/2010

Mindestgehalt in
nützlichen Substanzen
und/oder Elementen
Evaluierungskriterien
Sonstige
Anforderungen

Nützliche
Substanzen oder
Elemente, deren
Gehalt angegeben
werden muss
Verschiedene
anzugebende
Eigenschaften
Sonstige
Anforderungen

Grenzwerte
für
chemisch-
biologische
Parameter

Anmerkungen

Gesamter organischer
Kohlenstoff (TOC)(#) % TS
≥ 20 und ≤ 30 (CI(*)3)
> 30 und ≤ 60 (CI(*)2)
> 60 (CI(*)1)
Salzgehalt mS/m ≤ 1000(§)
pH(H2O) 4–12
Feuchtigkeit % ≥ 20 für
pulverförmige Produkte(°)
Asche % TS
> 40 und ≤ 60 (CI(*)3)
≥ 10 und ≤ 40 (CI(*)2)
< 10 (CI(*)1)
H/C (molar)(^) ≤ 0,7

Granulometrie
(Durchgang 0,5–2–5
mm)
Gesamtstickstoff
Gesamtkalium
Gesamtphosphor
Gesamtkalzium
Gesamtmagnesium
Gesamtnatrium
% C aus Karbonat
Test der
Phytotoxizität und
Zunahme
(Regenwurmtest
und/oder
Keim-/Zunahmetest)
Maximale
Wasserretention

PAK (Σ 16
Moleküle) <
6 mg/kg TS
PCB < 0,5
mg/kg TS
Dioxine < 9
ng/kg

(#) abzüglich C aus
Karbonat
(*) Qualitätsklasse
(§) Zur Nutzung als
Bodenverbesserungsmittel
im Gemüse- und
Pflanzenbau ≤ 100
(^) Kohlenstoff-
Stabilitätsindex
(°) Daten, die in jedem Fall
anzugeben sind

Tabelle 9 enthält die Ergebnisse der chemisch-physikalischen Analysen so- wohl von Kohle, die in kommerziellen Anlagen erzeugt wurde, als auch von Kohle, die unter kontrollierten Bedingungen gewonnen wurde. Die in der Ta- belle angegebenen Daten beschränken sich auf Parameter, die auf normativer Ebene signifikant sind. In roter Farbe werden Parameter gekennzeichnet, die den aktuellen Normgrenzwerten nicht entsprechen. Sichtbar ist insbesondere, dass die Kohle in allen Fällen (außer in einem) den für die PAK-Konzentration vorgegebenen Grenzwert überschreitet, in einigen Fällen sogar um ein Fünf- faches.

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Tabelle [^9]:–Vergleich der chemisch-physikalischen Eigenschaften mit den italienischen Normgrenz- werten (von den Grenzwerten abweichende Parameter sind rot gekennzeichnet).

TEQ

DX
[mg/kg]

9 <0,1<0,1<0,1<0,1 <0,1<0,1<0,1 <0,1 <0,1<0,1 7,0

TEQ

PCB
[ng/kg]

0,5 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1

∑
PAK
[mg

/kg] 6
5179,9132,02,8 316,21225,2123,831,7 916,260,2124,3132,6193,3414,834,2409,427,0

Pb
[mg/kg]

140 0,4 0,9 0,2 0,4 0,4 0,7 0,4 0,3

Cd
[mg/kg

]
1,5 1,5 2,4 0,1 1,7 1,8 0,5 0,4 0,1 6,1 0,3 0,0 0,1 0,4 0,1 0,5 0,0

Zn
[mg/kg

]

500 478,1246,81316,9182,6263,184,0397,4346,6586,2418,929,095,2 205,214,8288,948,5

Cu
[mg/kg

]
230 34,484,673,326,5 24,88,0 46,9 34,6 51,436,39,4 21,9 42,611,741,2 8,0

Ni
[mg/kg]
100 6,6 248,716,55,3 274,24,2 40,6 61,9 8,0 16,02,6 6,4 35,24,0 45,2 2,4

Cr (tot)[mg/kg]
-- 6,6 127,814,33,9 383,32,7 16,7 28,7 5,3 25,83,8 4,0 10,06,2 46,7 1,7

Feuchtig

keit [%] > 20 1,0 81,7 2,6 1,6 0,2 2,0 3,0 3,7 6,6 1,4 1,7 3,0

Asche [%] < 60 27,816,149,531,5 13,36,5 29,2 25,6 29,532,517,928,0 29,711,254,2 3,9

H/C
[mol/

mol]
< 0,70,0 0,1 0,2 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2

C [%] > 20 68,680,248,067,0 79,091,669,5 69,5 55,248,162,141,4 48,571,123,9 84,9

Grenzw

.

A B C D E F G H I M R100R75 R50 O

-R O -C Q

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Die hohen PAK-Konzentrationen könnten hauptsächlich auf die Temperatur- profile zurückzuführen sein, die sich im Vergaser generieren und zur Bildung dieser Verbindungen beitragen, sowie auf Adsorptionserscheinungen im Kohlebett, das faktisch als Filter für das Producer-Gas in der Reduktionszone dient. Folglich muss eine Methode zur Nachbehandlung der Kohle gefunden werden, um diese mit den für Bodenverbesserungsmittel vorgesehenen Normgrenzwerten konform zu machen, da sich eine wirksame Veränderung der Prozessparameter der Vergaser besonders komplex darstellt. Wie zuvor verdeutlicht, stellt auch die Konzentration von Metallen wie Chrom und Zink in der Kohle einen limitierenden Faktor für die Nutzung die- ses Materials als Bodenverbesserungsmittel dar. Diesbezüglich könnten Me- tallteile für die Bewegung fester Materialien in den Vergasern oder Metallteile der zur Vorbehandlung benutzten Maschinen (z. B. Häcksler und Pelletierer) die Hauptverursacher der Kontamination sein. Wie aus den in Tabelle 10 auf- geführten Daten hervorgeht, weist die in bestimmte Vergaser eingespeiste, ge- häckselte Biomasse bereits nicht unerhebliche Metallkonzentrationen auf (man beachte insbesondere den Chromgehalt). Es könnte daher von besonderem Interesse sein, eine Studie zur Inzidenz der einen und der anderen auf die Wirkungen der Metallkontamination der Kohle durchzuführen, und einen Ersatz derselben, oder Verbesserungen in der Pla- nungsphase neuer Vergasungssysteme zu evaluieren.

Tabelle ²: – Metallkonzentrationen in der vorbehandelten Biomasse, mit der einige Vergaser gespeist werden As Cd Cr Pb Ni Cu Se Zn [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] B 6,00 < 0,5 1,90 < 0,5 < 0,5 1,00 2,20 9,60 D 5,60 < 0,5 1,90 < 0,5 < 0,5 1,50 2,30 12,30 E 5,40 < 0,5 1,80 < 0,5 < 0,5 1,20 2,10 15,00 F 5,10 < 0,5 1,60 < 0,5 < 0,5 1,00 2,10 9,40 G 5,60 < 0,5 2,10 < 0,5 < 0,5 0,90 2,30 9,90 H 4,80 < 0,5 2,20 1,10 < 0,5 1,10 2,20 10,60

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

3.7 Kommerzielles Biochar und andere europäische Zertifizierungsstandards Sowohl die beim Monitoring der aktuell in Südtirol betriebenen Anlagen ent- nommene als auch die unter kontrollierten Bedingungen erzeugte Kohle wur- den mit den Grenzwerten anderer europäischer Standards verglichen, und zwar mit folgenden: IBI, EBC und BQM. Kommerzielle Biochars wurden mit den italienischen Normgrenzwerten verglichen.

In Tabelle 11 sind die Eigenschaften des vom UK Biochar Research Center (https://www.biochar.ac.uk/) erzeugten kommerziellen Biochar aufgeführt. Dieses Biochar wurden mit den aktuellen italienischen Vorschriften für Bo- denverbesserungsmittel verglichen. Wie die Daten der Tabelle und insbeson- dere die rot hervorgehobenen Werte belegen, erfüllen auch die vom UK Bio- char Research Center erzeugten und vermarkteten Biochars nicht völlig die von den italienischen Vorschriften vorgegebenen Parameter, vor allem was den Schwermetallgehalt anbelangt. Man sieht, dass der signifikanteste Wert der Kadmiumgehalt ist, da er die Normgrenzwerte fast in allen Fällen über- schreitet. Wichtig ist auch die Beobachtung, dass die Emissionsfaktoren der Summe aller 16 polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe diese Grenzwerte voll und ganz einhalten. Dieser Aspekt ist besonders interessant, weil die Kohle fast aller in Südtirol betriebenen Anlagen weit über den Grenz- werten liegende PAK-Konzentrationen aufweist, wie zuvor bereits ausführ- lich erläutert. In Tabelle 11 wurden die folgenden Akronyme zur Kennzeich- nung der aus verschiedenen Materialien (Mischantus-Pellets, Raps-Pellets, Reisschalen, Nadelholzpellets, Weizenstrohpellets, Klärschlamm) und bei zwei unterschiedlichen Temperaturen (d. h. 550 °C und 700 °C) gewonnenen Kohle verwendet. MSP – Miscantus Straw Pellets; OSR – Oil Seed Rape Straw Pellets; RH – Rice Husk; SWP – Soft Wood Pellets; WSP – Wheat Straw Pellets; SS – Sewage Sludge.

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Tabelle [^11]: – Vergleich der Biochar-Parameter mit den italienischen Normgrenzwerten

TEQ

DX
[mg/kg]

9 2,7 3,9 6,8 4,5 5,1 5,9 0,0 3,3 4,3 1,8 3,1 0,4

TEQ

PCB
[ng/kg]

0,5 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,0 0,2 0,2 0,0 0,0 0,1 0,1

∑
PAK
[mg/kg]
6 0,5 0,1 0,5 < 0,110,2 0,3 4,4 0,2 0,4 < 0,113,8 1,4

Pb
[mg/kg]
140 17,6 201,2195,9

Cd
[mg/kg]

1,5 0,7 4,6 1,8 3,0 17,8 20,0 3,5 8,2 3,2 1,3 11,7 12,4

Zn
[mg/kg]
500 63,4 44,5 7,2 8,8 23,6 36,2 25,7 99,6 10,5 12,0 835,7896,2

Cu
[mg/kg]
230 26,6 5,9 7,9 13,8 5,4 26,9 19,4 9,7 3,6 4,7 255,2296,6

Ni
[mg/kg]

100 5,0 30,4 2,5 3,3 3,0 2,7 3,3 74,1 1,0 2,5 57,2 66,3

Cr (tot)[mg/kg]
0,5 8,7 36,1 4,4 5,0 34,6 123,4 4,5 275,7292,7

Feuchtig

keit [%] ≥ 20 1,8 2,2 2,6 3,6 1,5 1,5 1,5 1,0 1,9 2,2 2,5 1,7

Asche [%] < 60 12,2 11,6 19,5 21,9 47,9 47,9 1,3 1,9 21,3 23,8 58,9 63,9

H/C
[mol/mol]

< 0,70,4 0,2 0,3 0,2 0,3 0,2 0,4 0,2 0,4 0,2 0,5 0,3

C [%] > 20 75,4 79,2 68,9 67,7 48,7 47,3 85,5 90,2 68,3 69,0 29,5 29,6

Grenzw

.

MSP550MSP700OSR550OSR700RH550RH700SWP550SWP700WSP550WSP700SS550SS700

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

In den untenstehenden Tabellen 12–14 werden die qualitativen Eigenschaften der in Südtiroler Anlagen erzeugten Kohle den Grenzwerten der wichtigsten internationalen Standards gegenübergestellt: IBI, EBC und BQM.

Wie man sieht, sind die Werte der Schwermetalle (vor allem Zink) und der polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe auch bei einem Vergleich der Kohle mit unterschiedlichen Standards diskriminierend. Wie zuvor ange- nommen, kann die Zinkkontamination von Metallteilen der Automationssys- teme der Anlagen und von Metallteilen der Maschinen zur Vorbehandlung eingespeister Biomasse (Häckseln, Pelletieren) verursacht werden. Was hin- gegen die PAK anbelangt, scheinen diese stark vom Vergasungsprozess selbst beeinflusst zu werden; für ihre Eliminierung ist daher eine wirksame Nach- behandlung erforderlich. Außerdem ist es interessant, die Variabilität der zum Teil recht hohen Grenz- werte unterschiedlicher Standards zu betrachten (z. B. im Falle des IBI-Stan- dards). So erfüllt beim Vergleich der untersuchten Kohlewerte mit dem IBI- Standard nur ein einziger Parameter – jener der polyzyklischen aromatischen Kohlenwasserstoffe – nicht die Grenzwertvorgaben. Alle anderen Werte, auch die des Schwermetallgehalts, liegen innerhalb der Grenzwerte des Standards.

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Tabelle ⁶: – Vergleich der Parameter der von den Vergasungsanlagen erzeugten Kohle mit den Grenzwerten des IBI-Standards (die blauen Werte überschreiten die Grenzwerte)

TEQ

DX
[mg/kg]
9 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 7,0

TEQ

PCB
[ng/kg]0,2

-0,5 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1

∑
PAK
[mg/kg]
6-[^20]
5179,9132,02,8 316,21225,2123,831,7 916,260,2 124,3132,6193,3414,834,2 409,427,0

Pb
[mg/kg]70-

500 0,4 0,9 0,2 0,4 0,4 0,7 0,4 0,3

Cd
[mg/kg]1,4

-[^39] 1,5 2,4 0,1 1,7 1,8 0,5 0,4 0,1 6,1 0,3 0,0 0,1 0,4 0,1 0,5 0,0

Zn
[mg/kg]200

-[^7000] 478,1246,81316,9182,6263,184,0 397,4346,6586,2418,929,0 95,2 205,214,8 288,948,5

Cu
[mg/kg]63-
1500 34,4 84,6 73,3 26,5 24,8 8,0 46,9 34,6 51,4 36,3 9,4 21,9 42,6 11,7 41,2 8,0

Ni
[mg/kg]47-
600 6,6 248,716,5 5,3 274,24,2 40,6 61,9 8,0 16,0 2,6 6,4 35,2 4,0 45,2 2,4

Cr (tot)[mg/kg]64-
1200 6,6 127,814,3 3,9 383,32,7 16,7 28,7 5,3 25,8 3,8 4,0 10,0 6,2 46,7 1,7

Feuchtig

keit[%] -- 1,0 81,7 2,6 1,6 0,2 2,0 3,0 3,7 6,6 1,4 1,7 3,0

Asche[%] -- 27,8 16,1 49,5 31,5 13,3 6,5 29,2 25,6 29,5 32,5 17,9 28,0 29,7 11,2 54,2 3,9

H/C
[mol/mol]

< 0,70,0 0,1 0,2 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2

C [%] ≥ 10 68,6 80,2 48,0 67,0 79,0 91,6 69,5 69,5 55,2 48,1 62,1 41,4 48,5 71,1 23,9 84,9

IBI A B C D E F G H I M R100R75 R50 O

-R O -C Q

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

Tabelle [^13]: – Vergleich der Parameter der von den Vergasungsanlagen erzeugten Kohle mit den Grenzwerten des EBC-Standards (die grünen Werte überschreiten die Grenzwerte)

TEQ

DX
[mg/kg]

20 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 7,0

TEQ

PCB
[ng/kg]

0,2 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1

Σ PAK[mg/kg]

4
5179,9132,02,8 316,21225,2123,831,7 916,260,2 124,3132,6193,3414,834,2 409,427,0

Pb
[mg/kg]

120 0,4 0,9 0,2 0,4 0,4 0,7 0,4 0,3

Cd
[mg/kg]

1 1,5 2,4 0,1 1,7 1,8 0,5 0,4 0,1 6,1 0,3 0,0 0,1 0,4 0,1 0,5 0,0

Zn
[mg/kg]
400 478,1246,81316,9182,6263,184,0 397,4346,6586,2418,929,0 95,2 205,214,8 288,948,5

Cu
[mg/kg]

100 34,4 84,6 73,3 26,5 24,8 8,0 46,9 34,6 51,4 36,3 9,4 21,9 42,6 11,7 41,2 8,0

Ni
[mg/kg]
30 6,6 248,716,5 5,3 274,24,2 40,6 61,9 8,0 16,0 2,6 6,4 35,2 4,0 45,2 2,4

Cr (tot)[mg/kg]
80 6,6 127,814,3 3,9 383,32,7 16,7 28,7 5,3 25,8 3,8 4,0 10,0 6,2 46,7 1,7

Feuchtig

keit[%] -- 1,0 81,7 2,6 1,6 0,2 2,0 3,0 3,7 6,6 1,4 1,7 3,0

Asche[%] -- 27,8 16,1 49,5 31,5 13,3 6,5 29,2 25,6 29,5 32,5 17,9 28,0 29,7 11,2 54,2 3,9

H/C
[mol/mol]

< 0,70,0 0,1 0,2 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2

C [%] > 50 68,6 80,2 48,0 67,0 79,0 91,6 69,5 69,5 55,2 48,1 62,1 41,4 48,5 71,1 23,9 84,9

EBC A B C D E F G H I M R100R75 R50 O

-R O -C Q

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

Tabelle [^14]: – Vergleich der Parameter der von den Vergasungsanlagen erzeugten Kohle mit den Grenzwerten des BQM-Standards (die orangefarbenen Werte überschreiten die Grenzwerte)

TEQ

DX

[mg/kg]

20 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 7,0

TEQ

PCB
[ng/kg]

0,5 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1 <1

Σ PAK[mg/kg]

20
5179,9132,02,8 316,21225,2123,831,7 916,260,2 124,3132,6193,3414,834,2 409,427,0

Pb
[mg/kg]

60 0,4 0,9 0,2 0,4 0,4 0,7 0,4 0,3

Cd
[mg/kg]

3 1,5 2,4 0,1 1,7 1,8 0,5 0,4 0,1 6,1 0,3 0,0 0,1 0,4 0,1 0,5 0,0

Zn
[mg/kg]
150 478,1246,81316,9182,6263,184,0 397,4346,6586,2418,929,0 95,2 205,214,8 288,948,5

Cu
[mg/kg]

40 34,4 84,6 73,3 26,5 24,8 8,0 46,9 34,6 51,4 36,3 9,4 21,9 42,6 11,7 41,2 8,0

Ni
[mg/kg]
10 6,6 248,716,5 5,3 274,24,2 40,6 61,9 8,0 16,0 2,6 6,4 35,2 4,0 45,2 2,4

Cr (tot)[mg/kg]
15 6,6 127,814,3 3,9 383,32,7 16,7 28,7 5,3 25,8 3,8 4,0 10,0 6,2 46,7 1,7

Feuchtig

keit[%] 1,0 81,7 2,6 1,6 0,2 2,0 3,0 3,7 6,6 1,4 1,7 3,0

Asche[%] 27,8 16,1 49,5 31,5 13,3 6,5 29,2 25,6 29,5 32,5 17,9 28,0 29,7 11,2 54,2 3,9

H/C
[mol/mol]

0,0 0,1 0,2 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,0 0,1 0,0 0,0 0,0 0,1 0,2

C [%] 68,6 80,2 48,0 67,0 79,0 91,6 69,5 69,5 55,2 48,1 62,1 41,4 48,5 71,1 23,9 84,9

BQMA B C D E F G H I M R100R75 R50 O

-R O -C Q

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

4. Technisch-wirtschaftliche Analyse möglicher Eingriffe

zur Anlagenoptimierung in Hinblick auf Polygeneration

4.1 Beschreibung des Berechnungstools Zur Evaluierung der wirtschaftlichen Nachhaltigkeit möglicher Eingriffe zur Optimierung der im Südtirol betriebenen Vergasungsanlagen, infolge derer diese in die Lage versetzt werden, neben elektrischer und Wärmeenergie auch eine Kohle zu erzeugen, deren Qualität mit Biochar für landwirtschaftliche Zwecke kompatibel ist, wurde ein Berechnungstool zur Erstellung des Business Plans der Anlage entwickelt. Das Tool wurde in einer Microsoft Excel Umgebung entwickelt und konzipiert, um die technisch- wirtschaftlichen Leistungen der Anlage in „Originalkonfiguration“, also in der auf dem Markt angebotenen und im Gebiet betriebenen Ausführung, mit den Leistungen der „optimierten Konfiguration“ zu vergleichen, also mit einer Anlage, die so verändert wurde, dass sie eine landwirtschaftlich nutzbare und qualitativ hochwertigere Kohle als die Anlage in der Originalkonfiguration erzeugt. In Hinblick auf den Umfang der ermittelten Optimierung wurde das Tool mit der Logik konzipiert, die Auswirkungen auf die Anlagenleistungen in Bezug auf die Veränderung in der Erzeugung elektrischer Energie, thermischer Energie und Kohle sowie die Veränderung in den mit der Aufwertung der erzeugten Kohle verbundenen Kosten und Einnahmen zu bestimmen, um eine Cashflow-Analyse durchführen zu können. Nachdem der Nutzer die Anlagenparameter in der Originalkonfiguration und in der optimierten Konfiguration eingegeben hat, berechnet das Tool den Verlauf des Netto-Cashflows und des kumulierten Cashflows der Anlage im Laufe der Zeit. Auf diese Weise soll grafisch dargestellt werden, welche Wirkung der ermittelte Umfang der Optimierung im Laufe der Zeit auf die Gewinn- und Verlustrechnung der Anlage hat.

4.2 Anwendungsbereich Das Tool wurde zum Einsatz an Holzvergasungsanlagen mit elektrischer Nennleistung zwischen 1 und 999 kW entwickelt, die als Nebenprodukt eingestufte Biomasse verwenden und zwischen 2012 und 2018 unter Nutzung

Basso, Cordioli, Bonadio, Patuzzi, Dal Savio, Mimmo, Baratieri

eines von folgenden Dekreten vorgesehenen Förderprogramms in Betrieb genommen wurden:

• Ministerialdekret vom 18. Dezember 2008 (allumfassender Tarif)
• Ministerialdekret vom 6. Juli 2012 (FER-Dekret 2012)
• Ministerialdekret vom 16. Juni 2016 (FER-Dekret 2016) Da die Untersuchungen im Laufe des Projekts ergeben haben, dass in Südtirol keine Anlagen ohne diese Förderprogramme in Betrieb genommen wurden, schien es unnötig, alternative und mit den aufgezählten nicht kumulative För- dermechanismen wie das Net-Metering (scambio sul posto) und die Abnahme zu einem festgesetzten Preis durch den Netzbetreiber (ritiro dedicato) in Be- tracht zu ziehen. Die berücksichtigten Tarife werden automatisch unter An- gabe des Zeitraums der offiziellen Inbetriebnahme der Anlage ausgewählt; jährliche Kürzungen werden in Betracht gezogen, sofern von den Bestimmun- gen vorgesehen.

4.3 Wirtschaftliche Analyse möglicher Optimierungseingriffe Die Schwierigkeit, einen Zusammenhang zwischen den technischen Betriebs- eigenschaften der Anlagen und der Qualität der erzeugten Kohle herzustellen, hat eine Ermittlung wissenschaftlich fundierter Lösungen und möglicher Ein- griffe zur Anlagenoptimierung mit dem Ziel einer qualitativen Verbesserung der erzeugten Kohle verhindert. Im Laufe des Projekts hat sich auch die Mög- lichkeit der Erprobung empirischer Optimierungslösungen als nicht praktika- bel erwiesen, und zwar aus verschiedenen Gründen:

• Mangelnde Möglichkeit einer Änderung der Betriebsparameter der Anla- gen infolge der Risiken in Verbindung mit einer Profitverringerung auf- grund der Ausscheidung aus dem Förderprogramm und mit den daraus entstehenden möglichen Schäden und Funktionsstörungen der Anlage;
• Besonderheit des Genehmigungsverfahrens, das eine Betriebseignungsbe- wertung (seitens des Amts für Luft und Lärm) auf Grundlage eines genau definierten Projekts vorsieht, an dem im Laufe der technischen Lebens- dauer keine „bedeutenden/wesentlichen“ Änderungen vorgenommen werden dürfen, da ansonsten die Genehmigung verfällt. Daraus hat sich automatisch die mangelnde Möglichkeit der Durchführung relevanter Op-

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

timierungseingriffe ergeben, wie z. B. den Reaktor durch einen neuen Ty-
pus auszutauschen oder der Anlage neue Teile hinzuzufügen, z. B. durch
Anwendung eines „Reformers“.

• Mangelnde Bereitschaft der Anlagenbetreiber, „empirische“ Veränderun- gen, also Änderungen mit unsicherem Resultat, an der Anlage vorzuneh- men;
• Mangelnde Bereitschaft der Partner, eine Laboreinrichtung mit marktähn- lichen Dimensionen zu suchen, in der Lösungen und Strategien zur Qua- litätsverbesserung der erzeugten Kohle frei erprobt werden können. Dies vorausgesetzt, wurde vereinbart, die wirtschaftliche Analyse einer mögli- chen Veränderung der Anlage, mit der die gewonnene Kohle von einem „Kos- tenpunkt“ (wegen ihrer schlechten Qualität und der daraus resultierenden Not- wendigkeit, als Abfall entsorgt zu werden) in eine „Ressource“ (also ein Pro- dukt, das auf dem Markt verkauft wird) verwandelt werden kann, mit einem „Rückwärtsansatz“ durchzuführen. Die wirtschaftliche Rückwärtsanalyse wurde wie folgt durchgeführt: nach Festsetzung von drei möglichen Verkaufs- preisen für die Kohle in Abhängigkeit ihrer aktuellen Marktnotierung im Agr- arbereich wurde der für Veränderungen an der Anlage verfügbare Höchstbe- trag (aus dem Kohleverkauf) berechnet, wobei als Abschreibungsdauer für die Investition die Restlebensdauer der Anlage zu Grunde gelegt wurde.

4.4 Definition der Originalkonfiguration Die wirtschaftliche Analyse der beiden Konfigurationen – Originalkonfigura- tion (d. h. Marktkonfiguration) und optimierte Konfiguration (d. h. für den Erhalt qualitativ hochwertiger Kohle veränderte Konfiguration) –wurde nicht in Hinblick auf die Daten und Eigenschaften einer spezifischen Technologie oder Vergasungsanlage durchgeführt, sondern in Hinblick auf eine ideale An- lage, deren technische Daten und Leistungen den Durchschnittswerten der in Südtirol untersuchten Anlagen entsprechen. Bei der Definition der einzelnen Anlagenparameter in der „Originalkonfiguration“ wurden die im Folgenden erläuterten Betrachtungen angestellt.

• Aus der Analyse der Vergasungsanlagen in Südtirol geht hervor, dass zwi- schen 2012 und 2015, unter dem damals sehr vorteilhaften Förderpro- gramm, 35 der 44 derzeit aktiven Holzvergasungsanlagen gebaut wurden.

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Aus diesem Grund wurde entschieden, der Analyse eine hypothetische
Anlage, die 2013 in Betrieb genommen wurde, zu Grunde zu legen.

• Auch die Wahl der Leistung dieser Anlage wurde unter Berücksichtigung der Eigenschaften der aktuell betriebenen Anlagen getroffen. Genauer ge- sagt fiel die Wahl auf eine aus zwei Modulen mit einer elektrischen Nenn- leistung von 45 kW und einer thermischen Nennleistung von 100 kW be- stehende Anlage (dies entspricht den Eigenschaften der meisten Anlagen).
• Die übrigen für die Originalkonfiguration verwendeten technischen und wirtschaftlichen Parameter wurden ausgehend von den Durchschnitts- werten der bei der Untersuchung der Anlagen erhobenen Daten ermittelt; gleichzeitig wurde eine vergleichende Evaluierung der Parameter in Be- zug auf die Werte der einzelnen Anlagen, die eine ähnliche Leistung wie die des Projekts haben, durchgeführt. In Tabelle 15 sind die Werte der für die Charakterisierung der „Originalkon- figuration“ der Anlage gewählten Parameter aufgeführt.

4.5 Definition der „optimierten Konfiguration“ Die Analyse wurde unter Berücksichtigung eines Kohleverkaufspreises zwi- schen 0 €/t und 500 €/t durchgeführt. Im Folgenden werden die Parameter und die hypothetischen Betriebsmerkmale sowie die Gründe für deren Annahme erläutert.

• „Investitionsjahr“: die Wahl des Jahres, in dem der Eingriff vorgenommen werden soll, wurde unter Berücksichtigung der folgenden beiden Fakto- ren getroffen:
• Die meisten in der Region angesiedelten Anlagen wurden zwischen 2013 und 2015 genehmigt (27 von 44 aktuell betriebenen Anlagen) und können daher die noch für weitere 13–15 Jahre vorgesehene Förderung in Anspruch nehmen;
• vermutlich werden noch einige Jahre Forschung erforderlich sein, um potenzielle Änderungen an den Anlagen zur Verbesserung der Koh- lequalität zu ermitteln und zu entwickeln.
• Eine Hypothese sieht vor, die Änderungen an der Anlage im 10. Betriebs- jahr vorzunehmen (in der Annahme, dass man in diesem Jahr bereits den aus der Anlagenoptimierung entstandenen Vorteil genießt); somit wurde

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

angenommen, dass für weitere 11 Jahre eine Rendite aus der Investition
für die Optimierung der Anlage erwächst (unter Veranschlagung einer der
Förderdauer entsprechenden Nutzungsdauer der Anlage von 20 Jahren).

• Es wurde außerdem angenommen, dass ebenso viel elektrische und ther- mische Energie und Kohle erzeugt wird wie in der Anlage der Original- konfiguration. Tabelle 15 – Parameter der „Originalkonfiguration“ einer idealen Anlage mit repräsentativen Betriebsparametern

Element Wert Element Wert

Bezeichnung der Technologie

„Theoretische
Anlage“

Spezifische
Anlagenkosten [€/kW] 6 500

Anz. der Module ³: Personal [€/kWh] 0,03

Zeitraum der Inbetriebnahme

Von 01/2013
bis 12/2013 Versicherung [€/a] 2 500

Elektrische Leistung des Moduls [kW][^45] GSE-Verfahren [€/Jahr] 1 200

Thermische Leistung des Moduls [kW][^100] Wartung [€/kWh] 0,03

Betriebsstunden pro Jahr [Stunden] 7 500 Kaufpreis der Biomasse [€/t][^94]

Eigenverbrauch elektrischer Energie [%][^11] Verkaufspreis der Wärme [€/MWh][^40]

Jährlicher Verbrauch an Biomasse [kg/kWh] 1,1 Kohle- Entsorgungskosten [€/t][^155]

Spezifische Kohleerzeugung [kg/kWh] 0,02

Für die Trocknung
verwendete
Wärmeenergie [%]

50

Eigenkapital [%] [^0]: Aufgewertete thermische Energie [%][^30]

Finanzierungszinsen [%] 3,5 Fördertarif [€/MWh] 251,86

Darlehenslaufzeit [Jahre] ²: Dauer der Förderung [Jahre][^20]

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• Auf Grundlage des Marktpreises der Kohle in der Agrarbranche wurden vier verschiedene optimierte Anlagenkonfigurationen erstellt, die sich je- weils durch einen Verkaufszielpreis für die Kohle auf dem Markt kenn- zeichnen:
• Optimierte Konfiguration 1 – Preis für die Kohleaufwertung = 0 €/t;
• Optimierte Konfiguration 2 – Preis für die Kohleaufwertung = 100 €/t;
• Optimierte Konfiguration 3 – Preis für die Kohleaufwertung = 200 €/t;
• Optimierte Konfiguration 4 – Preis für die Kohleaufwertung = 500 €/t.
• In der optimierten Konfiguration 1 wurde angenommen, dass die Qualität der Kohle nicht ausreicht, um in der Landwirtschaft genutzt werden zu können, aber dass die Kohle von der Anlage kostenfrei entsorgt werden kann (zum Beispiel als in der Baubranche wiederverwendbares Nebenpro- dukt). Hypothese 4 sieht hingegen den besten Fall vor, und zwar dass die Qualität der Kohle es ermöglicht, einen Verkaufspreis von 500 €/t zu erzie- len. Durchgeführt wurde eine Rückwärtsanalyse und daher bei Anwendung des Tools mit der Anlagenoptimierung verbundene Investitionskosten in Höhe von null Euro eingegeben. Der verfügbare Höchstbetrag für die Umsetzung der Änderungen an den Anlagen wurden daher für jede optimierte Konfigu- ration (von 1 bis 4) als Differenz zwischen dem nach 20 Betriebsjahren kumu- lierten Kapital in der optimierten und in der Originalkonfiguration errechnet.

4.6 Ergebnisse der wirtschaftlichen Analyse In Tabelle 16 und den Abbildungen 4 und 5 sind für jede optimierte Konfigu- ration die Ergebnisse der wirtschaftlichen Simulation in Bezug auf das nach 20 Betriebsjahren kumulierte und zur Umsetzung der Anlagenoptimierung (die, wie angenommen, im 10. Betriebsjahr durchgeführt werden soll) zur Ver- fügung stehende Kapital angegeben. Wenn man annimmt, dass die Änderung an der Anlage ab dem zehnten Betriebsjahr vorgenommen wird und in den übrigen elf Betriebsjahren der Anlage eine Rendite erzielt werden kann, vari- iert das für eine eventuelle Optimierung der Anlage maximal verfügbare Budget, wie man sieht, zwischen mindestens 23.000 € und höchstens 97.000 €. Zum aktuellen Zeitpunkt kann man, da die durchzuführenden Optimierungs- arbeiten nicht genau definiert werden können, nur schwer abschätzen, ob

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diese Summen angemessen oder ausreichend sind, um den Verkauf der Kohle zu den angenommenen Preisen zu ermöglichen. Der Wert dieser Beträge kann jedoch einen nützlichen Hinweis auf die wirtschaftlichen Voraussetzungen ei- ner eventuellen für den Markt attraktiven technologischen Lösung liefern, die auch in der Zukunft ermittelt werden kann (von den Forschern oder den Akt- euren der Industrie).

Tabelle [^16]: – Simulation der Kapitalkumulation nach 20 Jahren, der Unterschiede zwischen kumu- liertem Kapital vor und nach dem Eingriff (Δ vor und nach der Optimierung) sowie des maximal verfügbaren Kapitals für die Anlagenoptimierung für jede optimierte Konfiguration.

Konfig. Entsor-
gungs-
kosten

Verkaufs-
preis

Kumu-
liertes
Kapital
(20 Jahre)

Δ
nach/vor
der Op-
tim.

Max.
verfüg-
bares
Kapital

[€/t] [€/t] [€] [€] [€]

Original 155 0 291 929 - 0
Optimierung 1 0 0 314 947 2 093 23 018
Optimierung 2 0 100 329 797 3 443 37 868
Optimierung 3 0 250 352 072 5 468 60 143
Optimierung 4 0 500 389 197 8 843 97 268

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Abb. 4 – Kumuliertes Kapital nach 20 Betriebsjahren in der Originalkonfiguration und in den vier optimierten Konfigurationen

Abb. 5 – Für den Optimierungseingriff verfügbares Kapital in den vier ermittelten Konfigurationen

Kumuliertes Kapital nach 20 Jahren (€)

Originalkonfiguration Optim. Konfig. 1 Optim. Konfig. 2 Optim. Konfig. 3 Optim. Konfig. 4

Für den Optimierungseingriff verfügbares Kapital (€)
Originalkonfiguration Optim. Konfig. 1 Optim. Konfig. 2 Optim. Konfig. 3 Optim. Konfig. 4

Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

Zum besseren Verständnis der Resultate und in Bezug auf jede optimierte Konfiguration sind in Abbildung 6 die jährlichen Einnahmen der Anlagen aufgeführt, die zurückzuführen sind auf:

• Förderung und Verkauf der erzeugten elektrischen Energie
• Verkauf der Wärmeenergie
• Einsparung der Entsorgungskosten und/oder Verkauf der Kohle (in der Grafik bezeichnet als „Einnahmen aus der optimierten Konfiguration“).

Es wird deutlich, dass die mit der Anlagenoptimierung und dem Verkauf der qualitativ hochwertigeren Kohle verbundenen höheren Jahreseinnahmen einen relativ geringen Prozentsatz (zwischen 1 % und 5 %) der Gesamteinnah- men ausmachen, während der aus der Förderung der erzeugten elektrischen und thermischen Energie stammende Beitrag weiterhin überwiegt. Für Verkaufspreise der Kohle in Höhe von 500 €/t, wie in der optimierten Kon- figuration Nr. 4 angenommen, oder noch höhere Preise, wie sie im Falle einer positiven Entwicklung des Kohlemarkts möglich sind (zum Beispiel wenn der Kohle wichtige Eigenschaften zur Verbesserung der Bodenqualität oder Fä- higkeit zur Speicherung von Kohlenstoff zugesprochen werden können) scheint ein Eingriff zur Optimierung der Anlage jedoch sowohl vom ökologi- schen als auch vom wirtschaftlichen Standpunkt gerechtfertigt. Diese Aussage trifft umso mehr zu, wenn der Eingriff in den ersten Betriebsjahren der Anla- gen vorgenommen wird.

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Abb. 6 – Prozentualer Anteil der einzelnen Posten an den jährlichen Einnahmen der Anlage in den vier verschiedenen optimierten Konfigurationen

Optimierte Konfiguration 1
(Kohleverkaufspreis = 0 €/t)

Optimierte Konfiguration 2
(Kohleverkaufspreis = 100 €/t)

Optimierte Konfiguration 3
(Kohleverkaufspreis = 250 €/t)

Optimierte Konfiguration 4
(Kohleverkaufspreis = 500 €/t)

Einnahmen aus elektr. Energie
88%

Einnahmen aus Wärmeenergie
11%

Einnahmen aus optim. Konfig. 1
1%

Einnahmen aus elektr. Energie
87%

Einnahmen aus Wärmeenergie
11%

Einnahmen aus optim. Konfig. 2
2%

Einnahmen aus elektr. Energie
86%

Einnahmen aus Wärmeenergie
11%

Einnahmen aus optim. Konfig. 3
3%

Einnahmen aus elektr. Energie
84%

Einnahmen aus Wärmeenergie
11%

Einnahmen aus optim. Konfig. 4
5%

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5. Schlussfolgerungen

Mit den in Südtiroler Vergasungsanlagen gesammelten Informationen über den Fluss zugeführter Biomasse und den Fluss erzeugter Rückstände, der die An- lage verlässt, konnte ein repräsentatives Gesamtbild des Betriebs und der Ver- waltung dieser Anlagen erstellt werden. Aus der Studie geht hervor, dass jähr- lich circa 1.300 Tonnen Kohle erzeugt werden, die derzeit als nicht gefährlicher Sonderabfall entsorgt werden. Die Möglichkeit einer Nutzung der in den Süd- tiroler Vergasungsanlagen gewonnenen Kohle als Bodenverbesserungsmittel (ähnlich wie Biochar) gemäß dem Legislativdekret 75/2010 in aktueller Fassung hängt vor allem vom Gehalt polyzyklischer aromatischer Kohlenwasserstoffe (PAK) ab, sowie vom Vorhandensein bestimmter Schwermetalle, deren Werte die Normgrenzwerte zum Teil erheblich übersteigen. Beim Vergleich der che- misch-physischen Analyse der Kohle mit den wichtigsten europäischen Stan- dards (IBI, EBC und BQM) wird deutlich, dass die Nutzung der Kohle in der Landwirtschaft weiterhin durch das Vorhandensein von PAK beschränkt bleibt. Um die aktuellen Vergasungsanlagen in polygenerative Systeme zu verwan- deln, die neben elektrischer und thermischer Energie auch Biochar erzeugen, das als Bodenverbesserungsmittel genutzt werden kann, müssen daher die Hauptprozessparameter (z. B. die Temperaturprofile im Reaktor) verändert oder Systeme zur Nachbehandlung der Kohle eingesetzt werden, um den PAK-Gehalt zu reduzieren. Darüber hinaus können Schwermetalle als weiterer kritischer Faktor in der Kohle vorhanden sein; sie können von mechanischen Teilen stammen, die zur Beförderung fester Materialien in der Anlage verwen- det werden, oder aus Vorbehandlungen der Holzbiomasse wie z. B. das Häck- seln oder Pelletieren. Es war nicht möglich, spezifische Lösungen oder Eingriffe zu ermitteln, die an den Anlagen durchgeführt werden können, um qualitativ hochwertige Kohle zu erzeugen, und die Wirksamkeit eventueller empirischer Lösungen ließ sich nicht an den vorhandenen Anlagen erproben; daher konnte kein kompletter Satz technisch-wirtschaftlicher Daten für die in den Simulationen nutzbare, op- timierte Konfiguration definiert werden. Die Untersuchung der Auswirkungen auf die Wirtschaftlichkeit einer Anlage, die optimiert wurde, um eine landwirt-

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schaftlich nutzbare Kohle zu erhalten, wurde daher unter Forcierung der An- wendung des Simulators anhand einer wirtschaftlichen „Rückwärtsanalyse“ durchgeführt. Diese Analyse erfolgte im Hinblick auf eine „ideale Anlage“ mit durchschnittlichen Betriebsparametern, die den im Laufe des Projekts an Anla- gen im Südtirol durchgeführten Untersuchungen entnommen wurden. Auf Grundlage der mit dem Verkauf der Kohle erzeugten Einnahmen und den ab dem Jahr, in dem die Optimierungsarbeiten durchgeführt wurden, bis zum Ende der Nutzdauer der Anlage eingesparten Entsorgungskosten, wurde das Kapital geschätzt, das maximal für die Durchführung dieser Eingriffe zur Ver- fügung stehen könnte. Die wirtschaftliche Analyse hat verdeutlicht, dass für die Investitionen zur Optimierung der Anlage höchstens ein Budget zwischen 23.000 und 97.000 Euro zur Verfügung stehen würde, abhängig vom Verkaufs- preis, den die Kohle nach diesen Änderungen auf dem Markt erzielen könnte. Trotz der Schwierigkeit, die Angemessenheit der berechneten Summen in Be- zug auf die erforderlichen Investitionen zur Anpassung der Anlage in Hinblick auf die Kohleproduktion (zum veranschlagten Verkaufspreis) zu bestimmen, können diese Beträge dennoch einen ungefähren Richtwert für die Anforderun- gen der Wirtschaftlichkeit darstellen, die eine technologische Lösung zur Opti- mierung der Anlage erfüllen müsste, um auf dem Markt attraktiv zu sein.

Literaturverzeichnis

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Neuester Stand der Technik der Vergasung von Holzbiomasse in Südtirol

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Extraktion aus Holzrückständen für

Anwendungen in der Lebensmittel- und

Pharmabranche

Giovanna Ferrentino – Freie Universität Bozen Nabil Haman – Freie Universität Bozen Ksenia Morozova – Freie Universität Bozen Matteo Scampicchio – Freie Universität Bozen

Abstract Evaluiert wurde die antimikrobielle Wirkung der durch zwei verschiedene Sohxlet- Extraktionstechnologien und überkritisches Kohlendioxid gewonnenen Extrakte von Picea abies auf das Wachstum von Enterococcus faecalis und Streptococcus thermophilus. Als Technik zur Evaluierung der antimikrobiellen Wirkung wurde die isotherme Kalo- rimetrie genutzt. Die Anpassung der Wärmeflusskurve des mikrobiellen Wachstums erfolgte mit veränderter Gompertz-Gleichung, um die Parameter der Zeitverzögerung und der Geschwindigkeit des mikrobiellen Wachstums zu erhalten. Außerdem wurden die für die antimikrobielle Wirkung verantwortlichen Phenolverbindungen durch Massenspektrometrie ermittelt. Die Ergebnisse haben gezeigt, dass beide Extrakte, un- abhängig von der verwendeten Technologie, eine ähnliche antimikrobielle Wirkung aufweisen. Von den beiden Stämmen hat jedoch S. thermophilus eine höhere Resistenz gegen die antimikrobielle Wirkung des Extrakts als E. faecalisgezeigt. Die für diese Wir- kung verantwortlichen wichtigsten Phenolverbindungen waren Catechin, Dihydro- quercetin, Astringin und Isorhapontin. Die Ergebnisse haben das Potenzial des Extrakts von Picea abies als natürliches Antimikrobikum aus nachhaltigen Quellen und Alterna- tive zu den aktuellen künstlichen Konservierungsmitteln verdeutlicht.

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

1. Einleitung

Seit der Antike hat Holz immer eine zentrale Rolle im Leben der Menschen gespielt. Trotzdem seine Nutzung zu Zwecken wie z. B. der Wärmeerzeu- gung, dem Waffen- oder Fahrzeugbau im Laufe der Jahre immer mehr abge- nommen hat, bleibt Holz auch heute noch in vieler Hinsicht ein Material von grundlegender Bedeutung, sei es beim Bau von Häusern und Möbeln oder der Herstellung von Papier, Werkzeug, Kunstwerken und Musikinstrumenten. Während seiner Be- und Verarbeitung fallen jedoch große Mengen an Abfäl- len und Nebenprodukten an. Oft haben diese Holzabfälle jedoch einen sehr begrenzten wirtschaftlichen Wert. Daher besteht ein steigendes Interesse, Al- ternativen für eine Wiederverwendung und Aufwertung von Holzabfällen zu finden, mit denen neue Materialien und Produkte erzeugt werden können. Ein interessanter Ansatz für die Aufwertung dieser Nebenprodukte besteht in der Extraktion bestimmter in ihnen enthaltener Verbindungen, die antimikro- bielle und antioxidative Eigenschaften gezeigt haben (Salem et al., 2016; Grassmann et al., 2003). Die Rinde und Äste vieler Baumarten werden seit Jahrhunderten als Quelle für Aromen, Duftstoffe und Farbpigmente verwen- det. Rezente Studien weisen auf ein zunehmendes Interesse der wissenschaft- lichen Gemeinschaft an der Festlegung physisch-chemischer Eigenschaften der Extrakte aus Holzabfällen hin (Bianchi et al., 2014; Kusumoto et al., 2014; Minova et al., 2015; Sahin et al., 2017. Zum Beispiel wurde beobachtet, dass Extrakte aus Kastanien- oder Kirschbaumholz antimikrobielle Eigenschaften besitzen und in der Lage sind, mögliche Kontaminationen im Wein zu kon- trollieren (Alañón et al., 2015). Die Baumextrakte aus dem Endopleura uchiwie- sen eine hohe antimikrobielle und zytotoxische Wirkung auf (Politi et al., 2011); desgleichen haben sich Extrakte aus Eukalyptusholz als sehr wirksam bei der Hemmung des Wachstums von Bakterien und Hefe erwiesen (Cruz et al., 2011). Vor Kurzem wurde festgestellt, dass die durch hydrodynamische Kavitationstechnologie gewonnenen Extrakte aus den nadelartigen Blättern des Abies alba eine starke oxidationshemmende Wirkung haben (Becvárová et al., 2018).

Extraktion aus Holzrückständen

Unter den verschiedenen Baumarten rufen die Holzabfälle der Rottanne (Picea abies) großes Interesse hervor. Es handelt sich um eine in Europa weit verbrei- tete Art, die circa 38 % des Baumbestands in den europäischen Wäldern aus- macht (Becvárová et al., 2018). Auf die große Verbreitung dieses Baums ist auch seine starke industrielle Nutzung in verschiedenen Bereichen und somit die erhebliche Menge anfallender Nebenprodukte zurückzuführen. Aufgrund dieser Situation ergibt sich die Notwendigkeit, alternative Ansätze für die Aufwertung und Wiederverwendung zu finden. Vor Kurzem wurde nachge- wiesen,dass die Rinde der Rottanne einen hohen Gehalt an Verbindungen mit oxidationshemmender Wirkung aufweist (Neiva et al., 2018). Einige Studien haben nachgewiesen, dass aufgrund des hohen Hemicellulosegehalts interes- sante Oligomere erzeugt werden können, die als Bestandteile oder Hilfsstoffe in Produkten der nutrazeutischen und pharmazeutischen Industrie nutzbar sind. Eine andere Studie hat nachgewiesen, dass aus der Rottannenrinde ge- wonnenen Extrakte eine starke antimikrobielle Wirkung gegen bestimmte pathogene Mikroorganismen haben wie z. B. Staphylococcus aureus, Klebsiella pneumoniae und Pseudomonas aeruginosa (Tanase et al., 2018). Auch wurde eine erhebliche hemmende Wirkung der aus Picea abies gewonnenen Extrakte ge- gen die Mikrobenspezies des Streptococcus pneumoniae festgestellt (Vainio- Kaila et al., 2015). Obwohl die antimikrobielle und oxidationshemmende Wir- kung der aus Holzabfällen gewonnenen Extrakte durch veröffentlichte Ergeb- nisse zahlreicher Studien bestätigt wird, ist jedoch immer noch nicht ganz klar, welche Wirkung die Extraktionstechnologie und das bei der Extraktion verwendete Lösungsmittel letztendlich auf die physikalischen und chemi- schen Eigenschaften der erzeugten Extrakte haben. Der aus Thymus pectinatus gewonnene Extrakt, zum Beispiel, nutzt Methanol als Lösungsmittel und hat keine antimikrobielle Wirkung gezeigt. Eine gewisse antimikrobielle Wirkung zeigte sich jedoch, als das entsprechende ätherische Öl durch Dampfdestilla- tion mit einem Clevenger-Apparat gewonnen wurde (Vardar-Ünlü et al., 2003). Diese Unterschiede könnten mit dem beim Extraktionsprozess verwen- deten Lösungsmittel zusammenhängen. Eine von Salem et al. (2016) durchge- führte Untersuchung wies hingegen eine starke antibakterielle und oxida- tionshemmende Wirkung des Methanolextrakts von Picae Abies nach (Salem et al., 2016).

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

Die in diesem Bereich veröffentlichten Studien verdeutlichen außerdem, dass nicht nur das Lösungsmittel, sondern auch die Technologie einen erheblichen Einfluss auf die funktionellen Eigenschaften der Extrakte haben kann. Zum Beispiel wurde berichtet, dass die Extraktion aus Holzabfällen von Phyllanthus emblica L. mit Flüssigkeiten unter Druck, unter Nutzung von Methanol als Lösungsmittel, ein Extrakt mit stärkerer oxidationshemmender Wirkung er- zeugt hat als die überkritische Flüssigkeitsextraktion oder die herkömmliche Extraktion mit Lösungsmittel (Liu et al., 2009). Andere Arbeiten berichten hin- gegen, dass die überkritische Flüssigkeitsextraktion dank niedriger Tempera- turen während des Prozesses und Zusatz von Co-Lösungsmitteln wie Ethanol oder Methanol die Erzeugung ätherischer Öle mit starker antimikrobieller Wirkung ermöglicht hat. Extrakte aus Agarholz (Aquilaria crassna) zum Bei- spiel haben das Wachstum von Staphylococcus aureus und Candida albicans ge- hemmt (Wetwitayaklung et al., 2009). Darüber hinaus haben die mit überkri- tischer Flüssigkeitsextraktion gewonnenen Extrakte aus Zedernholz (Eller et al., 2000) und aus den Abfallprodukten von Pinus taeda (Pasquini et al., 2005) und Eukalyptus eine bemerkenswerte oxidationshemmende Wirkung gezeigt (González-Vila et al., 2000). Auf Grundlage dieser in den verschiedenen wissenschaftlichen Arbeiten be- richteten Beobachtungen haben die Autoren ihre Untersuchungen in diesem Kapitel auf die Evaluierung der antimikrobiellen Wirkung von Extrakten aus Abfallprodukten der Verarbeitung von Picea abies konzentriert. Zur Bewer- tung der Wirkung der Extraktionstechnologie auf die Eigenschaften des er- zeugten Extrakts wurden zwei verschiedene Techniken angewandt: eine Soxhlet-Extraktion mit Ethanol als Lösungsmittel und eine überkritische Flüs- sigkeitsextraktion mit Kohlendioxid als Lösungsmittel. Die Wahl dieser bei- den Arten der Extraktion beruht im Wesentlichen auf der unterschiedlichen Polarität der Lösungsmittel. Eine Soxhlet-Extraktion mit Ethanol erzeugt im Allgemeinen ein Extrakt mit polaren Phenolverbindungen. Mit überkriti- schem Kohlendioxid gewonnene Extrakte hingegen liefern ätherische Öle mit einem höheren Gehalt an unpolaren Verbindungen (Cao et al., 2007; Caredda et al., 2002). Diese beiden Extraktionstechnologien wurden auf Holzabfälle von Picea abies angewandt und die gewonnenen Extrakte an zwei grampositi-

Extraktion aus Holzrückständen

ven Mikroorganismen getestet, und zwar Enterococcus faecalis und Streptococ- cus thermophilus. Für das Monitoring der antimikrobiellen Wirkung der Ex- trakte wurde die Technik der isothermen Kalorimetrie gewählt, eine innova- tive Methode, die ein kontinuierliches und zu der von den Mikroorganismen während ihres Stoffwechsels erzeugten Wärmemenge proportionales Signal liefert. Außerdem wurden die Extrakte mit chromatographischen Techniken (HPLC- MS) in Anwesenheit und Abwesenheit von Mikroorganismen untersucht, um die für die antimikrobielle Wirkung verantwortlichen Phenolverbindungen zu ermitteln.

2. Materialien und Methoden

2.1 Vorbereitung der Holzabfälle Die Holzabfälle der Rottanne (Picea abies) wurden in Südtirol (Italien) gesam- melt. Bei ihrer Ankunft im Labor wurden die Stichproben gemahlen, um ein feines Pulver mit einer Körnung von 300-[^800]: μ_m zu erhalten. Der abschlie-_ ßende Feuchtigkeitsgehalt des Pulvers betrug 7,8 ± 1,2, während die Wasser- aktivität bei 0,4 ± 0,1 lag.

2.2 Extraktion mit überkritischem Kohlendioxid Eine Hochdruck-Pilotanlage (Super fluidi s.r.l., Padova, Italien) wurde zur Ex- traktion mit überkritischem Kohlendioxid aus Holzabfällen von Picea abies verwendet. Das System besteht aus einem Extraktor und zwei gravimetri- schen Separatoren. Im Extraktor befindet sich ein Edelstahlbehälter (800 ml Volumen), dessen Enden mit porösen Filtern aus Edelstahl verschlossen sind. Eine Hochdruck-Membranpumpe (Lewa LDC - M - 9XXV1, Mailand, Italien) wurde verwendet, um das Kohlendioxid in den Extraktor zu pumpen. Für die Durchführung der Experimente wurden der Anlage 80 ± 1 Gramm Picea-abies- Pulver zugeführt. Die Extraktionsbedingungen wurden auf Grundlage eines experimentellen Plans bestimmt, in dem Druck (von 10 bis 30 MPa), Tempe- ratur (von 35 bis 50 °C) und Zeit (von 10 bis 180 Minuten) definiert wurden,

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

um am Ende der Extraktion den maximalen Produktertrag zu erhalten. Als Co-Lösungsmittel wurde ein Anteil von 10 % (p/p) Ethanol hinzugefügt, um die Fähigkeit des Kohlendioxids zur Extraktion polarer Phenolverbindungen zu erhöhen. Kohlendioxid wurde mit einem Durchfluss von 2 l/h Kohlendi- oxid in die Anlage gepumpt, um eine verlängerte Kontaktdauer zwischen Lösungsmittel und Stichprobe zu gewährleisten.

2.3 Extraktion mit Soxhlet-Apparat Die Extraktion mit Lösungsmittel wurde mit einem Soxhlet-Apparat unter Anwendung von Ethanol durchgeführt. Zu diesem Zweck ließ man circa 150 ml Ethanol durch 10 Gramm Picea-abies-Pulver laufen. Die Extraktion dauerte 6 Stunden und wurde bei Siedetemperatur des Lösungsmittels durchgeführt.

2.4 Ermittlung der antimikrobiellen Wirkung der Extrakte

2.4.1 Mikrobenwachstum Die aus den Holzabfällen von Picea abies gewonnenen Extrakte wurden an zwei grampositiven Mikroorganismen getestet, und zwar Enterococcus faecalis (ATCC 29212) und Streptococcus thermophilus (ATCC 19258). Die Mikroben- stämme wurden bis zum Zeitpunkt des Experiments bei -80 °C in Kulturbrühe (Tryptone soy broth, TSB) und Glycerol (20:80 p/p) konserviert. Für die Expe- rimente wurden die Mikrobenkulturenbei 4 °C auf einem festen Nährmedium (Tryptone soy agar, TSA) konserviert und monatlich regeneriert.

2.4.2 Durch isotherme Kalorimetrie ermittelte Hemmung des Mikrobenwachstums Die antimikrobielle Wirkung der Extrakte aus Picea abies auf das Wachstum von E. faecalis und S. thermophilus wurde durch isotherme Kalorimetrie (Ther- mal Activity Monitor, Model 421 TAM III, TA Instruments) ermittelt. Zur Durchführung des Experiments wurde eine Kolonie der beiden Mikroben- stämme in 10 ml Kulturbrühe (TSB) gegeben und dann für E. faecalis bei 37 °C und für S. thermophilus bei 40 °C ausgebrütet. Die Inkubationszeit wurde auf 18 Stunden festgesetzt, um Zellen in der stationären Phase des Wachstums zu _erhalten. Mikrobensuspensionen mit einer Endkonzentration von 10_⁸ KBE/ml (kolonienbildende Einheiten pro ml) wurden in TSB verdünnt, um Lösungen

Extraktion aus Holzrückständen

_mit einer Endkonzentration der Mikroben von 10_⁵ KBE/ml zu erhalten. Auch die durch überkritische Flüssigkeitsextraktion mit Soxhlet-Apparat gewonne- nen Extrakte von Picea abies wurden in steriler Kulturbrühe (TSB) verdünnt. Dann wurden sie mit den Mikrobenkulturen vermischt und erreichten End- konzentrationen von 1, 3 und 5 mg/ml. Circa 1 ml der zubereiteten Stichpro- ben wurden danach in zuvor sterilisierte Reagenzbehälter aus Edelstahl gege- ben, um die Analyse mit isothermer Kalorimetrie zu beginnen. Die beim Mikrobenwachstum in Anwesenheit oder Abwesenheit von Extrakten erzeugte Wärme wurde für 24 Stunden bei Mikrobenwachstumstemperaturen überwacht. Alle Experimente wurden als Triplikat durchgeführt.

2.4.3 Ermittlung der für die antimikrobielle Wirkung der Extrakte verantwortlichen Phenolverbindungen Die Phenolverbindungen der Extrakte aus Picea abies wurden durch eine Flüs- sigchromatographie-Massenspektrometrie mit hoher Auflösung (HPL-MS) unter Anwendung eines Q-Exactive Orbitrap HRMS (Thermo Scientific, Mailand, Italien) in Kopplung mit einer UHPLC (Ultimate 300) ermittelt. Es wurde eine Accucore RP-MS LC-Säule (100 mm × 2,1 mm ID, 2,6 μm) mit einer Vorsäule (Thermo Scientific, Mailand, Italien) verwendet, um die Phenolver- bindungen zu trennen. Die verschiedenen Massen der Verbindungen wurden im Bereich von 100 bis 1.000 m/z mit einer Auflösung von 70.000 bei einem Wert von 200 m/z, Gewinnkontrolle von 1·10⁶ und maximaler Injektionszeit von 175 ms ausgewählt. Die Phenolverbindungen in den Extrakten wurden auf Grundlage der Retentionszeit und der bei 280 nm gemessenen UV- Absorption ermittelt. Die Retentionszeiten wurden mit den analytischen Stan- dardzeiten verglichen. Der Zusammenhang zwischen der Häufigkeit der che- mischen Verbindungen und derIntegration der Fläche unter jedem Peak wur- den mit der Software Compound Discoverer 2.1 (Thermo Scientific, Mailand, Italien) hergestellt. Zur Ermittlung der für die Hemmung verantwortlichen Phenolverbindungen wurden circa 5 mg Extrakt zu 1 ml Nährbrühe (TSB) in Anwesenheit und Ab- wesenheit des Mikrobenstammes E. faecalis hinzugefügt, der mit einer Kon- zentration von 10⁶ KBE/ml beimpft wurde. Beide Proben wurden für 24 Stun- den bei 37 °C ausgebrütet. Außerdem wurde eine dritte Probe unter Zusatz

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

von 5 mg Extrakt zu 1 ml Kulturbrühe (TSB) zubereitet. Die drei Proben wur- den mit einer HPLC-MS analysiert. Für die Zubereitung der Proben wurden 5 ml einer MeOH-Wasser-Lösung (70:30) zu 500 mg der Probe gegeben. Das Gemisch wurde 5 Minuten mit einem Vortexmischer geschüttelt, 15 Minuten im Ultraschallbad behandelt und bei 10.000 rpm für 15 Minuten zentrifugiert. Der Überstand wurde vor der Analyse mit einem 0,2-μm-Spritzenfilter gefil- tert. Für jede Probe wurden drei unabhängige Extraktionen vorgenommen. Die Analyse wurde als Triplikat durchgeführt und die Ergebnisse als Mittel- werte und Standardabweichung angegeben.

3. Ergebnisse und Diskussion

3.1 Extraktion mit Soxhlet-Apparat und überkritischem Kohlendioxid In diesem Abschnitt wird das mit zwei verschiedenen Technologien durchge- führte Verfahren der Extraktion aus Holzabfällen des Picea abieserläutert (Ab- bildung 1). Das Extraktionsverfahren mit überkritischem Kohlendioxid wurde bei 45 °C und 20 MPa Druck über eine Dauer von 120 Minuten durch- geführt. Am Ende des Verfahrens ergab sich ein Ertrag von 3,4 ± 0,5 % (p/p), berechnet als Verhältnis zwischen der Extraktmenge in Gramm und der für die Extraktion verwendeten Holzstichprobe in Gramm. Die Extraktion mit einem Soxhlet-Apparat wurde unter Anwendung von Ethanol als Lösungsmittel durchgeführt. Die Temperatur wurde auf 76 °C ein- gestellt; das Verfahren dauerte 5 Stunden. Nach Abschluss der Extraktion wurde das Extrakt durch Verdampfen des Lösungsmittels gewonnen. Der Ertrag belief sich auf 2,6 ± 0,7 % (p/ p).

Extraktion aus Holzrückständen

Abb. 1 – Extraktion aus Holzabfällen des Picea abies mit Soxhlet-Apparat und überkritischem Kohlendioxid

Die chemische Charakterisierung beider Extrakte wurde mit einer HPLC-MS durchgeführt und ist in Tabelle 1 angegeben. Die größten Mengen sind von folgenden Phenolverbindungen vorhanden: Methylbenzosesäure, Gallussäure, Catechin, Dihydroquercetin, Hydroxy- pinoresinol und Isorhapontin. Diese Verbindungen wurden in beiden Extrak- ten gefunden.

Holzabfall von Piceaabies
Feuchtigkeit = 7.8 %
Wasseraktivität = 0.40

Prozessparameter:
 Druck = 20-30 MPa
 Temperatur = 40-50 °C
 Zeit = 1-2 Stunden
 Lösungsmittel = Kohlendioxid

Prozessparameter:
 Temperatur: 70-80 °C
 Zeit: 5 Stunden
 Lösungsmittel: Ethanol

Soxhlet-Extrakt Überkritisches
Kohlendioxidextrakt

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

Tabelle 1 –Chemische Charakterisierung der mit Soxhlet-Apparat und überkritischem Kohlendioxid
(SFE) gewonnenen Extrakte von Picea abies. Angepasste Tabelle aus der Arbeit von Haman et al.,

Verbindung Formel [M-H]- theoretisch

[M-H]-
gemessen

SFE-
Extraktions-
bereich
1*10⁶

Soxhlet-
Extraktions-
bereich
1*10⁶

Zimtsäure C₉H₈O₂ 147,0451 147,0452 2,03 ± 0,1 1,5 ± 0,4

Protocatechusäure C₇H₆O₄ 153,0193 153,0192 1,5 ± 0,1 1,1 ± 0,2

Cumarsäure C₉H₈O₃ 163,0401 163,0401 1,6 ± 0,1 1,3 ± 0,4

Gallussäure C₇H₆O₅ 169,0142 [^1690143]: 4,1 ± 0,3 ⁴:,1 ± 0,5

Ferulasäure C₁₀H₁₀O₄ 193,0506 193,0507 0,60 ± 0,13 0,55 ± 0,12

(+)-Catechin C₁₅H₁₄O₆ 289,0718 289,0720 1,6 ± 0,3 0,84 ± 0,01

Dihydroquercetin (Taxifolin) C₁₅H₁₂O₇ 303,0513 303,0513 59 ± 2 42 ± 3

(+)-⁵:- Hydroxypinoresinol C₂₀H₂₂O₇ 373,1293 373,1293 312 ± 23 201 ± 12

Astringin C₂₀H₂₂O₂ 405,1191 405,1196 16 ± 1 10 ± 2

Isorhapontin C₂₁H₂₄O₉ 419,1348 419,1349 432 ± 56 323 ± 15

3.2 Mit isothermer Kalorimetrie beschriebenes
Mikrobenwachstum
Das Mikrobenwachstum in Anwesenheit oder Abwesenheit von Extrakten
aus Picea abies wurde durch isotherme Kalorimetrie überwacht.
Abbildung 2 (gestrichelte Linie) zeigt das typische kalorimetrische Signal, das
man beim Mikrobenwachstum erhält, wenn uneingeschränkt Luft und Nähr-
stoffe vorhanden sind. Der Wärmeflussverlauf (dq/dt in Abhängigkeit von der

Extraktion aus Holzrückständen

Zeit) weist eine charakteristische Form auf, die qualitativ durch Teilung des Signals in drei unterschiedliche Phasen erklärt werden kann:

• eine erste Phase, bestehend aus einer anfänglichen Verzögerungszeit, während der die erzeugte Wärmemenge unerheblich ist
• eine zweite Phase, in welcher der Wärmefluss in Verbindung mit dem me- tabolischen Zellwachstum exponentiell ansteigt
• eine dritte Phase, in der man eine schnelle Wärmeflussverringerung be- obachten kann, sobald der Sauerstoff oder die nötigen Nährstoffe abneh- men und das Wachstum der Mikroorganismen dadurch gehemmt wird.

Abb. 2 –Während des Mikrobenwachstums von S. thermophilus bei Vorhandensein von Sauerstoff mit einer Konzentration von 10⁷ log(KBE/ml) erzeugter Wärmefluss (durchgehende schwarze Linie). Während des Mikrobenwachstums von S. thermophilus (durchgehende blaue Linie) erzeugte Wärme, die aus der Integration des von der Wärmeflusskurve abgegrenzten Bereichs resultiert. Rot eingekreist sind die Anfangszeit des exponentiellen Wachstums, der Höchstwert der während des Wachstums erzeugten Wärme und die während des Wachstums entstandene Gesamtwärme. Außerdem sind die drei Phasen des Mikrobenwachstums dargestellt: die Verzögerungsphase, die Phase des exponentiellen Wachstums und die darauffolgende stationäre Phase des Wachstums.

3.2.1 Ermittlung der thermokinetischen Parameter des Mikrobenwachstums Abbildung 3-A zeigt die mit isothermer Kalorimetrie bei 37 °C erzielten Dia- gramme des Mikrobenwachstums von S. thermophilus. Die Anfangskonzent- ration der Mikrobenbelastung variiert zwischen 10¹ und 10⁷ KBE/ml. Abbil- dung 3-B zeigt hingegen die Werte der während des Mikrobenwachstums ent-

0

0.4

0.8

1.2

1.6

2

0

50

100

150

200

250

0 2 4 6

Wärme (J)
Wärmefluss (μW)

Zeit / h

exponentielle
Phase
stationäre
Phase
Verzögeru
ngsphase

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

standenen Gesamtwärme, die aus der Integration des durch die Wärmefluss- kurve für die verschiedenen Anfangskonzentrationen der Mikrobenbelastung begrenzten Bereichs resultiert. Die in Abhängigkeit von der Zeit verlaufenden Wärmekurven können durch die folgende veränderte Gompertz-Funktion beschrieben werden:

𝑞𝑞(𝑡𝑡) = 𝑄𝑄𝑡𝑡𝑡𝑡𝑡𝑡 ∙ 𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒[−𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒(𝜇𝜇𝑚𝑚𝑚𝑚𝑚𝑚 ·𝑒𝑒) ·(𝜆𝜆 − 𝑡𝑡)+¹:]

wo Qtot der während des gesamten Wachstumsprozesses erzeugten Wärme entspricht, die als Bereich unter der Wärmeflusskurve berechnet wird; λ der Verzögerungszeit entspricht, die als Anfangsperiode definiert wird, während welcher die durch das Mikrobenwachstum erzeugte Wärme unerheblich ist; μmax der Höchstgeschwindigkeit des Wachstums entspricht, die als größte ent- lang der Wärmeflusskurve gemessene Steigung berechnet wird.

Abb. 3 – (A) Während des Wachstums von S. thermophilus bei Vorhandensein von Sauerstoff mit verschiedenen Konzentrationen von 10⁷ (a) bis 10¹ log(KBE/ml) erzeugter Wärmefluss (g). (B) Während des aus der Integration der von den Wärmeflusskurven begrenzten Flächen resultierenden Mikrobenwachstums entstandene Wärme.

Außerdem konnten anhand der Wärmeflusskurven in Abhängigkeit von der _Zeit der Höchstwert des Wärmeflusses (Φ_max) und die Zeit, zu der dieser Wert auftritt (tp), gemessen werden. Alle für beide Mikroorganismen angegebenen Werte sind in der folgenden Tabelle angegeben (Tab. 2).

0

50

100

150

200

250

0 5 10 15

Wärmefluss / μW

Zeit / h

a
d
b c e
f g

0

0.4

0.8

1.2

1.6

2

0 5 10 15

Wärme / J

Zeit / h

a

A B

Extraktion aus Holzrückständen

Tabelle 2 –Thermokinetische Parameter aus den kalorimetrischen Kurven des Mikrobenwachstums
von S. thermophilus und E. faecalis.

Mikro- organismus

Mikrobielle
Anfangs-
konzentra-
tion

100*μmax
h ̄¹

λ
h

Qtot
J

tp
h

Φmax
μW

S. thermophilus ²:⁷ 6,7 ± 0,1ab 2,3 ± 0,2g 1,68 ± 0,31b 4,0 ± 0,4e 254 ± 12ab

106 6,3 ± 0,1ab 3,5 ± 0,3f 1,69 ± 0,24b 4,7 ± 0,3de 249 ± 19ab
105 6,5 ± 0,1ab 4,8 ± 0,3e 1,61 ± 0,43c 5,8 ± 0,3d 259 ± 11a
10⁴ 6,3 ± 0,1ab 6,5 ± 0,4d 1,60 ± 0,54c 7,3 ± 0,3c 268 ± 15ab
10³ 6,1 ± 0,1ab 7,4 ± 0,3c 1,62 ± 0,61b 8,5 ± 0,4c 263 ± 25ab
10² 6,1 ± 0,1ab 8,7 ± 0,4b 1,61 ± 0,91a 10,5 ± 0,4b 239 ± 23ab
10¹ 5,5 ± 0,1c 10,9 ± 0,6a 1,63 ± 0,72b 12,3 ± 0,6a 232 ± 28b

E. faecalis 10⁷ 6,1 ± 0,1a 3,1 ± 0,2f 2,38 ± 0,31ab 5,1± 0,2f 239 ± 10a

10⁶ 6,3 ± 0,1a 3,4 ± 0,2f 2,38 ± 0,33ab 5,3± 0,4f 242 ± 12a
10⁵ 5,7 ± 0,2a 4,5 ± 0,3e 2,44 ± 0,22ab 6,5 ± 0,3e 245 ± 19a
10⁴ 5,5 ± 0,1b 6,4 ± 0,3d 2,76 ± 0,41b 8,2 ± 0,2d 229 ± 11a
10³ 5,1 ± 0,1b 7,7 ± 0,4c 2,29 ± 0,54ab 9,7 ± 0,3c 220 ± 15a
10² 5,2 ± 0,1b 10,7 ± 0,4b 2,94 ± 0,62a 11,5 ± 0,4b 215 ± 25a
10¹ 5,4 ± 0,1b 12,5 ± 0,4a 2,95 ± 0,89a 13,2 ± 0,4a 207 ± 23a

3.2.2 Zusammenhang zwischen den thermokinetischen
Parametern des Mikrobenwachstums
Tabelle 3 zeigt die Pearson-Korrelationskoeffizienten zwischen der anfängli-
chen Mikrobenkonzentration und den aus den kaloriemetrischen Kurven ge-
wonnenen und in Tabelle 2 aufgeführten Parametern. Die stärkste Korrelation

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

wurde zwischen dem Logarithmus der Mikrobenkonzentration und der Ver- zögerungszeit (λ) oder der Zeit beobachtet, zu welcher der höchste Wärme- fluss gemessen wurde (tp), mit Pearson- Koeffizienten von

-0.995 bzw. -0,990 (n = 7, p = 0,01).

Tabelle 3 – Pearson-Korrelationsindex zwischen der mikrobiellen Anfangskonzentration und den thermokinetischen Parametern aus den Thermogrammen des Mikrobenwachstums. **Signifikante Korrelation auf Level 0,01.

Mikrobielle
Anfangs-
konzentration
(KBE/ml)

μmax
(h-[^1])

λ
(h)

Qtot
(J)

tp
(h)

μmax
(h-[^1])
0,632 -

λ
(h)

-0,995** -0,625 -

Qtot
(J)

-0,439 -0,358 0,402 -

tp
(h)

-0,990** -0,600 0,993** 0,497 -

Φmax
(μW)
0,488 0,237 -0,505 -0,740 -0,580

Die Ergebnisse haben zudem gezeigt, dass die Verzögerungszeit des Mikro- benwachstums im Intervall der in dieser Studie verwendeten Mikrobenkon- zentrationen zwischen 10¹ und 10⁷ KBE/ml von 2,3 ± 0,2 auf 10,9 ± 0,6 Stunden signifikant gestiegen ist (p < 0,01). Die Daten zeigen eine lineare Korrelation zwischen dem Logarithmus der mikrobiellen Anfangskonzentration und der Verzögerungszeit des Wachstums (R³ = 0,99) mit einer Gleichung von λ = -1,39 *C + 11,11 (C steht für log(KBE/ml)) für S. thermophilus. Ähnliche Ergebnisse wurden auch für das Mikrobenwachstum von E. faecalis erzielt. Auch in die- sem Fall wurde ein linearer Zusammenhang (R³ = 0,99) beobachtet, mit einer

Extraktion aus Holzrückständen

Gleichung von λ = -1,59 *C + 19,57. Die anderen Variablen, wie die Gesamt- wärme (Qtot), die Höchstgeschwindigkeit des Wachstums (μmax) und der ma- _ximale Wärmefluss (Φ_max) wiesen keine Korrelation mit der anfänglichen Kon- zentration der Mikrobenbelastung auf. Daher wurde die Verzögerungszeit des Wachstums (λ) als Mikrobenwachstumsindex verwendet, um die nachfol- genden Ergebnisse zu erklären, bei denen die Extrakte von Picea abies zu den Mikrobenkulturen hinzugefügt wurden.

3.3 Antimikrobielle Wirkung der Extrakte von Picea abies Im Folgenden sind die Ergebnisse der antimikrobiellen Wirkung von Extrak- ten aus Picea abies auf Mikrobenstämme von Streptococcus thermophilus und Enterococcus faecalis aufgeführt. Es wurden zwölf Experimente im Duplikat durchgeführt, um die antimikrobielle Wirkung der mit Soxhlet-Apparat und überkritischem Kohlendioxid gewonnenen Extrakte (n=12) zu testen. Für jede Extraktionstechnologie wurde die Verzögerungszeit des Wachstums der bei- den Mikrobenstämme unter Anwendung von drei den Mikrobenkulturen zu- gesetzten Extraktkonzentrationen ermittelt. Abbildung 4-A zeigt die für S. thermophilus erzielten Ergebnisse des Wärme- flusses in Anwesenheit und Abwesenheit wachsender Konzentrationen des durch das Verfahren mit überkritischem Kohlendioxid gewonnenen Extrakts von Picea abies. Gleichermaßen zeigt Abbildung 4-B die Ergebnisse des Wär- meflusses für den gleichen Mikroorganismus nach Zusatz wachsender Kon- zentrationen des mit Soxhlet-Apparat unter Anwendung von Ethanol als Lö- sungsmittel gewonnenen Extrakts. In beiden Fällen verlangsamte sich das Mikrobenwachstum in Anwesenheit des Extrakts, wie die Werte der Verzöge- rungszeiten (λ) zeigen, die bei Zusatz zunehmender Konzentrationen des Ex- trakts steigen.

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

Abb. 4 – Thermogramme des Mikrobenwachstums von S. thermophilus in Abwesenheit (a) und Anwesenheit zunehmender Konzentrationen des Extrakts aus Picea abies ((b) 1 mg/ml (c) 3 mg/ml (d) 5 mg/ml)). Mit überkritischem Kohlendioxid (A) und Soxhlet-Extraktion (B) gewonnene Extrakte_._

Außerdem kennzeichneten sich die in Anwesenheit des Extrakts gewonnenen kalorimetrischen Kurven des Mikrobenwachstums durch einen niedrigeren Wert der beim Wachstum entstandenen Wärme (Qtot) und folglich auch durch _einen niedrigeren Wert des maximalen Wärmeflusses (Φ_max). Die Ergebnisse deuteten auch auf eine geringere Geschwindigkeit des Mikrobenwachstums bei einem Anstieg der Konzentration des Extrakts hin, dass der Mikrobenkul- tur zugesetzt wird (μmax). In den folgenden Tabellen sind die thermokinetischen Parameter aus den ka- lometrischen Kurven für die beiden Mikroorganismen angegeben, denen die mit überkritischem Kohlendioxid und Soxhlet-Apparat gewonnenen Extrakte hinzugefügt wurden (Tab. 4 und 5).

Extraktion aus Holzrückständen

Tabelle 4 –Thermokinetische Parameter aus den kalorimetrischen Kurven des Mikrobenwachstums von S. thermophilus in Anwesenheit des mit überkritischem Kohlendioxid und Soxhlet-Apparat gewonnenen Extrakts.

Extraktions- technologie

Konzentration
Extrakt
mg/mL

100*μmax
(h ̄¹)

λ
(h)

Qtot
(J)

tp
(h)

Φmax
(μW)

• 6,7 ± 0,1 4,8 ± 0,3 2,2 ± 0,4 6 ± 0,3 259 ± 11

Überkritisches Kohlendioxid

1 5,3 ± 0,1 7,9 ± 0,7 2,5 ± 0,2 10 ± 4 144 ± 2
3 4,3 ± 0,2 8,9 ± 0,2 1,4 ± 0,4 15 ± 2 94 ± 8
5 0,8 ± 0,2 12,4 ± 0,6 1,1 ± 0,3 35 ± 2 30 ± 16

Soxhlet

1 5,1 ± 0,01 7,7 ± 2,0 2,1 ± 0,1 8 ± 1 189 ± 17
3 3,6 ± 0,01 8,6 ± 0,5 1,8 ± 0,1 12 ± 3 105 ± 22
5 2,8 ± 0,01 10,5 ± 0,8 1,7 ± 0,1 27 ± 1 24 ± 6

Tabelle 5 –Thermokinetische Parameter aus den kalorimetrischen Kurven des Mikrobenwachstums von E. faecalis in Anwesenheit des mit überkritischem Kohlendioxid und Soxhlet-Apparat gewonnenen Extrakts.

Extraktions- technologie

Konzentration
Extrakt
(mg/mL)

100*μmax
(h ̄¹)

λ
(h)

Qtot
(J)

tp
(h)

Φmax
(μW)

• 6,0 ± 0,1 6,4 ± 0,3 2,8 ± 0,5 8 ± 1 229 ± 11

Überkritisches Kohlendioxid

1 4,1 ± 0,1 11,2 ± 1,3 2,3 ± 0,3 12 ± 1 153 ± 14
3 3,6 ± 0,1 18,2 ± 0,4 2,0 ± 0,1 24 ± 2 49 ± 1
5 0,9 ± 0,4 27,7 ± 1,1 1,7 ± 0,5 37 ± 1 40 ± 13

Soxhlet

1 4,0 ± 0,1 8,5 ± 0,1 2,4 ± 0,2 10 ± 1 149 ± 2
3 1,5 ± 0,2 12,0 ± 0,9 2,1± 0,2 15 ± 2 42 ± 2
5 0,5 ± 0,2 24,0 ± 0,9 1,6 ± 0,1 32 ± 2 32 ± 10

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

3.3.1 Wirkung der Art und Menge des Extrakts auf das Mikrobenwachstum Die Ergebnisse aus den Thermogrammen in Tabelle 4 und 5 wurden statistisch analysiert, um die Wirkung (1) der Extraktkonzentration (1, 3 und 5 mg/ml), (2) der Art des mit den beiden Extraktionstechnologien gewonnenen Extrakts (überkritisches Kohlendioxid vs. Sohxlet) und (3) der Art des Mikroorganis- mus (E. faecalis vs. S. thermophilus) zu bestimmen. Für die statistische Analyse wurde die Verzögerungszeit des Mikrobenwachstums als abhängige Variable gewählt. Wie zuvor gezeigt, wies diese Variable eine lineare Korrelation mit dem Logarithmus der anfänglichen Mikrobenkonzentration auf. Die Ergeb- nisse der statistischen Analyse sind in Tabelle 6 aufgeführt. Die wichtigste Wirkung auf die Verzögerungszeit des Mikrobenwachstums wurde von der Extraktkonzentration ausgeübt, die über 40 % der Gesamtvarianz ausmachte (η³). Weitere 16 % der Varianz wurden der Interaktion zwischen der Extrakt- konzentration und dem Mikrobenstamm zugeordnet. Das Vorhandensein die- ser Interaktion zeigt, dass der Mikrobenstamm von E. faecalis empfindlicher als der Stamm E. faecalis gegenüber dem Zusatz des Extrakts von Picea abies reagiert. Für jede den beiden Mikrobenkulturen zugesetzte Extraktkonzentra- tion resultierten die für den Stamm E. faecalis (M=16,9, SD=7,4) beobachteten Verzögerungszeiten deutlich höher als die des Stammes S. thermophilus (M=9.4, SD=1.9). Diese stärkere Wirkung wird noch offensichtlicher, wenn bei- den Mikrobenkulturen höhere Extraktkonzentrationen hinzugefügt wurden. Die Ergebnisse zeigen eindeutig, dass der Mikrobenstamm S. thermophilus eine höhere Resistenz gegen die antimikrobielle Wirkung des Extrakts aus Picea abies aufweist als der Stamm E. faecalis. Diese höhere Resistenz könnte auf die Fähigkeit des Stammes S. thermophilus zurückzuführen sein, während des Wachstums kleine Flocken zu bilden, die gegenüber der Wirkung des An- timikrobikums weniger exponiert sind (Hardie et al., 2003). Der Stamm E. faecalis bildet während des Wachstums hingegen kleine Fäden, die der Wir- kung des Extrakts aus Picea abies direkt ausgesetzt sind (Tenover 2006; Davies et al., 2010).

Extraktion aus Holzrückständen

Tabelle 6 – Ergebnisse der statistischen Analyse der Verzögerungszeiten des Mikrobenwachstums (λ) in Anwesenheit unterschiedlicher Konzentrationen des mit den beiden Extraktionstechnologien gewonnenen Extrakts.

Abbildung 5-A zeigt die Wirkung der Konzentration des auf beide Mikroben- stämme angewandten Extrakts. Diese signifikante Interaktion zwischen der Art des Mikroorganismus und der Extraktkonzentration wird auch durch die Ergebnisse der in Tabelle 5 aufgeführten statistischen Analyse bestätigt, bei denen F(2,12) = 89,8 (p< 0,001) entspricht. Die Analyse zeigt, dass die Extraktionstechnologie ebenfalls eine wichtige Rolle (F(1,12) = 43, p< 0,001) für das Mikrobenwachstum spielt, auch wenn die _Wirkung geringer ist (_η³ = 4 %). Diese Wirkung ist in Abbildung 5-B darge- stellt, wo die mit überkritischem Kohlendioxid gewonnenen Extrakte nur dann eine höhere Wirkung haben, wenn sie auf den Mikrobenstamm E. faecalis angewandt werden. Die Ergebnisse scheinen darauf hinzuweisen, dass der mit überkritischem Kohlendioxid gewonnene Extrakt eine Zusammensetzung

Source SS df MS F p η[^2]

A: S.thermophilus vs.
E. faecalis
344,78 1 344,78 394,9 <0,001 35 %
B: Überkritisches
Kohlendioxid vs.
Soxhlet

37,53 1 37,53 43,0 <0,001 4 %

C: Extrakt-
Konzentration
403,16 2 201,58 230,9 <0,001 41 %
AB: 17,00 1 17,00 19,5 <0,001 2 %
AC: 156,75 2 78,37 89,8 <0,001 16 %
BC: 3,64 2 1,82 2,1 <0,167 0,4 %
ABC: 4,57 2 2,28 2,6 <0,114 0,5 %
Fehler 10,48 12 0,87 1 %

Gesamt 977,90 23

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

aufweist, die ihn wirksamer gegenüber E. faecalis als gegenüber dem Mikro- benstamm S. thermophilus macht. Diese Annahme wird durch die signifikante Interaktion zwischen den Mikrobenstämmen und der Extraktionstechnologie bestätigt (F(1,12)=19.5, p< 0,001, η³ = 2 %). Abbildung 5-C verdeutlicht für beide Extraktionstechnologien, dass die Ver- zögerungszeit mit zunehmender Konzentration des der Mikrobenkultur zu- gesetzten Extrakts ansteigt. Außerdem fällt die Verzögerungszeit des Mikro- benwachstums bei den beiden höchsten Konzentrationen für die SFE-Techno- logie deutlich höher aus als für die Soxhlet-Technologie (SOX).

Abb. 5 – Wirkung von Extraktkonzentration, Art des Mikroorganismus und Extraktionstechnologie auf die Verzögerungszeit des Mikrobenwachstums (λ).

3.4 Ermittlung der für die antimikrobielle Wirkung der Extrakte aus Picea abies verantwortlichen Phenolverbindungen Dieser Abschnitt erläutert die Ergebnisse, die mit dem Ziel gewonnen wur- den, die für die antimikrobielle Wirkung verantwortlichen Phenolverbindun- gen im Extrakt von Picea abies zu ermitteln. Zu diesem Zweck wurden zwei Proben einer Mikrobenkultur aus E. faecalis (10⁵ KBE/ml) zubereitet, die man für 24 Stunden bei 37 °C unter aeroben Bedingungen mit Zusatz der mit den beiden verschiedenen Technologien gewonnenen Extrakte (5 mg/ml) wachsen ließ. Dieser Mikroorganismus wurde ausgewählt, weil er in den vorherigen Ergebnissen eine größere Empfindlichkeit gegenüber der antimikrobiellen

7

12

17

22

27

1 3 5

Verzögerungszeit / h

Extrakt / mg/mL

1 3 5
Extrakt / mg/mL

S. thermophilus E. faecalis
Mikroorganismus

A B C

Extraktion aus Holzrückständen

Wirkung des Extrakts aus Picea abiesgezeigt hat. Vor und nach den 24 Stunden der Inkubation wurde die Mikrobenkultur mit einer HPLC-MS untersucht, um die wichtigsten Phenolverbindungen in den Extrakten zu ermitteln. Die entsprechenden Ergebnisse sind in Tabelle 7 aufgeführt.

Tabelle 7 – Phenolverbindungen in einer Probe einer Mikrobenkultur von E. faecalis mit einer Konzentration von 10⁵ KBE/ml, zu der 5 mg/ml Extrakt aus Picea abies hinzugefügt wurden. Die Analyse wurde nach 24 Stunden in Abwesenheit und Anwesenheit von Mikroorganismen unter aeroben Wachstumsbedingungen bei 37 °C mit einer HPLC-MS durchgeführt.

Verbindung Hemmung des
Extrakts
SFE
(%)

Hemmung des
Extrakts
Soxhlet
(%)

2-Methylbenzoesäure 11 ± 1,3 3,6 ± 0,5
Zimtsäure 66,5 ± 3,4 26,7 ± 3,2
Protocatechusäure 66,6 ± 3,1 27,3 ± 2,2
Cumarsäure 6,3 ± 0,5 7,7 ± 1,1
Gallussäure 53,7 ± 3,2 19,4 ± 1,2
Ferulasäure 15 ± 2,3 7,3 ± 0,8
(+)-Catechin 94,4 ± 8,3 58,8 ± 4,1
Dihydroquercetin (Taxifolin) 67,8 ± 3,5 16,7 ± 1,4
(+)-6-Hydroxypinoresinol 15,1 ± 1,8 11,4 ± 1,1
Astringin 92,2 ± 5,4 73,1 ± 1,5
Isorhapontin 27,8 ± 3,2 19,8 ± 2,1

Nach 24 Stunden Kontakt zwischen dem Mikrobenstamm und dem Extrakt wurden signifikante Verringerungen (p < 0,05) bestimmter Phenolverbindun- gen wie Catechin, Dihydroquercetin, Astringin und Isorhapontin beobachtet. Der Verbrauch dieser Verbindungen ist wahrscheinlich auf ihre antimikrobi- elle Wirkung zurückzuführen. Die in Tabelle 6 aufgeführten Inhibitionswerte

Ferrentino, Haman, Morozova, Scampicchio

weisen darauf hin, dass beide Extrakte eine antimikrobielle Wirkung haben. Für einige Phenolverbindungen (wie zum Beispiel Zimtsäure, Protocatechu- säure und Gallussäure) war die Inhibition bei den mit überkritischem Kohlen- dioxid gewonnenen Extrakten höher. Einige Studien haben die antimikrobielle Wirkung der Extrakte aus Picea abies gegen grampositive und gramnegative Pilze und Bakterien nachgewiesen (Radulescu et al., 2011; Puupponen-Pimiä et al., 2001; Rauha et al., 2000). Die Extrakte wurden durch Dampfdestillation und Extraktion mit Lösungsmittel gewonnen. In den Extrakten vorhandene Phenolverbindungen sind Querce- tin, Kaempferol und Myricetin, die alle als hauptverantwortlich für die anti- mikrobielle Wirkung ermittelt wurden (Plumed-Ferrer et al., 2013). Außerdem haben verschiedene Studien bewiesen, dass die im Extrakt aus Picea abies vor- handenen Phenolverbindungen, wie zum Beispiel Pinosylvin, Astringin, Piceatannol, Isorhapontin und Isorhapontigenin, eine antimikrobielle Wir- kung gegen gramnegative Mikroorganismen wie Salmonella und gramposi- tive Bakterien wie Listeria monocytogenes, Staphylococcus epidermidis und Staphylococcus aureus sowie gegen Hefepilze wie Candida tropicalis und Sac- charomyces cerevisaegezeigt haben. Außerdem wurden in einer rezenten Studie aus Pinus sylvestris und der Rottanne Picea abiesgewonnene Phenolverbindun- gen getestet, um ihre antibakterielle Wirkung zu verdeutlichen (Metsämuuro- nen et al., 2019). Es wurde nachgewiesen, dass die wichtigsten im Extrakt aus Picea abies vorhandenen Phenolverbindungen wie z. B. Quercetin, Dihydro- quercetin und Myricetin wiederum eine starke antimikrobielle Wirkung ge- gen verschiedene Bakterien aufwiesen.

4. Schlussfolgerungen

In diesem Kapitel wurde die antimikrobielle Wirkung der aus Holzabfällen von Picea abies gewonnenen Extrakte untersucht. Es wurden zwei verschie- dene Extraktionstechnologien getestet: die Extraktion mit überkritischem Kohlendioxid und die Extraktion mit Soxhlet-Technologie. Beide Extrakte lös- ten eine höhere antimikrobielle Wirkung auf das Wachstum von E. faecalis als auf das von S. thermophilus aus. Bei beiden Mikrobenstämmen kennzeichnete

Extraktion aus Holzrückständen

sich das Wachstum in Anwesenheit des Extrakts durch eine längere Verzöge- rungszeit (λ), eine geringere Wärmeentwicklung (Qtot) während des Wachs- tums und folglich durch niedrigere Werte des maximalen Wärmeflusses _(Φ_max). Auch die Wachstumsgeschwindigkeit (μmax) sinkt mit Erhöhung des der Mikrobenkultur zugesetzten Extrakts. Diese Inhibition wurde auf be- stimmte Phenolverbindungen wie Catechin, Dihydroquercetin, Astringin und Isorhapontin zurückgeführt, von denen nach 24-stündigem Kontakt zwischen der Mikrobenkultur und dem Extrakt geringere Konzentrationen gemessen wurden. Letztendlich liefern die in diesem Kapitel dargelegten Ergebnisse interessante Perspektiven in Bezug auf die Nutzung natürlicher Extrakte aus nachhaltigen Quellen als Alternative zu den synthetischen Verbindungen, die bis heute in Lebensmittel-, Kosmetik- und Pharmaprodukten genutzt werden.

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Nutzung von Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

Keim- und Phytotoxizitätstests mit Kohle aus

Südtiroler Vergasungsanlagen

Silvia Celletti– Freie Universität Bozen Luigimaria Borruso – Freie Universität Bozen Fabio Valentinuzzi– Freie Universität Bozen Daniele Basso– Freie Universität Bozen Francesco Patuzzi – Freie Universität Bozen Marco Baratieri – Freie Universität Bozen Stefano Cesco– Freie Universität Bozen Tanja Mimmo– Freie Universität Bozen

Abstract WOOD-UP ist ein Projekt angewandter Forschung, das darauf abzielt, konkrete und brauchbare Ergebnisse mit positiven Auswirkungen auf Schlüsselbranchen der Südti- roler Wirtschaft(z. B. Landwirtschaft, Energie und Umwelt) zu erzielen. Die jüngsten, im Rahmen dieser Forschungsarbeit erzielten Ergebnisse weisen darauf hin, dass Kohle, ein aus Holzbiomasse gewonnenes Nebenprodukt aus dem Verga- sungsprozess, eine wertvolle Ressource darstellen könnte, wenn sie in der Landwirt- schaft als Bodenverbesserungsmittel eingesetzt wird. Derzeit sind die Eigenschaften der in Südtirol erzeugten Kohle jedoch nur zu einem kleinen Teil bekannt und ihre Fä- higkeit zur Verbesserung der Bodenfruchtbarkeit bisher praktisch noch unerforscht. In diesem Zusammenhang wurde das Ziel dieser Studie im Wesentlichen darauf aus- gerichtet, die potenzielle Phytotoxizität der in Südtirol erzeugten Kohle zu evaluieren. Zu diesem Zweck wurde die Kohle zunächst in chemischer Hinsicht charakterisiert. Im Folgenden wurde die Wirkung der Anwendung von Kohle auf den Boden durch Nut- zung pflanzlicher Spezies als Bioindikatoren in Phytotoxizitäts- und Keimtests unter- sucht.

Celletti, Borruso, Valentinuzzi,Basso,Patuzzi, Baratieri, Cesco, Mimmo

1. Einleitung

Südtirol hat sich unter den verschiedenen Regionen des italienischen Staats- gebiets durch den Bau zahlreicher Anlagen hervorgetan, die lokal verfügbare erneuerbare Energiequellen wie Sonne, Wasser, Wind und Biomasse nutzen. Unter den verschiedenen Arten von Biomasse ist Holz nach Wasserkraft die zweitwichtigste Energiequelle Südtirols (Fuchs & Rienzner, 2015). Zudem be- stehen 44 % des Südtiroler Gebiets aus Wäldern; die Nutzung von Holz kann daher als intelligente Lösung betrachtet werden, die auch mit positiven Wir- kungen auf die Forstwirtschaft einhergeht. Die Kategorie erneuerbarer Energien hat in den letzten Jahren besondere Auf- merksamkeit erregt und ihre Aufwertung ist auf die Verbreitung von Fern- heizwerken zurückzuführen, die Holzbiomasse für die Erzeugung von elektrischer und Wärmeenergie verwenden. Südtirol ist heute die Region mit der größten Dichte an Fernheizwerken in Europa (Fuchs & Rienzner, 2015). Außerdem erhält die Energieerzeugung aus Biomasse in Südtirol auch wegen der schnellen Entwicklung kleiner Biomassevergasungsanlagen große Auf- merksamkeit. Zum Teil handelt es sich dabei um eine Folge der Tariferhöhung für Erzeuger erneuerbarer Energien, aber auch um eine Folge der Optimie- rung der Vergaser, die auf Hochleistungsniveau und zu einer höheren Be- triebsstabilität gebracht wurden, was diese Investition attraktiv gemacht hat (Vakalis & Baratieri, 2015). Die Vergasung ist ein der Pyrolyse ähnlicher Prozess; bei beiden handelt es sich um thermochemische Abbauprozesse eines flüssigen oder festen Materials or- ganischen Ursprungs. Im Unterschied zur Pyrolyse jedoch, die ganz ohne Sau- erstoff erfolgt, findet die Vergasung unter Sauerstoffmangel bei Temperaturen zwischen 750–1200 °C (Yasin et al., 2019) statt, also bei höheren Temperaturen als die Pyrolyse (280–850 °C) (Gopal, Sivaram, & Barik, 2018). Aus dem Verga- sungsprozess erhält man drei verschiedene Nebenprodukte: (i) ein brennbares Gas, sogenanntes „Synthesegas“, dessen Zusammensetzung sehr heterogen ist (man kann Kohlendioxid, Wasserdampf, verschiedene Kohlenwasserstoffe, Me- than und andere Gase finden); (ii) einen Teer, bestehend aus einer Fraktion schwerer Kohlenwasserstoffe, die bei Umgebungstemperatur kondensiert wer- den können, und (iii) einen festen Rückstand, der als Kohle („char“) bezeichnet

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

wird und die inerte Fraktion des verarbeiteten Materials darstellt (Pecchi & Baratieri, 2019). In den letzten Jahren wurden im Südtirol über 40 kleine Vergasungsanlagen installiert, in denen 13 verschiedene Vergasungstechnologien Anwendung finden. Diese Anlagen produzieren jedes Jahr enorme Mengen Kohle. Diese aus Vergasung gewonnene Kohle wird derzeit als Abfall behandelt, was mit erheblichen wirtschaftlichen und ökologischen Kosten verbunden ist. Dieses Material besitzt jedoch potenziell ähnliche chemische und physikalische Ei- genschaften wie Biochar, der feste, kohlenstoffhaltige Rückstand aus der Py- rolyse von Biomasse. Im August 2015, nach Verabschiedung des Ministerialdekrets vom 22. Juni 2015, veröffentlicht am 12. August desselben Jahres im Amtsblatt Nr. 186, wurde Biochar offiziell als landwirtschaftlich nutzbares Bodenverbesserungs- mittel zugelassen (Decreto legislativo, 29 aprile 2010, n. 75). Die Landwirte können Biochar demzufolge als Bodenverbesserungsmittel einsetzen, wenn sie eine Reihe physikalischer und chemischer Parameter beachten. Biocharfindet in vielen verschiedenen Bereichen Anwendung, unter anderem im energetischen, ökologischen und landwirtschaftlichen. In der Landwirt- schaft insbesondere konnte Biochar seine positive Wirkung als Bodenverbes- serungsmittel unter Beweis stellen. Es verbessert die Fruchtbarkeit und er- leichtert die Speicherung von Kohlenstoff im Boden und erhöht auf diese Weise den Ertrag der angebauten Spezies (Hansen et al., 2015, 2017). Außer- dem wird Biochar aufgrund seiner absorbierenden Eigenschaften als vielver- sprechende Methode betrachtet, mit der kontaminierende Stoffe im Boden im- mobilisiert und deren Bioverfügbarkeit wirksam reduziert werden kann; zu solchen Stoffen gehören polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) (Waqas, Khan, Qing, Reid, & Chao, 2014) und andere potenziell toxi- sche Verbindungen wie z. B. Schwermetalle (Kadmium, Blei, Kupfer und Ni- ckel) (Li et al., 2016). Diese Eigenschaften haben Biochar zu einem weltweit bekannten und angewandten Material gemacht, das zur Kohlenstoffbindung in den Ökosystemen der Erde und Verbesserung der Klimabedingungen bei- trägt (Panwar, Pawar, & Salvi, 2019). Es sollte jedoch beachtet werden, dass die Anwendung von Biochar auf dem Boden, ohne vorherige angemessene Analyse seiner Charakterisierung, mit beträchtlichen Risiken einer Umwelt- verschmutzung einhergehen kann; denn während der Pyrolyse der Biomasse

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können sich potenziell toxische Stoffe bilden, die dann für die im Boden le- benden Organismen bioverfügbar wären. Zu diesen gefährlichen Verbindun- gen gehören PAK, die beiden Familien der Dioxine (DX) (d. h. polychlorierte Dibenzofurane [PCDF] und, polychlorierte Dibenzo-p-dioxine [PCDD]) sowie Polychlorbiphenyl (PCB) (Garcia-Perez & Metcalf, 2008). Diese Studie verfolgt hauptsächlich das Ziel, die Eigenschaften der durch Ver- gasung gewonnenen Kohle und ihre Wirkungen auf die Bodenfruchtbarkeit zu untersuchen. Im Mittelpunkt stand die Evaluierung der chemischen Eigen- schaften und die Nachhaltigkeit der Südtiroler Kohle, die als Bodenverbesse- rungsmittel zur Erhöhung der Fruchtbarkeit eingesetzt werden soll. Diesbe- züglich hat der Blick auf die aktuelle Karte, die den Stand der Vergasungs- technik in Südtirol zeigt, ermöglicht, die für die Erzeugung einer als Boden- verbesserungsmittel nutzbaren Kohle vielversprechendsten Technologien auszuwählen. Zudem wurde Kohle aus acht technologisch unterschiedlichen Anlagen entnommen und chemisch charakterisiert. Insbesondere wurde eine Elementaranlayse durchgeführt und der Aschegehalt der Kohle bestimmt. Ge- messen wurden auch der Schwermetallgehalt und der Gehalt an PAK, PCB und Dioxinen, um das phytotoxische Potenzial der Kohle zu evaluieren. Schließlich wurden Keim- und Wachstumstests zur Einschätzung der tatsäch- lichen Phytotoxizität der Kohle an zwei Pflanzenarten durchgeführt, und zwar Mais und Kresse, da diese eine unterschiedliche Empfindlichkeit gegen- über den ermittelten toxischen Stoffen aufweisen.

2. Materialien und Methoden

2.1 Ursprung und Eigenschaften der in Keim- und Phytotoxizitätstest verwendeten Kohle Die Kohle entstammt Südtiroler Vergasungsanlagen, die repräsentativ für die Monitoring-Kampagne ausgewählt wurden; aus Gründen der Vertraulichkeit wurden die Technologien mit Großbuchstaben benannt, also von Technologie A bis Technologie H. Die Kohle wurde in den Labors für Biobrennstoffe und Bioenergie der Freien Universität Bozen chemisch charakterisiert.

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

Der Aschegehalt wurde nach UNI EN ISO 18122:2016 bestimmt. Die Ele- mentaranalyse wurde nach UNI EN ISO 16948:2015 durchgeführt. Außerdem wurde der Gehalt verschiedener toxischer Stoffe untersucht, darunter PAK (Methode: MI-03 Rev. 13 2016), PCB und Dioxine (Methode: EPA 1668C 2010) sowie Schwermetalle (UNI EN 16174:2012 und UNI EN ISO 17294-2:2016), die in der Kohle enthalten sind.

2.2 Wachstum von Maispflanzen Auf einem mit 0,5 mM CaSO[^4]: befeuchteten Filterpapier ließ man Samen der Maispflanze (Zea mays L.) im Dunkeln keimen. Nach vier Tagen wurden mög- lichst homogene Sämlinge in Gefäße mit 10 cm Durchmesser gesetzt; dann ließ man sie fünf Wochen in einer Klimakammer unter kontrollierten Bedingun- gen wachsen (14/10 Stunden Licht/Dunkelheit, 24/19 °C, 70 % relative Feuch- tigkeit und 250 mmol m-³ s-¹ Lichtintensität). Die Gefäße wurden mit lehmig- sandigem Agrarboden gefüllt, der einem experimentellen Weinberg in der Nähe von Meran (BZ), im Norden der Provinz Bozen, entnommen und dann getrocknet und durch ein 4-mm-Sieb passiert wurde. Im Zeitraum des Expe- riments wurde die Bodenfeuchtigkeit bei 60 % der Wasserretentionskapazität gehalten; zu diesem Zweck wurden die Gefäße alle zwei Tage gewogen und bei Bedarf mit Leitungswasser gegossen.

2.3 Wachstumstest Für die Phytotoxizitätstests mit Maispflanzen wurden drei verschiedene Ar- ten von Kohle (aus den Technologien B, F und H) aufgrund ihrer chemischen Eigenschaften ausgewählt. Vor der Saat wurde der Boden mit den drei ver- schiedenen Arten von Kohle in jeweils zwei verschiedenen Konzentrationen vermischt: 8,5 e 17 gchar kgBoden-¹. Diese Konzentrationen wurden ausgewählt, weil sie den auf dem experimentellen Feld verwendeten Konzentrationen ent- sprachen. Für jede Behandlung wurden fünf biologische Replikate vorberei- tet. Außerdem wurden fünf Gefäße ohne Zusatz von Kohle als Kontrollgefäße vorbereitet. Insgesamt wurden also 35 Gefäße befüllt. Am Ende des Experiments nahm man Proben der Blätter, die dazu von den Wurzeln getrennt wurden, und Proben des rhizosphärischen Bodens. Der ge- samte Boden in den Gefäßen wurde als rhizosphärisch betrachtet, da diese

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komplett durchwurzelt waren. Der rhizosphärische Boden und die Blattge- webe wurden dann bei 65 °C im Ofen getrocknet, bis sie ein konstantes Ge- wicht erreichten, und danach für die späteren Untersuchungen aufbewahrt.

2.4 Ermittlung des Chlorophyllgehalts

Während des Wachstums der Maispflanzen wurde jede Woche mit einem tragbaren, nicht-destruktiven Gerät, einem sogenannten SPAD (Akronym für „Soil Plant Analytical Development“) (SPAD - 502 Plus, Minolta, Osaka, Japan) der Chlorophyllgehalt bestimmt. Für jede Behandlung wurden fünf Messungen, eine für jede Pflanze, am jüngsten, vollständig expandierten Blatt durchgeführt, dann der Mittelwert genommen und als SPAD-Index angegeben.

2.5 Analyse der Konzentrationen von Makro- und Mikronährstoffen in den Blättern

Die getrockneten Blätter der Maispflanzen wurden fein gemahlen und mit einer Kugelmühle (Mixer Mill, MM400, RETSCH, Italien) homogenisiert. Ungefähr 0,3 g jeder Probe wurden unter Anwendung eines Mikrowellenaufschlussys- tems mit einer Reaktionskammer mit konzentrierter ultrapurer Salpetersäure (650 ml L-¹; Carlo Erba, Mailand, Italien) mineralisiert (UltraWAVE, Milestone, Shelton, CT, USA). Die Konzentrationen der Makro- und Mikronährstoffe wur- den dann durch ICP-OES-Analyse bestimmt (Arcos Ametek, Spectro, Deutsch- land); dabei wurden Tomatenblätter (SRM 1573a) und Spinatblätter (SRM 1547) als zertifiziertes externes Bezugsmaterial verwendet.

2.6 Analyse des pH-Werts des rhizosphärischen Bodens

Eine Bodendispersion in destilliertem Wasser, zubereitet im Verhältnis Bo- den/Wasser von 1:2,5 Gewicht/Volumen, wurde zuerst geschüttelt und dann für 30 Minuten ruhen gelassen. Der pH-Wert des Bodens der Rhizosphäre wurde potentiometrisch mit einem pH-Meter gemessen, indem die Elektro- den in die klare Lösung eingetaucht wurden.

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

2.7 Keimtest mit Kresse Für die Keimtests wurden gewöhnliche Kressesamen (Lepidium sativumL.), eine gegenüber Phytotoxinen sehr empfindliche Pflanzenart, verwendet. Die Samen wurden für circa eine Stunde in ein Bad mit destilliertem Wasser gelegt; der gesamte Test wurde in Konformität mit der Norm UNI 10780:1998 durchge- führt. Kurz gesagt, zehn Samen wurden in Petrischalen zu 100 mm auf eine Schicht aus Filterpapier (90 mm, Whatman 41, aschefrei) gelegt. Dann wurden 1,2 mL Kohleextrakte in Wasser hinzugefügt und gleichzeitig einige Kontroll- proben zubereitet, bei denen das Extrakt durch destilliertes Wasser ersetzt wurde. Die Kohle wurde dabei mit destilliertem Wasser behandelt (Extraktions- verhältnis 1:20 Gewicht/Volumen), zwei Stunden geschüttelt, bei 5.000 g zentri- fugiert und durch Spritzenfilter mit 0,45-μm-Poren gefiltert. Die Petri-Schalen wurden mit Parafilm versiegelt, mit Aluminiumfolie abgedeckt und für 24 Stun- den bei 25 °C inkubiert. Nach der Inkubationszeit wurde die Anzahl der ge- keimten Samen und deren Wurzellänge bestimmt, sowohl für die Petrischalen mit den wässrigen Kohleextrakten als auch für die Kontrollen. Jede Behandlung wurde zehnmal repliziert. Zur Berechnung des Keimindex (GI) wurde der Quo- tient zwischen dem Mittelwert der Anzahl gekeimter Samen einer Behandlung und dem Quotienten der Kontrollgruppe mit dem Mittelwert der Wurzellänge der gekeimten Samen einer Behandlung und dem der Kontrollgruppe multipli- ziert; daraus ergibt sich folgende Formel:

𝐺𝐺𝐺𝐺 =
𝐴𝐴𝐺𝐺𝐴𝐴𝑏𝑏𝑏𝑏ℎ𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑏𝑏𝑎𝑎𝑎𝑎 𝑥𝑥 𝐿𝐿𝐴𝐴𝐿𝐿𝑏𝑏𝑏𝑏ℎ𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑎𝑏𝑏𝑎𝑎𝑎𝑎
𝐴𝐴𝐺𝐺𝐴𝐴𝐾𝐾𝐾𝐾𝑎𝑎𝑎𝑎𝐾𝐾𝐾𝐾𝑎𝑎𝑎𝑎𝑏𝑏 𝑥𝑥 𝐿𝐿𝐴𝐴𝐿𝐿𝐾𝐾𝐾𝐾𝑎𝑎𝑎𝑎𝐾𝐾𝐾𝐾𝑎𝑎𝑎𝑎𝑏𝑏

wobei AGS = Anzahl gekeimter Samen; LSW = Mittlere Wurzellänge der gekeimten Samen (mm).

2.8 Statistische Analyse Die Ergebnisse werden als Mittelwert von mindestens fünf biologischen Rep- likaten ± Standardfehler (SF) dargestellt. Es wurde eine einfaktorielle Va- rianzanalyse (One way ANOVA) mit der Version SigmaPlot 12.0 (Systat Soft- ware, Inc., San Jose, CA, USA) durchgeführt; die Mittelwerte wurden auf

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Grundlage des Turkey-Tests verglichen. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05).

3. Ergebnisse und Diskussion

3.1 Chemische Charakterisierung der Kohle

Die Kohleproben wurden acht in Südtirol installierten repräsentativen Tech- nologien entnommen (mit den Großbuchstaben A–H bezeichnet) und dann in chemischer Hinsicht charakterisiert. Tabelle 1 und 2 enthalten die Ergebnisse der an der Kohle durchgeführten Untersuchungen.

Tabelle 1 – Analyse des Aschegehalts und Elementaranalyse der mit unterschiedlichen Technologien gewonnenen Kohle

C = Kohlenstoff; H = Wasserstoff; N = Stickstoff; O = Sauerstoff; PCI = Unterer Heizwert.

Tabelle 2 – Gehalt an PAK, PCB, Dioxinen (DX) und Schwermetallen* der Kohle

Cd = Kadmium; Cr = Chrom; Zn = Zink; TEQ = Toxizitätsäquivalent (steht für die Gesamtkon- zentration einer Verbindungsfamilie); *überschreitet die Grenzwerte (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75).

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

Hinsichtlich der Daten in Tabelle 1, setzt die italienische Gesetzgebung (D. lgs., [^29]: aprile 2010, n. 75) einen Grenzwert für den Molquotienten von Was- serstoff (H) und Kohlenstoff (C) fest. Dieser Wert darf maximal 0,7 betragen. In Anbetracht der in dieser Tabelle aufgeführten Werte hielten alle Kohlepro- ben diesen Grenzwert ein, da ihre Molquotienten für H/C im Intervall zwi- schen 0,02 und 0,22 lagen.

In Tabelle 2 sind nur die Schwermetalle (Cd, Cr und Zn) angegeben, die in den untersuchten Kohleproben die Grenzwerte der italienischen Gesetz- gebung überschritten (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75). Insbesondere für Verbin- dungen wie PAK, PCB, Dioxine und Schwermetalle sind vom Gesetz folgende Grenzwerte vorgegeben, (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75; D. lgs., 3 aprile 2006, n. 152), wobei TS für Trockensubstanz steht:

• PAK (Σ16 Moleküle) < 6 mg kg TS-¹;
• PCB < 0,06 mg kg TS-¹;
• Dioxine < 10 ng I-TEQ kg TS-¹
• Cd < 1,5 mg kg TS-¹;
• Cr < 0,5 mg kg TS-¹;
• Zn < 500 mg kg TS-¹

Aus den Werten in Tabelle 2 ist klar ersichtlich, dass nur der PAK-Gehalt der Kohle der Technologie C unter dem Grenzwert lag (D. lgs., 3 aprile 2006, n. 152), während alle anderen Kohleproben die Grenzwerte überschritten, teils bis zu einem Dreifachen. Im Gegensatz dazu hielten alle untersuchten Kohleproben die Grenzwerte der italienischen Gesetzgebung (D. lgs., 3 aprile 2006, n. 152) für die PCB- und Dioxinkonzentrationen ein. Wenn man die Schwermetalle betrachtet (nicht aufgeführte Daten), wiesen sieben Kohleproben Cd-Konzentrationen zwischen 1,8 und 13,4 mg kgTS-¹ auf. Nur vier Technologien (C, F, G und H) entsprachen den gesetzlichen Grenz- werten (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75) für Cd. Der Gehalt an Cr in den Kohle- proben lag, mit Ausnahme der mit der Technologie G gewonnenen Kohle, zwischen 0,7 und 15,5 mg kg TS-¹ und somit nicht unter dem gesetzlichen Grenzwert (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75). Die Kohleproben der Technologien A, B, C und H überstiegen außerdem die gesetzlichen Grenzwerte (D. lgs.,29 aprile 2010, n. 75) für Zn, wobei die Werte zwischen 511,1 und 1317,0 mg kg TS-¹ lagen.

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Zusammenfassend kann man also sagen, dass keine Kohleprobe vollständig den Grenzwerten der italienischen Gesetzgebung entspricht (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75; D. lgs., 3 aprile 2006, n. 152), auch wenn die Werte der mit den Technologien C und G gewonnenen Kohle diesen Grenzwerten am nächsten kommen. Diese Ergebnisse zeigen also, dass die durch Vergasung gewonnene Kohle nicht direkt auf den Boden angewendet werden kann; es ist daher eine Nachbehandlung der Kohle erforderlich, damit dieses Nebenprodukt in der Landwirtschaft genutzt werden kann.

3.2 Wirkung der Kohle auf das Wachstum der Maispflanzen: Gehalt an Chlorophyll und an Makro- und Mikronährstoffen in den Blättern Der Phytotoxizitätstest wurde mit Maispflanzen durchgeführt; die zuverläs- sig gemessene physiologische Variable ist die Änderung des Chlorophyllge- halts, die mit einem SPAD-Gerät gemessen wurde. Dieses biologische Experi- ment half zu überprüfen, ob die drei verschiedenen ausgewählten Kohlepro- ben (B, F und H) relevante negative Wirkungen auf die Maispflanzen haben. Abbildung 1 zeigt die während des Phytotoxizitätsexperiments gemachten Fotos der Maispflanzen. Tabelle 3 enthält die Mittelwerte des in vier verschiedenen aufeinanderfolgen- den Wochen gemessenen Chlorophyllgehalts in den Blättern der Maispflan- zen. Abbildung 2 zeigt die am Ende des Topfexperiments registrierten SPAD- Werte (nach fünf Wochen des Wachstums). Die Behandlungen wurden mit dem Begriff „Char“ etikettiert, gefolgt von einem Kleinbuchstaben, der die im Test verwendete Kohleprobe angibt (F. B und H), und von einer Zahl (2,5 und 5), die sich auf die Dosis der mit dem Boden vermischten Kohle bezieht (8,5 bzw. 17 gchar kgBoden-¹). Während des Wachstums zeigten die Maispflanzen keine sichtbaren Toxizi- tätssymptome. Der als SPAD-Index gemessene Chlorophyllgehalt in den Blät- tern kennzeichnete sich jedoch durch einige Unterschiede. Die Pflanzen der Kontrollgruppe wiesen am 09.05.18 die höchsten SPAD-Werte und am 26.04.18 die niedrigsten auf, während am 18.04.18 und 30.04.18 bei keiner der Pflanzen der verschiedenen Behandlungen eine signifikante Änderung des Chlorophyllgehalts zu bemerken war. Die auf dem mit den Kohleproben H

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

und F vermischten Boden gewachsenen Pflanzen wiesen nur am 09.05.18 Werte auf, die zwischen denen der Kontrollpflanzen und denen der auf Boden mit Zusatz der Kohle B gewachsenen Pflanzen lagen, unabhängig von der an- gewandten Kohledosis.

Abb. 1 – Phytotoxizitätstest mit Maispflanzen. Im Laufe der Wachstumsphase wurden einige Pflanzen unterschiedlichen Konzentrationen von drei verschiedenen, mit den Technologien F, B und H gewonnenen Kohleproben ausgesetzt, die mit dem Boden vermischt wurden, während andere als Kontrolle dienten.

Am 26.04.18 wiesen die Pflanzen der Kohle F 5 unter allen den höchsten SPAD-Wert auf (Tab. 3). Am Ende des Experiments waren die SPAD-Werte des Chlorophyllgehalts in den Blättern der Pflanzen nach der Behandlung mit der Kohle aus den drei Proben deutlich niedriger (um circa 40 %) als die des Chlorophyllgehalts in den Blättern der Kontrollpflanzen, ohne jedoch erhebliche Differenzen zwi- schen den Behandlungen und den Dosierungen aufzuweisen (Abb. 2). Diese Ergebnisse stimmen jenen von Liu et al., 2016, überein (Liu A, Tian D, Xiang Y, 2016). Diese Autoren wiesen eine offensichtlich fördernde Wirkung

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des Zusatzes von Kohle zum Boden auf das Chlorophyll einer Heilpflanze (Salvia miltihorriza Bunge) während der mittelfristigen Wachstumsphase und eine recht große Verringerung in der darauffolgenden Phase nach.

Tabelle 3 – SPAD-Messungen während des Phytotoxizitätsexperiments mit Mais als pflanzlicher Bioindikator. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Unterschiedliche Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05) in jeder Kolonie.

Abb. 2 – SPAD-Messungen am Ende des Phytotoxizitätsexperiments mit Mais als pflanzlicher Bioindikator. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05)

Untersucht wurde auch der Makro- und Mikronährstoffgehalt (Abb. 3 und 4) der Maisblätter, um zu evaluieren, ob der Kohlezusatz die Versorgung der Pflanzen mit Mineralstoffen beeinflussen kann.

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

Abb. 3 –Konzentrationen von Makronährstoffen (mg g-¹) in den Blättern der Maispflanzen am Ende der experimentellen Periode des Phytotoxizitätstests, der insgesamt fünf Wochen ab dem Zeitpunkt der Umpflanzung der Sämlinge in die Gefäße dauerte; diese Gefäße enthielten den mit zwei verschiedenen Konzentrationen (2,5 = 8,5 gcharkgBoden

-1; 5 = 17 gcharkgBoden -1) der drei verschiedenen Kohlenproben (F, B und H) versetzten Boden. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05)

Abb. 4 – Konzentrationen von Mikronährstoffen (mg g-¹) in den Blättern der Maispflanzen am Ende der experimentellen Periode des Phytotoxizitätstests, der insgesamt fünf Wochen ab dem Zeitpunkt der Umpflanzung der Sämlinge in die Gefäße dauerte; diese Gefäße enthielten den mit zwei verschiedenen Konzentrationen (2,5 = 8,5 gcharkgBoden

-1; 5 = 17 gcharkgBoden -1) der drei verschiedenen Kohlenproben (F, B und H) versetzten Boden. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05)

Celletti, Borruso, Valentinuzzi,Basso,Patuzzi, Baratieri, Cesco, Mimmo

Jede für dieses Experiment verwendete Kohleprobe verursachte im Vergleich zur Kontrollgruppe eine signifikante Verringerung der Konzentration des Makronährstoffs Magnesium (Mg) in den Maisblättern, unabhängig von der mit dem Boden vermischten Kohledosis. Der gleiche Verlauf wurde auch für Kalzium (Ca) beobachtet, jedoch in signifikantem Maße nur für die Kohlen B und H in Dosis 5. Für Schwefel (S) wurden hingegen keine statistisch signifi- kanten Differenzen zwischen der Kontrollgruppe und anderen Kohleproben festgestellt. Die Konzentration von Phosphor (P) in den Blättern sank nur dann erheblich, wenn dem Boden im Vergleich zur Kontrollgruppe die Kohle F 5 zugesetzt wurde (Abb. 3). Das Vorhandensein der dem Boden beigemischten Kohle beeinflusste auch die Konzentration der Mikronährstoffe der Maisblätter (Abb. 4). Die Konzent- ration von Kupfer (Cu), zum Beispiel, sank im Vergleich zur Kontrollgruppe deutlich bei Behandlung des Bodens mit allen Kohletypen außer H 2,5, unab- hängig von der Dosis. Das gleiche geschah mit Eisen (Fe); in diesem Fall war die Wirkung der Dosis jedoch signifikant. Die Kontrollpflanzen und die Pflan- zen der Kohle H 2,5 wiesen die höchsten Eisenkonzentrationen auf, während alle anderen Pflanzen, die auf einem mit anderen Kohleproben versetzten Bö- den gewachsen waren, durch eine deutlich niedrigere Eisenkonzentration ge- kennzeichnet waren. Für Mangan (Mn) wurde eine deutliche Verringerung bei der Kohle F 2,5 im Vergleich zur Kohle H 2,5, und für Zink (Zn) eine deut- liche Verringerung bei der Kohle F 5 im Vergleich zur Kontrollgruppe beo- bachtet. Zusammengefasst weisen die Ergebnisse vor allem eine Verringerung des Ge- halts an Mg, Cu und Fe infolge des Zusatzes der Kohle zum Boden nach. Es wurden jedoch kein sichtbarer Mangel dieser oder anderer Nährstoffe auf Ebene der Blätter festgestellt und die Biomasse wurde nicht sichtbar reduziert. Es scheint daher, dass die vorliegenden Evidenzen einige Studien, die eine positive Wirkung der Anwendung von Kohle in Hinblick auf eine bessere Aufnahme und Nutzungseffizienz von Nährstoffen durch die Pflanze aufzei- gen, nicht eindeutig bestätigen können (Abebe, Endalkachew, Mastawesha, & Gebermedihin, 2012; Prapagdee & Tawinteung, 2017).

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

3.3 Wirkung der Kohle auf den pH-Wert des Bodens Abbildung5 zeigt den pH-Wert, der im Boden der Kontrollgruppe und in den verschiedenen Wachstumssubstraten festgestellt wurde, auf denen die Mais- pflanzen für fünf Wochen angebaut wurden; diese Substrate wurden durch Mischung des Bodens mit den verschiedenen Konzentrationen der Kohle F, B und H erzielt. In der Literatur ist bekannt, dass die beim Vergasungsprozess erreichten ho- hen Temperaturen die physikalischen und chemischen Eigenschaften der er- zeugten Kohle stark beeinflussen (Al-Wabel, Al-Omran, El-Naggar, Nadeem, & Usman, 2013; Zhao, Cao, Mašek, & Zimmerman, 2013). Der pH-Wert ist zum Beispiel generell alkalisch (Lehmann, 2007). Aufgrund dieser Tatsache hat der Zusatz unterschiedlicher Kohleproben zum Boden auch in dieser Stu- die den pH-Wert des Bodens um bis zu zwei Einheiten erhöht (Abb. 5). Die im Boden erreichten Werte sind jedoch noch akzeptabel und riskieren nicht, das optimale Wachstum der Maispflanzen zu beeinträchtigen.

Abb. 5 – pH-Wert des Mittels, das für fünf Wochen als Grundlage für das Wachstum der Maispflanzen diente. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05)

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3.4 Einfluss der Kohle auf die Keimung von Kressesamen Abbildung 6 zeigt die Werte des anhand von Keimtests mit Kressesamen erzielten Keimindex. Dieser Parameter berücksichtigt sowohl die Anzahl der gekeimten Samen als auch die Wurzelverlängerung. Diese Tests wurden durchgeführt, um zu evaluieren, ob es während der Inkubation der Samen in Kontakt mit den wässrigen Extrakten aus den Kohleproben F, B und H Substanzen mit hemmender Wirkung auf die Samenkeimung und die Wurzellänge der Kresse geben könnte. Die Ergebnisse haben gezeigt, dass bei den drei Kohleproben im Vergleich zur Kontrollgruppe eine signifikante Verringerung des Keimindex induziert wurde; diese Wirkung war bei der Kohle H besonders evident (Abb. 6). Die Ergebnisse könnten daher zur Annahme veranlassen, dass die wässrigen Koh- leextrakte und somit die Kohleproben selbst potenziell phytotoxische Stoffe enthalten, da sowohl die Art der Biomasse als auch die Prozessparameter der Vergasung zur Bildung von Phytotoxinen im erzeugten Produkt beitragen können (Ndirangu, Liu, Xu, Song, & Zhang, 2019; Tomczyk, Sokołowska, & Boguta, 2020).

Abb. 6 – Keimindex der Kressesamen, die mit den wässrigen Extrakten der von den Technologien F, B und H erzeugten Kohle in Berührung kamen. Die Daten stellen die Mittelwerte ± SF (Standardfehler) von fünf unabhängigen Pflanzen für jede Behandlung dar. Verschiedene Buchstaben stehen für statistisch unterschiedliche Werte (P < 0,05)

Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

4. Schlussfolgerungen

Das wichtigste Ziel dieser Arbeit bestand darin, Informationen über die Mög- lichkeit einer Nutzung von Kohle aus Vergasungsprozessen zu landwirt- schaftlichen Zwecken zu erhalten. Zu diesem Zweck wurden acht Kohleproben aus Anlagen mit unterschiedli- chen Technologien entnommen (hier aus Gründen der Vertraulichkeit mit Großbuchstaben von A bis H bezeichnet) und untersucht; dabei sollten vor allem ihre potenziellen phytotoxischen Wirkungen im Falle einer Anwendung als Bodenverbesserungsmittel evaluiert werden. Die Ergebnisse zeigen, dass keine Kohle die von der italienischen Gesetzgebung vorgesehenen Grenz- werte vollständig einhält (D. lgs., 29 aprile 2010, n. 75; D. lgs., 3 aprile 2006, n. 152). Insbesondere überschreiten bei allen Kohleproben die Werte der PAK und der drei Schwermetalle (Cd, Cr und Zn) die gesetzlichen Grenzwerte, un- ter Ausnahme der Kohle der Technologie C, was den PAK-Gehalt anbelangt, und der Kohle der Technologie G, was den Schwermetallgehalt angeht. Das lässt auf die Notwendigkeit schließen, Lösungen für eine Nachbehandlung zu finden. Die Ergebnisse der bisher an den Pflanzen durchgeführten Tests weisen da- rauf hin, dass die mit dem Boden vermischten Kohleproben keine offensicht- lichen phytotoxischen Wirkungen auf die Maispflanzen haben. Es müssten je- doch noch weitere Experimente über einen längeren Zeitraum durchgeführt werden, um die hier vorgestellten Ergebnisse bestätigen zu können. Außer- dem wäre es zweckmäßig, den Schwermetall- und PAK-Gehalt der Pflanzen zu untersuchen; im Boden sollten hingegen, ergänzend zu den chemischen Bodeneigenschaften, die verfügbare Nährstofffraktion, die Werte elektrischer Leitfähigkeit und die Werte der Fähigkeit zum Kationenaustausch bestimmt sowie eine Analyse der Mikrobendiversität und -aktivität durchgeführt wer- den. All diese Analysen zusammen könnten zusätzliche Informationen über eine mögliche latente Toxizität der Kohle und ihre Wirkungen auf die Boden- qualität und die Gesundheit der Pflanzen liefern.

Celletti, Borruso, Valentinuzzi,Basso,Patuzzi, Baratieri, Cesco, Mimmo

Literaturverzeichnis

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Nutzung der Kohle als Bodenverbesserungsmittel:

Lehmann, J. (2007). Bio-energy in the black. Frontiers in Ecology and the Environ- ment, [^5]:(7), 381–387. https://doi.org/10.1890/1540-9295(2007)5[381:BITB] 2.0.CO;2 Li, H., Liu, Y., Chen, Y., Wang, S., Wang, M., Xie, T., & Wang, G. (2016). Biochar amendment immobilizes lead in rice paddy soils and reduces its phytoavailability. Scientific Reports, ⁵:, 1–8. https://doi.org/10.1038/ srep31616 Liu A, Tian D, Xiang Y, M. H. (2016). Biochar Improved Growth of an Important Medicinal Plant (Salvia miltiorrhiza Bunge) and Inhibited its Cadmium Uptake. J Plant Biol Soil Health, ⁴:(2), 6. Ndirangu, S. M., Liu, Y., Xu, K., Song, S., & Zhang, P. (2019). Risk Evaluation of Pyrolyzed Biochar from Multiple Wastes. https://doi.org/10.1155/2019/ 4506314 Panwar, N. L., Pawar, A., & Salvi, B. L. (2019). Comprehensive review on production and utilization of biochar. SN Applied Sciences, ¹:(2), 1–19. https://doi.org/10.1007/s42452-[^019]:-[^0172]:-6 Pecchi, M., & Baratieri, M. (2019). Coupling anaerobic digestion with gasification, pyrolysis or hydrothermal carbonization: A review. Renewable and Sustainable Energy Reviews, [^105]:, 462–475. https://doi.org/ 10.1016/j.rser.2019.02.003 Prapagdee, S., & Tawinteung, N. (2017). Effects of biochar on enhanced nutrient use efficiency of green bean, Vigna radiata L. Environmental Science and Pollution Research, [^24]:(10), 9460–9467. https://doi.org/ 10.1007/s11356-[^017]:-[^8]:[^633]:-1 Tomczyk, A., Sokołowska, Z., & Boguta, P. (2020, March). Biochar physicochemical properties: pyrolysis temperature and feedstock kind effects. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 19, [^191]:–215 https://doi.org/10.1007/s11157-[^020]:-[^09523]:-3 UNI 10780:1998. Compost - Classificazione, requisiti e modalità di impiego. UNI EN 16174:2012. Fanghi, rifiuti organici trattati e suolo - Digestione delle frazioni di elementi solubili in acqua regia. UNI EN ISO 16948:2015. Biocombustibili solidi - Determinazione del contenuto totale di carbonio, idrogeno e azoto. UNI EN ISO 17294-2:2016. Qualita’ dell’acqua - Applicazione della spettrometria di massa al plasma accoppiato induttivamente (ICP-MS) - Parte 2: Determina- zione di elementi selezionati, compresi gli isotopi dell’uranio. UNI EN ISO 18122:2016. Biocombustibili solidi - Determinazione del contenuto di ceneri. Vakalis, S., & Baratieri, M. (2015). State-of-the-Art of Small Scale Biomass Gasifiers in the Region of South Tyrol. Waste and Biomass Valorization,

Celletti, Borruso, Valentinuzzi,Basso,Patuzzi, Baratieri, Cesco, Mimmo

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den

Boden auf Ertrag und Qualität von Reb- und Obst-

anlagen in Südtirol

Valentina Lucchetta – Versuchszentrum Laimburg Barbara Raifer – Versuchszentrum Laimburg Maximilian Lösch – Versuchszentrum Laimburg Aldo Matteazzi – Versuchszentrum Laimburg Christoph Patauner – Versuchszentrum Laimburg

Abstract Die Verwendung von pyrogener Kohle (Biochar) in der Landwirtschaft ist historischen Ursprungs, geriet aber im Laufe der Zeit weitgehend in Vergessenheit. Erst in den letz- ten Jahrzehnten ist die Biokohle, auch als Pflanzenkohle bezeichnet, im englischen Bio- char, wieder stärker ins Blickfeld gerückt. In den Boden eingebrachtes Biochar intera- giert mit diesem, verändert seine chemischen und physikalischen Eigenschaften und kann die Bodenfruchtbarkeit verbessern. In Südtirol sind Holzvergasungsanlagen vor allem zur Wärmeerzeugung in Fernheizwerken im Einsatz, wobei als Nebenprodukt eine beachtliche Menge an Biokohle (1300 t/Jahr) entsteht. Je nach Herkunft und Holz- vergasungsanlagentyp weist diese verschiedene Eigenschaften auf. Sie kann bisher nicht genutzt werden und wird daher auf Deponien entsorgt. Das Projekt "WoodUp", finanziert vom Europäischen Fond für Regionale Entwicklung (EFRE), wurde daher in die Wege geleitet, mit den Zielen dieses lokal hergestellte Biochar zu charakterisieren und seine Eignung für den Einsatz in der Landwirtschaft zu prüfen. Es sollten erste Er- gebnisse zu seiner möglichen Nutzung in der lokalen Landwirtschaft, insbesondere im Obst- und Weinbau ermittelt werden. Letzterer Teil des Projektes wird hier vorgestellt. Die Arbeiten haben einige interessante Aspekte der Anwendung von Biochar aufge- zeigt, so die Anreicherung der Böden mit Mineralstoffen, die Anhebung des pH-Wertes und des organischen Kohlenstoffes der Böden, günstige Auswirkungen auf die Baum- entwicklung und die Ertragsleistung im Obstbau, während die Weinqualität unverän- dert geblieben ist. Die Ausbringung von reinem Biochar oder von mit Kompost ange-

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

reichertem Biochar in Rebanlagen, ohne weitere Stickstoffdüngung, hat die Stickstoff- verfügbarkeit der Böden nicht signifikant verändert. Auch auf die vegetative Entwick- lung, die Höhe der Erträge und die Qualität der Weine, waren keine Auswirkungen feststellbar. Biochar kann somit im Weinbau genutzt werden, etwa zur Anhebung des Boden pH-Wertes, zur Verbesserung der Wasserspeicherkapazität der Böden oder um Kohlenstoff im Boden langfristig festzulegen, ohne dass dadurch negative Auswirkun- gen auf die Ertragshöhe oder die Qualität der Trauben und Weine zu befürchten wären. Im Obstbau hingegen konnten, trotz der bereits weitgehend optimierten Anbaubedin- gungen, positive Auswirkungen auf die vegetative Entwicklung der Bäume und höhere Erträge durch den Einsatz von Biochar festgestellt werden. Im Boden der Apfelanlage wurde eine höhere Stickstoff- und Wasserverfügbarkeit als in den Rebanlagen ange- strebt, es wurde regelmäßig gedüngt und bewässert. Das Biochar dürft unter diesen Bedingungen, durch sein hohes Speichervermögen, zu einer ausgeglicheneren Versor- gung der Bäume beigetragen haben.

1. Einleitung

Biochar wird durch Pyrolyse aus pflanzlicher Biomasse gewonnen und ist reich an Kohlenstoff. Wird es in den Boden eingearbeitet, kann es die Erträge steigern, die physikalischen und chemischen Eigenschaften der Böden verbes- sern und nicht zuletzt auch das Wasserspeichervermögen der Böden erhöhen (Lehmann e Joseph, 2009). Diese Eigenschaften machen Biochar zu einem sehr interessanten Produkt für die Landwirtschaft, da die höheren Temperaturen und die ausgeprägteren Trockenphasen infolge der Klimaänderung den Ab- bau der organischen Substanz in den Böden beschleunigen und die Boden- fruchtbarkeit beeinträchtigen (Kirschbaum, 1995). Es werden daher auch in Europa in den nächsten Jahrzehnten zunehmend sinkende Erträge in der Landwirtschaft vorhergesagt (Cammarano, 2019; Ray, 2019). Über den An- stieg der Temperaturen hinaus, ist infolge der Klimaänderung ein Anstieg extremer Klimaereignisse zu erwarten, sowie in der Folge eine höhere Boden- erosion, welche sich zusätzlich negativ auf die Fruchtbarkeit und die Produk- tivität der Kulturen auswirken wird. Die Nutzung von Biochar zur Bodenver- besserung könnte daher in Zukunft an Bedeutung gewinnen und wesentlich

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

dazu beitragen die Fruchtbarkeit der Böden weiterhin zu sichern. Zudem ist Biochar von großem Interesse, da es Kohlenstoff langfristig festzulegen vermag: Tatsächlich wird etwa 50 % des Kohlenstoffes im Ausgangsmaterial bei der Herstellung von Biochar mittels Pyrolyse, durch die Bildung stabiler Strukturen langfristig, für mindestens 100 Jahre und zum Teil auch sehr viel länger, gebun- den. Bei der Verbrennung derselben organischen Ausgangsmasse oder beim bi- ologischen Abbau, würden nur 3–10 % längerfristig festgelegt. Unmittelbar bei der Verbrennung wird der in der organischen Masse enthaltene Kohlenstoff größtenteils freigesetzt. Beim biologischen Abbau erfolgt die Freisetzung des Kohlenstoffes in einem Zeitraum von drei bis zehn Jahren (Lehmann et al., 2006). Biochar kann weiters mineralischen Stickstoff um bis zu 70 % verbessert festlegen (Sánchez-García et al. 2015; Steiner et al., 2010; Ventura et al. 2013) und die verfügbaren Ammoniumionen für die Nitrifizierungsprozesse reduzieren (Clough et al., 2010; Taghizadeh-Toosi et al., 2012). Biochar trägt also dazu bei, den in Kulturen ausgebrachten Stickstoff vermehrt den Pflanzen zur Verfügung zu stellen und reduziert den Teil, der ausgewa- schen wird oder als N2O in die Atmosphäre entweicht und dadurch den Treibhauseffekt weiter anheizt. Aus diesen Gründen bietet sich Biochar als eine neue Möglichkeit an, um signifikant und langfristig die CO2 Konzentra- tion der Atmosphäre und die anderer Treibhausgase zu senken. Dabei ist es allerdings wenig sinnvoll Biochar über lange Transportwege und mit hohem Energieaufwand zu transportieren. Vielmehr gilt es vor Ort, aus lokal vor- handen Ausgangsmaterialien qualitativ hochwertiges Char zu erzeugen und eventuell bereits vorhandene Produkte wie eben das Biochar aus den in Südti- rol bereits vorhandenen Holzvergasungsanlagen, bestmöglich zu nutzen. Zu untersuchen, wieweit letzteres in der Südtiroler Landwirtschaft möglich und sinnvoll ist, ist das Ziel des vorliegenden Projektes.

1.1 Auswirkungen des Einsatzes von Biochar in Reb- und Obstanlagen In Rebanlagen ist eine mäßige, aber ausreichende Versorgung mit Wasser und Stickstoff von großer Bedeutung, um das Gleichgewicht zwischen vegetativer und generativer Entwicklung der Reben aufrecht zu erhalten und die optima- le Versorgung der Trauben zu gewährleisten. In Jahren mit extremen Klimasi-

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

tuationen werden bereits jetzt im Weinbau die angestrebten Erträge vielfach nicht mehr erreicht. Um zu lange anhaltende Trockenphasen zu vermeiden, wird, wo es möglich ist, die Zusatzbewässerung eingesetzt. Aber Wasser für künstliche Bewässerung ist nicht überall vorhanden und dürfte in Zukunft noch knapper werden. Die Verwendung von Biochar könnte daher bereits jetzt dort angezeigt sein, wo das Aufkommen von intensivem Trockenstress zu erwarten ist, wo bereits jetzt die Bodenfruchtbarkeit nur schwer aufrecht- erhalten werden kann und die angestrebten Erträge nicht mehr erzielt wer- den. Zuvor gilt es aber abzuklären, ob und welche Auswirkungen diese Praxis auf die Weinqualität hat. Es gilt z.B. zu klären, was in feuchten Jahren mit überdurchschnittlich hohen Niederschlägen passiert, ob in solchen Fällen ne- gative Auswirkungen infolge des Einsatzes von Biochar auftreten können, vor allem ob sich die Weinqualität dabei in irgendeiner Weise verändert. Schmidt et al. (2014) haben festgestellt, dass Biocharanwendungen, mit und ohne Kompostanreicherung das Wachstum von Ertragsrebanlagen nicht beeinflusst und dass auch keine Auswirkungen auf die Qualitätsparameter der Moste er- kennbar waren. Holweg (³:019) hat erhöhte hefeverfügbare Stickstoffgehalte festgestellt, in Trauben aus mit Biochar angereicherten Parzellen; ein ausrei- chender Gehalt an hefeverfügbarem Stickstoff erleichtert die Gärung und stellt Bausteine für den Aufbau von Aromastoffen zur Verfügung. Die Einar- beitung von Biochar in den Boden brachte laut Ergebnissen von Genesio et al. (2015) in der Toskana deutlich bessere Erträge in Jahren mit anhaltenden Tro- ckenperioden und in Anlagen ohne Bewässerungsmöglichkeit. Dabei hatten die Qualitätsparameter der Trauben sich nicht verschlechtert. In Hanglagen trägt die Einarbeitung von Biochar zur Erosionsminderung bei, verhindert das Entstehen von Wasserrinnen und mindert die Auswaschung von Nährstoffen und von phytosanitären Anwendungen (Blackwell, 2000). Ergebnisse zu den Auswirkungen von Biochar auf die Weinqualität liegen aber bisher nicht vor. In den Obstanlagen stellt eventuell vorhandene Bodenmüdigkeit beim Erneu- ern der Anlagen eine zunehmende Beeinträchtigung dar. Vor allem in mit Hagelnetzen ausgestatteten Anlagen erfolgt der Anbau häufig langfristig im selben Bodenbereich, da das Netz, bzw. das Stützgerüst für das Netz, bei noch gutem Zustand, nicht mit erneuert wird. Die Bäume werden wieder auf dem alten Baumstreifen ausgepflanzt. Bisherige Versuche mit Biochar im Apfelan-

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

bau zeigen unterschiedliche Ergebnisse: Laut Wang et al. (2019), ist der Ein- satz von Biochar gerade bei Nachbauproblemen sehr vorteilhaft, das Wachs- tum der Jungbäume wird verbessert und auch die Mikroorganismenpopulati- on des Bodens wird günstig beeinflusst. Versuche von Eyles et al. (2015) hat- ten allerdings ergeben, dass in „hight imput systems“ wie es die heutigen Ap- felanlagen sind, der Einsatz von Kompost oder Biochar keine zusätzlichen po- sitiven Auswirkungen bringen würde.

1.2 Ziele der Versuche Die hier vorgestellten Versuche hatten zum Ziel erste Ergebnisse zur Anwen- dung von Biochar in Reb- und Obstanlagen in Südtirol zu gewinnen. Im Weinbau sollten insbesondere die Auswirkung auf die Trauben- und Wein- qualität geprüft werden, um abzuklären ob diesbezüglich negative Effekte be- obachtet werden können. Gegebenenfalls wäre der Einsatz von Biochar im Qualitätsweinbau nicht oder nur sehr begrenzt zu empfehlen. Im Obstbau wurde der Versuch in einer Apfeljunganlage durchgeführt, da Nachbauprobleme infolge von Bodenmüdigkeit nach wie nicht zufriedenstel- lend gut überwunden werden können. Biochar mit seinen günstigen Auswir- kungen auf die Bodenfruchtbarkeit im Allgemeinen könnte, so die Annahme, auch in diesem Zusammenhang ein geeignetes Mittel sein. Weiters kann beim begrenzten Wurzelsystem des Apfels auf M9 Unterlage, nur im Zuge von Neuanpflanzungen das Char direkt in den Wurzelbereich der Bäume einge- bracht werden. Es sollten vor allem die Auswirkungen auf die Entwicklung der Bäume und die Erträge in den ersten Standjahren erfasst werden. Ein weiteres Ziel war es zu ermitteln, ob in Rebanlagen die Anwendung von angereichertem Biochar mit Kompost oder anderem, wie dies teilweise vorge- schlagen wird (Kammann et al., 2015) erforderlich ist oder ob in Rebanlagen auch reines Biochar ohne negative Auswirkungen zur Anwendung kommen kann. Letzteres wäre weit weniger aufwändig. Weiters wurden in den Reban- lagen zwei unterschiedliche Dosierungen geprüft, um erste Hinweise auf die optimale Anwendungsmenge geben zu können.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

2. Materialien und Methoden

2.1 Versuchsstandorte

Abb. 1 – Südtirolkarte mit den Versuchsstandorten

Die Rebversuchsanlagen Moarhof (1) und Weißplatter (2) befinden sich in den Hanglagen in der Nähe der Stadt Meran; die Apfelneuanlage (3) befindet sich in der Etschtalsohle in der Nähe des Versuchszentrums Laimburg, Gemeinde Pfatten (Abb. 1). In Tabelle 1 sind einige grundlegende Informationen zu den Versuchsanlagen zusammengefasst. Die Kürzel der Versuchsvarianten wer- den nachfolgend, bei den Abbildungen der Versuchspläne (Abb. ³:–4) erklärt. Alle Versuche wurden als randomisierte Blöcke mit 4 Wiederholungen ange- legt.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

B1 6 C 5 B1C 4 B2 3 N 2 B2C 1

B2 7 N 8 B2C 9 B1 10 C 11 B1C 12

C 18 B2C 17 B1 16 B2 15 B1C 14 N 13

N 19 B2 20 B1C 21 B2C 22 C 23 B1 24

Tabelle ¹: – Grundlegende Angaben zu den Versuchsanlagen

Anlage Ort Koordinaten Höhe
(m ü.d.M.)

Art
und Sorte

Behand-
lungen

Wiederh.

1. Moarhof Meran 46°40'2.7"N 11°11'43.5"E

~600 m Vitis vinifera cv.
Müller Thurgau

N – C – B1 – B2

– B1C – B2C

4

2. WeißplatterMeran 46°39'17.27"N 11°11'28.49"E

~550 m Vitis vinifera cv.
Sauvignon Blanc

N – C – B1 – B2

– B1C – B2C

4

3. Block 65 Laimburg 46°23'23.16"N 11°17'29.74"E

~225 m Malus domestica
cv. Pink Lady

N – C – BC 4

N Kontrolle unbehandelt
C Kompost, 3,9 kg/m² Standraum der Rebe
B1 Biochar, 2,5 kg/m² Standraum der Rebe
B2 Biochar, 5 kg/m² Standraum der Rebe
B1C Biochar, 2,5 kg/m² + Kompost, 3,9 kg/m² Standraum der Rebe
B2C Biochar, 5 kg/m² + Kompost, 3,9 kg/m² Standraum der Rebe

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

N Kontrolle unbehandelt
C Kompost, 3,9 kg/m Rebreihe
B1 Biochar, 2,5 kg/m Rebreihe
B2 Biochar, 5 kg/m Rebreihe
B1C Biochar, 2,5kg/m + Kompost, 3,9 kg/m Rebreihe
B2C Biochar, 5 kg/m + Kompost, 3,9 kg/m Rebreihe

Abb. 3 – Versuchsplan Anlage Weißplatter

B1 N B2 B1C
25 31 37 43
B1C B1C C N
26 32 38 44
C C B2C B2
27 33 45
B2 B2C B1 B2C
28 34 40 46
B2C B2 N C
29 35 41 47
N B1 B1C B1
30 36 42 48

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

* Die weiteren Varianten im Versuch betreffen andere Produkte zur Verbesserung des Anwuchses und der Entwicklung der Jungbäume auf die hier nicht eingegangen wird

Abb. 4 – Versuchsplan Block 65

N Kontrolle unbehandelt
C Kompost, 1,8 kg/Pflanzloch
BC Biochar,1 kg + Kompost, 1,8 kg/Pflanzloch

2.2 Versuche Das im Versuch verwendete Biochar kommt aus einer Holzvergasungsanlage in den Marken (Novolegno, Italien) und wurde angekauft, da auf lokaler Ebe- ne kein geeignetes Produkt verfügbar war. Es handelte sich um ein Neben- produkt aus der Holzvergasung welches sehr feinkörnig bis pulverförmig war und dessen chemische Eigenschaften in Tabelle 2 ersichtlich sind. Der Kom- post wurde vom Kompostieranlage St. Florian/Neumarkt in Südtirol bezogen. Bei den Versuchen in den Rebanlagen wurden zwei Dosierungen des Biochars

A B C D

10 4 3 6
9 8 2 9
8 1 10 4
7 3 8 1
6 9 7 5
5 10 1 2
4 5 6 8
3 2 5 7
2 6 9 10
1 7 4 3

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

eingesetzt und zwar 2,5 (Biochar 1) und 5,0 kg (Biochar 2) des Biochars pro m² Standraum der Reben in der Anlage Moarhof bzw. pro Laufmeter Rebreihe in der Anlage Weißplatter. Diese Dosierungen wurden sowohl als reines Biochar als auch in Mischung mit Kompost, mit jeweils 3,9 kg/m² Standraum der Re- ben bzw. pro Laufmeter der Rebzeile, ausgebracht. Die Dosierung des Kom- posts blieb somit immer gleich. In der Apfelneuanlage wurde nur eine Dosie- rung Biochar von einem kg mit jeweils 1,8 kg Kompost vermischt, pro Pflanz- loch ausgebracht. Dies im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle und zur Va- riante Kompost, bei der nur die 1,8 kg Kompost pro Pflanzloch ausgebracht wurden. Die Mischungen Kompost mit Biochar in den zwei Dosierungen wurden zwei Wochen vor der Ausbringung mit einem Kleinbagger herge- stellt. Die auszubringenden Mengen wurde ausgelitert und entsprechende Vo- lumen des Biochars und des Komposts, bzw. der jeweiligen Mischungen, wurden laut Versuchsplan in den einzelnen Versuchsparzellen ausgebracht und möglichst gleichmäßig verteilt. Die Tabelle 3 zeigt die C: N-Verhältnisse der im Versuch verwendeten Bodenzusätze auf.

Tabelle ³: – Eigenschaften des verwendeten Biochars

Parameter Ermittlung/
Extraktion

Wert Einheit Methode

pH CaCl2 9,6 1
N 0,1 % m/m 2
NO3-N Wasser < 0,1 % m/m 3
NH4-N Wasser < 0,1 % m/m 3
P2O5 Säuren 0,3 % m/m 4
P2O5 Wasser < 0,1 % m/m 4
K2O Säuren 3,5 % m/m 4
K2O Wasser 3,5 % m/m 4
CaO Säuren 4,2 % m/m 4
Cao Wasser < 0,1 % m/m 4

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

MgO Säuren 0,8 % m/m 4

MgO Wasser < 0,1 % m/m 4

B Säuren < 0,1 % m/m 4

B Wasser < 0,1 % m/m 4

Fe Säuren 0,06 % m/m 4

Fe Wasser < 0,1 % m/m 4

Mn Säuren 0,04 % m/m 4

Mn Wasser < 0,1 % m/m 4

Cu Säuren < 0,1 % m/m 4

Cu Wasser < 0,1 % m/m 4

Zn Säuren < 0,1 % m/m 4

Zn Wasser < 0,1 % m/m 4

Na2O Säuren 0,12 % m/m 4

Na2O Wasser 0,12 < 0,1 4

Fe Mikrowellenauf- schluss mit KW

0,63 g/kg FM 5

Al Mikrowellenauf- schluss mit KW

0,54 g/kg FM 5

Mn Mikrowellenauf- schluss mit KW

358,34 mg/kg FM 5

Cu Mikrowellenauf- schluss mit KW

19,38 mg/kg FM 5

Zn Mikrowellenauf- schluss mit KW

68,58 mg/kg FM 5

Cr Mikrowellenauf- schluss mit KW

6,57 mg/kg FM 5

Ni Mikrowellenauf- schluss mit KW

6,12 mg/kg FM 5

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Pb Mikrowellenauf-
schluss mit KW

5,65 mg/kg FM 5

Co Mikrowellenauf-
schluss mit KW

0,75 mg/kg FM 5

Hg Mikrowellenauf-
schluss mit KW

0,029 mg/kg FM 6

Cd Mikrowellenauf-
schluss mit KW

1,112 mg/kg FM 5

As Mikrowellenauf-
schluss mit KW

< 0,1 mg/kg FM 7

Trockenmasse 33,4 % 8
Feuchtigkeit 66,6 % 8
Asche 13,4 % FM 9
Organische Substanz 20 % FM 8
Salze (KCL) Wasser 3106 mg/100g 10

Methode Legende
1 DIN EN 15933:2012
2 Reg. CEE n. 2003 del 13.10.2003, Bestimmung mit Elementaranalysator
3 Reg. CEE n. 2003 del 13.10.2003, Bestimmung mit AutoAnalyzer
4 Reg. CEE n. 2003 del 13.10.2003, Bestimmung mit ICP-OES
5 Mikrowellenaufschluss mit Königswasser, Bestimmung mit ICP-OES
6 EPA 7473:2007
7 Mikrowellenaufschluss mit Königswasser, Bestimmung mit ICP-MS
8 VDLUFA Methodenbuch I A 2.1.1
9 VDLUFA Methodenbuch I A 15.2
10 VDLUFA Methodenbuch I A 10.1.1

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Tabelle ⁴: – Errechnete C:N Verhältnisse von Biochar, Kompost und den Mischungen

Bodenzusätze C:N-Verhältnis
Biochar 145
Biochar 2,5 kg + Kompost 3,9 kg 24

Biochar 5 kg + Kompost 3,9 kg 46
Kompost 13

In den einzelnen Anlagen wurde wie folgt vorgegangen:

2.2.1 Moarhof – Versuchsbeginn 2017 Es handelt sich um eine Ertragsanlage der Sorte Müller-Thurgau, welche 2007 ausgepflanzt worden ist. Als Rebunterlage wurde SO4 verwendet. Beim Bo- den der Anlage handelt es sich um einen humosen, lehmigen Sand mit einem pH-Wert von 6,3 und einem Gehalt an organischer Substanz in den obersten 30 cm Boden zwischen 2,5 und 3%. Das Biochar, der Kompost und die Mischungen wurden mit einem Scheibenpflug und mit einer Kreiselegge in den Fahrgassen etwa in die obersten 30 cm Boden eingearbeitet, die Kontrolle wurde auch gleich bearbeitet obwohl dort nichts ausgebracht worden war. Dies, um einheitliche Ausgangsbedingungen zu gewährleisten. Die einzelne Versuchsparzelle bestand aus zwei Rebreihen zu je 2 x 10 Reben; insgesamt wurden also pro Versuchsvariante 80 Reben behandelt (Abb. 5).

Abb. 5 – Ausbringung des Biochars und der Mischungen: Je nach Ausbringmenge an Biochar sind im Bild leichte farbliche Abstufungen zu erkennen.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

2.2.2 Weißplatter – Versuchsbeginn 2017 Beim Boden dieser Anlage handelt es sich um einen lehmigen Sand, mit einem Gehalt an organischer Substanz um 2,5% und einem pH-Wert von 6,1. Die Re- banlage wurde 2017 neu gepflanzt. Unmittelbar vor dem Pflanzen der Reben wurde im Bereich der Rebzeile das Biochar, der Kompost und die Mischungen mit einem Kleinbagger etwa in die obersten 60 cm Boden eingearbeitet (Abb. 6). Dann wurden Pfropfreben der Sorte Weißer Sauvignon auf der Unterlage SO4 ausgepflanzt. Die einzelnen Parzellen bestehen aus jeweils 12 Reben.

Abb. 6 – Das Ausbringen und Einarbeiten des Biochars, des Komposts und der Mischungen im Pflanzstreifen vor dem Pflanzen der Reben. Der Versuch in der Apfelneuanlage wurde in Zusammenarbeit mit dem Fach- bereich Obstbau des Versuchszentrums Laimburg durchgeführt und in einen Versuch zu organischen Düngern für Apfelneuanlagen integriert. Beim Boden der Versuchsanlage handelt es sich um einen sandigen Schluff mit einem Humusgehalt von 1,7%, einem sehr hohen Karbonatgehalt und einem pH- Wert von 7,4. Die Bodenzusatzstoffe wurden vor dem Pflanzen der Jungbäu- me in den Bereich der Pflanzgrube eingebracht und leicht mit Erde durch- mengt. Dann wurden die Bäume der Sorte Pink Lady, Klon Rosy Glow, vere- delt auf M9 (Abb. 7) gepflanzt. Jede Wiederholung bestand aus 8 Bäumen.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Abb. 7 – Bilder aus dem 1. und 2. Standjahr der Versuchsanlage Block 65

Nach der Versuchsanlegung wurden die Versuchsanlagen einheitlich und ge- bietsüblich bewirtschaftet. Die Rebanlagen wurden in den drei Versuchsjah- ren weder gedüngt noch bewässert, da eine ausreichend gute Versorgungsitu- ation gegeben war und ausreichendes Wachstum und Erträge erzielt wurden. Auch traten im Versuchszeitraum keine ausgeprägten Trockenperioden auf, so dass keine Bewässerung notwendig gewesen wäre. Die Obstanlage hinge- gen wurde jährlich moderat gedüngt, entsprechend den Vorgaben der inte- grierten Produktion und auch regelmäßig bewässert.

2.3 Erhebungen/Analysen In den Versuchsanlagen wurden folgende Arbeiten ausgeführt: die phänolo- gischen Stadien wurden erhoben, Proben der Versuchsvarianten für Boden- und Blattanalysen wurden entnommen, die Anzahl Trauben für die Ermittlung des Fruchtansatzes wurde gezählt, weiters wurden Reifetests zur Ermittlung der Reifeentwicklung und der Inhaltsstoffe der Trauben der einzelnen Versuchsva- rianten durchgeführt, Zur Ernte wurden die Traubenerträge der einzelnen Par- zellen ermittelt und schließlich wurde auch das Schnittholzgewicht erhoben.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Um die Auswirkungen der einzelnen Bodenzusatzstoffe auf die Qualität der Weine ermitteln zu können, wurden Mikrovinifikationen der Trauben aller Versuchsvarianten der Ertragsanlage Moarhof in allen drei Versuchsjahren, sowie Verkostungen der Versuchsweine durchgeführt. Die Boden- und Blattanalysen wurden nach der Methode des VDLUFA (Ver- band der Landwirtschaftlichen Untersuchungs- und Forschungsanstalten (LUFA) und andere Untersuchungs- und Forschungseinrichtungen) durchge- führt: Stickstoff wurde nach Dumas (DIN EN ISO 16634--1:2009) ermittelt, die anderen Elemente nach ICP--OES (EPA 3052:1996 + EPA 6010D:2018). Im Detail wurde wie folgt vorgegangen:

i) Bodenanalysen Die Bodenproben wurden nach der Blüte und nach der Ernte durchgeführt. Mit Handbohrer wurden Einstiche in zwei Tiefen, von 0–30 cm und von 30–60 cm durchgeführt, jeweils in den behandelten Bodenbereich. Pro Parzelle wurden etwa 10 Einstiche vorgenommen, verteilt über die gesamte Parzelle, an- schließend wurden die Bodenproben gut durchmischt und mit einem 2 mm Sieb gesiebt. Die weitere Verarbeitung erfolgte nach den oben angegebenen Metho- den seitens des Labors für Agrarchemie und Lebensmittelqualität am Versuchs- zentrum Laimburg. Folgende Makroelemente wurden ermittelt: Mineralisierter Stickstoff (Nmin), Organischer Kohlenstoff (Corg), Phosphor (P2O5), Kalium (K2O), Magnesium (Mg) und weiters folgende Mikroelemente: Bor (B), Mangan (Mn), Kupfer (Cu), Zink (Zn).

ii) Blattanalysen Blattproben für Blattanalysen wurden jedes Jahr zweimal, zur Blüte und zu Reifebeginn, durchgeführt. Dabei wurden jeweils 30 Blätter, welche gegen- über einem Fruchtansatz inseriert waren, entnommen. Die Blattstiele wurden entfernt, die Blattspreiten gewaschen und anschließend bei 65 °C für 12 Stun- den getrocknet. Folgende Makroelemente wurden ermittelt: Stickstoff (N), Phosphor (P), Kalium (K), Calzium (Ca), Magnesium (Mg) und weiters fol- gende Mikroelemente: Bor (B), Mangan (Mn), Kupfer (Cu), Zink (Zn). Die Analysen wurden im Labor für Agrarchemie und Lebensmittelqualität am Versuchszentrum Laimburg ausgeführt.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

iii) Reifetest Ab Reifebeginn wurde die Reifeentwicklung der Beeren durch periodische Rei- fetests ermittelt. Dazu wurden aus jeder Parzelle 120 Beeren gleichmäßig aus den oberen, mittleren und unteren Traubenteilen entnommen, das Gewicht der Beeren wurde ermittelt, dann wurden die Beeren abgepresst und der Most zent- rifugiert und gefiltert (5μm Spritzen-Scheibenfilter). Schliesslich wurden die Moste im Weinlabor am Versuchszentrum Laimburg mittels FT--IR nach RESO- LUTION OIV/OENO 390/2010 (FOSS®, WineScan™, SO2 der Weine nach der Kalibrierung am Versuchszentrum Laimburg) analysiert. Die ermittelten Zu- cker- und Säuregehalte wurden zur Bestimmung des Erntetermines herangezo- gen.

Analysierte Parameter: zr reduzierende Zucker (g/l) K Kalium (g/l) KMW Grad Klosterneuburger Mostwaage HVS hefeverwertbarer Stickstoff (mg/l) pH pH ami Aminostickstoff (mg/l) at Gesamtsäure (g/l) amo Ammoniumstickstoff (mg/l) as Apfelsäure (g/l) agl Gluconsäure (g/l) ws Weinsäure (g/l)

iv) Ertrag Weinanlagen Im Sommer, vor Ausdünnungsarbeiten, waren alle Trauben je Stock gezählt worden. Zur Ernte wurden alle Trauben der einzelnen Versuchsparzellen se- parat geerntet und mit einer tragbaren Bodenwaage gewogen. Apfelanlage Die Äpfel jeden Baumes wurden separat geerntet und dann über eine Sor- tiermaschine ausgewertet. Es handelt sich dabei um die Sortiermaschine Aweta mit mechanischer Gewichtserfassung, sowie der Farb- und Größen- ermittlung der Früchte mittels der Bildverarbeitung PowerVision.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

v) Wachstum Rebanlagen Nach der Ernte, im November wurde das einjährige Schnittholz der einzelnen Versuchsparzellen erfasst, als Maß für die Wüchsigkeit der Reben. Apfelanlage Das vegetative Wachstum der Bäume wurde durch Ermittlung der Länge aller Jahrestriebe von über 5 cm Länge erfasst, die Stammdurchmesser der Bäume wurden mit einem elektronischen Messgerät ermittelt, etwa 1 m über dem Boden.

vi) Mikrovinifikation Die Trauben der vier Feldwiederholungen wurden zu zwei Wiederholungen für den Weinausbau zusammengelegt, in den Versuchskeller am Versuchs- zentrum Laimburg gebracht und dort, nach einem standardisierten Protokoll, vinifiziert. Es wurde keine Maischestandzeit mit den Trauben durchgeführt und wie folgt verfahren. Die Trauben wurden mit einer Abbeermaschine des Typs CMA Lugana 1R (Stundenleistung 4-⁵: t/h) nach Entnahme der Stachel- walze gequetscht aber nicht abgebeert. Die gequetschten Trauben wurden samt Stielgerüst in einer Membranpresse des Typs 100 L EuroPressT1 – Schar- fenberger mit 2 x 1 bar + 2 x 2 bar entsaftet (10 min je Druckphase). Die Schwefelung mit 20 mg/L Kaliummetadisulfit (E 224) erfolgte direkt in Saftablauf. In der Folge wurde der Most in 34 L Glasballon gefüllt. Der Most wurde für 20 Stunden bei 4 °C statisch entschleimt. Im Anschluss wurde der klare Überstand abgezogen und der Entschleimungstrub entfernt. Der Most wurde auf 22 °C erwärmt und je Ausbauwiederholung eine Mostprobe ent- nommen um diese auf Mostgewicht, pH-Wert, Gesamtsäure und hefever- wertbarem Stickstoff zu untersuchen. Es wurden Trockenreinzuchtefe der Art Saccharomyces Cerevisiae Var. Cerevisiae nach Herstellerangaben rehydriert und der Most damit inokuliert. Das Gärsalz wurde in Form von reinem Di- ammoniumphosphat (DAP) dazugegeben in zwei Gaben aufgeteilt (40 g/hl im Moment der Beimpfung + 20 g/hl DAP drei Tage nach Gärstart). Die alkoholi- sche Gärung erfolgte bei konstanten 20,5 °C über regulierte Raumtemperatur. Der Abstich erfolgte bei Gärungsstillstand bzw. bei Restzuckergehalt < 4,0 g/l. Der 1. Abstich erfolgte unbelüftend mit Schwefelung (E 224) von 30 mg/l.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Es erfolgte eine kurzzeitige Lagerung in der Kühlzelle bei 4 °C für ca. 10 Tage und anschließend nach einem weiteren Abzug bei einer Temperatur zwischen 14 und 18 °C. Während der Weinlagerung wurde ein Gehalt an freier schwefe- liger Säure von 25 mg/l eingestellt und überwacht. Die Füllung erfolgte in 0,5 l Glasflaschen nach unmittelbar vorhergehender Vor-, Blank- und Sterilfiltration (0,45 μm). Die Verkostungen wurden mit einem Verkosterpanel bestehend aus Laimburg internen, geschulten Verkostern und aus externen Experten durchgeführt. Es wurden jeweils 16 Weine blind verkostet, da 4 Weine doppelt zur Verkostung gereicht wurden, um die Fähigkeit der einzelnen Koster gleiche Weine auch wieder ähnlich einzustufen und somit die Zuverlässigkeit ihrer Bewertungen, zu prüfen.

vii) Entwicklung des Wurzelsystems In der Anlage Moarhof wurden Grabungen im mit Biochar angereichertem Bo- denbereich durchgeführt, um zu prüfen, ob die Reben diesen Bereich durch- wurzelt oder ob sie den mit Biochar angereicherten Boden eher gemieden haben.

3. Ergebnisse

3.1 Moarhof i) Bodenanalysen Die pH-Werte (Abb. 8) sind in den mit Biochar angereicherten Parzellen signi- fikant höher, mit einem leichten Unterschied zwischen den beiden Dosierun- gen. Erstaunlicherweise treten diese Unterschiede auch in den Unterböden auf, dies obwohl die Einarbeitung im Versuch am Moarhof nur in den Oberboden erfolgt ist.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Abb. 8 – pH-Werte im Ober- und Unterboden der Versuchsvarianten in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbe- handelten Kontrolle ( p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Die Nmin-Werte, also der pflanzenverfügbare Stickstoff (Abb. 9) zeigte keine signifikanten Unterschiede zwischen den Versuchsbehandlungen und der Kon- trolle auf, ausgenommen im Jahre 2018, in der Variante B2. Etwas höhere Nmin- Werte waren im ersten Versuchsjahr 2017 gegeben, dies infolge der Bodenbear- beitung zur Einbringung des Chars (die Bodenbearbeitung wurde in allen Par- zellen durchgeführt auch in der Kontrolle) nach langjähriger Dauerbegrünung ohne jegliche Bearbeitung. Insgesamt liegen die Nmin-Werte aber selbst für Weinbau auf eher niedrigem Niveau.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Abb. 9 – Nmin-Werte der Versuchsvarianten in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Der Gehalt an organischem Kohlenstoff, als Humus (%) ausgedrückt, ist in den mit Biochar angereicherten Parzellen signifikant höher, vor allem bei Bio- char in der höhen Dosierung (Abb. 10).

Abb. 10 – Gehalte an organischem Kohlenstoff, als Humus (%) ausgedrückt in den drei Versuchs- jahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Die Phosphorgehalte stiegen in den mit Biochar und Kompost angereicherten Varianten signifikant an in beiden Dosierungen des Biochars (Abb. 11).

Abb. 11 – Phosporgehalte der Böden der Versuchsvarianten in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandel- ten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle). Die Gehalte an Kalium (Abb. 12) sind signifikant höher in der Variante der höheren Biochar Dosis und in den Varianten Biochar mit Kompost, dies vor allem im ersten Versuchsjahr.

Abb. 12 – Kaliumgehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske mar- kieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Die Magnesiumgehalte (Abb. 13) waren in allen Versuchsjahren, in den Vari- anten mit Biochar signifikant höher. Erstaunlicherweise sind diese signifikan- ten Unterschiede auch in den Unterböden feststellbar.

Abb. 13 – Magnesiumgehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrol- le (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Die Borgehalte (Abb. 14) stiegen durch die Anreicherung der Böden mit Biochar signifikant an, sowohl durch reines Biochar wie auch durch die Mischung von Char mit Kompost und zwar in den Ober- und auch den Unterböden.

Abb. 14 – Borgehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markie- ren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Mangan (Abb. 15) und Kupfer (Abb. 16) sind die einzigen Elemente, die infol- ge der Anreicherung des Bodens mit Biochar eine geringere Verfügbarkeit aufweisen. Eine signifikant geringere Verfügbarkeit ist in vor allem in den Va- rianten mit der höheren Biochardosierung in allen drei Versuchsjahren fest- stellbar.

Abb. 15 – Mangangehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrol- le (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Abb. 16 – Kupfergehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske mar- kieren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Zink (Abb. 17) ließ eine höhere Verfügbarkeit in allen drei Versuchsjahren vor allem in der Variante mit der höheren Biochardosis und Kompost erkennen.

Abb. 17 – Zinkgehalte der Ober- und Unterböden in den drei Versuchsjahren: Die Asteriske markie- ren signifikante Unterschiede der Versuchsvarianten im Vergleich zur unbehandelten Kontrolle (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

ii) Blattanalysen Obwohl die Verfügbarkeit verschiedener Elemente laut Bodenanalysen deut- lich verbessert wurde, zeigten sich in der Ertragsanlage Moarhof kaum Aus- wirkungen auf die Mineralstoffgehalte der Blätter. Es konnten mit Ausnahme des Borgehaltes im Juni 2019 (Abb. 18), keine signifikant unterschiedlichen Gehalte einzelner Elemente gefunden werden. Trotz der beachtlichen Verän- derungen im Boden durch die Einbringung des Biochars, traten aber auch keine optisch feststellbaren Veränderungen im Wachstum, der Blattfarbe oder andere Anzeichen von Stress oder Karenzen oder physiologische Störungen an den Reben auf.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Abb. 18 – Relative Bor Menge in den Blättern im Juni 2019; verschiedene Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kon- trolle).

iii) Reifeentwicklung der Trauben In keinem Falle traten Unterschiede im Reifeverlauf der einzelnen Versuchs- varianten auf (Daten sind nicht dargestellt). iv) Ertrag In den drei Versuchsjahren hat die Ernte jeweils in den ersten Septembertagen stattgefunden, bei einem Zuckergehalt von 16-17 °KMW (Babo). Im ersten Versuchsjahr dezimierte ein starker Spätfrost am 21.04.2017 den Ertrag stark. Wie in der Praxis üblich wurde alljährlich zudem eine Ertragsregulierung durchgeführt, vorwiegend durch teilen großer Trauben. Auch die Anzahl der Trauben vor der Ertragsregulierung war bei den einzelnen Versuchsvarianten ident. Bei der Ernte wurden keine statistisch signifikanten Unterschiede fest- gestellt (Tab. 4, Abb. 19).

Abb. 19 – Ernte 2019: die einzelnen Versuchparzellen wurden getrennt geerntet.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Tabelle [^4]: – Traubenertrag pro Rebe der Behandlungen: in keinem der drei Versuchsjahre wurde ein signifikanter Unterschied zwischen den Behandlungen festgestellt.

Behandlung /
Jahr

Ertrag/Rebe (kg)

2017 2018 2019

N 1,25 2,96 1,61
C 1,51 2,81 1,71
B1 1,49 3,10 1,83
B2 1,44 2,57 1,62
B1C 1,41 2,98 1,79
B2C 1,34 3,31 1,52

v) Vegetatives Wachstum Das Gewicht des einjährigen Schnittholzes ergibt einen Hinweis auf die Inten- sität des vegetativen Wachstums der Reben während der gesamten Vegetati- onsperiode. Es wurde daher gleich nach dem Rebschnitt gesammelt und ge- wogen. Die Daten von 2018 fehlen, aber sowohl 2017 wie auch 2019 konnten keine signifikanten Unterschiede zwischen den Varianten gefunden werden.

Abb. 20 – Schnittholzgewichte pro Rebe der einzelnen Versuchsvarianten: Es wurde kein signifikan- ter Unterschied zwischen den Behandlungen festgestellt, (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

vi) Weinausbau Die Moste der Trauben der einzelnen Versuchsvarianten wiesen vor der Gä- rung keine signifikanten Unterschiede auf, in keinem der drei Versuchsjahre (Tab. 5).

Abb. 21. Mikrovinifikation der Moste der Versuchsvarianten: zwei Wiederholungen pro Behandlung wurden vinifiziert.

Abb. 22 – Abfüllung der Weine etwa 8 Monate nach der
Traubenernte

Die Werte der Moste der einzelnen Versuchsvarianten unterschieden sich nicht signifikant, jedoch waren die Gesamtsäurewerte und die Gehalte der Moste an hefeverwertbarem Stickstoff in den Jahren unterschiedlich. Letztere waren 2017 am höchsten, wohl infolge der erfolgten Bodenbearbeitung des ansonsten langfristig unbearbeiteten, dauerbegrünten Bodens.

Tabelle [^5]: – Inhaltsstoffe der Moste zur Ernte Behandlung / Jahr

Zucker, °KMW (Babo) pH-Wert 2017 2018 2019 2017 2018 2019 N 16,30 16,76 16,81 3,32 3,31 3,33 C 16,14 16,66 16,76 3,3 3,3 3,32 B1 16,05 17,10 ¹:6,49 3,3 3,33 3,32 B2 16,07 ¹:⁷:,01 16,46 3,3 3,34 3,33 B1C 16,43 16,27 16,44 3,35 3,29 3,33 B2C 16,32 15,98 16,35 3,36 3,31 3,35

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Behandlung /
Jahr

Gesamtsäure (g/l) HVS (mg/l)
2017 2018 2019 2017 2018 2019
N 5,67 4,675 6,07 120 73,5 87,5
C 5,96 4,73 6,21 123 75,5 75,5
B1 5,98 4,5 5,99 111 65 70,5
B2 6,15 4,47 6,11 123 63 67,5
B1C 6,19 4,68 5,7 158 58,5 57,5
B2C 6,37 4,87 5,78 163,5 80,5 72,5

Etwa 7 Monate nach der Gärung wurden die Verkostungen durchgeführt. Da- bei wurden die einzelnen Weine der verschiedenen Versuchsvarianten nicht signifikant unterschiedlich bewertet. In der Tendenz zeigte sich aber eine leichte Bevorzugung der Weine der niedrigen Biochardosierung bezüglich Komplexität und Typizität und eine eher schlechtere Bewertung der Weine der Kompostvariante in der Bewertung der Harmonie und des Gesamteindru- ckes (Abb. 23).

Abb. 23 – Sensorische Bewertung der Weine, durchschnittliche Ergebnisse der Weinbewertungen der drei Versuchsjahre: Keine Versuchsvariante unterscheidet sich signifikant von den anderen. (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

vii) Entwicklung des Wurzelsystems Durchwurzelung der mit Biochar angereicherten Bodenbereiche: Grabungen in der Anlage Moarhof zeigten deutlich, dass die mit Biochar angereicherten Bodenbereiche gut von Rebwurzeln durchwachsen waren (Abb. 24).

Abb. 24 – Grabungen ließen ein intensives Wachstum von Rebwurzeln in mit Biochar angereicherten Bodenbereichen erkennen.

3.2 Weißplatter

i) Bodenanalysen Im Unterschied zur Anlage Moarhof wurden in dieser Anlage die Bodenzu- satzstoffe vor dem Pflanzen der Reben in die Pflanzreihe mit einem Kleinbag- ger eingearbeitet bis auf eine Tiefe von 60 cm. Die Veränderungen der ver- schiedenen Bodenparameter waren daher in dieser Anlage auch im Unterbo- den deutlich erkennbar. Insgesamt sind die Ergebnisse aber ident mit denen der Anlage Moarhof. Sie werden daher hier nicht im Einzelnen dargestellt.

ii) Blattanalysen Generell wurden auch in dieser Anlage kaum Veränderungen der Mineral- stoffgehalte der Blätter in den zwei Erhebungsjahren gefunden (2017 wurden die Reben gepflanzt, daher wurden erst ab 2018 Analysen durchgeführt) Im Juni 2018 konnten signifikant höhere Magnesiumgehalte der Blätter in allen

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Varianten mit Biochar gefunden werden (Abb. 25), wobei insgesamt die Mag- nesiumgehalte aller Varianten im Defizitbereich liegen, besonders aber die Kontrolle und die mit Kompost angereicherte Variante. Die Mangangehalte (Abb. 26) hingegen weisen in beiden Untersuchungsjahren niedrigere Werte in allen mit Biochar angereicherten Varianten auf. Dieses Ergebnis geht einher mit der gefundenen niedrigeren Manganverfügbarkeit der Böden infolge der Anreicherung mit Biochar.

Abb. 25 – Magnesiumgehalte laut Blattanalyse im Juni 2018; verschiedene Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle)

Abb. 26 – Mangangehalte der Blätter im Juni 2018 und 2019; verschiedene Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

iii) Reifeentwicklung der Trauben Auch in dieser Anlage wurden trotz des noch nicht erreichten Vollertrages in den Jahren 2018 und 2019 Reifetests durchgeführt. Dabei wurden keine signi- fikanten Unterschiede zwischen den Versuchsvarianten gefunden.

iv) Etrag Die Ernte erfolgte Mitte September bei einem mittleren Zuckergehalt der Trauben der einzelnen Varianten von etwa 19.7 °KMW (Babo). Die ermittelten Traubenerträge der einzelnen Versuchsvarianten unterschieden sich nicht signifikant, es war aber eine Tendenz zu höheren Erträgen in den Varianten mit Biochar zu erkennen (Tab. 6).

Tabelle ⁵: – Durchschnittlichen Ertrag pro Rebe der Versuchsvarianten im Jahr 2019; es wurde kein signifikanter Unterschied zwischen den Behandlungen festgestellt.

Behandlung Traubenertrag/Rebe(kg)
N 0,7

C 0,69
B1 0,84
B2 0,96
B1C 0,94
B2C 0,76

v) Vegetatives Wachstum Die Ermittlungen des Schnittholzgewichtes ergaben keine signifikanten Un- terschiede, jedoch zeigte sich wieder eine Tendenz zu höheren Werten in den mit Biochar angereicherten Varianten, ausgenommen bei Variante B2C (Abb. 27).

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Abb. 27 – Schnittholzgewichte pro Rebe: Es wurde kein signifikanter Unterschied zwischen den Behandlungen festgestellt., (N = unbehandelte Kontrolle)

3.3 Block 65 i) Bodenanalysen Analysen der Bodennährstoffgehalte wurden nur im ersten Jahr nach der Ver- suchsanlegung durchgeführt, in der Folge wurden regelmäßige Analysen der Gehalte an mineralisiertem Stickstoff gemacht. Der pH-Wert des Bodens war in dieser Anlage von Natur aus deutlich höher als in den zwei Rebanlagen, nämlich um pH 7,4. Durch die Zugabe von Biochar stieg der pH-Wert auch hier signifikant, aber weniger stark als in den Rebanlagen, auf einen Wert von 7,7 an (Abb. 28). Die Trockensubstanz der Böden (Abb. 29) war infolge der Zugabe von Biochar etwas niedriger.

Abb. 28 – pH-Werte im Boden in Juni 2017: Asteriske weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen im Vergleich zur Kontrolle hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle)

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Abb. 29 – Prozentualer Anteil der Bodentrockensubstanz in den drei Versuchsjahren: Asteriske wei- sen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen im Vergleich zur Kontrolle hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle) Die Nmin-Gehalte waren nicht unterschiedlich zwischen den Versuchs- varianten. Es zeigten sich aber höhere Gehalte an organischem Kohlenstoff, Phosphor, Kalium und Magnesium in den mit Biochar angereicherten Parzel- len (Abb. 30)

Abb. 30 – Gehalte einiger Makroelemente im Boden im Juni 2017 (C-Werte als Humus % angege- ben): Asteriske weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen im Ver- gleich zur Kontrolle hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle). Bei den Mikroelementen konnten etwas höhere Bor- und Zinkgehalte in der mit Char angereicherten Variante gefunden werden, aber niedrigere Werte an Kupfer (Abb. 31). Die Gehalte an Mangan blieben unverändert.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Abb. 31 – Mikroelemente Werte im Boden in Juni 2017: Asteriske weisen auf einen signifikanten Unterschied bei den Behandlungen im Vergleich zur Kontrolle hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kon- trolle) ii) Blattanalysen Blattanalysen wurden 2018 und 2019 durchgeführt. Im Juli 2018 zeigten sich dabei signifikant höhere Kalium- und Magnesiumgehalte (Abb. 32), aber nied- rigere Kalziumgehalte der mit Biochar angereicherten Variante. Zudem waren in den Blättern dieser letzteren Variante erhöhte Gehalte an Mangan feststell- bar (Abb. 33).

Abb. 32 – Kalium-, Kalzium- und Magnesiumgehalte in den Blättern im Juli 2018; verschiedene Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Abb. 33 – Mangangehalte der Blätter im Juli 2018; verschiedene Buchstaben weisen auf einen sig- nifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle)

iv) Ertrag Der Ertrag der Versuchsvarianten wurde im zweiten und dritten Standjahr ermittelt. Dabei wurden die Äpfel der vier zentralen Bäume jeder Parzelle getrennt gepflückt und dann mit einer Versuchssortieranlage ausgewertet (Tab. 7).

Tabelle ⁷: – Ergebnisse der Ertragsauswertung 2018 und 2019 mittels Sortiermaschine: Die Fär- bungsprozentsätze sind saisonal bedingt, die Äpfel wurden alle am selben Tag geerntet und spie- gelnsomit nicht die maximal erreichbaren Werte wider.

Behandlung * * * * *

2018 Äpfel/
Baum

Gewicht/
Apfel (g)

rote
Farbe (%)

gelbe
Farbe (%)

grüne
Farbe (%)

N 42,2 180,4 76,0 1,96 20,5
C 48,4 184,1 80,3 2,11 16,1
BC 46,9 194,9 77,9 3,01 17,6

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Behandlung *

2019 Äpfel/
Baum

Gewicht/
Apfel (g)

rote
Farbe (%)

gelbe
Farbe (%)

grüne
Farbe (%)

N 44,5 184,6 88,55 1,179 8,901
C 46,4 177,49 91,08 0,77 6,843
BC 58,1 176,03 90,52 0,799 7,377

Aus der Anzahl und dem durchschnittlichen Gewicht der Äpfel der Versuchs- varianten kann der Ertrag in kg Äpfel pro Baum errechnet werden (Abb. 34). Dabei zeigten sich in beiden Erhebungsjahre die höchsten Erträge in der mit Biochar angereicherten Versuchsvariante.

Abb. 34 – Durchschnittliche Produktion in Kilogramm Äpfel pro Baum in den zwei Erhebungsjahren: Unterschiedliche Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlun- gen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kontrolle).

v) Vegetatives Wachstum Tabelle 8 und Abbildung 35 zeigen die Daten des durchschnittlichen jährli- chen Triebzuwachses der Versuchsvarianten auf (Jahrestriebe > 5 cm). Die Wuchskraft der unbehandelten Bäume der Kontrollparzelle war im Vergleich

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

zu den anderen deutlich geringer, während am meisten Zuwachs in der Vari- ante Biokohle + Kompost erzielt wurde.

Tabelle [^8]: – Durchschnittliches jährliches Wachstum pro Baum jeder Behandlung: Asteriske weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen im Vergleich zur Kontrolle hin (p<0,05).

Behandlung
/Jahr

2017 * 2018 *
Äste/
Baum

cm/
Baum

cm/
Ast

Äste/
Baum

cm/
Baum

cm/
Ast
N 14 7322 16,34 33 23323 22,06
C 15,9 8613 16,88 36,9 27019 22,85
BC 13,8 8969 20,33 41,3 35967 27,2

Abb. 35 – Durchschnittliche Trieblänge der Behandlung: Unterschiedliche Buchstaben weisen auf einen signifikanten Unterschied zwischen den Behandlungen hin (p<0,05), (N = unbehandelte Kon- trolle).

In Tabelle 9 ist der Zuwachs des Stammdurchmessers der Bäume, einen Meter über dem Boden, in den drei Versuchsjahren dargestellt. Es traten diesbezüg- lich aber keine signifikanten Unterschiede auf.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Tabelle [^9]: – Durchschnittlicher Zuwachs des Stammdurchmessers pro Baum in den drei Versuchsjahren

Behandlung/
Jahr

2017 2018 2019
Durchschnittl. Wachstum der Stämme (mm)
N +3,97 +4,11 +7,05
C +4,38 +4,15 +6,51
BC +3,77 +5,04 +6,96

4. Diskussion

Die erzielten Ergebnisse zeigen auf, dass die Einbringung von Biochar oder von Biochar mit Kompost in den Boden einige chemische Parameter des Bo- dens verändert und die Verfügbarkeit einiger Mineralstoffe, speziell der Mak- roelemente Kalium, Magnesium und Phosphor erhöht haben. Die Eignung von Biochar mit hohem pH-Wert zur Anhebung des pH-Wertes der Böden hat sich klar erwiesen und kann bei sauren Böden auch im Weinbau gut genutzt werden. Die Zufuhr von Kompost allein hat keine dieser genannten Verände- rungen ähnlich deutlich bewirkt. Die Zunahme der Mineralstoffgehalte ist auch in den Unterböden erkennbar, weniger ausgeprägt dort wo das Biochar nur in den Oberboden eingearbeitet wurde, deutlicher wo das Biochar in die obersten 60 cm Boden eingebracht worden ist. Die aufgezeigten Auswirkun- gen blieben über den Versuchszeitraum von drei Jahren weitgehend stabil. Diese Ergebnisse bestätigen die Eignung von Biochar zur Bodenverbesserung im Weinbau (Schmid et al. 2014, Genesio et al. 2015), zur Steigerung des Hu- musgehaltes und damit zur potenziellen Verbesserung des Wasserspeicher- vermögens der Böden, sowie zur Anhebung der Verfügbarkeit einiger Mine- ralstoffe.

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

Weiters hat sich gezeigt, dass eine verbesserte Mineralstoffverfügbarkeit im Boden nur in wenigen Fällen auch zu einer höheren Aufnahme des Mineral- stoffes geführt hat. Bei den Blattanalysen im Weinbau konnte in den Varian- ten Biochar und Kompost in einem Fall höhere Borgehalte gefunden werden. In der Rebjunganlage konnte in allen Biocharvarianten im 2. Standjahr eine verbesserte Magnesiumaufnahme gegenüber der Kontrolle gefunden werden und zwar in einer Magnesiummangelsituation wie sie gerade in Junganlagen mit noch wenig entwickeltem Wurzelsystem bei Reben häufig vorkommt. Dies könnte darauf hinweisen, dass mit Biochar angereicherte Böden gerade in Stress- und Mangelsituationen eine gewisse verbesserte Ausgangslage bie- ten, die zu einer besseren Versorgung der Reben beiträgt. Eine verbesserte Magnesiumaufnahme konnte 2018 laut Blattanalye auch in der Apfelneuanlage festgestellt werden, zudem eine verbesserte Kaliumauf- nahme bei zugleich niedrigeren Kalziumgehalten in den Blättern. Ein auf den ersten Blick widersprüchliches Ergebnis ist bei Mangan zu ver- zeichnen: in der Rebjunganlage war 2018 und 2019 in den Biocharvarianten in den Blättern ein signifikant niedrigerer Mangangehalt gegeben, was in Ein- klang mit der niedrigeren Manganverfügbarkeit im Boden der mit Char ange- reicherten Varianten dieser und auch der zweiten Rebanlage stand. Im Gegen- satz dazu wies die Apfeljunganlage im Jahre 2018 höhere Manganblattgehalte in der Biocharvariante auf, wobei in diesem Falle im Boden keine erkennbare Veränderung der Manganverfügbarkeit infolge der Einbringung von Biochar in den Boden vorlag (Daten nicht dargestellt). Dieses gegensätzliche Ergebnis könnte darauf zurückzuführen sein, dass Biochar vermutlich nicht direkt die Verfügbarkeit von Mangan durch Festlegung verändert, sondern dass es sich hier um eine indirekte Auswirkung infolge der Verschiebung des pH-Wertes im Boden handeln dürfte. In den beiden Rebanlagen im Versuch waren nied- rige pH-Werte im leicht sauren Bereich vor Behandlungsbeginn gegeben, von 6,35 in der Anlage Moarhof und 6,28 in Weissplatter. In diesem pH Bereich kann die Rebe Mangan gut aufnehmen. Durch die Biocharzugabe stiegen die Boden-pH-Werte auf 7,16 bzw. 7,36 und verschoben sich somit in den neutra- len bis leicht alkalischen Bereich, in dem die Rebe bekannter Weise das Man- gan nicht mehr so gut aufnehmen kann (Keller, 2015). In der Apfeljunganlage hingegen lag der pH-Wert des Bodens von vorne herein bereits im alkalischen

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

Bereich, bei 7,45 und veränderte sich durch die Biocharanreicherung in die- sem Falle nicht mehr so deutlich, zu einem pH-Wert des Bodens von 7,7. Die Manganverfügbarkeit im Boden laut Bodenanalyse veränderte sich dadurch nicht, die Manganaufnahme durch die Apfelbäume verbesserte sich sogar. Somit dürfte es sich wohl eher nicht um eine grundsätzliche Festlegung von Mangan durch Biochar handeln, sondern wohl eher um die Folge der verän- derten Manganverfügbarkeit durch die pH-Wertveränderung im Boden. Auch die festgestellte reduzierte Kupferverfügbarkeit in den Weinbauböden der beiden Versuchsanlagen dürfte auf die pH-Wertverschiebung vom sauren in den leicht alkalischen Bereich zurückzuführen sein. In der Praxis wird zur Reduzierung der Kuperverfügbarkeit in den Böden ansonsten Kalk verwen- det, auch mit dem Ziel den pH-Wert zu erhöhen (Park, 2011). Insgesamt ist, wie die Versuche gezeigt haben, die Einbringung von Biochar in die Böden eine gute Möglichkeit zur Anhebung der pH-Werte. Je saurer die Bodensitua- tion, umso mehr sollte auf die Verwendung eines Biochars mit hohem pH- Wert geachtet werden. Die Reifetests und die Analysen der Moste zur Ernte haben keine signifikan- ten Unterschiede bei den Inhaltsstoffen erkennen lassen, jedenfalls nicht zwi- schen den Versuchsvarianten. Allgemein waren die HVS-Werte, also die Ge- halte an hefeverwertbarem Stickstoff und auch die Gesamtsäuregehalte in den Jahren jedoch ziemlich unterschiedlich. Anders als von Holweg, 2019 be- schrieben, traten in beiden Rebversuchsanlagen keine höheren HVS Gehalte in den Mosten der mit Biochar angereicherten Parzellen auf. Die Weine der einzelnen Versuchsvarianten zeigten in allen drei Jahren weder sensorisch noch analytisch signifikanten Unterschiede auf. Allgemein wurde den Weinen eine große Ähnlichkeit attestiert. In der Tendenz wurde den Wei- nen der niedrigen Biochardosierung, im Durchschnitt der drei Auswertungs- jahre, eine etwas höhere Typizität zugesprochen, während die Weine der Kompostvariante in der Harmonie und der Gesamtbewertung tendenziell et- was schlechter als die Weine der anderen Varianten eingestuft wurden. Die Erträge waren in den Rebanlagen in den einzelnen Versuchsvarianten nicht signifikant unterschiedlich, in der Apfeljunganlage hingegen war in bei- den Erhebungsjahren eine größere Anzahl an Früchten und ein höherer Ertrag feststellbar, insbesondere in der Variante Biochar und Kompost, etwas weni-

Lucchetta, Raifer, Lösch, Matteazzi, Patauner

ger deutlich auch in der Variante Kompost im Vergleich zur Kontrolle. Zu- gleich konnte in der Apfeljunganlage auch ein höherer Jahrestriebzuwachs in der Variante Biochar mit Kompost ermittelt werden. In den Rebanlagen hin- gegen war kein Unterschied in der vegetativen Entwicklung der einzelnen Versuchsvarianten feststellbar. Diese unterschiedlichen Ergebnisse dürften darauf zurückzuführen sein, dass die Apfelanlage regelmäßig, alljährlich ge- düngt wurde und dabei auch eine angemessene Stickstoffgabe erhielt. Die Rebanlagen hingegen wiesen ausreichende Humusgehalte und Nährstoffver- sorgung auf, so dass auf jegliche Düngung im Versuchszeitraum verzichtet worden war. Die Nmin Gehalte, also die Gehalte an pflanzenverfügbarem Stickstoff in den Versuchsparzellen der Rebanlagen waren im ersten Ver- suchsjahr, infolge der Bodenbearbeitung für die Einbringung der Bodenzu- satzstoffe der ansonsten langjährig vollkommen unbearbeiteten Böden, er- kennbar erhöht in allen Varianten. Aber bereits im Folgejahr sanken die Nmin Werte auf eher niedrige Niveaus ab und lagen in allen Versuchsvarianten fortan um und unter 20 kg Nmin/ha. Die Einbringung auch beachtlicher Men- gen an Biochar und an Biochar mit Kompost führte in diesen Rebanlagen zwar zu erkennbar höheren Gehalten an organischem Kohlenstoff, aber nicht zu nachhaltig veränderter Stickstoffverfügbarkeit für die Reben. In der Folge war auch kein höheres vegetatives Wachstum zu erwarten und ein solches trat tat- sächlich auch nicht ein. Für den Weinbau ist dies ein durchaus erfreuliches Ergebnis, zumal Stickstoffschübe und damit mehr vegetatives Wachstum im Qualitätsweinbau unerwünscht sind, da sie sich negativ auf die Trauben- und Weinqualität auswirken. Wird also eine Anwendung von Biochar zur pH- Wertsteigerung erwogen oder soll primär eine Verbesserung des Wasserhal- tevermögens der Böden angestrebt werden oder Biochar zur CO2 Festlegung in den Boden eingebracht werden, so braucht man dabei keine Bedenken ha- ben, es könnte dadurch zu Wachstumsschüben oder negativen Auswirkungen auf die Weinqualität kommen. Im Umkehrschluss gilt aber, dass dort wo man im Weinbau tatsächlich eine Verbesserung der Wachstumssituation braucht, die Zugabe von reinem Biochar oder von Biochar mit Kompost allein, sofern das Biochar oder der Kompost nicht sehr stickstoffhaltig sind, zu wenig sein dürfte, um ausreichende Auswirkungen zu erzielen. In diesen Fällen ist es an-

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

gezeigt, das Biochar intensiver mit Stickstoff anzureichern, etwa durch Kom- postierung des Chars mit Mist und Gülle. In der Apfelneuanlage wurden zwar auch keine signifikant höheren Nmin Gehalte im Boden gefunden, insgesamt lagen die Nmin Werte dort aber deut- lich höher, zwei bis dreimal so hoch, als in den Rebanlagen. Mit Nmin-Werten im Bereich zwischen 50 und 70 kg/ha lag in der Obstanlage insgesamt eine deutlich höhere Stickstoffverfügbarkeit vor. Dies lässt vermuten, dass es da- her in den mit Biochar und Kompost angereicherten Parzellen zu einer ausge- glicheneren Versorgung infolge einer verbesserten Stickstoffspeicherung durch das Biochar gekommen sein könnte, wie dies von Steiner et al. (2010), Ventura et al. (2013) und Sánchez-García et al. (2015) festgestellt und beschrieben wurde. Jedenfalls waren positive und statistisch signifikante Auswirkungen auf die vegetative Entwicklung und den Ertrag der Jungbäu- me durch die Zugabe von Biochar mit Kompost ins Pflanzloch erkennbar. Wachstumsdepressionen, wie von einigen Autoren beschrieben (Deenik et al., 2010; Nelson et al, 2012), konnten durch die Einbringung von reinem Biochar in den Boden in den vorliegenden Versuchen in den Rebanlagen nicht festgestellt werden. Dies dürfte auf den Humusgehalt der beiden Rebanlagen von etwa 3% zu Versuchsbeginn und auf die langjährige Dauerbegrünung der Anlagen zurückzuführen sein. Dadurch verfügen die Böden oberflächlich über eine Auflage an organischer Substanz, da das Schnittmaterial der Begrünung, das Material vom Triebschnitt der Reben und die einjährigen verholzten Triebe beim Winterschnitt, sowie die Rebblätter sich an der Bo- denoberfläche sammeln und dort langsam verrotten. Durch die Bodenbe- arbeitung im Zuge der Erstellung der Neuanlage und beim Einbringen der Biochar- und Kompostvarianten dürfte aus dieser organischen Masse einiges an Stickstoff freigesetzt worden sein, was zu einer grundlegenden Anreiche- rung des Chars mit Stickstoff und insgesamt mit Nährstoffen geführt haben dürfte. Aufgrund der im Versuch gewonnenen Ergebnisse erscheint jedenfalls unter den in Südtirol vorliegenden Gegebenheiten im Weinbau, sofern keine ausge- sprochene Wachstumssteigerung der Anlage angestrebt wird, auch die Ver- wendung reinen Chars durchaus ohne negative Folgen möglich. Im Versuch war selbst die Entwicklung der Jungreben in den reinen Charvarianten nicht

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auffällig oder schwächer im Vergleich zur Kontrolle oder den Kompostvarian- ten. Im Obstbau kam kein reines Char zum Einsatz. Hier ist ein höheres Stick- stoffniveau zur Optimierung des Aufwuchses der Jungbäume und der Pro- duktionsmenge erforderlich, daher ist eine angemessene Anreicherung der Chars jedenfalls anzuraten. Zu erwähnen ist, dass in der Apfelanlage mit be- reits hohem pH-Wert die zusätzliche Verwendung eines Biochars mit einem pH-Wert von 9,6 keine Probleme bereitet hat und auch nicht zu erkennbaren Veränderungen geführt hat. Die beiden in den Versuchen eingesetzten Dosierungen von Biochar verhiel- ten sich ähnlich, die höhere Dosierung zeigte teilweise etwas ausgeprägtere Auswirkungen so z.B. bei der Steigerung des pH-Wertes des Bodens. Negati- ve Auswirkungen konnten in keinem Falle festgestellt werden.

5. Schlussfolgerungen

Die hier vorgestellten Ergebnisse zeigen, dass der Einsatz von Biochar an die spezifischen Bedürfnisse der Anlage und an das jeweilige Produktionsziel an- gepasst werden soll. Soll das Wachstum und die Produktion einer Kultur an- geregt werden, gilt es, das Char vor oder nach der Ausbringung mit Stickstoff entsprechend anzureichern. Soll hingegen, wie im Qualitätsweinbau ge- wünscht, das Wachstum nicht nachhaltig erhöht werden, ist die Verwendung reinen Biochars oder von nur sehr mäßig angereichertem Char angezeigt. Die Fähigkeit von Biochar Kohlenstoff langfristig zu binden und somit einen Bei- trag zum Klimaschutz zu leisten, kann daher auch dort genutzt werden, wo das Wachstum nicht oder nur sehr begrenzt verändert werden soll. Die Ver- suche haben zudem bestätigt, dass die Einbringung von hochwertigem Bio- char in die Böden in jedem Fall zu einer Verbesserung der Bodeneigenschaf- ten führt. Es wurden keine negativen Aus- bzw. Nebenwirkungen der An- wendung von Biochar im Obst- und Weinbau festgestellt und auch die Quali- tät der Weine wurde nicht beeinflusst.

Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

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Auswirkungen der Einbringung von Biochar in den Boden

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Anwendung von Biochar als

Bodenverbesserungsmittel:

Wirkungen auf den Stickstoffzyklus und die

Trockenstresstoleranz bei im Topf angebauten

Weinpflanzen

Marta Petrillo– Freie Universität Bozen Damiano Zanotelli – Freie Universität Bozen Valentina Lucchetta – Versuchszentrum Laimburg Agnese Aguzzoni – Freie Universität Bozen Massimo Tagliavini – Freie Universität Bozen Carlo Andreotti – Freie Universität Bozen

Abstract Die Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel stellt eine interessante Maß- nahme für den Umweltschutz (stabile Kohlenstoffbindung im Boden) sowie zur poten- ziellen Verbesserung der physikalisch-chemischen Fruchtbarkeit der behandelten Bö- den dar. Zum aktuellen Zeitpunkt sind die agronomischen Eigenschaften von Biochar als Bodenverbesserungsmittel noch nicht vollständig wissenschaftlich erwiesen und scheinen in jedem Fall stark von verschiedenen Aspekten abzuhängen,wie der Beschaf- fenheit des eingesetzten Biochars, den Eigenschaften des Produktionsprozesses und den Ausgangsmerkmalen des verbesserten Bodens. Dieses Kapitel enthält die wichtigs- ten Ergebnisse einer Reihe von Versuchen, die in kontrollierter Umgebung an getopften Weinpflanzen durchgeführt wurden, um Folgendes festzustellen: i) die Wirkung der Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel auf den Stickstoffzyklus in der Weinpflanze; ii) die eventuellen mit der Nutzung von Biochar verbundenen Verände- rungen der hydrischen Bodeneigenschaften und die potenzielle Erhöhung oder Verrin- gerung der Stickstoffverluste durch Auslaugung; iii) den physiologischen Zustand von Weinpflanzen, die auf einem mit Biochar versetzten Substrat wachsen, während sie zu- nehmendem Trockenstress ausgesetzt werden. Was den Stickstoffzyklus der Pflanze anbelangt, hat die Anwendung eines mit dem Isotop¹⁰N markierten Stickstoffdüngers

Petrillo, Zanotelli, Lucchetta, Aguzzoni, Tagliavini, Andreotti

ermöglicht, zu verdeutlichen, dass Biochar im Substrat die Aufnahme des Stickstoffs in die Pflanze und dessen Verteilung in ihren verschiedenen Organe nicht signifikant ver- ändert hat. Biochar verändert hingegen das Wasserspeichervermögen des Bodens und führt zu einer positiven Zunahme des für die Pflanzen zur Verfügung stehenden Was- sers. Dank der höheren Wasserverfügbarkeit unter induziertem Trockenstress zeigten die auf dem mit Biochar verbesserten Bodensubstrat gewachsenen Pflanzen eine bes- sere physiologische Performance, wie die weniger negativen Wasserpotenziale der Blätter und die höhere fotosynthetische Aktivität beweisen. Der Zusatz von Biochar als Bodenverbesserungsmittel zum Substrat, wenn dieses nicht durch Kompost „aktiviert“ ist, erhöht die Menge des durch Auslaugung verlorenen Stickstoffs. Es scheint sich da- bei um eine Folge der durch den Beitrag von Biochar erzielten höheren Feuchtigkeit im Boden und der demzufolge größeren Mengen Auslaugungslösung zu handeln, die in- folge reichlicherWasserzufuhr gesammelt wird. Kurzgefasst, die Ergebnisse einiger an getopften Weinpflanzen durchgeführten Tests haben verdeutlicht, dass Biochar, wenn dem Boden wenig Wasser zugeführt wird, die für die Pflanzen verfügbare Wasserre- serve erhöht und so den Trockenstress reduzieren kann. Besondere Aufmerksamkeit erfordern hingegen sehr feuchte Böden beim Umgang mit Stickstoffdünger, da Biochar im Boden zu einer Zunahme der Verluste durch Auslaugung führen kann.

1. Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel:

Wirkungen auf die Gesamtfruchtbarkeit der Böden und

die Wachstumsperformance der Pflanzen

Die Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel hat in den letzten Jahren erhebliche Aufmerksamkeit erregt, vor allem wegen der vielfältigen Ergebnisse, die erzielt werden können. Im aktuellen Szenarium des Klima- wandels und der globalen Erwärmung stellt Biochar ein interessantes Mittel für den Umweltschutz dar, da es Kohlenstoff stabil im Boden bindet und da- her erheblich zur Verlangsamung der Rückkehr dieses Stoffes in Form von CO³: in die Atmosphäre beiträgt (Lehmann, 2007). Außerdem verändert der Zusatz von Biochar die chemischen, physikalischen und biologischen Eigen- schaften der Agrarböden (und somit der Gesamtfruchtbarkeit) auf eine Art und Weise, die von der Beschaffenheit und Menge des eingesetzten Biochars abhängt (Novak et al., 2009). Verschiedene Studien haben insbesondere die

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Wirkung von Biochar auf Verluste von Mineralstoffen durch Auslaugung be- trachtet. Die Evidenz dieser Versuche deckt sich nicht vollständig. Zum Bei- spiel haben einige Tests gezeigt, dass die Nutzung von Biochar Verluste von Stickstoff (vor allem Nitratstickstoff) und anderer Stoffe durch Auslaugung erheblich reduzieren kann, weil einerseits die Menge der Auslaugungslösung reduziert wird und andererseits die Konzentration der gesammelten Lösung geringer ausfällt (Lehmann et al., 2003). Wie ausgeprägt diese Wirkung ist, scheint jedoch von der Zeit abzuhängen, die zwischen der Zugabe vonBiochar zum Boden und den analytischen Maßnahmen in Bezug auf die Auslaugung vergeht (Ventura et al., 2012), und außerdem von den Eigenschaften des für die Erzeugung vonBiochar verwendeten Ausgangsmaterials (Yao et al., 2012). Es gibt jedoch auch Beispiele, bei denen Biochar eine Erhöhung der durch Auslaugung verlorenen Nährstoffmenge bewirkt hat, wie z. B. die von Hardie et al. (2015) in einer jungen Apfelplantage durchgeführte Studie zeigt. Mehrere Studien haben zudem verdeutlicht, dass die Nutzung von Biochar auch die physikalischen Eigenschaften des Bodens und folglich seine Fähig- keit, Wasser zu speichern, verbessern kann (Glaser et al., 2002). Dies ist vor allem auf die Zunahme der Stabilität der Aggregate und der Mikroporosität der Substrate zurückzuführen (Verheijen et al., 2010; Abel et al. 2013; Laird et al., 2010). Auch in Bezug auf die Wirkungen von Biochar auf die physikali- schen Eigenschaften der Böden sind in der Literatur unterschiedliche Ergeb- nisse zu finden. Diese Variabilität ist zurückzuführen auf die unterschiedli- chen Eigenschaften der verwendeten Biochars – Unterschiede bestehen hier sowohl hinsichtlich des für die Herstellung verwendeten Ausgansmaterials und der Eigenschaften des Pyrolyseprozesses (Novak et al., 2012) – als auch auf die unterschiedlichen Mengen bzw. Produktformen (Pulver, Pellets oder Flocken) (Laird et al., 2010; Abiel et al., 2016) und die unterschiedlichen Bo- deneigenschaften. Wie Hardie et al. (2014) feststellt, sollte zudem hervorgeho- ben werden, dass die Erkenntnisse zahlreicher Studien zu den Wirkungen von Biochar auf die physikalischen Eigenschaften des Bodens von diskutabler Be- deutung für den Agrarbereich sind, da sie nicht auf Agrarböden und mit ho- hen, in der Landwirtschaft schwer implementierbaren Dosierungen (> [^50]: t/ha) bzw. unter Laborbedingungen mit entnommenem, gesiebtem Bodendurchge-

Petrillo, Zanotelli, Lucchetta, Aguzzoni, Tagliavini, Andreotti

führt wurden. Die In situ-Verifizierung der durch Biochar bewirkten Verbes- serungen der physikalischen Bodeneigenschaften ist sicherlich komplexer und bei den in einigen Fällen beobachteten Wirkungen von teilweise beacht- lichen Zugaben von Biochar (47 t/ha) auf die Wasserspeicherfähigkeit des Bo- dens (z. B. Wassergehalt bei Feldkapazität, Wassergehalt bei permanentem Welkepunkt und insgesamt für die Pflanzen verfügbares Wasser) handelt es sich nicht um statistisch signifikante Ergebnisse (Hardie et al., 2014). Biocharwurde in Weinbergen mit recht widersprüchlichen Ergebnissen ange- wandt. Eine Analyse der Versuchsergebnisse ergibt eindeutig, dass die Wir- kung der Zugaben von Biochar auf das Vegetations- und Produktionsverhal- ten der Weinreben stark von den allgemeinen Bedingungen des Weinbergs abhängt. In einem mehrjährigen Test in einem nicht bewässerten Weinberg in der Toskana hat der Zusatz einer Dosis von 22 bis 44 t/ha zum Boden das Wasserspeichervermögen des Bodens erheblich verändert. Bei Behandlung mit hohen Dosierungen von Biochar kam es zu einer Zunahme des für die Pflanzen verfügbaren Wassers von bis zu +45 % gegenüber dem nicht verbes- serten Kontrollboden. Auch die positiven Auswirkungen auf den Wasserzu- stand der Pflanzen waren offensichtlich: weniger negatives Wasserpotenzial der Blätter, höhere stomatäre Leitfähigkeit und fotosynthetische Aktivität (Ba- ronti et al., 2014). Der bessere physiologische Allgemeinzustand der auf dem mit Biochar verbesserten Boden wachsenden Pflanzen schlug sich schließlich in einer höheren Produktionsleistung nieder, insbesondere in Jahren mit ge- ringerem Niederschlag und somit verschärftem Trockenstress im Sommer (Genesio et al., 2015). Dieser Produktionszuwachs pro Pflanze, der vor allem in einem höheren Durchschnittsgewicht der Weinbeeren und Trauben be- stand, führte nicht zu signifikanten Unterschieden in den wichtigsten Quali- tätsparametern der Trauben (lösliche Feststoffe, Gesamtsäure und Gesamtant- hocyangehalt). Die Autoren dieser Studie führen das Fehlen von Beweisen in qualitativer Hinsicht auf die komplexe Interaktion verschiedener Faktoren zu- rück (Ernährungszustand, Zeiten von Trockenstress, Bodentemperatur usw.), die direkt oder indirekt durch den Zusatz von Biochar zum Boden beeinflusst werden (Genesio et al., 2015). In einem anderen ökologischen Umfeld, in dem die Vegetationsperiode durch eine unbeschränkte Verfügbarkeit von Wasser für die Pflanzen gekennzeichnet ist, hat der Zusatz geringerer Dosierungen

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

(unter 10 t/ha) von Biochar zum Boden, mit oder ohne Kompost, keinen Un- terschied im Wachstum und Gesundheitszustand der Weinreben und der qua- litativen Parameter der Trauben bewirkt (Schmidt et al., 2014). Diese Evidenz hat die Autoren zum Schluss veranlasst, dass der Einsatz von Biochar als Bo- denverbesserungsmittel unter den Bedingungen, die den Studienweinberg kennzeichnen, keine wirtschaftlich relevanten Folgen hat (Schmidt et al., 2014). Diese Schlussfolgerungen berücksichtigen jedoch nicht die anderen möglichen ökosystemischen Leistungen, die auf die Nutzung von Biochar im Weinbau zurückzuführen sind, wie zum Beispiel die Verringerung der Mobi- lität von Kupfer in Anbausystemen wie Weinbergen, die mit schweren ökolo- gischen Problemen infolge der historischen Kumulation dieses Stoffes im Bo- den zu kämpfen haben. Einige rezente Studien (Soja et al., 2018; Pump et al., 2019) haben die Möglichkeit der Nutzung von Biochar zur Beschränkung der Kupfermobilität im Weinbergsystem verdeutlicht; dadurch werden die Ver- breitung und möglichen negativen Auswirkungen auf die Umwelt reduziert, und zwar auf besonders effiziente Weise bei Böden mit saurer Lösung und bei rezenten Einlagerungen von Kupfer. In Anbetracht des oben beschriebenen Wissensstandes und der Variabilität der verfügbaren Versuchsergebnisse scheint es offensichtlich, dass unsere Kenntnisse in Bezug auf die Wirkungen von Biochar als Bodenverbesserungs- mittel noch unvollständig sind. Vor allem bestimmte Aspekte hinsichtlich der physiologischen Reaktionen der Pflanzen auf die Behandlung des Bodens mit Biochar verdienen weitere Untersuchungen. Zu diesem Zweck wurden die folgenden Versuche in kontrollierter Umgebung durchgeführt; insbesondere sollen diese i) die Wirkungen der Nutzung von Biochar (in Reinform oder in Kombination mit Kompost) auf den Stickstoffzyklus von getopften Wein- pflanzen bestimmen; ii) die eventuelle Wirkung der Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel auf die Stickstoffverluste durch Auslaugung eva- luieren; iii) helfen zu verstehen, wie sich die Veränderungen der hydrischen Substrateigenschaften nach Zusatz von Biochar auf den Wasserzustand von Weinpflanzen auswirken, die aufeinanderfolgenden Zyklen von Wasserman- gel ausgesetzt wurden, wobei die physiologischen Stressindikatoren auf Blatt- ebene gemessen wurden.

Petrillo, Zanotelli, Lucchetta, Aguzzoni, Tagliavini, Andreotti

2. Wirkungen der Anwendung von Biochar auf den Stick-

stoffzyklus von getopften Weinpflanzen

2.1 Angewandte Methode

2.1.1 Pflanzenmaterial und Versuchsdesign Für den Versuch wurden 30 zweijährige Weinpflanzen (cv. Pinot nero auf Un- terlage SO4) mit einem Stockdurchmesser von circa 2 cm mit einem auf vier- bis fünf Augen zurückgeschnittenen Fruchtholz verwendet. Die Substrate sind in Tabelle 1 gegenübergestellt.

Tabelle 1 – Substrate im Vergleich (Versuchsbehandlungen)

Behandlung Beschreibung des Substrats

Kontrolle Kontrolle (mit 10-mm-Sieb gesiebte Erde)
Volumetrische Dichte 0,91 g/cm[^3]
Kompost Kompost 4,5 % (0,9 kg Kompost in 20 kg
gesiebter Erde). Volumetrische Dichte
0.92 g/cm[^3]
Biochar Biochar 2 % (0,4 kg Biochar in 20 kg
gesiebter Erde). Volumetrische Dichte
0,89 g/cm[^3]
Biochar + Kompost Biochar 2 % + Kompost 4,5 % (0,4 kg
Biochar + 0,9 kg Kompost in 20 kg
gesiebter Erde). Volumetrische Dichte
0,87 g/cm[^3]

Die wichtigsten Eigenschaften der getesteten Substrate (organische Substanz, pH-Wert und Konzentration der Makrostoffe) sind in Tabelle 2 aufgeführt.

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Tabelle 2 – Analytische Charakterisierung der Substrate im Vergleich (Mittelwerte ± Standardab- weichung)

Behandlung Humus
(%)

pH-
Wert

Nmin
(mg/kg)

P2O5
(mg/100g)

K2O
(mg/100g)

MgO
(mg/100g)

Kontrolle 5,3±0,5 7,0±0,01 2,61±1,13 28±0,58 24,33±0,33 22,33±0,33
Kompost 5,5±0,3 7,1±0,01 2,17±0,44 33±0,58 46,67±1,67 25,67±0,33
Biochar +
Kompost

7,1±0,7 7,5±0,06 2,67±0,54 40±3,18 116,33±20,99 28,33±1,67

Biochar 6,7±0,3 7,5±0,03 1,15±0,57 29±0,00 97,33±3,53 26,33±0,33

Für den Versuch wurden fünf Replikate pro Behandlung (eine Pflanze pro Replikat) verwendet und nach einem Versuchsplan mit kompletter Randomi- sierung in einem Plastiktunnel in der Nähe des Versuchszentrums Laimburg (Gemeinde Vadena, BZ) angeordnet. Die Jungpflanzen wurden Anfang Juni 2017 in Kunststofftöpfe mit 23 Liter Fassungsvermögen gesetzt, die mit den vier verschiedenen für den Vergleich vorgesehenen Substraten befüllt worden waren. Außerdem wurden 10 weitere Jungpflanzen in Kontrollsubstrat ge- pflanzt, um weitere spezifische Probenahmen zu ermöglichen, wie im Folgen- den beschrieben. Die wichtigsten Versuchsphasen sind in Abbildung 1 darge- stellt.

Abb. 1 – Zeitliche Abfolge der wichtigsten Phasen des von Juni bis September 2018 in einem Plastiktunnel durchgeführten Versuchs

2.1.2 Düngung mit markiertem Stickstoff (¹⁰N) In den Monaten Juni und Juli wurde ein Dünger mit isotopisch markiertem Stickstoff eingebracht. Im Einzelnen bestand die Düngung in der Verteilung

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von 5 g Stickstoff in Form von Ammoniumnitratdünger (NH[^4]:NO⁴:) in zwei Gaben (F1 und F2, siehe Abb. 1). Von den insgesamt 5 g N, die der Pflanze zugeführt wurden, resultierten 3 g angereichert in¹⁰N durch die Anwendung von markiertem Düngemittel¹⁰NH[^4]:¹⁰NO⁴: mit 5 %¹⁰N. Alle auf Substraten mit Biochar, Biochar und Kompost, nur Kompost und Kontrollsubstrat wachsen- den Pflanzen wurden gedüngt. Darüber hinaus erhielten weitere fünf auf Kontrollsubstrat wachsende Pflanzen keinen Dünger. Während der gesamten Dauer des Versuchs (von der ersten Düngung bis zur Entwurzelung der Pflanzen) wurden alle vorzeitig von den Pflanzen in den verschiedenen Behandlungen gefallenen Blätter eingesammelt und getestet. Diese Proben wurden in Bezug auf Biomasse und Gehalt an Stickstoff (mar- kiert und nicht markiert) bewertet und zusammen mit den am Ende des Ver- suchs durchgeführten Evaluierungen berücksichtigt. Im Monat September wurden schließlich alle Pflanzen der vier Düngebehandlungen (Biochar, Bio- char + Kompost, Kompost und Kontrollsubstrat) sowie die fünf nicht gedüng- ten Kontrollpflanzen entwurzelt. Die jährlichen Organe (feine Wurzeln, Triebe, Blätter) und die mehrjährigen Organe (Wurzeln mit Sekundärwachs- tum, Stamm und Fruchtrute) der einzelnen Pflanzen wurden gewogen, ge- trocknet, gemahlen und auf ihren Gesamtstickstoffgehalt und ihren Gehalt an markiertem Stickstoff (¹⁰N), sowie ihren Gehalt an Makro-und Mikronährstof- fen in den Blättern untersucht (Abb. 2)

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Abb. 2 – Vorbereitung der Weinpflanzen am Ende des Versuchs mit markiertem Stickstoff. Die Pflanzen (A) wurden entwurzelt, in die verschiedenen Organe aufgeteilt (Wurzeln, Stamm und Fruchtrute, Triebe, Blätter) (B und C), gewogen und getrocknet. Dann wurden Stichproben der ver- schiedenen Organe auf ihren Gehalt an Gesamtstickstoff und markiertem Stickstoff (¹⁰N) unter- sucht.

2.1.3 Isotopische Stickstoffanalyse Die Gesamtstickstoffkonzentration in den Substraten und in den verschiede- nen Organen der Pflanze wurde mit einem mit Elementaranalysator ausge- statteten Isotopenverhältnis-Massenspektrometer durchgeführt (Isotopic Ra- tio Mass Spectrometer - IRMS, Thermo Scientific, Germany). Der Überschuss an¹⁰N (% Atome) in den Organen und im Dünger im Vergleich zum natürli- chen Überschuss von¹⁰N (0,366 % Atome) wurde wie folgt berechnet:

N aus Dünger = Gesamt−NOrgan(mg)×(¹⁰NÜberschussGewebe−natürlicher¹⁰NÜberschuss) (¹⁰NÜberschussDünger−natürlicher¹⁰NÜberschuss)

2.1.4 Analyse der in den Blättern vorhandenen Makro- und Mikrostoffe Die Blattkonzentration von Stickstoff (N), Kalium (K), Magnesium (Mg), Kal- zium (Ca), Phosphor (P), Kupfer (Cu), Zink (Zn), Bor (B), Eisen (Fe) und Man- gan (Mn) wurde mittels Analyse mit einem ICP-MS (Inductively Coupled

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Plasma Mass Spectrometer, Thermo Scientific, Bremen, Germany) nach Säu- reaufschluss der Blattprobe ermittelt (2,5 ml HNO⁴: - 65 %, w/w - auf 0,1 g Tro- ckenprobe).

2.1.5 Statistische Analyse Die Daten wurden mit der Software R, Version 3.3.1 analysiert. Erhebliche Unterschiede zwischen Behandlungen wurden mit einer einfaktoriellen Vari- anzanalyse (ANOVA) festgestellt, nachdem die Normalitätshypothesen (durch Shapiro-Wilk-Test, p>0,05) und die Homogenitätshypothesen der Va- rianz (durch Bartlett-Test, p>0,05) überprüft wurden. Die Paarvergleiche wur- den mit Post-hoc-Tests (Tukey-HSD-Test) durchgeführt (p<0,05). Die als Pro- zentsatz angegebenen Daten wurden vor Durchführung der statistischen Tests durch logarithmische Umformung verwandelt. Die Daten in den Grafi- ken und Tabellen sind als Mittelwert ± Standardabweichung dargestellt.

2.2 Ergebnisse Aus dem Vergleich zwischen der bei der Entnahme der verschiedenen Organe (Wurzeln, Stamm und Fruchtrute, Triebe, Blätter) vorhandenen Biomasse (Trockengewicht in Gramm) bei nicht gedüngten oder mit NH[^4]:NO⁴: gedüng- ten Kontrollpflanzen geht wie erwartet eine größere Biomasseproduktion der gedüngten Pflanzen hervor (Abb. 3).

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Abb. 3 – Am Versuchsende (Zeitpunkt der Entwurzelung) gemessene Biomasse (Trockengewicht in g) der verschiedenen Organe der mit NH[^4]:NO⁴: gedüngten und nicht-gedüngten Kontrollpflanzen. Stamm und Fruchtrute wurden zusammen im Diagramm „Stamm“ betrachtet; das Diagramm „Wur- zeln“ betrifft die feinen Wurzeln und die Wurzeln mit sekundärem Wachstum. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Vor allem das Wachstum der jährlichen Organe (Triebe und Blätter) fiel bei den nicht gedüngten Pflanzen erheblich geringer aus; diese sind außerdem durch das Fehlen von Seitentrieben gekennzeichnet. Aus dem Vergleich mit den auf den vier gedüngten Substraten gewachsenen Pflanzen gingen keine signifikanten Unterschiede hervor, was die Biomasse der verschiedenen Or- gane anbelangt (Abb. 4).

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Abb. 4 –Wirkung der verschiedenen Substrate auf die Biomasse (Trockengewicht in g) von Blättern, Trieben, Stamm und Wurzeln der am Ende des Versuchs entwurzelten Weinpflanzen. Siehe Anga- ben in Abb. 3, was die Beschreibung der Zusammensetzung der verschiedenen Teile der betrach- teten Pflanze anbelangt. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift ItalusHortus.

In Abbildung 5 sind die durchschnittlichen Mengen an N (in g) aufgeführt, die in den einzelnen Pflanzenorganen gemessen wurden. Es handelt sich also um das kombinierte Ergebnis der in den Pflanzenorganen gemessenen Stick- stoffkonzentration und des Trockengewichts dieser Organe. Blätter und Wur- zeln, die relativ hohe Stickstoffkonzentrationen hatten (circa 2,5 % N in den Blättern und circa 1,5 % in den Wurzeln), erwiesen sich als die Organe mit der größten Menge dieses Stoffes. Der Zusatz der Bodenverbesserungsmittel Bio- char und Kompost (in Kombination oder einzeln) hat diese Menge gegenüber den auf nicht verbessertem Boden gewachsenen Pflanzen (Kontrollpflanzen) nicht signifikant verändert.

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Abb. 5 –Durchschnittliche Stickstoffmenge (in g) In den verschiedenen Organen zum Zeitpunkt der Entnahme, nach Düngung. Siehe Angaben in Abb. 3, was die Beschreibung der Zusammensetzung der verschiedenen Teile der betrachteten Pflanze anbelangt. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Die Menge an markiertem Stickstoff (¹⁰N), der aus Düngungen mit NH[^4]:NO3 stammt, wurde für die verschiedenen Pflanzenorgane und in den verschiede- nen Substraten evaluiert. Von den 3 g des an die Pflanzen verteilten markier- ten Stickstoffs konnten circa 50 % in den verschiedenen Organen der Wein- pflanzen ausfindig gemacht werden, während der Rest in den Substraten in den Töpfen enthalten war. Es konnten in Zusammenhang mit den verschiede- nen Behandlungen keine signifikanten Unterschiede ausgemacht werden, was die in den Pflanzen und Substraten gemessene Menge an¹⁰N anbelangt (Abb. 6).

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Abb. 6 – Durchschnittlich enthaltene Menge des aus den Düngungen mit¹⁰NH4

Der größte Teil des mit der Düngung verabreichten N wurde in den Organen gemessen, die sich während des jährlichen Zuwachses gebildet haben, und zwar überwiegend in den Blättern, wo im Durchschnitt circa 0,5 g N aus Dün- gung gefunden wurden (Abb. 7A). Auch in den permanenten Organen der Pflanze wurden bei den verschiedenen Behandlungen keine signifikanten Un- terschiede in der Verteilung gemessen (Abb. 7B). Tabelle 3 und 4 enthalten die Ergebnisse der Blattanalysen für einige Makro- und Mikrostoffe. Der Zusatz von Biochar (allein oder in Kombination mit Kompost) ergab eine geringere Konzentration von P (circa -35 %) und Ca (-27 %) im Vergleich zu den Kontrollpflanzen. In Übereinstimmung mit den höhe- ren K-Werten, die in den mit Biochar verbesserten Substraten gefunden wur- den, waren die Konzentrationen dieses Stoffes in den Blättern hingegen deut- lich höher (+33 %) als in der Vergleichsgruppe. Es waren keine signifikanten Unterschiede in Bezug auf die Konzentration von N (im Bereich 2,7–2,9 %) und Mg (0,27–0,30 %) in den Blättern zu verbuchen. Auch bei Mikrostoffen

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

traten keine deutlichen Unterschiede bei den verschiedenen Behandlungen zutage.

Abb. 7 – Durchschnittliche Stickstoffmenge aus Düngungen mit markiertem N (in g, n=5) in den jährlichen (A) und mehrjährigen Organen (B) der Weinpflanzen. Die Fehlerlinien zeigen die Standardabweichung. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

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Tabelle 3 –Gehalt (% Trockengewicht ± Standardabweichung) an Makroelementen in den Pflanzen- blättern der vier Behandlungen im Vergleich. Die verschiedenen Buchstaben zeigen deutliche Unterschiede zwischen den Werten der gleichen Spalte an (Tukey-HSD-Test, p<0,05). Die Ergebnisse in der Tabelle sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Behandlung N % P % K % Mg % Ca %

Kontrolle 2,9 ± 0,21 0,38 ± 0,07a 1,61 ± 0,21b 0,27 ± 0,04 2,29 ± 0,1a

Kompost 2,9 ± 0,19 0,28 ± 0,01b 1,98 ± 0,41ab 0,29 ± 0,04 1,87 ± 0,28ab

Biochar +
Kompost

2,7 ± 0,2 0,27 ± 0,05b 2,21 ± 0,46ab 0,28 ± 0,02 1,67 ± 0,35b

Biochar 2,7 ± 0,19 0,25 ± 0,02b 2,41 ± 0,21a 0,30 ± 0,03 1,68 ± 0,29b

Tabelle 4 –Gehalt (% Trockengewicht ± Standardabweichung) an Mikroelementen in den Pflanzen- blättern der vier Behandlungen im Vergleich. Die Ergebnisse in der Tabelle sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Behandlung B Mn Fe Cu Zn

Kontrolle 46,06 ± 5,24 16,81 ± 1,22 146,27 ± 13,72 8,06 ± 2,21 31,99 ± 3,82

Kompost 46,56 ± 6,63 15,78 ± 2,18 139,13 ± 20,38 9,07 ± 0,72 37,93 ± 8,45

Biochar +
Kompost

45,59 ± 9,99 15,52 ± 2,48 148,75 ± 14,61 8,75 ± 0,96 41,97 ± 4,37

Biochar 43,76 ± 10,29 16,18 ± 3,98 161,55 ± 40,81 8,70 ± 1,04 39,40 ± 4,53

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

3. Wirkungen der Nutzung von Biochar auf die hydrischen

Eigenschaften der Substrate und die potenziellen

Stickstoffverluste durch Auslaugung

3.1 Angewandte Methode

3.1.1 Gravimetrische Ermittlung der hydrischen Eigenschaften der Substrate Zwanzig Gefäße mit einem Volumen von je 23 l wurden mit den Substraten gefüllt, die den in Tabelle 1 beschriebenen Behandlungen entsprechen. Für je- des Substrat im Vergleich wurden fünf Töpfe vorbereitet, die dann auf circa

3.1.2 Kontinuierliche Messung des Wassergehalts und des Wasserpotenzials des Bodens Der Wassergehalt (m⁴/m⁴) und das Wasserpotenzial (kPa) der Substrate wur- den kontinuierlich mit kapazitiven Sonden (Typ 10HS, Decagon Devices) und tensiometrischen Sonden (MPS6, Decagon Devices) gemessen, die zuvor für jedes der zum Vergleich vorbereiteten Substrate kalibriert wurden. Aus den mit den Kalibrierungstests erstellten Kurven des Wasserspeichervermögens konnte der Wassergehalt der verschiedenen Substrate in Bezug auf das der Feldkapazität entsprechende Wasserpotenzial (-33 kPa) und den permanen- ten Welkepunkt (-1500 kPa) gemessen und das für die Pflanzen verfügbare Wasservolumen per Differenz geschätzt werden.

3.1.3 Simulation einer Auslaugung DieserVersuch sollte die Bedingungen eines ergiebigenRegenfalls sofort nach einer Zufuhr von Stickstoffdünger in Form von Nitrat (N-NO⁴:) simulieren, um die Wirkung des Biochar-Bodenverbesserungsmittels auf die potenziellen

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Stickstoffverluste durch Auslaugung einzuschätzen. Die Töpfe wurden auf Feldkapazität gebracht und dann jeweils mit einer Lösung aus 4 g N-NO⁴: in 200 ml Wasser gedüngt. Diese Menge entspricht einer Stickstoffzufuhr von circa 20 kg/ha in einem Weinberg mit einer Dichte von 5.000 Rebstöcken pro Hektar. Circa 76 Stunden nach der Düngung (für ein gutes Eindringen der N- NO⁴:-Lösung entlang des gesamten Topfprofils erforderlicher Zeitraum) wurde ein ergiebiger Regenfall simuliert, indem auf jeden Topf ein Volumen von 2 l Wasser verteilt wurde (entsprechend circa 24 mm Niederschlag). Das nach der Flüssigkeitszufuhr entstandene Auslaugungswasser wurde vollstän- dig in den Untersetzerngesammelt und dann in einen skalierten Zylinder um- gefüllt, um das Gesamtvolumen berechnen zu können. Ein Anteil des Auslau- gungswassers wurde in Ampullen zu 200 ml aufbewahrt, um dann auf seinen Gehalt an N-NO⁴: untersucht zu werden.

3.1.4 Statistische Analyse Die Daten wurden mit der Software R durch Vergleich der Gruppen mittels Varianzanalyse untersucht, nachdem die Normalitäts- und Homogenitätsana- lysen der Varianz überprüft worden waren. Die in Prozentsätzen ausgedrück- ten Ergebnisse wurden vor der Varianzanalyse in logarithmische Werte um- geformt.

3.2 Ergebnisse

3.2.1 Charakterisierung der hydrischen Eigenschaften der mit Biochar verbesserten Böden Aus der Kombination der gravimetrischen Messungen des Wassergehalts bei Feldkapazität und den kontinuierlich von den Sonden zur Messung des Was- serpotenzials und Wassergehalts der Substrate gelieferten Informationen konnten die Wirkungen des Zusatzes von Bodenverbesserungsmitteln auf die hydraulischen Eigenschaften der zum Vergleich stehenden Substrate be- stimmt werden. Die Kurve von Wassergehalt vs. Wasserpotenzial des Bodens fällt im Falle der mit Biochar verbesserten Substrate gradueller aus (Abb. 8). Demzufolge liegen die Werte des Wasserpotenzials bei Feuchtigkeitswerten der Erde von circa 16 % im Kontrollsubstrat bereits nahe am permanenten Welkepunkt, während die des mit Biochar versetzten Substrat dieses Niveau

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

erst mit niedrigeren Werten des Wassergehalts der Erde erreichen (ungefähr 12 %).

Abb. 8 –Wasserretentionskurve (Wassergehalt in m⁴/m⁴vs Wasserpotenzial in -kPa) der Substrate im Vergleich. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Das für die Pflanzen zur Verfügung stehende Wasser, berechnet als Differenz zwischen dem Wassergehalt der Substrate bei Feldkapazität und dem perma- nenten Welkepunkt, erwies sich als signifikant erhöht durch den Zusatz des Bodenverbesserungsmittels mit Biochar (Tab. 5). Insbesondere waren sowohl die Behandlung mit durch Kompost aktiviertem Biochar als auch die Behand- lung mit Biochar allein in der Lage, das für die Pflanzen verfügbare Wasser- volumen im Vergleich zur Kontrollgruppe um circa 30 % zu erhöhen, wäh- rend der Zusatz von Kompost allein zu einer geringeren, aber dennoch signi- fikanten Zunahme führte (circa 19 %).

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Tabelle 5 – Wirkung der Behandlungen mit Bodenverbesserungsmittel auf den Wassergehalt der Substrate bei Feldkapazität und auf das für die Pflanzen zur Verfügung stehende Wasservolumen. Die verschiedenen Buchstaben zeigen deutliche Unterschiede zwischen den Werten der gleichen Spalte an (Tukey-HSD-Test, p<0,05). Die Ergebnisse in der Tabelle sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Behandlung Wassergehalt bei
Feldkapazität (m[^3]/m[^3])

Den Pflanzen zur
Verfügung
stehendes Wasser
(m[^3]/m[^3])

Kontrollgruppe 0,38d[^1] 0,22c
Kompost 0,39c 0,27b
Biochar + Kompost 0,43a 0,31a
Biochar 0,42b 0,31a

3.2.2 Wirkung der Anwendung von Biochar auf die Stickstoffverluste durch Auslaugung In Abbildung 9 ist der Prozentsatz an N-NO⁴: aufgeführt, der am Ende der Simulation des Regenfalls durch Auslaugung verloren gegangen war. Dieser Prozentsatz ist das kombinierte Resultat aus dem Gehalt von N-NO⁴:, der an- hand von Proben der verschiedenen Substrate nach der Düngung und direkt vor der Beregnung ermittelt wurde, aus dem Gesamtvolumen der gesammel- ten Auslaugungslösung und der in dieser Lösung gemessenen Konzentration von N-NO⁴:. Die Verluste durch Auslaugung lagen im Durchschnitt zwischen circa 10 und 16 % des anfänglich in den Töpfen vorhandenen N-NO⁴:. Im Ver- gleich waren die Behandlungen mit Kompost und Biochar durch größere Ver- luste gegenüber der Kontrollgruppe gekennzeichnet. Der Zusatz von Kom- post zu Biochar senkt die Verluste von N-NO⁴: gegenüber denen bei alleiniger Anwendung von Biochar oder Kompost deutlich; diese liegen auf einem ähn- lichen Niveau wie in der Kontrollgruppe (11,3 bei Biochar und Kompost und 10,8 % bei der Kontrollgruppe).

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

Abb. 9 – Prozentsatz an Nitrat-Stickstoff (N-NO⁴:), der von dem insgesamt nach der Düngung und direkt vor dem Auslaugungsereignis in den Töpfen vorhandenen N-NO⁴: durch Auslaugung verloren geht. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

4. Wirkungen der Anwendung von Biochar auf den

physiologischen Zustand der einem zunehmenden

Trockenstress ausgesetzten Weinpflanzen

4.1 Angewandte Methode

4.1.1 Pflanzliches Material und Anwendung von Trockenstress Der Test wurde mit zweijährigen Wein-Jungpflanzen der Sorte cv. Pinot nero auf Wurzelstock SO4 durchgeführt. Für jede der in Tabelle 1 aufgeführten vier Behandlungen wurden Anfang Mai 2019 sechs Pflanzen in 23-Liter-Töpfe ge- setzt; dann ließ man sie bis zur vollständigen Entwicklung des Laubs in einem Plastiktunnel wachsen. Die Pflanzen schienen in etwa gleichermaßen kräftig gewachsen und ihre Blattoberfläche ähnlich gut entwickelt zu sein. Sie wur- den daraufhin einer Trockenperiode ausgesetzt (ohne jegliche Wasserzufuhr);

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während dieser wurde der sich allmählich entwickelnde Trockenstress durch wiederholte Messung der im Folgenden beschriebenen physiologischen Para- meter überwacht. Im Einzelnen wurden zwei Trockenstresszyklen an ebenso vielen Pflanzensets erprobt. Der erste Zyklus dauerte 17 Tage und fand von Mitte Juli bis Anfang August statt, während der zweite Zyklus im Zeitraum von Ende August bis Mitte September durchgeführt wurde und insgesamt 20 Tage dauerte. In beiden Fällen wurden die Pflanzen nach Erreichen einer vor- gegebenen Stressschwelle, die einem mittags gemessenen Wasserpotenzial- wert des Stammes unter -1,5 MPa entsprach, erneut reichlich gegossen und ihre Erholung vom Stresszustand in physiologischer Hinsicht überwacht.

4.1.2 Überwachung des physiologischen Zustands der Pflanzen bei zunehmendem Trockenstress Der zunehmende Trockenstress, unter dem die Weinpflanzen litten, die über- haupt kein Wasser mehr erhielten, wurde durch Ermittlung folgender auf Blattebene gemessener physiologischer Parameter überwacht.

• Wasserpotenzial des Stammes um 12 Uhr mittags (ΨMD, Werte in MPa), gemessen an einem Blatt pro Pflanze (drei Messungen pro Behandlung und pro Zeitraum). Die Messungen wurden mithilfe einer Druckkammer (Pump-up Pressure Chamber, PMS Instrument Comp. USA) in Abständen von 3-4 Tagen während beider Stresszyklen und während der späteren Er- holung nach der Bewässerung (Rewatering) vorgenommen.
• Nettoassimilation von CO2(oder Nettofotosynthese, μmol/m³s), gemessen an einem Blatt pro Pflanze (drei Messungen pro Behandlung und Zeit- raum). Für die Messungen wurde ein tragbarer Infrarot-Gasanalysator verwendet (LC-pro ADC, Hoddesdon Bioscientific, Ltd., UK).

4.1.3 Statistische Analyse Die Daten wurden mit der Software R durch Vergleich der Gruppen mittels Varianzanalyse untersucht, nachdem die Normalitäts- und Homogenitätsana- lysen der Varianz überprüft worden waren.

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

4.2 Ergebnisse Die nicht gegossenen Pflanzen wiesen, unabhängig vom Substrat, einen zu- nehmenden Trockenstress auf, wie die immer niedrigeren Werte des Mittags- wasserpotenzials (ΨMD) zeigen (Abb. 10A und 11A). Beim ersten Stresszyklus vor allem, nach 17 Tagen ohne jegliche Bewässerung wurden Werte von ΨMD unter -1,6 MP erreicht, die bei der Weinpflanze typisch für ein hohes Stressni- veau sind (Abb. 10A). Im Laufe des zweiten Stresszyklus im Zeitraum August- September wurde nach circa 20 Tagen ein ernsthafteres Trockenstressniveau erreicht. Die Werte des ΨMD lagen im Durchschnitt bei circa -1.4 MPa (Abb. 11A). Für den Parameter des ΨMD ergaben sich keine statistisch signifikanten Differenzen zwischen den verschiedenen Behandlungen, auch wenn die auf dem mit Biochar verbesserten Substrat wachsenden Pflanzen am Ende beider Stresszyklen im Durchschnitt höhere Werte aufwiesen (geringerer Trocken- stress der Pflanze). In Übereinstimmung mit den Werten des Parameters ΨMD erwies sich auch die Nettofotosynthese für beide Messzyklen unter zuneh- mendem Trockenstress stark reduziert (Abb. 10B und 11B). Im Laufe des ers- ten Zyklus (Abb. 10B), lag die Nettofotosynthese der Blätter der Kontroll- gruppe und der mit Kompost behandelten Pflanzen auf dem höchsten Stress- niveau nahe bei null, während die auf dem mit Biochar verbesserten Substrat wachsenden Pflanzen noch in der Lage waren, Fotosynthese zu betreiben (circa 3 μmol/m³/s) und somit ein deutlich anderes Verhalten zeigten. Diese Tendenz (stärkere Fotosynthese der auf Biochar wachsenden Pflanzen bei ho- hem Trockenstress) bestätigte sich auch beim zweiten Trockenstresszyklus (Abb. 11B), auch wenn sich die Unterschiede beim statistischen Test nicht als signifikant erwiesen. Bei Wiederaufnahme der Bewässerung erholten sich die Pflanzen in beiden Zyklen schnell von dem Stresszustand und kehrten zu ähn- lichen Werten von ΨMD und Fotosynthese zurück wie vor dem Stress. Nach dem ersten Zyklus war die Erholung komplett, nach dem zweiten erholten sich die Pflanzen (was den Parameter der Nettofotosynthese anbelangt) nur zum Teil, wahrscheinlich auch aufgrund der bereits weiter fortgeschrittenen phänologischen Phase der Blätter. Während ihrer Erholung vom Stress wiesen die Pflanzen keine auf die unterschiedlichen Behandlungen zurückzuführen- den signifikanten Unterschiede auf.

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Abb. 10 –Erster Trockenstresszyklus A) Wasserpotenzial des Stammes (MPa); B) Nettoassimilation (Fotosynthese) (μmol/m³/s). Die Fehlerlinien zeigen die Standardabweichung. Die Werte der letzten beiden Datumsangaben beziehen sich auf die Phase der Erholung vom Stresszustand nach Wiederaufnahme der Bewässerung. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Abb. 11 – Zweiter Trockenstresszyklus A) Wasserpotenzial des Stammes (MPa); B) Netto- assimilation (Fotosynthese) (μmol/m³/s). Die Fehlerlinien zeigen die Standardabweichung. Die Werte der letzten Datumsangabe bezieht sich auf die Phase der Erholung vom Stresszustand nach Wiederaufnahme der Bewässerung. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus.

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

5. Schlussbemerkungen

Die Versuche mit Weinpflanzen, die auf den mit Biochar verbesserten Subs- traten gewachsen waren und mit markiertem Ammoniumnitrat gedüngt wur- den, haben verdeutlicht, dass Biochar die Dynamik der Aufnahme und Ver- teilung des Stickstoffs innerhalb der verschiedenen Pflanzenorgane nicht sig- nifikant verändert (Abb. 7). Die mit isotopischem Tracer durchgeführte Studie zurWirkung von Biochar auf den Stickstoffzyklus inWeinpflanzen ist unserer Kenntnis nach eine Neuheit. Anhand der Studie konnte außerdem festgestellt werden, dass auch der Zusatz von Kompost zu Biochar keine signifikanten Unterschiede in der Aufnahme- und Verteilungsdynamik des aus Düngung stammenden Stickstoffs in der Pflanze bewirkt. Das Thema der Wirkung des Biochar-Zusatzes auf die Effizienz der Stickstoffdüngung muss außerdem die Aspekte der Auslaugungserscheinungen berücksichtigen. Unter den oben be- schriebenen Versuchsbedingungen erhöht das Vorhandensein von Biochar im Substrat die Verluste durch Auslaugung deutlich um 5–6 % gegenüber der Kontrollgruppe (Abb. 9). Dieser Hinweis scheint teilweise in Widerspruch zu einigen in der Einleitung zitierten wissenschaftlichen Arbeiten zu stehen (Lehmann et al., 2003; Ventura et al., 2012; Yao et al., 2012), die einen verrin- gerten Verlust verschiedener Stoffe durch Auslaugung anführen; er stimmt jedoch mit anderen Forschungen überein, die unter Freilandbedingungen in Obstplantagen durchgeführt wurden. Insbesondere wurden in Übereinstim- mung mit den Erkenntnissen von Hardie et al. (2015) unter den beschriebenen Versuchsbedingungen größere Volumen an Auslaugungslösung aus mit Bio- char behandelten Substraten gesammelt bei unveränderten Stickstoffkonzent- rationen in der Lösung. Daraus ergeben sich höhere Verluste dieses Stoffes durch Auslaugung. Die von uns durchgeführten Untersuchungen bestätigen klar die Wirkung von Biochar auf das Wasserspeichervermögen des Substrats. In Übereinstimmung mit anderen Studien (siehe Review von Glaser et al., 2002) erhöht der Zusatz von Biochar den Wassergehalt des Bodens bei Feld- kapazität und das den Pflanzen zur Verfügung stehende Gesamtwasservolu- men deutlich (Abb. 8 und Tabelle 5). Das Vorhandensein von Biochar im Sub- strat verlängert den Zeitraum, in dem der Boden in einem der Feldkapazität

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nahen Zustand bleibt. Zwar kann dieser Aspekt vom Standpunkt der Wasser- speicherung für eine angemessene Versorgung der Pflanzen als positiv be- trachtet werden, vom Standpunkt der Risiken eines Verlusts durch Auslau- gung von Nährstoffen (insbesondere Stickstoff) muss er jedoch als problema- tisch bewertet werden. Im Falle wiederholter Regenfälle, die den Boden auf einem Feuchtigkeitsniveau über der Feldkapazität halten, können eventuelle frühere Düngegaben (insbesondere Stickstoff) in den mit Biochar verbesserten Böden zu größeren Verlusten durch Auslaugung führen als in den entspre- chenden, nicht verbesserten Böden. In der Praxis erfordert bei den mit Biochar verbesserten Böden die Synchronisierung der Zufuhr mobiler Nährstoffe mit dem Feuchtigkeitsniveau der Böden in niederschlagsreichen Zeiträumen be- sondere Aufmerksamkeit. Daher sollten fraktionierte Düngegaben (geringere, von einer eventuellen Auslaugung betroffene Menge an Nährstoffen) zu Zei- ten, die in Bezug auf die Niederschläge möglichst stabil sind (geringere Nie- derschlagswahrscheinlichkeit), bevorzugt werden.

Die größere Verfügbarkeit von Wasser in dem mit Biochar verbesserten Boden führt zu einer höheren Resistenz der Weinpflanzen unter großem Trocken- stress (Abb. 10 und 11). Vor allem bei Werten des ΨMD unter – 1,6 MPa blieb der Gasaustausch bei den auf Substrat mit Biochar gewachsenen Pflanzen auf einem deutlich höheren Niveau, wie die auf Blattebene gemessenen Nettofotosyntheseraten zeigen. Diese Ergebnisse bestätigen die Erkenntnisse von Baronti et al. (2014) und von Genesio et al. (2015), die berichten, dass sich der bessere allgemeine physiologische Zustand der Weinpflanzen in den mit Biochar verbesserten Weinbergen gerade in Jahren, die durch hohe Trocken- heit gekennzeichnet sind, im Vergleich zu den nicht verbesserten Böden in einer deutlich höheren Performance in Hinblick auf die Nettoassimilierung, das Pflanzenwachstum und Produktivität niederschlugen.

Die Ergebnisse einiger an getopften Weinpflanzen durchgeführten Tests konnten verdeutlichen, dass es vom agronomischen Gesichtspunkt keine we- sentlichen Hinderungsgründe für eine Nutzung von Biochar als Bodenverbes- serungsmittel gibt, während der ökologische Mehrwert einer Beimischung

Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

von Biochar zum Boden als Maßnahme zur Milderung des Klimawandels be- stehen bleibt (Verringerung von C in der Atmosphäre und stabile Bindung dieses Stoffes im Boden). Bei Trockenheit kann Biochar die Verfügbarkeit von Wasser für die Pflanzen erhöhen und deren Verträglichkeit hoher Stressni- veaus verbessern. Besondere Aufmerksamkeit beim Düngen erfordern hinge- gen Böden, die sehr feucht sind oder sich ständig nahe dem Niveau der Feld- kapazität befinden, da Biochar im Boden zu einer Zunahme der Verluste durch Auslaugung führen kann.

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Anwendung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel

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Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

auf Treibhausgas-Emissionen und

Kohlenstoffbestand

Irene Criscuoli – Freie Universität Bozen Maurizio Ventura – Freie Universität Bozen Pietro Panzacchi – Freie Universität Bozen / Università degli Studi del Molise Bruno Glaser – Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Deutschland Katja Wiedner – Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Deutschland Christian Ceccon– Freie Universität Bozen Maximilian Loesch – Versuchszentrum Laimburg Barbara Raifer – Versuchszentrum Laimburg Giustino Tonon– Freie Universität Bozen

Abstract In Südtirol gibt es circa 40 Vergasungs- und Pyrolyseanlagen, die jedes Jahr ungefähr 1.250 t Pflanzenkohle erzeugen. Diese Pflanzenkohle wird derzeit als Abfall entsorgt und generiert somit Kosten für die Betreiber. Wenn die Pflanzenkohle bestimmte ge- setzliche Parameter einhalten würde (Amtsblatt 186 12.08.2015) könnte sie als „Biochar“ definiert und auf Agrarböden verteilt werden, um deren Qualität und den Ertrag der Kulturen zu verbessern. Biochar kann dank seines hohen Gehalts an Kohlenstoff (C) und der Stabilität seinerchemischen Struktur außerdem zur permanenten Bindung von C im Boden beitragen und so einen Beitrag zur Milderung des Klimawandels leisten. Die große Variabilität der veröffentlichten Ergebnisse macht jedoch eine Überprüfung der möglichen spezifischen Bedingungen für seine Anwendung im Südtirol erforder- lich. In diesem Kapitel sind die Ergebnisse eines über zweieinhalbJahre in einem Wein- berg in der Nähe von Meran durchgeführten Versuchs aufgeführt, bei dem die tatsäch- liche Stabilität des aus Holzhackschnitzeln gewonnenen Biochars im Boden und seine Wirkung auf die Treibhausgasemissionen evaluiert werden sollte. Dem Boden des Weinbergs wurde Biochar zugesetzt, einmal in zwei Dosen reinen Biochars (20 und 50

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t/ha) und einmal in Verbindung mit Kompost (45 t/ha), und dann mit dem Kontrollbo- den ohne Zusätze verglichen. Die Stabilität desBiocharsim Boden wurde nach der Ver- teilung der Bodenverbesserungsmittel zu verschiedenen Zeitpunkten (drei Wochen, ein Jahr und zwei Jahre) und mit zwei unterschiedlichen Methoden evaluiert: isotopische Massenbilanz, Quantifizierung aromatischer Polycarbonsäuren (BPCA) und moleku- lare Kohlenstoffmarker. Die Treibhausgasemissionen (CO³, CH[^4], N³O) aus dem Boden wurden anhand eines Gasanalysators mit einer Cavity-ring-down-Spektroskopie (CRDS) und einem System dynamischer geschlossener Kammern gemessen. Die Ergeb- nisse haben gezeigt, dass Biochar signifikant zu einer Verringerung der N³O-Emissio- nen des Bodens und zu einem Anstieg der CO³-Emissionen beigetragen hat, aber zeit- lich begrenzt und in geringem Umfang, während es keine Auswirkungen auf die CH[^4]- Emissionen hatte. Die Schätzung der Stabilität von Biochar im Boden wurde von der angewandten Methode beeinflusst und kennzeichnete sich durch große Unsicherheit. Die Methode der isotopischen Massenbilanz hat nur bei der Behandlung B1 (25 t/ha) einen signifikanten Abbau des Biochars zum Vorschein gebracht, wobei die durch- schnittliche Verweilzeit (MRT) im Boden 2,7 Jahre betrug. Bei beiden Dosierungen konnte mit der BPCA-Methode kein signifikanter Abbau von Biochar im Boden festge- stellt werden. Auf Grundlage der Ergebnisse dieses mittelfristigen Feldversuches kann man die Schlussfolgerung ziehen, dass die Anwendung von Biochar aus Vergasungs- prozessen als Bodenverbesserungsmittel in der Landwirtschaft keine Kontraindikatio- nen für die vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen hat und zu einer Erhö- hung des Kohlenstoffgehalts im Boden beiträgt. Es wären jedoch weitere Versuche er- forderlich, um die Wirksamkeit dieser Methode für einelangfristige Milderung des Kli- mawandels zu evaluieren.

1. Einleitung

In Südtirol gibt es ungefähr 40 Vergasungs- und Pyrolyseanlage, die Wärme- energie, elektrische Energie und pro Jahr circa 1.250 Tonnen Pflanzenkohle erzeugen, ein Rückstand aus der Energieerzeugung, der derzeit als Abfall ent- sorgt wird und den Betreibern der Anlagen erhebliche Kosten verursacht. Pflanzenkohle ist jedoch seit nunmehr circa 15 Jahren weltweit Forschungsge- genstand der wissenschaftlichen Gemeinschaft, da sie möglicherweise als Bo- denverbesserungsmittel in der Landwirtschaft eingesetzt werden kann. Im

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Falle einer Verteilung der Pflanzenkohle auf dem Boden wird diese als Bio- char definiert; Biochar kann zur Verbesserung der chemischen (Ding et al., 2016), physikalischen (Blanco-Canqui, 2017) und biologischen Eigenschaften (Hardy et al., 2019) des Bodens beitragen und den Ertrag der Kulturen erhöhen (Crane-Droesch et al.,2013; Liu et al., 2013). Außerdem kann Biochar aufgrund seiner nur schwer von Mikroorganismen abbaubaren chemischen Struktur als Strategie zur Erhöhung der Fähigkeit des Bodens, Kohlenstoff zu binden, ein- gesetzt werden (Glaser et al., 2002), um den Klimawandel zu mildern. Trotzdem die italienischen Gesetze (Amtsblatt 186, 12.08.2015) die Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel in der Landwirtschaft erlauben, ist es noch nicht sehr stark verbreitet. Die Gründe liegen teilweise in der Not- wendigkeit, die wissenschaftlichen Ergebnisse zu evaluieren und an verschie- dene ökologische Bedingungen und Kulturen anzupassen. Die zahlreichen Studien über Biochar haben aufgrund der Komplexität der Faktoren, die eine Rolle spielen, widersprüchliche Ergebnisse geliefert (Lehmann et al., 2015): Biochar kann mit verschiedenen Technologien erzeugt werden, angefangen bei verschiedenen Arten pflanzlicher Biomasse; außerdem kann es unter sehr unterschiedlichen pedoklimatischen und agronomischen Bedingungen einge- setzt werden (Gurwick et al., 2013). Dieses Kapitel enthält die Ergebnisse einer Feldstudie, die im Rahmen des Projekts WOOD-UP durchgeführt wurde, um die Wirkung der Verteilung von Biochar, bei alleiniger Anwendung oder in Kombination mitKompost, auf die Milderung des Klimawandels für die Südtiroler Agrarböden zu evaluieren. In einem Weinberg in der Nähe von Meran wurde insbesondere die Stabilität von Biochar im Boden und die mittelfristige Auswirkung seiner Anwendung auf die vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen (CO³:, CH[^4]:, N³:O) geprüft.

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2. Materialien und Methoden

2.1 Versuchsstandort und Anwendung der Behandlungen Die in diesem Kapitel vorgestellte Arbeit ist das Ergebnis von Versuchen in einem reifen Weinberg (cv. Müller Thurgau, im Jahr 2007 auf SO4 gepflanzt) in der Nähe von Meran (BZ), auf einer Höhe von circa 600 m ü. d. M., der vom Versuchszentrum Laimburg bewirtschaftet wird (Abb. 1). Das Klima der Re- gion kennzeichnete sich in den 3 Jahren des Versuchs durch eine jährliche Durchschnittstemperatur von 10,8 °C und jährliche Niederschläge von 896,9 mm (meteorologische Daten des Versuchszentrums Laimburg, Zentrale von Fragsburg, Meran). Bei dem Boden des Weinbergs handelt es sich um einen sandigen Lehmboden gemäß USDA-Klassifikation, mit einem Gehalt von 64 % an Sand, 24 % an Schlamm und 7 % Lehm. Der Boden ist wenig tief, reich an Skelett und kann als Dystric Eutrochrept (USDA, 1999) eingestuft werden. Der Gehalt an orga- nischem C beträgt 2,4±0,8 %, der pH-Wert 6,4±0,2 und die Rohdichte 1,1±0,1 g/cm⁴. Während des Versuchswurde der Versuchsstandort nicht gedüngt und nur im ersten Jahr bewässert (von Mai 2017 bis Juni 2018).

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Abb. 1 – Das Versuchsfeld (Foto oben) zum Zeitpunkt der Verteilung von Biochar und Kompost im Mai 2017, direkt vor der Bearbeitung des Bodens zur Einarbeitung der landwirtschaftlichen Verbesserungsmittel. Auf dem Foto sind die Versuchsparzellen zu sehen. In der Abbildung unten ist der Versuchsentwurf in randomisierten Blöcken dargestellt.

Block 1 Block 2
B1 C BC1 B2 N BC2
6 5 4 3 2 1

B2 N BC2 B1 C BC1
7 8 9 10 11 12

Block 3 Block 4
C BC2 B1 B2 BC1 N
18 17 16 15 14 13

N B2 BC1 BC2 C B1
19 20 21 22 23 24

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Tabelle 1 – Physikalische und chemische Eigenschaften des in dieser Arbeit verwendeten Biochars

Parameter Einheit Wert Unsicherheit

pH-Wert - 12,4 0,5

Rohdichte g cm−3 0,165 -

Fraktion <5 mm % 100 10

Fraktion <2 mm % 97 10

Fraktion <0,5 mm % 70 7

Maximale Wasserretention % w/w 86 7

Asche (550 °C) % 31 3

Gesamt-C % 58,9 -

C in CaCO3 % 1,1 -

Organischer C % 57 5

H:C - 0,10 0,01

Gesamt-N % 0,39 0,04

C:N 151

Gesamt-P % 0,64 -

Gesamt-K % 3,5 0,5

PAK[^1] mg/kg <1 -

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Am 2. Mai 2017 wurden die Bodenverbesserungsmittel verteilt. Biochar fand in zwei Dosierungen Anwendung (25 und 50 t/ha), allein oder in Kombination mit 45 t/ha Kompost. Außerdem wurde eine Behandlung nur mit Kompost vorge- nommen (45 t/ha) und ein Kontrollboden vorgesehen (ohne Verteilung von Bo- denverbesserungsmittel). Insgesamt wurden also sechs Behandlungen vergli- chen: nicht verbesserter Kontrollboden (Behandlung N); 25 t/ha Biochar (Be- handlung B1); 50 t/ha Biochar (Behandlung B2); 45 t/ha Kompost (Behandlung C); 25 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost (Behandlung B1C); 50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost (Behandlung B2C). Nach der Verteilung wurden die Bodenver- besserungsmittel durch eine Oberflächenbearbeitung in die ersten 15 cm Tiefe der Erde eingearbeitet. Die gleiche Bearbeitung wurde auch am Kontrollboden ohne Bodenverbesserungsmittel durchgeführt, um für alle Behandlungen die gleichen Störungsbedingungen zu gewährleisten. Für jede Behandlung wurden vier Replikate vorgesehen, sodass sich eine Gesamtzahl von 24 Parzellen ergab, die gemäß einem randomisierten Blockdiagramm verteilt wurden. Jede Par- zelle verfügt über eine Fläche von circa 80 m³ und umfasst 20 Weinpflanzen, die auf zwei nebeneinanderliegende Reihen verteilt sind (Abb. 1). In jeder Par- zelle wurden die Bodenverbesserungsmittel im zentralen Zwischenraum der Reihen und auf der Hälfte der beiden angrenzenden Reihenzwischenräume verteilt, während die in dieser Arbeit beschriebenen Maßnahmen nur den zent- ralen Zwischenraum der Reihen betrafen.

2.2 Verwendetes Biochar Das im Versuch verwendete Biochar besteht aus kleinen Bruchstücken (<5 mm) und wurde bei einer Temperatur von circa 500 °C aus Nadelholz-Hackschnit- zeln durch Schnell-Pyrolyse (fast pyrolysis) vom Unternehmen Record Immo- biliare S.r.l. aus Lunano (PU), einem regulär eingetragenen Biochar-Hersteller, erzeugt. Tabelle 1 enthält eine detaillierte Beschreibung der physikalischen und chemischen Eigenschaften des Biochars.

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2.3 Evaluierung der Stabilität des Biochars im Boden

2.3.1 Isotopische Massenbilanz Diese Methode beruht auf der Nutzung stabiler Kohlenstoffisotope. Die Isoto- pensignatur des Kohlenstoffs ist das Verhältnis zwischen der Häufigkeit des schwereren und des leichteren Isotops (13C/12C) und wird als Abweichung (δ, ‰) vom internationalen Bezugsstandard angegeben (Michener & Lajtha, 2007). Im Mai 2017, zwei Wochen vor Verteilung der Behandlungen (Zeitpunkt t0), wurden von jeder Versuchsparzelle mit einem Split-Tube-Sampler (Eijkelkamp, Giesbeek, Holland) zwei Bodenproben bis zu einer Tiefe von 20 cm genommen, also insgesamt 48 Proben. Mit der gleichen Methode wurden dann zu verschie- denen Zeitpunkten nach Anwendung der Behandlungen nochmals Proben ge- nommen: Drei Wochen danach (t1), ein Jahr danach (t2) und zwei Jahre danach (t3). Die entnommenen Proben wurden gewogen und durch ein 2-mm-Sieb ge- geben, um eventuell vorhandene Steine und Wurzeln von der feinen Erde zu trennen. Die aus den einzelnen Proben ausgesonderten Steine wurden gewogen und ihr Volumen durch Eintauchen in Wasser gemessen, um die Dichte der Steine zu bestimmen. Das Trockengewicht der Probe wurde durch Entnahme einer Teilprobe feiner Erde und Trocknung im Ofen bei 105 °C ermittelt. Eine weitere Teilprobe feiner Erde wurde hingegen bei Umgebungstemperatur ge- trocknet, fein gemahlen und im Labor der Freien Universität Bozen analysiert, um die Konzentration des organischen Kohlenstoffs (%) und die Isotopensig- natur (δ[^13]C) festzustellen. Für jede Probe wurde die Rohdichte des Bodens (g/cm⁴) ermittelt; dazu wurde das Trockengewicht der Probe feiner Erde durch das Volumen der entnommenen Probe geteilt und von letzterem das Volumen der in der Probe vorhandenen Steine abgezogen. Die Analysen der Konzentration des organischen Kohlenstoffs (%) und die Iso- topensignatur (δ[^13]C) wurden auch an 4 Biochar-Proben durchgeführt. Da die isotopische Massenbilanz nur eingesetzt werden kann, wenn zwei Koh- lenstoffquellen im Boden vorhanden sind, haben wir diese Methoden nur auf die Behandlungen B1 und B2 angewandt und nicht auch auf die Behandlungen B1C und B2C. Letztere haben nämlich drei Kohlenstoffquellen (die ursprüngli- che organische Substanz des Bodens, Biochar und Kompost). Die Evaluierung erfolgte für jeden Zeitpunkt der Probenentnahme mit folgender Gleichung:

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

𝑓𝑓 =

𝛿𝛿[^13]𝐶𝐶𝑡𝑡𝑡𝑡𝑡𝑡−𝛿𝛿[^13]𝐶𝐶𝑆𝑆𝑆𝑆𝑆𝑆
𝛿𝛿[^13]𝐶𝐶𝑏𝑏𝑏𝑏𝑡𝑡𝑐𝑐ℎ𝑎𝑎𝑎𝑎− 𝛿𝛿[^13]𝐶𝐶𝑆𝑆𝑆𝑆𝑆𝑆

[1]

wobei f der aus Biochar stammenden organischen Kohlenstofffraktion des Bo- dens entspricht (Cbiochar/Ctot); die Isotopensignaturen entsprechen hingegen dem mit Biochar verbesserten Boden ( δ[^13]Ctot), der ursprünglichen organischen Bodensubstanz (soil organic matter, SOM) (δ[^13]CSOM) und dem Biochar (δ[^13]Cbiochar). Der Wert von δ[^13]CSOM wurde durch Analyse der Bodenproben aus den Parzellen vor Verteilung der Bodenverbesserungsmittel (t0) ermittelt. Die Daten wurden verwendet, um die aus Biochar stammende Kohlenstoff- menge (Biochar-C) in der Bodenschicht (20 cm) zu ermitteln, aus der die Probe entnommen wurde; diese Menge wird in t/ha abgegeben und mit folgender Gleichung berechnet:

Biochar−C [t/ha] = f × Corg[%]/100 × ρBoden [g/cm⁴] × 20 [cm] × 100 [2]

wobei Corg, der Konzentration von organischem Kohlenstoff im Boden ent- spricht und ρBoden der Rohdichte des Bodens. Danach wurden die ermittelten Werte mit einem exponentiellen Abbaumodell interpoliert.

Ct = C[^0]: e-kt [3]

wobei Ct è der Menge an Biochar-C entspricht, die zum Zeitpunkt t im Boden verbleibt, C[^0]: der auf dem Boden verteilten Dosis von Biochar-C und k der Zer- setzungskonstante des Biochars. Die durchschnittliche Verweilzeit (Mean Resi- dence Time, MRT) des Biochars im Boden wurde als 1/k berechnet.

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2.3.2 BPCA-Methode

In den zu den Zeitpunkten t0, t1 und t3 in den Weinbergen genommenen Bo- denproben wurde der aus Biochar stammende Kohlenstoffgehalt auch durch Analyse spezifischer molekularer Marker für schwarzen Kohlenstoff bestimmt (aromatische Polycarboxylsäuren, BPCA); dazu wurde die von Busch und Gla- ser (2015) vorgeschlagene Methode verwendet. Die Analysen wurden in den Laboratorien der Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg (Deutschland) durchgeführt.

Zur Quantifizierung des BPCA-Gehalts wurden die Proben vier analytischen Phasen ausgesetzt: Hydrolyse, Oxidation, Derivatisierung und Quantifizierung durch Gaschromatografie (Busch und Glaser, 2015). Nach Quantifizierung der BPCA wurde der Gehalt an Biochar-C in den Proben durch Multiplikation der BPCA mit einem Konversionsfaktor (10) ermittelt, der als Verhältnis zwischen den im Biochar vorhandenen BPCA und seinem Gehalt an organischem Koh- lenstoff berechnet wird.

Die Ergebnisse der Analysen wurden verwendet, um den aus Biochar stam- menden Gehalt an Kohlenstoff im Boden zu berechnen; dieser wurde in Tonnen pro Hektar angegeben (Biochar-C, t/ha) und mit folgender Formel berechnet:

Biochar−C = CBPCA [g/kg] × ρBoden [g/cm⁴] × 20 [cm] × 10 [4]

wobei CBPCA dem Gehalt an schwarzem Kohlenstoff entspricht (g/kg Boden), der mit der BPCA-Methode ermittelt wird.

Zur Evaluierung der Stabilität des dem Boden zugesetzten Biochars, wurde die zu jedem Zeitpunkt der Entnahme geschätzte Menge an Biochar-C korrigiert, indem man von dieser den bereits vor Verteilung der Behandlungen im Boden vorhandenen natürlichen Kohlenstoffgehalt abzog; dieser wurde durch Ana- lyse der zum Zeitpunkt t0 entnommenen Proben ermittelt.

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Da die BPCA nur zu zwei Zeitpunkten nach Anwendung des Biochars analy- siert wurden, war es nicht möglich, die Zersetzungsrate wie im Fall der isoto- pischen Massenbilanz anhand eines exponentiellen Modells zu berechnen.

2.4 Messung der vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen

Im Versuchsfeld wurden die vom Boden ausgehenden Emissionen der drei wichtigsten Treibhausgase gemessen: Kohlendioxid (CO³:, μmol m−2 s−1), Methan (CH[^4]:, nmol m−2 s−1) und Distickstoffmonoxid (N³:O, nmol m−2 s−1). Die Flüsse wurden in Echtzeit, direkt im Feld, anhand eines Gasanalysators mit CRDS-Technologie analysiert (cavity ring-down spectrometry, Picarro Inc., Santa Clara, CA, USA); der Analysator wurde an 6 dynamische geschlossene Kammern angeschlossen (eosAC Autochamber, Eosense Inc., Dartmouth, NS, Canada), die von einem Multiplexer gesteuert wurden (eosMX, Eosense Inc., Dartmouth, NS, Canada). Für die Messungen wurden die Kammern auf PVC- Ringen mit 15 cm Durchmesser positioniert, die in die oberen 4 cm des Bodens eingesetzt wurden. Die Messungen an jedem Ring dauerten 10 Minuten; die Wartezeit zwischen den Messungen betrug 132 Sekunden.

Die Treibhausgasemissionen wurden von August 2017 bis Dezember 2019 mo- natlich überwacht. Bei jeder Messreihe wurden die 6 Kammern im Wechsel auf 3 Replikate jeder Behandlung angewendet, wobei insgesamt 18 Parzellen über- prüft wurden.

Die Messungen erfuhren in den Monaten Januar und Februar 2018 und 2019 Unterbrechungen aufgrund von Eis und Schnee auf dem Boden sowie gelegent- lich in anderen Zeiträumen des Jahres aufgrund von Defekten der Instrumente.

2.5 Statistische Analyse

Die in diesem Kapitel vorgestellten Ergebnisse der verschiedenen Bodenanaly- sen sind ein Durchschnittswert von 4 Replikaten für jede Behandlung (± Stan- dardfehler), während sich die Daten der Treibhausgasemissionen auf den Mit- telwert von 3 Replikaten für jede Behandlung (± Standardfehler) beziehen.

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Die statistische Gegenüberstellung der untersuchten Parameter erfolgte an- hand einer Varianzanalyse (ANOVA), gefolgt von einem Student–Newman– Keuls-Test (SNK) zur Verdeutlichung der signifikanten Unterschiede zwischen den Behandlungen. Die Homoskedastizität der Daten wurde überprüft und im Falle eines Verstoßes gegen diese Bedingungen wurden die Daten einer loga- rithmischen Umformung unterzogen. Insbesondere für die Konzentration von Biochar-C im Boden (g/kg Probe) wurden für jede Behandlung Vergleiche zwi- schen den unterschiedlichen Zeitpunkten der Probenahme (t0, t1 und t3) für den Bestand an Biochar-C im Boden (t/ha) erstellt; für jede Behandlung mit Biochar wurden Vergleiche zwischen dem Zeitpunkt t1 und t3 angestellt; für den Bestand von C im Boden (t/ha) wurden für jede Behandlung Vergleiche zwischen den vier Zeitpunkten der Probenahme (t0, t1, t2 und t3) angestellt; für die Emissionen jedes Treibhausgases wurden bei jeder Messreihe Vergleiche zwischen den sechs Behandlungen erstellt. Die Interpolation der Biochar-C-Werte im Boden mit exponentiellem Modell wurde anhand einer nichtlinearen Regressionsanalyse durchgeführt. Alle Un- tersuchungen wurden mit der Software STATA 16 (StataCorp LLC, Texas, USA) und einem Konfidenzintervall von 95 % durchgeführt.

3. Ergebnisse

3.1 Stabilität des Biochars im Boden Auf Grundlage der isotopischen Massenbilanz wurden drei Wochen nach der Anwendung der Bodenverbesserungsmittel in der Behandlung B1 im Durch- schnitt 80±9 % des in den Boden eingebrachten Biochar-C gefunden, in der Be- handlung B2 hingegen 95±18 % (Abb. 2). Nach circa einem Jahr (385 Tage) sank der im Boden verbleibende Prozentsatz an Biochar-C auf 70 ± 14 % in der Be- handlung B1 und auf 91 ± 16 % in der Behandlung B2 (Abb. 2). Nach circa 2 Jahren schließlich (745 Tage) fanden sich in der Behandlung B1 nur noch weni- ger als die Hälfte des verteilten Biochar-C (40±17 %), in der Behandlung B2 hin- gegen 69±31 % (Abb. 2).

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

In der Behandlung B1 betrug die durch das negative exponentielle Modell ge- schätzte tägliche Zersetzungsrate (k) 0,1 % und die jährliche Rate 36,5 %, ent- sprechend einer durchschnittlichen Verweilzeit (Mean Residence Time, MRT) von 2,7 Jahren im Boden. In der Behandlung B2 hingegen wurde keine signifi- kante Zersetzungsrate verbucht. Das für die Behandlung B1 erzielte Abbaumo- dell zeigt einen erheblichen Verlust von Biochar-C in den ersten drei Wochen des Versuchs. Im Boden wurde eine um 19,75 % niedrigere Menge an Biochar im Boden gemessen als tatsächlich angewandt (Abb. 2). Nach diesem bedeute- ten Anfangsverlust wird eine kontinuierliche Verringerung der Konzentration beobachtet, die im ersten Jahr weniger stark ausfällt (-9,75 %), um dann im zweiten Jahr wieder an Geschwindigkeit aufzunehmen (-30,17 %). Aus den Ergebnissen der zweiten zur Schätzung der Stabilität des Biochar-C im Boden angewandten Methode, d. h. der BPCA-Analyse, geht hervor, dass vor Verteilung der Bodenverbesserungsmittel im Boden bereits 7,45±0,1 g Biochar- C pro kg Boden vorhanden waren (Abb. 3). Bei allen Behandlungen mit Biochar und Biochar + Kompost stieg der Biochar-C-Wert nach der Verteilung dieser Bodenverbesserungsmittel signifikant an, während der Biochar-C-Gehalt bei den Behandlungen C und N keine erhebliche Änderung verbucht (Abb. 3). Bei keiner der Behandlungen zwischen dem Zeitpunkt t1 und t3 wurden signifi- kante Änderungen im Biochar-C-Gehalt beobachtet (Abb. 3).

Abb. 2 – Biochar-C im Boden (% der angewandten Dosis) 21, 385 und 745 Tage nach der Verteilung von Biochar in den Behandlungen B1 (25 t/ha Biochar) und B2 (50 t/ha Biochar). Die dargestellten Werte sind das Ergebnis der isotopischen Massenbilanz. Die Fehlerbalken stellen den Standardfehler des Mittelwerts dar.

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Nach Abzug der im Boden vorhandenen natürlichen Menge an Biochar betrug die zum Zeitpunkt t1 wiedergefundene Biochar-Menge bei der Behandlung B1 8,4 t C/h, bei der Behandlung B1C 12,5 t C/h, bei der Behandlung B2 20,5 t C/h und bei der Behandlung B2C 24,2 t C/ha (Abb. 4). Im Verhältnis zu der mit den Bodenverbesserungsmitteln verteilten Mengen an Biochar-C (15,9 t C/ha bei den Behandlungen B1 und B1C und 31,9 t C/ha bei den Behandlungen B2 und B2C, in Abb. 4 durch die horizontalen Balken dargestellt), beliefen sich die ge- schätzten Mengen auf 52 % bzw. 78 % bei den Behandlungen B1 und B1C und 64 % bzw. 75 % bei den Behandlungen B2 und B2C. Zum Zeitpunkt t3 hat die BPCA-Methode bei den Behandlungen B1 und B2 die Menge an Biochar-C im Boden überschätzt, was in einer höheren angewandten Menge resultieren würde (Abb. 4). Gleichzeitig wurden 16,2 t C/ha Biochar-C für die Behandlung B1C und 22,7 t C/ha für die Behandlung B2C geschätzt /Abb. 4). Die zu den beiden Zeitpunkten der Probenahme geschätzten Werte unterschieden sich je- doch bei keiner der Versuchsbehandlungen deutlich voneinander.

Beim Vergleich der beiden Methoden zur Quantifizierung des Biochar-C im Bo- den (Abb. 5), kann man beobachten, dass sich die mit den beiden Methoden er- zielten Schätzungen zum Zeitpunkt t1 nicht erheblich unterscheiden, auch wenn die mit der isotopischen Massenbilanz erzielte Schätzung der tatsächlich verteil- ten Menge sowohl für die Behandlung B1 (13,86 ± 2,53 t/ha Biochar-C gegenüber 15,9 t/ha) als auch für die Behandlung B2 (30,63 ± 5,98 t/ha Biochar-C gegenüber 31,9 t/ha) näher kommt, während die BPCA-Methode Schätzungen liefert, die niedriger als die angewandten Dosen liegen (8,39±3,76 t/ha Biochar-C gegenüber 15,9 t/ha in B1 und 20,54± 5.71 t/ha Biochar-C gegenüber 31,9 t/ha in B2). Zum Zeitpunkt t3 liegt die mit der BPCA-Methode für die Behandlung B1 erzielte Schätzung des im Boden verbleibenden Biochar-C deutlich höher (+63,3 %) als die mit der isotopischen Massenbilanz geschätzte Menge, während sich bei der Behandlung B2 keine signifikanten Differenzen zwischen den beiden Methoden ergaben (Abb. 5).

Was den Gesamtkohlenstoff (t/ha) im Boden anbelangt, sieht man in Abb. 6, dass der Kohlenstoffbestand zwischen dem Zeitpunkt t0 und dem Zeitpunkt t3 bei den Behandlungen mit der höchsten Biochar-Dosierung deutlich ansteigt

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

(B2, +83 % und BC2, +41,8%). Dieser Anstieg ist auf die Verteilung von 50 t/ha Biochar zurückzuführen. Die im Kontrollboden beobachtete Verringerung des Kohlenstoffbestands zwischen dem Zeitpunkt t1 und dem Zeitpunkt t3 (Abb. 6) hängt wahrscheinlich mit der Änderung der Rohdichte des Bodens zusam- men. In der Tat sinkt diese zum Zeitpunkt t1 infolge von Bodenarbeiten. Die geringere Rohdichte hat bei gleicher Tiefe zu einer Verringerung der Boden- probenmenge und somit des geschätzten Kohlenstoffbestands im Boden ge- führt. Bei der gleichen Behandlung zum Zeitpunkt t3 sieht man in der Tat eine Rückkehr des Kohlenstoffbestands zu mit t0 vergleichbaren Werten, wahr- scheinlich aufgrund der wiederholten Überfahrt landwirtschaftlicher Maschi- nen für die Arbeiten an den Kulturen, die eine Kompaktierung des Bodens zur Folge hatten (Zunahme der Rohdichte).

Abb. 3 – Biochar-C im Boden (g/kg) in den sechs Versuchsbehandlungen: N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost) vor Verteilung der landwirtschaftlichen Bodenverbesse- rungsmittel (weiße Balken, t0), 3 Wochen danach (schwarze Balken, t1) und zwei Jahre danach (graue Balken, t3). Die Buchstaben über den Balken weisen, wenn sie verschieden sind, auf einen statistisch signifikanten Unterschied zwischen den drei Zeiten der Probenentnahme innerhalb einer gleichen Behandlung hin (p ≤ 0,05). Die angegebenen Werte sind das Ergebnis der Quantifizierung der aromatischen Polycarboxylsäuren (BPCA). Die Fehlerbalken stellen den Standardfehler des Mit- telwerts dar.

Criscuoli, Ventura, Panzacchi, Glaser, Wiedner, Ceccon, Loesch, Raifer, Tonon

Abb. 4 – Biochar-C im Boden (t/ha) in den verschiedenen Behandlungen: B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), B1C (25 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost) 3 Wochen nach der Verteilung der Bodenverbesserungsmittel (schwarze Balken in der Grafik, t1) und zwei Jahre danach (graue Balken, t3). Von der im Boden gemessenen Menge der Proben wurde die vor der Verteilung der Bodenverbesserungsmittel (t0) natürlich im Boden vorhandene Menge an Bio- char-C abgezogen. Die horizontalen Linien stellen die angewandten Biochar-Dosierungen dar (B1 und B2). Zwischen den Zeitpunkten t1 und t3 wurden keine signifikanten Unterschiede festgestellt (p≤0,05). Die angegebenen Werte sind das Ergebnis der Quantifizierung der aromatischen Polycar- boxylsäuren (BPCA). Die Fehlerbalken stellen den Standardfehler des Mittelwerts dar.

Abb. 5 – Vergleich der mit der Methode der isotopischen Massenbilanz (Y-Achse) und der BPCA- Analyse (X-Achse) erzielten Schätzungen des Biochar-C im Boden (t/ha) für die Behandlungen B1 und B2 drei Wochen (t1) und zwei Jahre (t3) nach der Verteilung des Biochars. Die Fehlerbalken stellen den Standardfehler des Mittelwerts dar und das Sternchen steht für einen signifikanten Unter- schied zwischen den mit den beiden Analysemethoden erzielten Schätzungen.

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Abb. 6 – Für die verschiedenen Behandlungen gemessener Kohlenstoffbestand im Boden (t/ha): N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha Biochar

• 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost) vor Verteilung der Bodenverbesse- rungsmittel (t0, weiße Balken), 3 Wochen nach der Verteilung (t1, schwarze Balken), 1 Jahr danach (t2, graue Balken) und 2 Jahre danach (t3, weiße Balken mit schwarzen Punkten). Die Buchstaben über den Balken weisen, wenn sie verschieden sind, auf einen statistisch signifikanten Unterschied zwischen den vier Zeiten der Probenentnahme innerhalb einer gleichen Behandlung hin (p ≤ 0,05). Die Fehlerbalken stellen den Standardfehler des Mittelwerts dar.

3.2 Vom Boden ausgehende Treibhausgasemissionen Die vom Boden ausgehenden CO³:-Emissionen (Abb. 7) weisen eine ausge- prägte saisonale Variabilität auf; In den warmen Jahreszeiten wird ein größerer Fluss gemessen als in den kalten. Der Höchstwert wurde im August 2017 für die Behandlung B1 verbucht (17,1 μ_mol/m_³/s); die niedrigsten Werte, nahe bei 0, wurden für alle Behandlungen im Dezember 2017 gemessen. Signifikante Unterschiede zwischen den Behandlungen wurden nur in 3 Ver- suchsreihen festgestellt (Abb. 7, Tab. 2). Im Juni 2018 waren die Emissionen der Behandlung B2C deutlich höher als die der Behandlungen N, B1 und C. Im April 2019 waren die Emissionen der Behandlung N deutlich höher als die der Behandlung C, während im Juli 2019 die Emissionen der Behandlung B2 höher als die der Behandlungen B1C und C waren. Die Flüsse von CH[^4]: (nmol/m³/s, Abb. 8) waren immer negativ, was bei allen Behandlungen auf einen Nettoverbrauch von Methan durch den Boden hin- weist. Einzige Ausnahme war die Messreihe im Oktober 2017, als die Netto- emissionen von Methan in den Behandlungen B1 (1,1 nmol/m³/s) und B1C (0,9

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nmol/m³/s) gemessen wurden. Während des gesamten Studienzeitraums gab es keine signifikanten Differenzen zwischen den gemessenen Methanflüssen der 6 Behandlungen. Die Flüsse von N³:O (nmol/m³/s, Abb. 9) waren nur in der ersten Messreihe im August 2017 ziemlich hoch, als die Werte zwischen 0,26 nmol/m³/s bei der Be- handlung B2C und 0,89 nmol/m³/s bei der Behandlung B1C lagen. Ab Oktober 2017 Reduzierte sich die Intensität der Emissionen und variierte zwischen -0,08 und 0,15 nmol/m³/s. Nur in vier der Messreihen wiesen die Emissionen der ver- schiedenen untersuchten Behandlungen deutliche Unterschiede auf (Abb. 9, Tab. 2). Im Dezember 2017 insbesondere waren die Emissionen der Behandlung N deutlich höher als die der Behandlung B2. Im Mai 2018 hingegen wurden in den Behandlung B1C deutlich höhere Emissionen als in den Behandlungen B2, C und B2C beobachtet. Im Dezember 2018 verbuchte die Behandlung N höhere Emissionen als alle anderen. Im Juni 2019 schließlich wurden in der Behand- lung C höhere Emissionen registriert als in der Behandlung B2.

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Abb. 7

– Vom Boden des Versuchsweinbergs Labers in Meran ausgehende CO -Emissionen (mmol/m2

2/s), die in Verbindung mit den sechs

Versuchsb

ehandlungen gemessen wurden: N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha

Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost). Die Messungen w

urden zwischen August 2017 und Dezember 2019

durchgeführt. Die Daten stellen die Mittelwerte der drei Replikate für jede Behandlung ± Standardfehler dar. Die Sternchen we

isen auf einen

signifikanten Unterschied zwischen den Mittelwerten hin; die Ergebnisse

des paarweisen

Vergleichs zwischen den Behandlungen sind in Tab. 2

aufgeführt.

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Abb. 8

– Vom Boden des Versuchsweinbergs Labers in Meran ausgehende CH4 -Emissionen (nmol/m2/s), die in Verbindung mit den sechs

Versuchsb

ehandlungen gemessen

wurden: N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha

Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost). Die Messungen wurden zwischen August 2017 und Dezember 2

019

durchgeführt. Die Date

n stellen die Mittelwerte der drei Replikate für jede Behandlung ± Standardfehler dar. Es wurden keine signifikanten

Unterschiede zwischen den Behandlungen festgestellt.

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Abb. 9

–

Vom Boden des Versuchsweinbergs Labers in Meran ausgehende N

O2

-Emissionen (nmol/m2/s), die in Verbindung mit den sechs

Versuchsb

ehandlungen gemessen wurden: N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biocha

r), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha

Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost). Die Messungen wurden zwischen August 2017 und Dezember 2

019

durchgeführt. Die Daten stellen die Mittelwerte der drei Replikate für jede Behandlung ±

Standardfehler dar. Die Sternchen weisen auf einen

signifikanten Unterschied zwischen den Mittelwerten hin; die Ergebnisse des paarweise

n
Vergleichs zwischen den Behandlungen sind in Tab. 2

aufgeführt.

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Tabelle 2 –Ergebnisse des statistischen Vergleichs der vom Boden ausgehenden CO³:-(mmol/m³/s) und N³:O-Emissionen (nmol/m³/s), die in Verbindung mit den sechs Behandlungen gemessen wur- den. N (Kontrollboden), B1 (25 t/ha Biochar), B2 (50 t/ha Biochar), C (45 t/ha Kompost), B1C (25 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost), B2C (50 t/ha Biochar + 45 t/ha Kompost). Die Messungen wurden zwischen August 2017 und Dezember 2019 durchgeführt. Unterschiedliche Buchstaben weisen auf signifikante Unterschiede zwischen den Behandlungen hin und entsprechen den jeweiligen Stern- chen in der Abb. 7 und 9.

Behandlung CO2 μmol/m[^2]/s N2O μmol/m[^2]/s
Jun.
2018

Apr.
2019

Jul. 2019 Dez.
2017

Mai
2018

Dez.
2018

Jun.
2019
N 8,7 a 3,7 b 9,5 ab 0,11 b 0,01 ab 0,12 b -0,04 ab
B1 9,9 a 2,7 ab 9,4 ab 0,03 ab 0,03 ab 0,01 a -0,05 ab
B2 11 ab 3 ab 10,9 c 0,01 a -0,03 a 0,01 a -0,07 a
C 11,4 a 2,1 a -6,6 a 0,08 ab -0,02 a -0,01 a 0,02 b
B1C 11,1 ab 2,9 ab 7,9 bc 0,03 ab 0,11 b 0,01 a -0,03 ab
B2C 16,8 b 2,8 ab 10,2 ab 0,02 ab -0,01 a 0,01 a -0,06 ab

4. Diskussion

4.1 Stabilität des Biochars im Boden In dieser Studie ist die durch isotopische Massenbilanz für die Behandlung B1 geschätzte MRT des Biochars geringer als bei den meisten Studien, die zuvor durchgeführt wurden. In ihrer Metaanalyse schätzen Wang et al. (2016), aus- gehend von den Ergebnissen 24 wissenschaftlicher Artikel, dass die stabilste Fraktion von Biochar (die 97 % des Biochars darstellt) im Durchschnitt eine MRT von 556±483 Jahren hat. Den Mittelwerten der MRT wird jedoch eine hohe Unsicherheit zugeschrieben, die auf eine große Zahl von Faktoren wie die Art des verwendeten Biochars, die spezifischen Eigenschaften des Bodens und die angewandte Versuchsmethode zurückzuführen sind. Tatsächlich gibt es in der Literatur MRT-Schätzungen der gleichen Größenordnung, wie in un-

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

serer Studie berechnet. In der Metaanalyse von Singh et al. (2012) zum Bei- spiel, welche die Ergebnisse von 17 verschiedenen Versuchsstudien unter- sucht, führen die Autoren MRT-Werte zwischen 1 und 750 Jahren an, und für die 6 untersuchten Arbeiten eine MRT < 15 Jahren. Vor Kurzem schätzten Ventura et al. (2019) die MRT in einer zweieinhalbjährigen Feldstudie auf 10,3 Jahre.

Andererseits zeigen die mit der isotopischer Massenbilanz für die Behandlung B2 und die mit der BPCA-Analyse für beide Behandlungen erzielten MRT- Schätzungen einen nicht signifikanten Abbau von Biochar im Boden und so- mit eine substantielle Stabilität des Biochars in den zwei Jahren der Versuchs- messungen. Dieses Ergebnis liegt daher mehr auf einer Linie mit den meisten Studien, die in der Literatur genannt und in der Metaanalyse von Wang et al. (2016) zusammengefasst werden.

Der hohe Anfangsverlust im exponentiellen Abbaumodell, der bei den isoto- pischen Messungen des Biochars in der Dosis B1 registriert wurde, könnte mit dem Abbau der labileren Fraktion des Biochars durch Mikroorganismen des Bodens zusammenhängen. Wie bereits dargelegt wurde, besteht Biochar aus zwei verschiedenen Kohlenstofffraktionen: einer stabilen Fraktion, die den größten Teil des Biochars ausmacht, und einer kleineren Fraktion, die sich durch einen sehr viel schnelleren Abbau kennzeichnet (Downie et al., 2009; Zimmerman, 2010).

Man kann jedoch nicht ausschließen, dass der Verlust von Biochar in der An- fangsphase des Versuchs auch durch abiotische Faktoren verursacht wurde. Zum Beispiel könnten die Biochar-Verluste beim Transport, Abladen und Ver- teilen des Biochars entstanden sein; da dieses eine sehr feine Körnung und eine sehr geringe Dichte hat, könnte es vom Wind aus dem Anwendungsbe- reich heraus weggeweht worden sein. In anderen Studien wurde beobachtet, dass der Wind Verluste bis zu 28 % der angewandten Biochar-Menge verur- sachen kann (Major, 2010). Zur Begrenzung dieser Verluste wurde dasBiochar vor der Anwendung im Weinberg befeuchtet, bis seine Feuchtigkeit 20 % sei-

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nes Gewichts erreichte; zudem wurde das Biochar direkt nach der Anwen- dung in den Boden eingearbeitet; dennoch können Verluste durch Verwehung nicht ausgeschlossen werden.

Ein Teil des Biochars könnte auch durch Wasser abtransportiert worden sein, wenn man das Gefälle des Versuchsstandorts in Betracht zieht. Biochar wird vom Wasser in der Tat eher als andere organische Substanzen erodiert, da es eine geringe Dichte besitzt und in der ersten Zeit nach der Anwendung nicht mit dem mineralischen Anteil des Bodens interagiert (Rumpel et al., 2006). Die durch Abfließen verursachten Biochar-Verluste können über 50 % des verteil- ten Biochars ausmachen (Major et al., 2010). Außerdem kann das Wasser das Biochar auch durch Perkolation in tiefere Bodenschichten transportieren. Singh et al. (2015) haben beobachtet, dass zwischen 1,2 und 15,7 % des Bio- chars in eine Schicht des Bodens unter der Schicht transportiert wird, auf der es verteilt wurde. Der Verlust durch Perkolation könnte an unserem Ver- suchsstandort durch die Eigenschaften des Bodens begünstigt worden sein, der wegen seiner Struktur und seines hohen Steingehalts starke drainierende Merkmale besitzt. Das würde mit den Resultaten der Studie von Singh et al. (2015) übereinstimmen, die beweist, dass der Biochar-Verlust durch Perkola- tion bei Arenosolböden größer ist als der infolge von Mineralisierung. Außer- dem könntendie pulverartige Beschaffenheit und die extreme Leichtigkeit des verwendeten Biochars diese Phänomene erleichtert haben.

Die Schätzung der MRT dieser Studie könnte auch durch methodologische Aspekte wie zum Beispiel die Versuchsdauer beeinflusst worden sein. Zahl- reichen Studien zufolge wird die Schätzung des Biochar-Abbaus stark durch die Versuchsdauer beeinflusst (Fang et al., 2014; Kuzyakov et al., 2014; Kuzyakov et al., 2009; Ventura et al., 2019); dieser ist in den ersten beiden Jah- ren höher, und verlangsamt sich dann radikal. In unserer zweijährigen Studie könnte die Abbaurate der Behandlung B1 möglicherweise zu hoch einge- schätzt worden sein.

Es sei gesagt, dass die bisherigen Studien zur Stabilität von Biochar im Boden zum größten Teil im Labor, durch Inkubation des Bodens in kontrollierter Umgebung durchgeführt wurden. Möglicherweise stellen diese Versuche die

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

unter Feldbedingungen auftretenden Erscheinungen nicht angemessen dar (Ventura et al., 2015, 2019). Im Labor werden Erscheinungen, die physikali- sche Abbauprozesse und die chemische Oxidation vonBiochar beschleunigen können, wie z. B. Wetterereignisse, Expositionen gegenüber Ozon und UV- Strahlung oder Frost-Tau-Zyklen, möglicherweise nicht richtig simuliert (Kuzyakov et al., 2014; Spokas, 2010). Außerdem kann die Bodenfauna, z. B. Regenwürmer, die Zerkleinerung des Biochars begünstigen und dieses so ei- nem stärkeren biotischen und abiotischen Abbau aussetzen (Ameloot et al., 2013; Lehmann et al., 2011; Pingree et al., 2017). Und schließlich kann das Vor- handensein von Wurzeln im Boden den Abbau von Biochar um bis zu 50 % erhöhen (Ventura et al., 2019), da das Wurzelexsudat die mikrobielle Aktivität stimuliert (Keith et al., 2011; Luo et al., 2011).

Die Ergebnisse der BPCA- Analysen weisen keine signifikante Verringerung des Biochar-C-Gehalts im Boden zwischen dem Zeitpunkt t1 und dem Zeit- punkt t3 auf (Abb. 4); vielmehr kann man eine tendenzielle, wenn auch nicht bedeutende Zunahme beobachten, vor allem in den Behandlungen B1 und B2. Dieses Ergebnis wurde in früheren Studien beobachtet (Busch & Glaser, 2015; Fischer et al., 2018) und mit einer Vielfalt von Faktoren in Zusammenhang gebracht. Während die Untersuchungsergebnisse aufgrund der Komplexität der Verfahren einerseits von operativen Fehlern, wie zum Beispiel der Hete- rogenität der Verteilung von Biochar auf dem Feld, sowie von möglichen Feh- lern während der analytischen Phase beeinträchtigt werden können (Fischer et al., 2018), haben Glaser & Knorr (2008) andererseits eine nicht von pyroge- nen Quellen abhängige Zunahme um 25 % des Biochar-C-Gehalts im Boden beobachtet. Die BPCA würden somit in situ in Form von Pigmenten von ver- schiedenen Pilzarten wie Aspergillus niger und Cercosporina Kikuchii-Matsu- moto-et-Tomoyasu erzeugt (Fischer et al., 2018).

Wichtig ist auch hervorzuheben, dass der Gesamtkohlenstoffgehalt im Boden bei den Behandlungen mit der höchsten Biochar-Dosis (B2 und B2C) zwei Jahre nach der Anwendung erheblich gestiegen ist (Abb. 6). Ähnliche Ergeb- nisse wurden in früheren Studien an einem Oxisolboden der Savanne Kolum- biens erzielt (Major, 2009); dort wurde nach dem Zusatz von 23,3 t/ha Biochar eine Verdoppelung des Gesamtkohlenstoffgehalts im Boden verbucht. Ein

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Anstieg des Gesamtkohlenstoffs wurde auch in der Behandlung BC2 gemes- sen, was beweist, dass die Anwendung von Kompost das Potenzial von Bio- char zur mittelfristigen Speicherung des Kohlenstoffs im Boden nicht beein- trächtigt (Abb. 6). Diese Ergebnisse bestätigen auch frühere Beobachtungen von Busch & Glaser (2015), die über einen Anstieg um Faktor 1,7 des Kohlen- stoffgehalts im Boden ein Jahr nach Anwendung von 25 t/ha Biochar in Kom- bination mit Kompost berichten, und von Liu et al. (2012), die einen Anstieg des Gesamtkohlenstoffs im Boden um Faktor 2,,5 nach Anwendung von 20 t/ha Biochar und 32,5 t/ha Kompost beobachtet haben.

Es sollte darauf hingewiesen werden, dass die Evaluierungen der Stabilität von Biochar im Boden bei beiden Methoden aufgrund der hohen natürlichen Variabilität des Bodens, die für gewöhnlich in Feldstudien beobachtet wird und genaue Schätzungen schwierig macht, durch hohe Unsicherheit gekenn- zeichnet sind. Andererseits macht ein Vergleich der erzielten Ergebnisse mit der wissenschaftlichen Literatur zu diesem Thema die Notwendigkeit der Durchführung von Feldproben offensichtlich.

4.2 Vom Boden ausgehende Treibhausgasemissionen

In dieser Studie wurden zeitlich sehr begrenzte und nur leichte Auswirkun- gen von Biochar auf CO³:-Emissionen beobachtet. In den Behandlungen, bei denen kein signifikanter Abbau des Biochars beobachtet wurde, bestätigt das Fehlen der Wirkungen auf die CO2,-Emissionen einerseits die Stabilität des Bi- ochars im Boden, und verdeutlicht andererseits das Fehlen eines Reizes für den Abbau der ursprünglichen organischen Substanz des Bodens (SOM), also des sogenannten Priming-Effekts. In der Behandlung B1 hingegen, bei der ein signifikanter Abbau des Biochars registriert wurde, weist das Fehlen eines konsistenten Anstiegs der vom Boden ausgehenden CO³:-Emissionen darauf hin, dass die aus dem Abbau der SOM stammenden Emissionen in Anwesen- heit von Biochar reduziert wurden (negativer Priming-Effekt), d. h. dass das Biochar eine Schutzwirkung auf die SOM hatte. Diese Wirkung wurde bereits zuvor ebenfalls unter Feldbedingungen beobachtet (Ventura et al., 2019).

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Die geringeren Wirkungen auf die CO³:-Emissionen stehen offensichtlich in Widerspruch zur Metaanalyse von He et al. (2017); diese fassen die Ergebnisse von 91 wissenschaftlichen Publikationen zusammen und kommen zu dem Schluss, dass die Verteilung von Biochar im Boden im Durchschnitt einen An- stieg von 22 % der CO³:-Emissionen im Vergleich zum nicht verbesserten Bo- den verursacht. In der gleichen Metaanalyse wird jedoch über eine große Dif- ferenz zwischen den Ergebnissen der Feldversuche und denen im Labor be- richtet. Während Biochar in den Laborergebnissen eine positive Wirkung auf die CO³:-Emissionen zeigt, sind in den Feldversuchen keine deutlichen Unter- schiede gegenüber dem Kontrollboden zu sehen (He et al., 2017). Rezente Stu- dien bestätigen, dass die Wirkung von Biochar auf die CO³:-Emissionen unter Feldbedingungen unerheblich war (Lu et al., 2019; Ventura et al., 2019), wenn nicht sogar negativ, also dass es sogar eine Abnahme der Emissionen verur- sacht hat (Shen et al., 2017). Die Ergebnisse dieser Studie stimmen daher mit denen anderer Studien überein, die unter ähnlichen Bedingungen stattfanden, und bestätigen die Notwendigkeit der Durchführung von Feldstudien. Ge- mäß der Metaanalyse von He et al. (2017) können andere Faktoren zu unserem Versuchsergebnis geführt haben. Insbesondere die Art der Ausgangsbio- masse und die Produktionstemperatur scheinen einen starken Einfluss auf die Wirkung von Biochar auf CO³:-Emissionen zu haben. In den Versuchen, in de- nen die Ausgangsbiomasse aus Holzmaterial besteht, die Produktionstempe- ratur ungefähr 500 °C beträgt und kein Stickstoffdünger eingesetzt wird, hat die Anwendung von Biochar auf Agrarböden ähnlicher Breitengrade wie de- nen unseres Versuchsstandorts keine offensichtliche Wirkung auf die CO³:- Emissionen (He et al., 2017).

In Bezug auf Methan werden in dieser Studie fast immer Negativflüsse fest- gestellt; sie weisen bei allen Behandlungen auf einen Nettoverbrauch von Me- than im Boden hin. Es ist bekannt, dass Methan in belüfteten Böden, die nicht unter Vernässung leiden, durch die Aktivität der Mikroorganismen im Boden verbraucht wird (Jeffery et al., 2016). Unter diesen Bedingungen tendiert Bio- char, den Berichten in der Literatur zufolge, dazu, den Methanverbrauch des Bodens zu reduzieren (Jeffery et al., 2016), vor allem wenn der pH-Wert des Bodens zwischen 6 und 8 und die Produktionstemperatur des Biochars unter

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600 °C liegt. Eine solche Wirkung des Biochars, die zu einer Verringerung der Fähigkeit des Bodens führen würde, die atmosphärische Konzentration dieses starken Treibhausgases zu senken, wurde in dieser Studie hingegen nicht be- obachtet. Das Fehlen von Wirkungen des Biochars auf die Methanflüsse im Boden bestätigt jedoch die Beobachtungen der anderen Studien (He et al., 2017). Gemäß He et al. (2017) kann die Methanaufnahme bei Anwendung von Biochar mit sehr hohem pH-Wert und grober Bodenstruktur steigen. Ange- sichts des hohen pH-Werts (12,5) des in dieser Studie verwendeten Biochars und der sandig-lehmigen Struktur des Bodens am Versuchsstandort hätten wir uns daher negativere Flüsse in dem mit Biochar behandelten Boden er- wartet. Andererseits ist es möglich, dass die Kombination anderer Faktoren die positiven Wirkungen des Biochars auf den Methanverbrauch des Bodens annulliert hat.

Aus den in der Literatur berichteten Ergebnissen geht hervor, dass die N³:O- Emissionen des Bodens in der Regel durch die Bodenverbesserung mit Bio- char gehemmt werden. Zwei verschiedene Metaanalysen (Cayuela et al., 2014; He et al., 2017) berichten über eine durchschnittliche Verringerung um 30 % bei den mit Biochar verbesserten Böden gegenüber 54 % bei nicht verbesserten Böden. Die Ergebnisse dieser Studie bestätigen diese Evidenzen nur teilweise. In der Tat wurde eine, wenn auch nur leichte, Verringerung der Emissionen in den mit 50 t/ha Biochar verbesserten Böden nur bei 4 der im Laufe des Ver- suchs durchgeführten Messreihen beobachtet. Gemäß den Berichten von He et al. (2017) könnte dieses Ergebnis auf die spezifischen Versuchsbedingungen zurückzuführen sein, wie zum Beispiel ein fast neutraler pH-Wert des Bodens, eher niedrige Dosierungen von Biochar und der Nichteinsatz von Düngemit- teln. Die höchsten N³:O-Emissionen werden generell in den mit N gedüngten Böden beobachtet (He et al., 2017). Da der Weinberg während des Versuchs nicht mit Stickstoff gedüngt wurde, ist es normal, dass die N³:O-Flüsse bereits auf natürliche Weise niedrig sind und dasBiochar daher keine große Wirkung zeigt. Andererseits hätten Cayuela et al. (2014) zufolge bestimmte Parameter des Biochars, wie z. B. die ursprüngliche Biomasse, die Produktionstempera- tur und das Verhältnis C/N, eine viel markanterer Verringerung der N³:O- Emissionen vorhersehen lassen.

Wirkung des Zusatzes von Biochar zum Boden

Dennoch spiegeln sich unsere Ergebnisse nur teilweise in der wissenschaftli- chen Literatur wider; die unsere bleibt eine der wenigen Feldstudien mit einer Beobachtungszeit von mehr als zwei Jahren. Weitere Schlussfolgerungen aus unseren Daten können in Zukunft durch Schätzung der kumulierten Treib- hausgasemissionen über den gesamten Versuchszeitraum, circa zweieinhalb Jahre, gezogen werden. Diese Möglichkeit besteht dank gemeinsamer Be- trachtung der im Rahmen des Versuchs gemessenen Emissionsdaten und der Umweltparameter, die einen Einfluss auf die Treibhausgasemissionen haben, anhand mathematischer Modelle. Die Ergebnisse dieser neuen Untersuchun- gen werden Gegenstand einer weiteren Publikation sein.

5. Schlussfolgerungen

Die Versuchsergebnisse dieser Arbeit zeigen, dass das von Record Immobili- are aus Holzbiomasse erzeugte Biochar bei angemessener Dosierung vernach- lässigbar geringe Auswirkungen auf die Kohlendioxid- und Methanemissio- nen hat, während es eine leichte Verringerung der vom Boden ausgehenden Stickstoffdioxidemissionen bewirkt. Das bedeutet, dass das in dieser Studie untersuchte Biochar keine negativen Wirkungen auf die vom Boden ausge- henden Treibhausgasemissionen hat und folglich ohne Kontraindikationen genutzt werden kann.

Was die Stabilität des Biochars im Boden anbelangt, wurden je nach verwen- deter Methode widersprüchliche Ergebnisse erzielt. Wenn man außerdem be- rücksichtigt, dass beide Schätzungen eine hohe Unsicherheitsmarge aufwie- sen, können keine sicheren Schlussfolgerungen in Bezug auf diesen Aspekt gezogen werden.

Die Anwendung von Biochar mit einer Dosis von 50 t/ha hat jedoch für einen Zeitraum bis zu zwei Jahren nach seiner Verteilung zu einem bedeutenden Anstieg des Kohlenstoffgehalts im Boden geführt. Dieser mit einem Fehlen von Kontraindikationen in Bezug auf die vom Boden ausgehenden Treibhaus-

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gasemissionen einhergehende Anstieg zeigt, dass die Anwendung von Bio- char auf Agrarböden zumindest mittelfristig zur Milderung des Klimawan- dels beitragen kann.

Danksagungen Wir danken Martin Thalheimer vom Versuchszentrum Laimburg für die In- formationen, die er uns über Klima, Wetter und pedologische Bedingungen des Versuchsstandortes erteilt hat. Außerdem möchten wir uns bei Georg Trenkwalder und seinen Mitarbeitern bedanken, die uns bei der Versuchsvor- bereitung und der Verwaltung des Versuchsstandortes technisch unterstützt haben.

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Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol:

Lebenszyklusanalyse (LCA) der Produktionskette

Irene Criscuoli – Freie Universität Bozen Pietro Panzacchi – Freie Universität Bozen, Italien / Università degli Studi del Molise Timo Rossberg – LCA Works Limited, Bedford, Vereinigtes Königreich Onesmus Mwabonje – LCA Works Limited, Bedford, Vereinigtes Königreich Piers Cooper – LCA Works Limited, Bedford, Vereinigtes Königreich Jeremy Woods – LCA Works Limited, Bedford, Vereinigtes Königreich Giustino Tonon– Freie Universität Bozen

Abstract Mit einer Lebenszyklusanalyse (LCA) wurden der Energieverbrauch und die Treib- hausgasemissionen evaluiert, die mit der Erzeugung und Nutzung von Biochar aus Vergasungsprozessen auf Südtiroler Agrarböden verbunden sind. Zum heutigen Tag gibt es in Südtirol ungefähr 40 Vergasungsanlagen, die zehn verschie- dene Technologien anwenden. Keine dieser Anlagen ermöglicht die Erzeugung eines für die landwirtschaftliche Nutzung geeigneten Biochar; daher muss dieses von den Betrei- bern als Abfall entsorgt werden. Die ökologischen Auswirkungen der Produktionskette sind positiv, denn die Bilanz ihrer Treibhausgasemissionen und ihres Energieverbrauchs ist negativ. In der Tat ist die Holzvergasung eine emissionsfreie Technologie, die alsErsatz für umweltschädlichere fossile Quellen eingesetzt werden kann. Das Projekt WOOD-UP schlägt verschiedene Methoden zur Aufwertung der aktuellen Produktionskette vor. Zunächst können aus der Holzbiomasse vor der Vergasung äthe- rische Öle extrahiert werden. Die Extraktion ist ein Verfahren mit hohem Energiever- brauch, aber die Auswirkungen sind nicht so hoch, dass sie zu einer nachteiligen Net- tobilanz der Produktionskette führen würden. Außerdem kann Biochar als Bodenver- besserungsmittel in der Landwirtschaft eingesetzt werden, wenn esbestimmten gesetz- lichen Parametern entspricht. Zu diesem Zweck schlägt das Projekt Wood-Up die Nut- zung einer „verbesserten“ Technologie vor, mit der die Erzeugung eines für die land- wirtschaftliche Nutzung geeigneten Biochar möglich wäre. Der Lebenszyklusanalyse zufolge verbessert die neue Technologie die Nettobilanz der Produktionskette und die

Criscuoli, Panzacchi, Rossberg, Mwabonje, Cooper, Woods, Tonon

Verteilung vonBiochar im Boden erhöht den Kohlenstoffbestand; dadurch könnten we- niger synthetische Düngemittel und weniger Wasser zu Bewässerungszwecken einge- setzt werden, wodurch sich die Nettobilanz zusätzlich verbessern würde. Aktuell werden in Südtirol jedoch jährlich 1.250 t Biochar produziert, eine ausreichende Menge zur Verbesserung von 50 Hektar, wenn man bei der Verteilung auf dem Feld eine Dosis von 25 t/ha veranschlagt. Es handelt sich im Vergleich zur Gesamtfläche der Weinberge (5.500 ha) und der Apfelplantagen (19.000 ha) also um eine recht kleine Flä- che. Zur Unterstützung einer breiteren Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft wäre demzufolge eine Einfuhr von Biochar nötig oder eine Erhöhung der Anzahl der Vergasungsanlagen. Der Einsatz neuer Technologien würde darüber hinaus einen im Vergleich zu den aktuellen Technologien circa doppelt so großen Biomassebedarf her- vorrufen, wenn die Biochar-Produktion gleich bleibt. Daraus folgt, dass die Implemen- tierung dieser Szenarien nur durch eine Planung und politische Unterstützung auf Ebene der Provinz umgesetzt werden kann.

1. Einleitung

Die Lebenszyklusanalyse (englisch: Life Cycle Assessment, LCA) ist ein Instru- ment zur Evaluierung der Auswirkungen des Produktionsprozesses eines Produkts oder einer Dienstleistung auf Umwelt und Gesundheit. Die LCA wird mit Methoden durchgeführt, die auf internationalen Standards beruhen (ISO, 2006a, 2006b). Die Ergebnisse der LCA können als Entscheidungshilfe für Unternehmen und Politiker dienen, wenn diese verschiedene Szenarien evaluieren müssen, um die nachhaltigsten Entscheidungen treffen zu können (Guinée et al., 2011). Im Rahmen des Projekts Wood-Up wurde die Lebenszyklusanalyse eingesetzt, um die Umweltwirkungen der aktuellen Südtiroler Holzvergasungsprodukti- onskette durch Untersuchung ihres Energieverbrauchs und ihrer klimaverän- dernden Treibhausgasemissionen zu evaluieren. Die Analyse der Produktions- kette beginnt bei der Erzeugung von Holzbiomasse und reicht bis hin zur Ent- sorgung der Rückstände aus der Vergasung durch Abgabe des Biochars an Mülldeponien, seine Verbrennung oder seineNutzung anstelle von Zement zur Produktion von Beton. Derzeit entspricht das in den Südtiroler Anlagen er- zeugte Biochar nicht den gesetzlichen Parametern für eine Nutzung in der

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Landwirtschaft (Amtsblatt 186, 12.08.2015); es kann daher nicht als Bodenver- besserungsmittel eingesetzt werden. Auf Grundlage der im Rahmen des Projekts Wood-Up gewonnenen Daten wurde die aktuelle Produktionskette daher mit einer möglichen optimierten Version ihrer selbst verglichen, die sowohl die Extraktion ätherischer Öle aus der Holzbiomasse vor dem Vergasungsprozess für den Verkauf auf dem phar- mazeutischen Markt, als auch eine Änderung der Technologie energetischer Umwandlung vorsieht, um die Erzeugung eines für die landwirtschaftliche Nutzung geeigneten Biochar zu ermöglichen. In diesem Kapitel werden die Methoden der verwendeten Lebenszyklusana- lyse und die auf Ebene der Provinz erzielten Resultate beschrieben. Die Produktionskette der Holzvergasung und die Nutzung von Biochar auf landwirtschaftlichen Böden wurde in der Vergangenheit bereits untersucht (Hamedani et al., 2019; Ibarrola et al., 2012; Lugato et al., 2013; Roberts et al., 2010). Vor Kurzem haben Matustík und seine Kollegen (2020) die Ergebnisse von 27 zwischen 2011 und 2019 veröffentlichten Arbeiten analysiert, in denen Biochar aus der Pyrolyse auf landwirtschaftlichen Böden eingesetzt wurde; dabei machten sie die Schwierigkeit deutlich, die Ergebnisse miteinander zu vergleichen; Grund dafür ist die extreme Vielfalt bei der Wahl der funktionel- len Einheiten innerhalb des Systems und der verwendeten Technologien. Hammond und seine Kollegen (2011) haben bewiesen, dass die Pyrolyse in der Stromerzeugung zwar weniger effizient als die Vergasung ist, dafür aber einen stärkeren Rückgang der CO2-Emissionen gewährleisten würde, da sie eine größere Menge Biochar pro Einheit des Ausgangsmaterials erzeugt; dabei wird angenommen, dass 68 % des Kohlenstoffs des auf dem Boden eingesetz- ten Biochar für mindestens 100 Jahre fest im Boden verbleiben. Bei gleichem Feedstock hat sich die Vergasung jedoch im Vergleich mit der Pyrolyse als effizienter für die Energieerzeugung (Ibarrola et al., 2012) und gleichzeitig als nachhaltiger gegenüber einer kompletten Verbrennung der Biomasse erwie- sen (Nguyen et al., 2013). Die große Zahl variabler Faktoren, durch die sich die Produktionsketten „Biomasse - energetische Umwandlung - Bestim- mungszweck des Kohlenstoffrückstands“ kennzeichnen, machen eine Evalu- ierung der Umweltwirkungen mit LCA für jede Produktionskette, die in Be- tracht gezogen werden soll, erforderlich (Matustik et al., 2020). Aus diesem

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Grund war es erforderlich, eine Lebenszyklusanalyse im Rahmen des Projekts Wood-Up zu erstellen; dazu wurden hauptsächlich die Daten der verschiede- nen Projektpartner der einzelnen Phasen der Produktionskette verwendet. Mit einer derart spezifischen LCA lässt sich ein realistisches Bild der aktuellen Situation zeichnen und eine Evaluierung der konkreten Alternativen für die Szenarien durchführen. Wir nehmen an, dass durch die LCA verdeutlicht wird, wie die in Wood-Up vorgeschlagene innovative Produktionskette der Holzvergasung zur Verrin- gerung der Treibhausgasemissionen sowohl im Energiebereich als auch in der Landwirtschaft beitragen kann, da beide Sektoren durch hohe klimaverän- dernde Emissionen gekennzeichnet sind. Die Energieerzeugung aus Biomasse ist eine erneuerbare Energiequelle, die fossile Brennstoffe ersetzt (European Par- liament and Council, 2018); gleichzeitig kann die Nutzung von Biochar in der Landwirtschaft zur Verringerung des Bedarfs an Wasser und synthetischen Düngemitteln gegenüber dem der in der Provinz stärker verbreiteten agrono- mischen Praktiken beitragen, den Kohlenstoffbestand erhöhen und die vom Bo- den ausgehenden Treibhausgasemissionen reduzieren (Shaaban et al., 2018).

2. Materialien und Methoden

Die LCA für das Projekt Wood-Up wurde mit den international standardisier- ten Methoden ISO 14040 und 14044 (ISO, 2006a, 2006b) und den vom interna- tionalen Bezugsleitfaden empfohlenen besten Praktiken für die Erstellung ei- nes Life Cycle Assessment, dem ILCD Handbook des Joint Research Center (JRC, 2010) durchgeführt; in diesem sind die Definition des Ziels der LCA, die Bestandsanalyse und die Auswertung der Ergebnisse vorgesehen.

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

vor der energetischen Nutzung und auf die Verwendung des Biochars als Bo- denverbesserungsmittel in der Landwirtschaft. Außerdem soll geprüft wer- den, welchen Einfluss bestimmte Faktoren auf die Nettobilanz der Produkti- onskette haben, z. B. die Herkunft der Biomasse und die bei ihrem Transport zurückgelegte Entfernung. In der Analyse bewertete Wirkungskategorien sind der Verbrauch fossiler Energie (kg Öläquivalent) und der Klimawandel (kg CO2-Äquivalent über ei- nen Zeitraum von 100 Jahren). Die Umweltwirkungen der einzelnen Prozesse wurden durch Multiplikation der Emissionsfaktoren mit den Material- und Energie-Inputs der funktionellen Einheit der LCA berechnet, die in diesem Fall 1 Tonne Biochar entspricht. Nähere Einzelheiten zu den Berechnungen sind in Abschnitt 2.3 dieses Kapitels aufgeführt.

Criscuoli, Panzacchi, Rossberg, Mwabonje, Cooper, Woods, Tonon

Abb. 1

– In der LCA untersuchte Produktionskette

Produktion von Rundholz und Hackschnitzeln
(in Südtirol,
Österreich und
Slowenien)
Produktion von Holzpellets (in

Südtirol,
Österreich und

Polen)

Transport der Biomasse mit Lkw und Bahn(innerhalb von Südtirol und aus
Österreich, Polen und Slowenien)Sensibilitäts

analyse

Vergasung (aktuelle
Technologien)
Vergasung (verbesserte Technologien)

Extraktion hochwertiger
Verbindungen aus

Rundholz und Hackschnitzeln
Soxhlet

-Extraktion (SOX)

Transport zur Biochar zur Entsorgungsanlage Sensibilitätsanalyse Transport der Biochar zu den AgrarbödenSensibilitätsanalyse

Verteilung der
Biochar im WeinbergVerteilung der Biochar in der Obstplantage

Extraktion hochwertiger
Verbindungen aus

Rundholz und HackschnitzelnExtraktion mit
überkritischen Fluiden (SFE)

Ätherische Öle

Sonstige Abfälle (außer
Biochar) (Asche, Teer usw.)

Transport zur
EntsorgungsanlageSensibilitätsanalyse

Asche für die Produktion

VerbrennungMülldeponievon Zement

Energie Energie

EnergieEnergie aus DeponiegasRohstoffe für die Produktion von Beton Nutzen für Landwirtschaft und Umwelt

Gesamte Biomasse ohne Extraktion

hochwertiger Verbindungen
Holzpellets (nicht zur

Aktuelle oder verbesserte
Technologien (je nach

Szenario)

Wenn die Biochar nicht in der Landwirtschaft genutzt wird

Je nach Szenario
Anwendung in Weinberg

oder Obstplantage

Wenn die Biochar in der
Landwirtschaft genutzt wird

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Die untersuchte Produktionskette ist im Flussdiagramm der Abbildung1 dar- gestellt, wo die Prozesse beschrieben werden, die zum System der aktuellen Südtiroler Produktionskette (Szenario 1) und der von 6 Alternativszenarien gehören. Die Blöcke des Diagramms stellen Prozesseinheiten dar, während die Pfeile die Ströme der Biomasseundanderer Arten von Material oder Energie zeigen. Die verschiedenen Farben und die mit den Blöcken und Pfeilen verbundenen Texte kennzeichnen parallel laufende Prozesse und Ströme, d. h. jede Farbe stellt eine Alternative dar, die je nach untersuchtem Szenario eintritt oder nicht, und nicht eine Teilung des Material-/ Energiestroms innerhalb eines be- stimmten Szenarios. Gleichfarbige Pfeile stehen für Material-/ Energieströme zum nächsten Prozess (Abb. 1).

Im Folgenden werden die sieben untersuchten Szenarien vorgestellt:

• Szenario 1 – Aktuelle Situation: Evaluierung der aktuell in Südtirol ge- nutzten Vergasungsprozesse: die aktuelle Art und Herkunft der verwen- deten Biomasse, keine Extraktion von hochwertigen Verbindungen aus der Biomasse vor der Vergasung, die aktuellen Technologien der Verga- sungsanlagen, Entsorgung aller aus der Vergasung stammenden Produkte (Kohle, Asche, Teer) ohne Einsatz von Biochar auf landwirtschaftlichen Böden.
• Szenario 2 – Aktuelle Situation + Extraktion von hochwertigen Verbindun- gen: ein Szenario mit den gleichen Voraussetzungen wie im Szenario 1, aber mit Extraktion hochwertiger Verbindungen (ätherische Öle) aus der Holzbiomasse vor der Vergasung. Aus dem Vergleich dieses Szenarios mit dem Szenario 1 kann die Wirkung des Extraktionsprozesses ätherischer Öle auf die Emissionen des CO2-Äquivalents und den Verbrauch fossiler Energiequellen ermittelt werden. Die Extraktion kann mit der Soxhlet-Me- thode oder mit überkritischem Kohlendioxid erfolgen.
• Szenario 3 – Aktuelle Situation + Verbesserte Vergasung: ein Szenario mit den gleichen Voraussetzungen wie Szenario 1, aber mit dem Einsatz von Vergasungstechnologien, die in der Lage sind, ein für die Nutzung in der Landwirtschaft geeignetes Biochar zu produzieren, übereinstimmend mit

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den Resultaten des WP 6 des Projekts Wood-Up. Mit diesem Szenario kön-
nen die Wirkungen der aktuell angewandten Vergasungstechnologien mit
denen der verbesserten Technologien verglichen werden.

• Szenario 4 – Aktuelle Situation + Extraktion von hochwertigen Verbindun- gen: ein Szenario mit den gleichen Voraussetzungen wie Szenario 3, aber mit zusätzlicher Extraktion hochwertiger Verbindungen (ätherische Öle) aus der Holzbiomasse vor der Vergasung.
• Szenario 5 – Verbesserte Vergasung + Anwendung von Biochar auf land- wirtschaftlichen Böden (Weinberg): ein Szenario mit den gleichen Parame- tern wie Szenario 3, aber mit Anwendung von Biochar in den Weinbergen Südtirols. Statt entsorgt zu werden kann das Biochar dank der Nutzung verbesserter Vergasungstechnologien als Bodenverbesserungsmittel in der Landwirtschaft eingesetzt werden. Mit diesem Szenario können die Vorteile oder Umweltwirkungen gemessen werden, die entstehen, wenn das Biochar auf landwirtschaftlichen Böden eingesetzt wird, statt als Ab- fall entsorgt zu werden.
• Szenario 6 – Verbesserte Vergasung + Anwendung von Biochar auf land- wirtschaftlichen Böden (Apfelplantage): ein Szenario mit den gleichen Pa- rametern wie Szenario 5, aber mit Verteilung von Biochar in den Apfel- plantagen statt in den Weinbergen Südtirols. Dieses Szenario dient zur Er- leichterung des Vergleichs der Wirkungen/Vorteile einer Anwendung von Biochar in den wichtigsten landwirtschaftlichen Kulturen Südtirols.
• Szenario 7– Aktuelle Situation + Extraktion von hochwertigen Verbindun- gen + Anwendung vonBiochar in der Landwirtschaft: ein Szenario mit den gleichen Parametern wie Szenario 5, aber mit zusätzlicher Extraktion hochwertiger Verbindungen (ätherische Öle) aus der Holzbiomasse vor der Vergasung.
• Dynamisches Szenario: ein Szenario, das von Mal zu Mal definiert wird, je nachdem, welche Hypothesen überprüft werden sollen. Das dynamische Szenario ist ein nützliches Mittel zur Bewertung der einzelnen Auswir- kungen aller Prozesse der Produktionskette und zur Umsetzung der Sen- sibilitätsanalysen.

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Die LCA wurde mit einem Attributions- und folgenorientierten Ansatz durchge- führt. Unter dem Attributionsmodell versteht sich eine Analyse der Wirkun- gen, die mit allen zum untersuchten System gehörigen Prozessen verbunden sind. Das folgenorientierte Modell hingegen quantifiziert auch die Folgen für andere Systeme und erweitert so die Grenzen des untersuchten Systems (McManus & Taylor, 2015). Zum Beispiel kann die Verbreitung von Verga- sungsanlagen im Südtirol die Nachfrage nach elektrischer Energie aus dem nationalen Energiemix reduzieren, und die Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft kann den Einsatz von Düngemitteln gegenüber der traditio- nellen Agrarbewirtschaftung verringern.

2.2 Bestandsaufnahme des Lebenszyklus (LCI) und LCA Workbook

Die Bestandsdaten (Life Cycle Inventory, LCI) wurden, soweit möglich, den For- schungsarbeiten des Projekts Wood-Up entnommen. Diese Primärdaten lie- fern möglichst genaue Werte für die Studie der Produktionskette. Sofern die Daten zur Vervollständigung des Datensatzes nicht vorhanden waren, wurde auf sekundäre Daten aus der Datenbank Ecoinvent 3 (Version 3.1, aktualisiert auf 2014 (Wernet et al., 2016) und aus der einschlägigen wissenschaftlichen Literatur zurückgegriffen. Die Bestandsaufnahme (LCI) wurde mit Microsoft Excel erstellt. Eine Reihe von Excel-Blättern wurde in eine Datei (LCA Workbook) integriert, um die LCI mit den Emissionen jedes Prozesses der Produktionskette zu ver- einen; diese wurden mit der Software SimaPro, Version 8.0.5.13 berechnet (PRé Sustainability, Amersfoort, Netherlands, 2018). Auf diese Weise erhielt man die Ergebnisse der LCA in Bezug auf die Wirkungen. Für andere Prozesse wie die Anwendung von Biochar auf landwirtschaftli- chen Böden wurden die Daten über die Auswirkungen von den Partnern des Projekts Wood-Up geliefert oder durch das vom Institut für Energie- und Um- weltforschung (IFEU) im Jahr 2015 entwickelten BioGrace Tool (Version 4d) gewonnen; das Tool ermöglicht die Harmonisierung der Berechnungen zu den Treibhausgasemissionen der Biotreibstoffe (www.biograce.net).

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Die Bestandsaufnahme (Life Cycle Inventory, LCI) und die Lebenszyklusana- lyse (Life Cycle Assessment, LCA) wurden für jedes in Abschnitt 2.1 aufge- führte Szenario einzeln erstellt.

2.3 Daten und Hypothesen Die für die LCA verwendeten Daten sind eine Mischung aus Primärdaten, die von den Partnern des Projekts Wood-Up produziert wurden, und Sekundär- daten aus der Datenbank Ecoinvent 3 und der Literatur. Die Quellen und Hy- pothesen, auf denen das LCA Workbook für die verschiedenen Prozesse der Produktionskette beruht, werden im Folgenden erläutert.

2.3.1 Produktion der Biomasse Die Produktion von Holzbiomasse für die Holzvergasung umfasst die Pro- duktion von Rundholz und Hackschnitzeln aus dem Südtirol und dem Aus- land (Österreich und Slowenien) sowie die Produktion von Holzpellets aus dem Ausland (Österreich und Polen). Diese drei Arten von Biomasse werden zu den Vergasungsanlagen befördert, wo sie bei Bedarf zu einer für die Nut- zung im Vergaser geeigneten Stückgröße weiterverarbeitet werden. Auf Transport und Verarbeitung der Biomasse gehen die Abschnitte 2.3.2 und 2.3.4 näher ein. Es wurde angenommen, dass die gesamte zur Vergasung genutzte Holzbio- masse aus Rottannen (Picea abies (L.) H. Karst., 1881) stammt, da aus den Fra- gebögen, die den Betreibern der Vergasungsanlagen vorgelegt wurden, her- vorging, dass diese Holzart in Südtirol die breiteste Anwendung findet. Die Anteile der verwendeten Arten von Biomasse verteilen sich gemäß den Fragebögen wie folgt: 69 % Rundholz oder Hackschnitzel (davon 50 % Rund- holz und 50 % Hackschnitzel) und 31 % Pellets. 85 % des Rundholzes und der Hackschnitzel stammen aus Südtirol und die übrigen 15 % werden aus dem Ausland importiert (50 % aus Slowenien und 50 % aus Österreich). 50 % der Hackschnitzel stammen aus Sägewerksrück- ständen und die übrigen 50 % sind ein primäres Waldprodukt. Alle in Verga- sungsanlagen verwendeten Pellets werden aus dem Ausland importiert (90 % aus Österreich und 10 % aus Polen).

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Ausgehend von der funktionellen Einheit der LCA wurde die zur Erzeugung von 1 Tonne Biochar erforderliche Biomasse-Gesamtmenge rekonstruiert; da- bei wurden die Inputs, die Outputs und die Daten zum Biomasseverlust in den Prozessen vor der Vergasung berücksichtigt. Wenn vor der Vergasung keine ätherischen Öle extrahiert werden, benötigt man zur Erzeugung von 1 t Biochar auf Provinzebene 33,47 t Holzbiomasse. Wird hingegen der Prozess der Soxhlet-Extraktion in die Produktionskette eingefügt, werden 34,62 t Bio- masse benötigt, und bei der Extraktion mit überkritischem Kohlendioxid 34,52 t. Die Differenz in den beiden Schätzungen ist auf die unterschiedlichen Bio- masseverluste in den beiden Extraktionsmethoden zurückzuführen. Nähere Angaben finden sich im Abschnitt über den Extraktionsprozess (2.3.3.). Die beschreibenden Prozesse der Biomasseproduktion wurden von der Da- tenbank Ecoinvent 3 ausgewählt; Die Wahl fiel auf die Daten, die als die bes- ten Annäherungswerte betrachtet wurden. In den Fällen, in denen für das Südtiroler oder das italienische Umfeld keine Daten vorhanden waren, wur- den Daten ähnlicher Kontexte gewählt. In diesem Fall handelt es sich bei den ausgewählten Prozessen um die Produktion von Rundholz und Hackschnit- zeln in der Schweiz aus einer nachhaltigen forstwirtschaftlichen Produktions- kette von Weichholz und um die Produktion von Hackschnitzeln eines Säge- werks. Der in Ecoinvent aufgeführte Stromverbrauch für die Produktion von Holzbiomasse wurden an den italienischen Stromquellenmix angepasst. Die Inputs von biogenem Kohlenstoff, d. h. die CO³:-Aufnahme mittels Foto- synthese und Wachstum der Bäume, wurden aus den in Ecoinvent 3 ausge- wählten Prozessen bezüglich der Biomasseproduktion eliminiert, da sie be- reits im LCA-Workbook berücksichtigt worden waren, in dem die Vergasung als ein Prozess der „emissionsfreien“ Energieerzeugung bewertet wurde (Richtlinie [EU] 2018/2001 des Europäischen Parlaments und des Rates über die Ziele erneuerbarer Energien in der Europäischen Union).

2.3.2 Transport der Biomasse zu den Vergasungsanlagen Die Holzbiomasse wird mit dem Lkw oder Güterzug zur Vergasungsanlage transportiert. Im Falle der Szenarien, die eine Phase der Extraktion ätherischer

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Öle umfassen, wurde angenommen, dass diese in der Vergasungsanlage statt- findet und daher kein weiterer Transport der Biomasse berücksichtigt werden muss. Für Biomasse aus Südtirol wurde angenommen, dass 100 % des Transports auf Rädern erfolgen, für Biomasse aus dem Ausland hingegen, dass 50 % des Transports auf Rädern und 50 % auf der Schiene stattfinden. Die Rückreise des Transportmittels wurde als Leerfahrt gerechnet. Diese Annahme muss nicht immer zutreffen, ermöglicht aber konservative Schätzungen. Die Streckenlänge wurde nach Herkunftsregion der Biomasse definiert und mit Google Maps (2020) berechnet. Die durchschnittlichen Distanzen für die Hin-und Rückfahrt liegen bei 150 km, wenn der Transport innerhalb Südtirols stattfindet, bei 800 km, wenn die Ladung aus Österreich und Slowenien und bei 2.400 km, wenn sie aus Polen kommt. Außerdem wurde für die Sensibilitätsanalyse die Möglichkeit vorgesehen, manuell theoretische Entfernungen in das LCA-Workbook einzufügen, um deren Wirkung zu evaluieren. Es wurde angenommen, dass während des Transports keine Biomasseverluste entstehen und somit die transportierten Gesamtmengen in Bezug auf die funktionelle Einheit mit den im vorherigen Abschnitt (2.3.1) für die Biomasse- produktion angegebenen Mengen übereinstimmen. Zur Berechnung der Wirkungen dieser Transportphase wurden auf Ecoinvent die Prozesse ausgewählt, die sich der Darstellung dieser Phase möglichst weit annähern. Für den Lkw-Transport wurden Daten für einen Transport in Eu- ropa, außerhalb der Schweiz, mit 16- bis 32-Tonner der Emissionskategorie EURO5 ausgewählt. Für den Schienentransport wurde als Prozess ein öster- reichischer Warentransport für die Biomasse aus Österreich, Polen und Slo- wenien ausgewählt, da für die anderen beiden Länder keine spezifischen Da- ten zur Verfügung standen. Alle Wirkungsdaten umfassen die proportionale Nutzung der Infrastrukturen, zum Beispiel die Nutzung der Straßen und die Produktion der Transportmittel.

2.3.3 Extraktion hochwertiger Verbindungen vor der Vergasung Die Daten bezüglich der Extraktion von Verbindungen mit hohem kommer- ziellem Wert aus Holzbiomasse - ätherische Öle - wurden von der Universität

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Bozen im Rahmen des Projekts Wood-Up gewonnen. Die in Bezug auf die Soxhlet-Extraktion (SOX) und die Extraktion mit überkritischem Kohlendi- oxid (CO³:) (SFE) gewonnenen Daten wurden auf Ebene kleiner Industrieanla- gen in Bezug auf die funktionelle Einheit der LCA skaliert. Kapitel 2 dieses Bandes enthält eine detaillierte Beschreibung der beiden Extraktionsmetho- den. Die Daten zur SOX beziehen sich auf eine hypothetische Industrieanlage, die in der Lage ist, 20 kg Biomasse auf einmal zu verarbeiten; die Daten zur SFE betreffen eine Anlage mit einer Kapazität von 100 kg. Die im Labor ge- wonnenen Input- und Output-Daten bezüglich der SFE wurden mit Faktor 0,25 skaliert, da es nicht realistisch ist, ein lineares Up-Scaling (1:1) der Input- und Output-Faktoren bei zunehmender Größe der Anlage anzunehmen. In- dustrieanlagen, zum Beispiel, die im Vergleich zu den Laborgerätschaften viel größer sind, kennzeichnen sich durch eine effizientere Energienutzung. Es wurde angenommen, dass die Extraktion ätherischer Öle direkt am Stand- ort der Vergasungsanlage stattfindet und daher keine weiteren Transporte er- forderlich sind, und dass mit Ausnahme der Pellets 100 % der Holzbiomasse (Rundholz und Hackschnitzel) dem Prozess der Extraktion ätherischer Öle unterzogen wird, sofern dieser Prozess in den Analyseszenarien ausgewählt wurde. Das LGC Workbook bietet auch die Möglichkeit, die Wirkung der Verbreitung von nur einer Technologie oder einer Mischung beider Technologien zu eva- luieren. In der Annahme, dass beide Technologien in der gesamten Provinz eingesetzt werden können, wurde ihre Verbreitung auf Grundlage der Effizi- enz der beiden Prozesse bestimmt, d. h. beruhend auf dem Verhältnis zwi- schen den extrahierten ätherischen Ölen und der eingespeisten Holzbiomasse (5 % für die SOX-Extraktion und 4,6 % für die SFE-Extraktion). Demzufolge wurde die Biomasse proportional verteilt, wobei dem effizienteren Prozess mehr Biomasse zugeteilt wurde: 52 % für die Soxhlet-Extraktion (SOX) und

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den untersuchten vergleichbar sind und aus der Datenbank Ecoinvent stam- men; die Daten wurden dem italienischen Energiemix der Mittelspannung an- gepasst. Die Emissionen in Verbindung mit der Produktion und Nutzung von Hexan, dem für die SOX verwendeten Lösungsmittel, und dem Ethanol, das für die SFE genutzt wird, wurden aufgrund mangelnder konsolidierter Daten ausgeschlossen. Das in den Reaktionen der SFE verwendete CO³: wurde nicht eingerechnet, weil es im Extraktionsprozess recycelt wird.

2.3.4 Vergasung mit aktueller Technologie Der Vergasung umfasst die Zerkleinerung der Biomasse auf die richtige Größe für die Anlage (wenn in der Produktionskette keine Extraktion der ätheri- schen Öle vorgesehen ist) und den Vergasungsprozess mit Erzeugung von Wärmeenergie, Elektrizität, Biochar, Teer und Asche. In den Fällen, in denen keine Extraktion in der Produktionskette vorgesehen ist, wurde angenommen, dass 50 % der Biomasse vom Anlagenbetreiber ge- häckselt werden müssen. Die Emissionen der Häckselung wurden mit einem Ecoinvent-Prozess für einen dieselbetriebenen mobilen Häcksler berechnet. Es wurde angenommen, dass sich die Häcksler in der Nähe der Vergasungsan- lage befinden; daher wurden keine weiteren Transporte veranschlagt. Die Wirkung der Trocknung der Biomasse wurde nicht getrennt von der Verga- sung bewertet, da die Ecoinvent-Prozesse bezüglich der Vergasung die Trock- nungsphase bereits einschließen. Diese Prozesse wurden auf alle Arten von Biomasse angewandt (nicht nur auf Rundholz und Hackschnitzel, sondern auch auf Pellets); aus diesem Grund sind die erstellten Schätzungen der Wir- kung konservativ. Die Daten zu den aktuell in Südtirol angewandten Vergasungstechnologien wurden im Rahmen des WP 5 des Wood-Up-Projekts durch Fragebögen erho- ben, die an die Anlagenbetreiber ausgegeben wurden (Kapitel 1 dieses Ban- des). Aufgrund der erhobenen Daten wird die jährliche Produktion von Bio- char in der Autonomen Provinz Bozen auf 1.249,61 t, verteilt auf 42 Anlagen, geschätzt. Die Anlagen wurden nach Betriebstyp (Technologie mit Fest- bett/Flüssigbett; up-draft/down-draft), Art der verwendeten Biomasse (Hack- schnitzel/Pellets), Anlagenhersteller, Anlagengröße usw. gegliedert. Da einige Betreiber die Fragebögen nicht oder nur teilweise beantwortet haben, wurden

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

die Daten der Fragebögen auf Grundlage der oben genannten Kategorien auf alle Anlagen der Provinz extrapoliert. Insgesamt existieren im Südtirol zehn Vergasertechnologien und nur eine da- von sieht am Ende des Prozesses die Verbrennung des Biochars vor (post- reforming), mit der das Biochar in Asche verwandelt und das Volumen des Endprodukts deutlich reduziert wird. Das LCA Workbook unterscheidet je- doch nicht zwischen Asche und Biochar, was mit einer zu hohen Schätzung der jährlichen Biochar-Produktion für diese Technologie einhergeht. Eine der Anlagen mit Post-reforming-Technologie liefert die Asche an ein ört- liches Zementwerk zur Erzeugung von Beton. Fürdiese Lieferung wurden die Wirkungen des Transports und des Rohstoffersatzes (Zement) geschätzt. Die Prozesse der Holzvergasung in Ecoinvent berechnen die Emissionen in Bezug auf die Prozesseinheit von 1 m⁴ Synthesegas für die Technologien mit Fest-und Flüssigbett. Das Synthesegas ist eine Gasmischung (Kohlenmonoxid (CO), Wasserstoff (H³:), Methan (CH[^4]:) und Kohlendioxid (CO³:)), die durch Vergasung der Biomasse erzeugt und als Brennstoff zur Erzeugung von elektrischer Energie verwendet wird. Die mit den einzelnen Technologien er- zeugten Mengen an Synthesegas (m⁴) und somit die mit diesem verbundenen Wirkungen wurden auf Grundlage der Produktion von Biochar/Asche und der oben genannten Ecoinvent-Prozesse geschätzt. Zur Quantifizierung der fossilen Energie, die durch die mit der Vergasung erzeugte Energie ersetzt wird, wurde die Nettoproduktion von Elektrizität und Wärme der Anlagen berechnet. Unter Nettoproduktion versteht sich die von der Anlage erzeugte Energie abzüglich des internen Verbrauchs. Die Da- ten des internen Stromverbrauchs wurden von den Anlagenbetreibern ange- geben, während für die Wärmeenergie ein interner Verbrauch von 25 % ange- nommen wurde. Die zur Berechnung der Emissionsfaktoren der Vergaser mit Fest- und Flüs- sigbett ausgewählten Ecoinvent-Prozesse beziehen sich auf die Schweiz, da für Italien keine Daten verfügbar waren und die der Schweiz als vernünftige Annäherungswerte betrachtet wurden. Die beiden Prozesse (Festbett und Wirbelschicht) sind nicht repräsentativ für die Vielfalt der Anlagentechnolo- gien und -größen, die aus den Fragebögen hervorgehen, wurden aber als eine

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akzeptable und den Durchschnitt widerspiegelnde Annäherung für die Be- rechnung der Emissionen betrachtet. Wie es bei den Inputs von biogenem Kohlenstoff der Fall war, wurden auchdie Outputs von biogenem Kohlenstoff (das bei der Holzvergasung abgegebene CO³:) aus den Ecoinvent-Prozessen eliminiert, weil die von der Biomasse-Vergasung erzeugte Energie als „emis- sionsfrei“ betrachtet wird (Richtlinie [EU] 2018/2001 des Europäischen Parla- ments und des Rates über die Ziele erneuerbarer Energien in der Europäi- schen Union, 2018).

2.3.5 Vergasung mit verbesserter Technologie Wie bereits gesagt, entspricht das in den derzeitigen Südtiroler Vergasungs- anlagen erzeugte Biochar nicht den italienischen Normen, die seinen Einsatz in der Landwirtschaft erlauben würden (siehe Kapitel 1). Dennoch haben sich einige Technologien als besser zur Erzeugung von Biochar mit einer niedrigen Konzentration an Schadstoffen geeignet erwiesen. Auf dieser Grundlage wurde die Anwendung eines Vergasers mit Festbett vorgeschlagen, der mit Hackschnitzel beschickt wird, um ein Biochar zu erzeugen, das den gesetzli- chen Parametern entspricht (Amtsblatt 186, 12.08.2015). Nähere Informatio- nen finden sich in Kapitel 1 dieses Buchs, das spezifisch der verbesserten Ver- gasungstechnologie gewidmet ist. In der LCA wurde für den Vergleich der Wirkung der aktuellen mit den ver- besserten Technologien angenommen, dass die jährlich erzeugte Menge an Biochar auf Ebene der Provinz in allen Szenarien konstant bleibt. Die Energieeffizienz der im Projekt vorgeschlagenen neuen Technologie ist etwas höher (0,97 kg Biomasse/kWh) als der gewichtete Mittelwert der aktuell in der Region verbreiteten Technologien (1,01 kg Biomasse/kWh). Das Ver- hältnis zwischen Biochar und erzeugter Energie beläuft sich hingegen auf etwa die Hälfte in der aktuellen Technologie (11,56 kg Biochar/kWh) im Ver- gleich zum gewichteten Mittelwert der derzeit verwendeten Technologien (21,68 kg Biochar/kWh). Für die Erzeugung einer gleichen Menge an Biochar (funktionelle Einheit der LCA) in den Szenarien 3-7 würde die mit der Erzeu- gung von Biochar verbundene Energieerzeugung durch Vergasung also um ein 1,87-faches steigen, und so auch die Menge der in der Produktionskette erforderlichen Biomasse.

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Zu Vergleichszwecken wollte man daher auch einen Ansatz entwickeln, bei dem die Szenarien mit verbesserter Vergasung (Szenario 3-7) mit den Szena- rien verglichen werden, welche die aktuellen Vergasungstechnologien an- wenden (Szenario 1 und 2), wobei nicht die Biochar-Menge, sondern vielmehr die Menge der erzeugten Energie als fester Wert gelten sollte.

2.3.6 Transport von Biochar, Asche und Teer zu den Entsorgungsanlagen oder landwirtschaftlichen Flächen Ähnlich wie schon im Abschnitt über den Transport der Biomasse beschrie- ben, werden das Biochar, die Asche und der Teer per Lkw, mit einem 16-⁹:- Tonner der Emissionskategorie EURO5 zu den Entsorgungsanlagen oder landwirtschaftlichen Flächen befördert. Eine Transportstrecke von 50 km (nur Hinweg) wurde als angemessener Nä- herungswert zur Beschreibung der durchschnittlichen Distanz der Entsor- gungsstandorte oder landwirtschaftlichen Flächen von den Vergasungsanla- gen im Südtirol betrachtet. Wie für den Transport der Biomasse wurde ange- nommen, dass die Rückreise als Leerfahrt erfolgt und während des Transports keine Verluste entstehen. Die Teerproduktion der Vergasungsanlagen wurde in den Fragebögen in Li- tern/Jahr erhoben und dann für die Berechnung des Transports in Masse um- gewandelt. Die Umwandlung beruht auf einem Teergewicht von 1,05 kg/Liter (Engineering ToolBox (2020) Density of Selected Solids. Online: https://www.engineeringtoolbox.com/density-solids-d_1265.html).

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2.3.7 Entsorgung der bei der Vergasung erzeugten Abfälle In den Szenarien, in denen keine Anwendung des Biochars auf landwirt- schaftlichen Böden erfolgte, wurden verschiedene Entsorgungsrouten für die Vergasungsabfälle in Betracht gezogen. Aus den von den Anlagenbetreibern ausgefüllten Fragebögen geht hervor, dass 33,87 % der Rückstände als nicht gefährliche Abfälle entsprechend dem Europäischen Abfallverzeichnis (EAV) 10 01 01 entsorgt werden, 59,68 % nach EAV 10 01 03, ebenfalls nicht gefährli- che Abfälle, und 6,45 % als Asche für die Produktion von Beton. Es wurde angenommen, dass 90 % des als EAV 10 01 01 und EAV 10 01 03 eingestuften Biochar eingeäschert und 10 % auf die Mülldeponie gebracht werden. Einer der Anlagenbetreiber gab an, dasBiochar für einen bestimmten Zeitraum nach Österreich ausgeführt zu haben, wo es als landwirtschaftliches Bodenverbes- serungsmittel genutzt werden konnte. Für den Moment wurde der Export je- doch eingestellt. Für die Emissionsfaktoren der Verbrennung und der Lagerung auf der Müll- deponie wurde die Datenbank Ecoinvent herangezogen. Da keine Daten für Italien zur Verfügung stehen, wurden angemessene Annäherungswerte aus- gewählt. Für die Verbrennung wurde eine städtische Holzverbrennungsan- lage in der Schweiz ausgewählt; die Wirkungen wurden dann an den italieni- schen Energiemix angepasst. Als Annäherungsmodell für die Lieferung auf Mülldeponien wurde die Entsorgung von inerten Abfällen auf einer Müllde- ponie in der Schweiz gewählt, da es sich bei Biochar um eine ziemlich inerte Substanz handelt.

2.3.8 Anwendung von Biochar auf Agrarböden Ein alternatives Szenario zur Entsorgung des Biochars besteht in seiner An- wendung auf den Böden der besonders verbreiteten landwirtschaftlichen Kul- turen Südtirols. Das ist nur möglich, wenn die im Projekt Wood-Up vorge- schlagenen verbesserten Vergasungstechnologien verwendet werden und das Biochar daher den gesetzlichen Vorgaben entspricht. Unter diesen Bedingun- gen wurde angenommen, dass 100 % des Biochars zur Bodenverbesserung in der Landwirtschaft genutzt werden kann. Die Wirkungen dieser Phase der Produktionskette wurden separat in zwei verschiedenen Szenarien für Wein- berge und Apfelplantagen evaluiert. Ein großer Teil der Daten wurde in den

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Feldversuchen der UniversitätBozen und des Versuchszentrums Laimburg in einem Weinberg in der Nähe von Meran (BZ) und in einer Apfelplantage in Laimburg, Pfatten (BZ) gewonnen. In diesem Kapitel sind die Ergebnisse für die Anwendung einer Dosis Biochar von 25 Tonnen pro Hektar aufgeführt. Insbesondere wurde untersucht, wel- che Wirkung 25 t/ha Biochar auf folgende Aspekte haben:

• Einsatz von synthetischen Düngemitteln;
• Einsatz von Bewässerung;
• Kohlenstoffbindung im Boden;
• Vom Boden ausgehende Treibhausgasemissionen: Distickstoffmonoxid (N2O) und Methan (CH4).

Die Wirkung von Biochar auf den Einsatz von Düngemitteln wurde auf Grundlage seiner chemischen Zusammensetzung (verfügbare Mengen an N, P und K) und der auf kontrafaktischen Feldern verwendeten Menge an Dün- gemitteln berechnet; Unter kontrafaktischen Feldern verstehen sich Flächen, auf denen kein Biochar verteilt wurde und wo die typischen landwirtschaftli- chen Methoden der Provinz Bozen Anwendung finden. Die Menge der auf den kontrafaktischen Böden verwendeten Düngemittel (kg/ha) wird in den Richtlinien der Provinz beschrieben (AGRIOS Arbeitsgruppe für den inte- grierten Obstanbau in Südtirol, HausdesApfels, 2017); Wir haben die der Fel- der mit durchschnittlichem landwirtschaftlichen Ertrag und über zwei Jahre alten Anlagen ausgewählt. Die mit synthetischen Düngemitteln verbundenen Emissionsfaktoren beziehen sich auf Stickstoff, Phosphate (P³:O[^5]:) und Kaliumoxid (K³:O) und wurden mit dem Tool BioGrace berechnet (BioGrace-I Version 4d, 2015, www.biograce.net). Der Beitrag von Biochar zur Kohlenstoffbindung im Boden wurde auf Grund- lage des Kohlenstoffgehalts desBiochars(58,9 %), der durch Erosion aufgrund von Wind und Regen verursachten Verluste (28 %, (Major, 2010)) und derZer- setzungsrate des Biochars berechnet (0,002 %/Jahr (Wang, Xiong, & Kuzy- akov, 2016)). Die Zersetzungsrate wurde auf einen Zeitraum von 100 Jahren angewandt. Diese Faktoren zusammen genommen haben eine Evaluierung der Kohlenstoffspeicherung im Boden ermöglicht, die durch Anwendung von

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1 Tonne Biochar auf die Agrarböden und folglich durch Nutzung des gesam- ten in der Provinz erzeugten Biochar erreicht wurde. Die Bewertung der Wirkungen von Biochar auf die vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen (N³:O und CH[^4]:) beruht auf den von der Universität Bozen im Rahmen des Projekts Wood-Up durchgeführten Feldmessungen und beziehen sich, was die Weinberge anbelangt, auf die mit 25 t/ha Biochar verbesserten Parzellen, und, was die Apfelplantagen anbelangt, hingegen auf Parzellen, die mit 25 t/ha Biochar in Kombination mit 45 t/ha Kompost verbes- sert wurden. In allen anderen Prozessen der LCA wurde die Wirkung von Kompost nicht quantifiziert, da dieser außerhalb der Grenzen des Systems eingeordnet wurde. Die Wirkung des Biochars auf den Kohlenstoffzyklus im Boden wurde anhand der Daten seines Abbaus und der mit ihm verbundenen CO³:-Emissionen beschrieben. Den Kohlendioxidemissionen infolge eines vom Biochar selbst verursachten übermäßigen Abbaus der organischen Bodensub- stanz, also dem in früheren Arbeiten (Ventura et al., 2015) beschriebenen so- genannten „Priming“-Effekt, wurde kein Einfluss zugemessen. Die Wirkungen des Biochars auf die vom Boden ausgehenden Treibhaus- gasemissionen (kg/ha/Jahr) wurden auf Grundlage des Vergleichs mit den kontrafaktischen Feldern berechnet. Im Weinberg wurde im Laufe der zwei- einhalbjährigen Versuchsdauer im Durchschnitt ein Anstieg von 6,81 % der N³:O-Emissionen und eine Abnahme von 10,7 % der CH[^4]:-Emissionen im Ver- gleich zu den nicht mit Biochar verbesserten Feldern beobachtet. In der Ap- felplantage, in der 25 t/ha Biochar zusammen mit 45 t/ha Kompost verteilt wurden, belief sich der Anstieg der N³:O-Emissionen im Durchschnitt auf 74,84 %, während die CH[^4]:-Emissionen im Durchschnitt um 13,4 % abgenom- men haben. Wie bereits gesagt, stellen die vom Boden ausgehenden Treib- hausgasemissionen den einzigen Posten der LCA dar, der die Wirkungen von Kompost berücksichtigt, da es nicht möglich war, in den direkt im Feld durch- geführten Messungen zwischen der durch die Anwendung von Biochar und der in Verbindung mit Kompost entstandenen Fraktionen des Treibhausgases zu unterscheiden. Für die Angabe der Daten der N³:O- und CH[^4]:-Emissionen als CO2eq wurde das Treibhauspotenzial der beiden Gase verwendet (265 bzw. 28 kgCO2eq [IPCC,

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Zuletzt evaluiert die LCA die Wirkungen des Biochars auf den Wasserbedarf der Felder, im Sinne der Emissionen und des Energieverbrauchs, die mit die- sem Prozess verbunden sind. Die im Südtirol am meisten verwendete Art der Bewässerung ist die Tropfbewässerung. Die Emissionen und der Energiever- brauch, die mit diesem System verbunden sind, wurden auf Grundlage des Stromverbrauchs der Wasserpumpen geschätzt, während die Wirkung des Bedarfs an Bewässerungsinfrastruktur nicht in die Berechnungen einfloss, da diese außerhalb der Grenzen des Systems angesiedelt ist. Die Wirkung des Biochars wurde auf Grundlage des durchschnittlichen Wasserverbrauchs in Südtirol bemessen: circa 1.500 m⁴/ha/Jahr für die Weinberge (Südtiroler Bera- tungszentrum für Obst- und Weinanbau, 2019) und 3.000 m⁴/ha/Jahr für die Apfelplantagen (AGRIOS Arbeitsgruppe für den integrierten Obstanbau im Südtirol, HausdesApfels, 2017). Der für die Bewässerung benötigte Energie- verbrauch wurde mit 428,57 kWh/ha/Jahr für die Weinberge und mit 1.142,86 kWh/ha/Jahr für die Apfelplantagen veranschlagt. Die Verringerung des Be- wässerungsbedarfs infolge der Anwendung von Biochar wurde auf der Grundlage von Daten aus der Literatur auf 20 % geschätzt (Baronti et al., 2014; Hardie et al., 2014; Mukherjee & Lal, 2013; Piccolo et al., 1996; Uzoma et al., 2011).

2.3.9 Ersatz von Energie/Materialien durch die Vergasung und Abfallentsorgung Die LCA umfasst auch die Berechnung der dank der Energieerzeugung durch Vergasung und die Nutzung von Asche zur Produktion von Beton vermiede- nen Emissionen und des vermiedenen Stromverbrauchs. Es wurde angenom- men, dass das Biochar nicht zu energetischen Zwecken aufgewertet wird, wenn es auf der Mülldeponie entsorgt oder verbrannt wird. Auch wurde angenommen, dass die mit der Vergasung (aktuelle oder verbes- serte Technologie) erzeugte Elektrizität in das nationale Stromnetz eingespeist wird. Die Emissionsfaktoren der infolge der Vergasung ersetzten Elektrizität wurden auf Grundlage der Ecoinvent- Prozesse für die Erzeugung elektri- scher Mittelspannungsenergie in Italien berechnet. Es wurde hingegen angenommen, dass die erzeugte Wärmeenergie auf loka- ler Ebene in der Provinz Bozen genutzt wird und die Wärmeenergie ersetzt,

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die wie folgt erzeugt wird: zu 53 % aus Erdgas, zu 23,56 % mit Biomasse (Rundholz, Hackschnitzel, Pellets), zu 12,54 % durch Fernheizwerke mit Holz- biomasse, zu 9 % mit Heizöl und zu 1,9 % durch Solarenergie (Battiston, 2014). Zur Berechnung der Emissionsfaktoren der verschiedenen Energiequellen wurden möglichst repräsentative Prozesse auf Ecoinvent ausgewählt. Für Erdgas, Biomasse, Solarwärme und Heizöl wurden die Daten der Schweiz als akzeptable Annäherungswerte betrachtet. Für die Fernheizung mit Biomasse wurden die Daten einer italienischen KWK-Anlage verwendet. Für die Holz- biomasse wurden die biogenen Kohlenstoffemissionen aus dem Prozess eli- miniert, um der Annahme der „emissionsfreien“ Vergasung zu entsprechen. Die Einsparung von Zement für die Produktion von Beton durch Asche aus der Vergasung wurde anhand der Ecoinvent-Emissionsfaktoren eines generi- schen Zementproduktionsprozesses veranschlagt, der sich nicht auf das lo- kale Umfeld bezieht. Es wurde angenommen, dass die gesamte durch Verga- sung erzeugte Asche in die Produktion von Beton einfließt und weder ver- brannt noch auf der Mülldeponie entsorgt wird.

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3. Ergebnisse und Diskussion

Im Folgenden sind die Ergebnisse der LCA für die sieben in Abschnitt 2.1 vor- gestellten Szenarien angegeben. Die Ergebnisse beziehen sich auf die gesamte Provinz, d. h. es werden die Treibhausgasemissionen angegeben sowie der Verbrauch fossiler Energiequellen der Produktion, Entsorgung oder Nutzung in der Landwirtschaft der circa 1.250 Tonnen Biochar, die jedes Jahr in Südtirol erzeugt werden.

3.1 Szenario 1 – Aktuelle Situation Dieses Szenario stellt eine Schätzung der Wirkungen der aktuell in Südtirol bestehenden Produktionskette der Holzvergasung dar und umfasst die der- zeit genutzten Vergasungstechnologien sowie die Entsorgung von Biochar, Asche und Teer auf Mülldeponien. Nicht im Szenario berücksichtigt werden die Extraktion von ätherischen Ölen und die Nutzung von Biochar zur Boden- verbesserung in der Landwirtschaft. Die mit Szenario 1 verbundenen Wirkun- gen entsprechen -4.220,19 t Öläquivalent in Hinblick auf den Verbrauch fossi- ler Energien und -12.696,04 t di CO³:eq in Hinblick auf den Klimawandel. Die genauen Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette sind in Abbildung 2.dargestellt.

Abb. 2 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 1

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Die negativen Nettobilanzen beider Wirkungskategorien weisen darauf hin, dass die aktuell in Südtirol bestehende Produktionskette positive Auswirkun- gen auf die Umwelt hat. Dieses Resultat ist auf die Erzeugung erneuerbarer, als emissionsfrei geltender Energie durch die Vergasung zurückzuführen (einziger Posten unter null, Abb. 2), eine Energie, die an Stelle der mit fossilen Quellen erzeugten Energie tritt, die umweltschädlicher ist. In der Grafik ste- hen die Werte über null hingegen für den Verbrauch fossiler Energie und die mit der Produktion der Biomasse, dem Transport und mit den direkten Emis- sionen des Vergasungsprozesses (Häckselung der Biomasse und Anlagenbe- trieb) verbundenen Treibhausgasemissionen.

3.2 Szenario 2 – Aktuelle Situation + Extraktion von hochwertigen Verbindungen Dieses Szenario sieht die gleichen Voraussetzungen vor wie Szenario 1, um- fasst aber die Extraktion ätherischer Öle aus der Holzbiomasse vor der Verga- sung. Aus dem Vergleich dieses Szenario mit Szenario 1 können die Wirkun- gen des Extraktionsprozesses berechnet werden. Unter der Annahme, dass ätherische Öle aus 100 % der verwendeten Biomasse extrahiert werden, erge- ben sich folgende Wirkungen auf Ebene der Provinz: -2.018 t Öläquivalent und -5.572,34 t di CO³:eq. Die genauen Daten der Auswirkungen von Szenario 2 sind in Abbildung 3 dargestellt.

Abb. 3 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 2

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Das Hinzufügen des Extraktionsprozesses erhöht den Verbrauch fossiler Energie und die Auswirkungen der Produktionskette auf den Klimawandel erheblich und halbiert die negative Nettobilanz gegenüber Szenario 1. Die Ex- traktion ätherischer Öle erzeugt einen Verbrauch von 2.167,85 t Öläquivalent und Emissionen von 7.019,7 t di CO³:eq. Die Nettobilanz der Produktionskette bleibt jedoch für beide Wirkungskategorien unterhalb von null. Diese Daten beziehen sich auf eine Mischnutzung der beiden Extraktionstech- nologien zu folgenden Anteilen: 52 % Soxhlet-Extraktion (SOX) und 48 % Extraktion mit überkritischem CO³: (SFE). In diesen Proportionen weist die SFE-Extraktion mit 1.358,43 t Öläquivalent und 4.398,73 t CO³:eq gegenüber der SOX (610,55 t Öläquivalent und 1.977,03 t CO³:eq) bei weitem die größten Auswirkungen auf. Da die Investitionskosten für die SOX-Extraktion sehr viel geringer sind als für die SFE-Extraktion, ist es sehr wahrscheinlich, dass sich Erstere in stärke- rem Maße verbreiten wird. In der hypothetischen Annahme einer ausschließ- lichen Nutzung der SOX (100 %) würden sich die von der Produktionskette erzeugten Auswirkungen um 35,5 % in Bezug auf den Verbrauch fossiler Energien und um 41,3 % in Bezug auf die Treibhausgasemissionen verbessern.

3.3 Szenario 3 – Aktuelle Situation + Verbesserte Vergasung In diesem Szenario entsprechen die Vorgaben dem des Szenario 1, aber die Vergasung erfolgt mit der von der Universität Bozen im Rahmen des Projekts Wood-Up vorgeschlagenen verbesserten Technologie und ermöglicht einen Vergleich zwischen den Anlagen mit den aktuellen Technologien und den verbesserten Anlagen. Das Szenario umfasst weder den Prozess der Extrak- tion ätherischer Öle aus der Biomasse noch die Anwendung des Biochars auf Agrarböden. Die mit 1.250 t Biochar verbundenen Auswirkungen in diesem Szenario entsprechen -14.028,80 t Öläquivalent und -41.595,68 t CO³:eq. Die genauen Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette sind in Abbildung 4 dargestellt.

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Abb. 4 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 3

Die Ergebnisse zeigen, dass die verbesserte Technologie 3,⁴:-mal höhere Net- towirkungen hat als der derzeit in Südtirol angewandte technologische Mix (Szenario 1). Grund dafür ist hauptsächlich das aus der Produktion mit der neuen Vergasungstechnologie hervorgehende geringere Verhältnis Bio- char/Energie. Aus diesem Grund fällt die Erzeugung erneuerbarer Energie bei gleicher Menge an erzeugtem Biochar (1.250 t/Jahr, funktionelle Einheit der LCA) deutlich höher aus. Demzufolge ist der Posten „Einsparung fossiler Energie durch Vergasung“ in Szenario 3 größer (-17.669,[^09]: t Öläquivalent und

-52.458,81 t CO2eq) als in Szenario 1 (-6.554,09 t Öläquivalent und -19.700,04 t CO2eq).

3.4 Szenario 4 – Verbesserte Vergasung + Extraktion hochwertiger Verbindungen Dieses Szenario umfasst die Anwendung der verbesserten Vergasungstechno- logien und die Extraktion hochwertiger Verbindungen aus der Biomasse. Die mit 1.250 t Biochar verbundenen Auswirkungen entsprechen -9.795,95 t Öläquivalent und -27.914,24 t CO³:eq. Die genauen Daten der Auswirkungen von Szenario 4 sind in Abbildung 5 dargestellt.

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Abb. 5 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 4

Wie im Falle des Vergleichs von Szenario 2 mit Szenario 1 erhöht der Zusatz der Extraktion ätherischer Öle aus der Biomasse in Szenario 4 die Auswirkun- gen der Produktionskette gegenüber dem Szenario, das nur eine verbesserte Vergasungstechnologie vorsieht (Szenario 3). In diesem Fall verdoppelt sich die Auswirkung der Extraktion jedoch in etwa gegenüber der in Szenario 2, weil die neue Vergasungstechnologie zur Erzeu- gung der gleichen Menge Biochar eine höhere Menge an Biomasse erfordert. Diese größere Menge an Biomasse wird auch zur Extraktion ätherischer Öle verwendet. Trotz des mit der Extraktion verbundenen Energieverbrauchs liegt die Nettobilanz der Produktionskette weit unter null und ist negativer als die in Szenario 2, da der neue Vergasungsprozess fossile Energie in höhe- rem Maße ersetzt.

3.5 Szenario 5 – Verbesserte Vergasung + Anwendung von Biochar auf Agrarböden (Weinberg)

DiesesSzenario siehtdie gleichen Voraussetzungen wie Szenario 3 vor, jedoch ergänzt um die Nutzung von Biochar als Bodenverbesserungsmittel in Wein- bergen statt seiner Verbrennung oder Entsorgung auf Mülldeponien. Mit die- sem Szenario können die Wirkungen der Nutzung von Biochar in der Land- wirtschaft anstelle seiner aktuellen Entsorgung als Abfall evaluiert werden; für seineAnwendung geht man von einer Dosis von 25 t/ha aus. Die mit 1250 t

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Biochar verbundenen Auswirkungen in Szenario 5 entsprechen -14.116,28 t Öläquivalent und -42.888 t CO³:eq. Die genauen Daten der Auswirkungen sind in Abbildung 6 dargestellt.

Abb. 6 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 5

Dieses Szenario beruht auf den Daten der verbesserten Vergasungstechnolo- gien, weil dieser technologische Fortschritt das Ziel hat, ein für die Nutzung in der Landwirtschaft geeignetes Biochar zu erzeugen. Die Ergebnisse können mit Szenario 6 verglichen werden, um die Unterschiede der Auswirkungen einer Anwendung in Weinbergen und in Apfelplantagen zu erfassen. Die Ergebnisse zeigen, dass die Anwendung von Biochar positive Auswirkun- gen auf die Umwelt hat: -42,33 t Öläquivalent und -1.158,203 t CO³:eq. Die po- sitive Wirkung auf die Umwelt hängt zum größten Teil mit der Kohlenstoff- bindung im Boden zusammen und, in geringerem Maße, mit der vermiedenen Nutzung synthetischer Düngemittel. Der geringere Bewässerungsbedarf auf den verbesserten Feldern im Vergleich zu den kontrafaktischen Böden und, zum Teil, die Wirkung auf die Treibhausgasemissionen tragen zur Verringe- rung der Emissionen bei, aber in vernachlässigbar geringem Maße im Ver- gleich zur Gesamtbilanz des untersuchten Szenarios. Insgesamt wird auch die negative Emissionsbilanz von Szenario 5 hauptsächlich dem Ersatz fossiler

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Energie durch erneuerbare Energien aus dem Vergasungsprozess zugeschrie- ben (-17.669,09 t Öläquivalent und -52.458,81 t CO³:eq).

3.6 Szenario 6 – Verbesserte Vergasung + Anwendung von Biochar auf Agrarböden (Apfelplantage) Für Szenario 6 gelten die gleichen Voraussetzungen wie in Szenario 5, aber unter der Annahme, dass das Biochar in den Apfelplantagen statt in den Weinbergen Südtirols verteilt wird. Dieses Szenario erleichtert den Vergleich zwischen den Auswirkungen/Vorteilen der Anwendung von Biochar auf ver- schiedenen Arten von Agrarböden. Die verteilte Dosis beträgt 25 t/ha Biochar und 45 t/ha Kompost, doch wie bereits gesagt, sind die Wirkungen von Kom- post nicht Teil dieser LCA, es sei denn, was die vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen anbelangt. Die mit 1.250 t Biochar verbundenen Aus- wirkungen entsprechen -14.178 t Öläquivalent und -42.885,7 t CO³:eq. Die ge- nauen Daten der Auswirkungen von Szenario 6 sind in Abbildung 7 darge- stellt.

Abb. 7 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 6

Dieses Szenario weist die geringsten Auswirkungen von allen untersuchten Szenarien hinsichtlich der Produktionskette auf. Die Ergebnisse sind im Ver- gleich zu denen der Produktionskette des Weinbergs etwas günstiger in Be- zug auf den Verbrauch fossiler Energie; Grund dafür ist die größere positive

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Wirkung der Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft (-104,05 t Öläquivalent). Dieser Unterschied ist darauf zurückzuführen, dass in den kontrafaktischen Apfelplantagen mehr Wasser als in den Weinbergen ver- wendet wird (circa 4 Millionen l/ha/Jahr gegenüber 1,5 Millionen l/ha/Jahr) (AGRIOS Arbeitsgruppe für den integrierten Obstanbau in Südtirol, Hausdes- Apfels, 2017; Beratungszentrum für den Obst- und Weinanbau in Südtirol, 2019) und daher in den Apfelplantagen mehr mit der Tropfbewässerung ver- bundene Energie eingespart wird als in den Weinbergen (Persönliche Mittei- lung von Martin Thalheimer, Versuchszentrum Laimburg). Die Auswirkungen auf die Treibhausgasemissionen fallen in diesem Szenario hingegen etwas schlechter aus (+2,3 t CO³:eq) als in Szenario 5, da die Anwen- dung von Biochar in Verbindung mit Kompost im Vergleich zu den kontra- faktischen Böden größere Auswirkungen auf die von den Böden ausgehenden Treibhausgasemissionen verursacht hat (N³:O: +6,81 % im Weinberg und +74,84 % in der Apfelplantage; CH[^4]:: -10,7 % im Weinberg und -13,4 % in der Apfelplantage). Diese Unterschiede gehen darauf zurück, dass Biochar in der Apfelplantage in Kombination mit Kompost angewandt wurde. Die anderen Emissionswerte in Bezug auf die landwirtschaftlichen Prozesse waren in Sze- nario 5 und 6 gleich, da der Kompost nicht unter das untersuchte Systems fällt, es sei denn, was die vom Boden ausgehenden Treibhausgasemissionen anbelangt.

3.7 Szenario 7 – Verbesserte Vergasung + Extraktion hochwertiger Verbindungen + Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft (Weinberg) Dieses Szenario sieht die gleichen Voraussetzungen vor wie Szenario 5, um- fasst aber auch die Extraktion ätherischer Öle aus der Holzbiomasse vor der Vergasung. Die mit diesem Szenario verbundenen Auswirkungen entspre- chen -9.883,43 t Öläquivalent und -29.206,56 t CO³:eq. Die genauen Daten der Auswirkungen von Szenario 7 sind in Abbildung 8 dargestellt.

Erzeugung und Nutzung von Biochar in Südtirol

Abb. 8 – Genaue Daten der Auswirkungen jeder Phase der Produktionskette von Szenario 7

Dieses Szenario untersucht die Auswirkungen der gesamten Produktions- kette: Extraktion ätherischer Öle vor der Vergasung, Vergasung mit verbes- serten Technologien und Anwendung von Biochar auf Agrarböden (Wein- berg). Die Ergebnisse zeigen, dass die Extraktion ätherischer Öle stärkere Aus- wirkungen erzeugt (4.128,58 t Öläquivalent und 13.368,73 t CO³:eq) als die An- wendung von Biochar auf Agrarböden kompensieren kann (-42,33 t Öläqui- valent und -1.158,03 t CO³:eq), was somit zu einer weniger positiven Nettobi- lanz führt als in Szenario 3, in dem die Auswirkungen der Produktionskette nur von der Anwendung verbesserter Vergasungstechnologien beeinflusst werden. Die Bilanz von Szenario 7 liegt dennoch weit unter null. Noch bessere Ergebnisse werden erzielt, wenn man statt dem Mix der beiden Extraktionstechnologien (SOX und SFE) nur die effizientere und kostengüns- tigere Extraktionsmethode (SOX) einsetzt; dadurch ergibt sich eine Ge- samtnettobilanz von -11.391,13 t Öläquivalent und -34.089,68 t CO³:eq. Wenn das Biochar darüber hinaus in der Apfelplantage statt im Weinberg ange- wandt wird, erhält man eine Gesamtnettobilanz, die sich leicht von der ande- ren unterscheidet (-61.71 t Öläquivalent und +2.30 t CO³:eq).

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3.8 Vergleich der Szenarien In Abbildung 9 werden die sieben Szenarien gegenübergestellt.

Abb. 9 – Vergleich der Ergebnisse aus den 7 in dieser Arbeit untersuchten Szenarien

Diese Grafik zeigt, dass die mit circa 1.250 t Biochar verbundenen Wirkungen der Produktionskette in Bezug auf die Umwelt für alle untersuchten Szenarien positiv sind (Nettobilanz unter null). Außerdem wurde kein Trade-off zwi- schen den beiden Wirkungskategorien beobachtet, d. h. einem geringeren Verbrauch fossiler Energie entsprechen immer geringere Auswirkungen auf den Klimawandel. Entscheidend für dieses günstige Ergebnis ist der Ersatz fossiler Energie durch die Vergasung und die Anwendung von Biochar auf Agrarböden. Die Emissionen hingegen stammen hauptsächlich aus der Extraktion ätherischer Öle, da diese viel Strom verbraucht, gefolgt von der Produktion und dem Transport der Biomasse und den vom Vergasungsprozess abhängigen Emis- sionen (ohne Berücksichtigung der biogenen Emissionen), also der mit dem Häckseln der Biomasse und dem Anlagenbetrieb verbundenen Emissionen. Die am wenigsten positiven Auswirkungen auf die Umwelt verbucht das Sze- nario 2 (aktuelle Vergasung + Extraktion ätherischer Öle). Es sollte jedoch da- rauf hingewiesen werden, dass die mit diesem Prozess verbundenen Auswir- kungen nicht mit anderen Methoden zur Produktion ätherischer Öle vergli- chen wurden, weil die Analyse ansonsten die Grenzen des Systems gesprengt

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hätte. Außerdem gilt zu bedenken, dass sich die Auswirkungen der Extrak- tion stark verringern, wenn anstelle beider untersuchten Technologien nur die effizientere und kostengünstigere Extraktionsmethode angewendet würde (SOX). Die LCA hat außerdem gezeigt, dass die Auswirkungen des Transports von Biochar, Asche und Teer zu den Mülldeponien oder landwirtschaftlichen Flä- chen und die Entsorgungsprozesse dieser Stoffe in allen Szenarien vernach- lässigbar geringe Auswirkungen haben. Die Nettobilanz der Szenarien ändert sich, wenn nicht mehr angenommen wird, dass das Biochar unverändert bleibt, sondern dass die Energieerzeu- gung der Anlagen konstant bleibt (Abb. 10). Diese Analyse wurde durchge- führt, weil die Szenarien 3-⁷: – da die vom Projekt Wood-Up vorgeschlagene verbesserte Technologie ein geringeres Verhältnis von Biochar zu erzeugter Energie aufweist als der Durchschnitt der aktuell in Südtirol angewandten Technologien – zur Erzeugung des aktuell in der Provinz produzierten Bio- char eine doppelte Menge an Biomasse erfordern würden, was eine im Ver- gleich zu den Szenarien 1 und 2 (Abbildung 9) höhere Energieproduktion zur Folge hätte (fast doppelt so hoch). Dieser Vergleich zwischen den Szenarien ist zwar korrekt, zeichnet jedoch eine völlig andere Situation als die aktuelle ab, was zu komplexen Implikationen führt, die eine Unterstützung durch ein- schneidende politische Entscheidungen erfordern würden. Abbildung 10 zeigt daher den Vergleich zwischen Szenarien für den Fall, in dem die Anwendung neuer verbesserter Technologien nicht zu einer höheren Energieerzeugung führt. Auf die Szenarien 3-7 wurde daher das gleiche Ver- hältnis von Biochar zu erzeugter Energie angewandt wie in den Szenarien 1 und 2. Auch wenn sie in Bezug auf die Energieerzeugung normalisiert wurden, ha- ben die vorgeschlagenen Szenarien jedoch eine negative Nettobilanz und so- mit eine positive Wirkung auf die Umwelt; die Vorteile der neuen Verga- sungstechnologie, mit der ein für die Landwirtschaft geeignetes Biochar er- zeugt werden kann, bleiben offensichtlich (Szenarien 3-7), wenn auch weniger ausgeprägt als in der vorherigen Darstellung (Abb. 9).

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Abb. 10 – Vergleich der Ergebnisse der 7 in dieser Arbeit untersuchten Szenarien unter der Annahme, dass die Energieerzeugung der Vergasungsanlagen konstant bleibt

3.9 Sensibilitätsanalyse

Ein nützliches Instrument, mit dem untersucht werden kann, welche Prozesse sich entscheidend - ob positiv oder negativ - auf die Ergebnisse der LCA aus- wirken, ist die Sensibilitätsanlayse, ein Verfahren, bei dem die Inputs der LCA verändert werden, um die entsprechenden Auswirkungen zu evaluieren. Die- ser Ansatz ermöglicht außerdem, den Einfluss der Hypothesen zu bewerten, die der LCA zugrunde liegen, sowie die mit diesen verbundenen Unsicher- heiten; er liefert somit eine Bewertung der Genauigkeit der Schätzungen. Da die LCA auf einem Mix aus Daten beruht, die im Rahmen des Projekts erhoben wurden, sowie aus Daten der Datenbank Ecoinvent und der Literatur, muss der Einfluss evaluiert werden, den die dieser Auswahl der Daten zugrunde liegenden Hypothesen auf die untersuchten Wirkungen haben. Eine Sensibilitätsanalyse wurde in Bezug auf die Entfernung des Transports der Biomasse durchgeführt, da ein großer Teil dieser Biomasse aus dem Aus- land eingeführt wird, was mit erheblichen Emissionen verbunden ist. Wenn wir zum Beispiel annehmen, dass in Szenario 1, dem aktuellen Szenario also, die gesamte Biomasse aus Polen importiert wird (Entfernung: 2.400 km, Hin- und Rückfahrt) und nicht aus Südtirol (150 km Entfernung, Hin- und Rück- fahrt), Österreich und Slowenien (800 km Entfernung, Hin- und Rückfahrt), dann würden die Auswirkungen des Transports von 809,64 t Öläquivalent und 2.353,9 t CO³:-Äquivalent auf 7.512,39 t Öläquivalent und 21.059,43 t

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CO³:eq ansteigen. Folglich würde die Nettobilanz der Produktionskette von - 4.220,19 t Öläquivalent und -12.696,04 t CO³:eq auf 2.484,6[^8]: t Öläquivalent und 6.015,89 t CO³:eq klettern und somit nicht mehr emissionsfrei sein. Das be- weist, dass der Transport der Biomasse ein wichtiger, zu berücksichtigender Faktor ist, wenn die Nachhaltigkeit der Biochar-Produktionskette in Südtirol evaluiert werden soll, und dass eine Versorgung mit Biomasse aus örtlichen Quellen die Nettobilanz in erheblichem Maße verbessern kann. Zusätzliche Verbesserungen können erreicht werden, indem man effizientere oder mit Biotreibstoff betriebene Fahrzeuge für den Transport auf Rädern einsetzt (Anderson & Mitchell 2016; Conti 2003; Homagain et al., 2016). Die Auswirkung des Biomassetransports ist ein Beispiel dafür, wie sensibel die Ergebnisse der LCA gegenüber den Hypothesen sind, die diesem Prozess zugrunde liegen. Für die aktuellen Berechnungen werden repräsentative Schätzungen der durchschnittlichen Entfernungen eingesetzt, die angewandt werden können, wenn die Biomasse aus Südtirol, Österreich, Slowenien oder Polen stammt, und wenn man annimmt, dass alle LKWs die Rückreise als Leerfahrt antreten. Eine Veränderung dieser Voraussetzungen kann auch die Auswirkungen des Transports erheblich verändern. In jedem Fall liefern diese Hypothesen konservative Schätzungen, denn es ist wahrscheinlich, dass zu- mindest ein Teil der aus dem Ausland kommenden LKWs auf der Rückfahrt eine weitere Ladung transportiert. Neben dem Transport der Biomasse ist die Extraktion hochwertiger Verbin- dungen aus der Holzbiomasse der Prozess mit dem größten Nettoverbrauch fossiler Energie und den meisten klimaverändernder Emissionen. Wie bereits gesagt, beruhen die Berechnungen für diesen Prozess auf Labordaten, die auf industriellen Maßstab angepasst wurden. Die mit dieser Art von Up-Scaling verbundene Unsicherheit kann die Endergebnisse der LCA jedoch erheblich beeinflussen; es wäre daher wünschenswert, wenn auf industrieller Ebene va- lidierte Daten für eine genauere und realistischere Beschreibung der Extrak- tionsanlagen verwendet werden könnten, umso mehr weil diese für die ge- samte zur Produktion der funktionellen Einheit erforderlichen Biomasse be- rechnet werden (für jede Tonne des erzeugten Biochar sind 34,62 t Biomasse für die Soxhlet-Extraktion und 34,52 t für die SFE-Extraktion erforderlich);

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eventuelle Ungenauigkeiten resultieren daher in der LCA amplifiziert. In je- dem Fall ist es unwahrscheinlich, dass eine größere Genauigkeit hinsichtlich der Extraktion in den Szenarien, die diese Phase umfassen, zu einer deutlich veränderten Nettobilanz führen würde, wenn man berücksichtigt, dass sich die vermiedenen Emissionen der Vergasung sehr viel stärker auswirken. Den größten Beitrag zur Nettobilanz der Produktionskette leistet der Ersatz elektrischer Energie (italienischer Mix) und Wärmeenergie (in Südtirol: Erd- gas, andere Quellen für Biomasse, Solarwärme und Heizöl) durch die mit der Vergasung der Holzbiomasse erzeugte Bioenergie. Die den Vergasungspro- zessen zugrunde gelegten Hypothesen könnten die Gesamtauswirkungen der LCA erheblich beeinflussen. Der erhebliche Beitrag der Vergasung zur Nettobilanz der LCA ist das Ergeb- nis der Annahme, dass die Holzvergasung eine emissionsfreie Technologie ist, also dass die aus der Holzvergasung stammenden biogenen CO³:-Emissio- nen durch die während des Wachstums der entsprechenden Biomasse aus der Luft beseitigte Menge an CO³: kompensiert werden. Diese Annahme führt dazu, dass die mit 1 m⁴ Synthesegas verbundenen Emissionen 0,006 kg CO³:eq entsprechen, während sie im Falle einer Berücksichtigung der biogenen CO³:- Emissionen aus der vergasten Biomasse 0,378 kg CO³:eq entsprechen würden. Diese für die Nettobilanz der LCA entscheidende Annahme ist mit den euro- päischen Vorschriften konform, welche die Ziele der Union für erneuerbare Energien festlegen (Europäische Kommission, 2019; Europäisches Parlament und Europarat, 2018). Wenn man beschließen würde, einen Teil der biogenen CO³:-Emissionen in die Analyse einzubeziehen, würde der Ersatz der umwelt- schädlichen fossilen Energiequellen trotzdem zu einer für die Umwelt vorteil- haften Bilanz führen.

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4. Perspektiven

Aus der durchgeführten Lebenszyklusanalyse geht hervor, dass die Nutzung der Holzvergasung als Energiequelle eine erfolgreiche Strategie für einen Bei- trag zur Eindämmung der Klimawandels sein kann, sei es unter Anwendung der derzeit in der Region verbreiteten Technologien, sei es unter Nutzung einer neuen, „verbesserten“ Technologie wie vom Projekt Wood-Up empfohlen. Die Anwendung einer neuen Technologie würde einerseits eine höhere Produktion erneuerbarer Energie ermöglichen und andererseits die Produktion eines für den Einsatz in der Landwirtschaft geeigneten Biochar. Eine Nutzung von Biochar auf den Agrarböden Südtirols würde zusätzliche Vorteile für die Umwelt bringen, vor allem aufgrund der Kohlenstoffspeicherung im Boden. Die Auswirkungen der landwirtschaftlichen Komponente der Produktionskette sind jedoch deutlich geringer als die der Energieprozesse. Andererseits würde die Nutzung von 1.250 t Biochar pro Jahr die Aufnahme von circa 1.150 t CO³:-Äquivalent ermöglichen und so die jährlichen Pro-Kopf- Emissionen von 250 Südtiroler Bürgern kompensieren (Battiston, 2014). Wenn die technologische Umwandlung der Anlagen die Erzeugung der glei- chen Menge an Biochar, jedoch mit für den Einsatz in der Landwirtschaft ge- eigneten Eigenschaften, ermöglichen würde, und unter Annahme einer Dosis von 25 t/ha, könnten jedes Jahr nur 50 Hektar Boden verbessert werden. Wenn man bedenkt, dass es in Südtirol 5.500 Hektar Weinberge und 19.000 Hektar Apfelplantagen gibt (Della Chiesa et al., 2019), würde die Verteilung von Bio- char allein auf der Gesamtfläche der Apfelplantagen 110 Jahre erfordern. Würde die Nutzung von Biochar seitens der landwirtschaftlichen Betriebe die im Projekt Wood-Up dargestellten positiven Wirkungen bestätigen, wäre ein kurzfristiger Anstieg der Biochar-Nachfrage möglich; das Biochar müsste dann in Erwartung der Installation der Anlagen jüngster Generation nach Südtirol importiert werden. Andererseits, wenn der Biochar-Markt deutlich wachsen würde, könnten sich auch Biochar-Produktionsanlagen als primäres Produkt in der Region verbreiten, und nicht nur als Nebenprodukt der Ener- gieerzeugung.

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Man sollte nicht unterschätzen, dass die Verbreitung der auf der neuen Tech- nologie beruhenden Vergasungsanlagen zu einer größeren Nachfrage nach Holzbiomasse und einer höheren Energieproduktion als in den aktuellen Sze- narien führen würde. Den Ergebnissen dieser Arbeit zufolge würde sich die Biomasse-Nachfrage verdoppeln und dieser Anstieg eine Neuausrichtung im regionalen Energiemix bewirken. Andererseits haben extreme Ereignisse wie der Sturm Vaia im Jahr 2018 und die extremen Schneefälle im Jahr 2019 eine enorme Menge an Holzbiomasse in Südtirol verfügbar gemacht, sodass die Holzpreise gefallen sind und es zu Schwierigkeiten bei der Lagerung und Verwaltung dieser großen Mengen kam. Die Klimamodelle lassen eine größere Häufigkeit extremer Wetterereig- nisse vorhersehen (Seneviratne et al., 2012) und somit auch die Notwendig- keit, einen Absatzmarkt für die Holzbiomasse zu finden. Zudem würden re- gionale Quellen der Versorgung mit Biomasse eine weitere Verbesserung der Nettobilanz der im Projekt Wood-Up untersuchten Produktionskette ermög- lichen, wie die Sensibilitätsanalyse zeigt. Was die Extraktion ätherischer Öle aus der Biomasse vor der Vergasung an- belangt, hat die LCA den großen Energieverbrauch dieses Prozesses verdeut- licht. Andererseits ist jeder Prozess zur Erzeugung ätherischer Öle mit Ener- giekosten verbunden und die im Projekt Wood-Up vorgeschlagene Extraktion hat den Vorteil, innerhalb einer umweltfreundlichen Produktionskette statt- zufinden, die eine Art des Biomasse-Recyclings vorsieht. Außerdem würden die Betreiber, die diese Verbindungen vor der Vergasung extrahieren, wirt- schaftliche Vorteile erzielen und Arbeitsplätze schaffen - ein Thema, das eine Vertiefung verdienen würde. Insgesamt ermöglicht die aktuelle Produktionskette der Holzvergasung, mehr noch als die auf verbesserten Technologien beruhende, der Region Südtirol sich auf die europäische Klimapolitik auszurichten. In der Tat hat die Europä- ische Kommission Ziele für die Energieerzeugung aus erneuerbaren Quellen für den Zeitraum 2030-2050 festgelegt, um in der Europäischen Union bis zum Jahr 2050 das generelle Ziel der „Klimaneutralität“ zu erreichen, und der Green Deal zeichnet die Strategie ab, mitder diese Ziele durch ein auf weniger Nutzung von natürlichen Ressourcen und geringeren Auswirkungen auf die

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Gesundheit beruhendes Wachstum erreicht werden sollen (Europäische Kom- mission, 2019).

5. Schlussfolgerungen

Ziel der im Rahmen des Projekts Wood-Up durchgeführten Lebenszyklusana- lyse ist eine Evaluierung der Auswirkungen der Südtiroler Produktionskette der Holzvergasung und deren Vergleich mit einer aufgewerteten Produkti- onskette, die auch die Extraktion hochwertiger Verbindungen aus der Bio- masse, verbesserte Vergasungstechnologien und die Nutzung von Biochar in der Landwirtschaft vorsieht. Obwohl Unsicherheiten in Bezug auf die in der Bestandsaufnahme berück- sichtigten Daten und die der Analyse zugrunde gelegten Hypothesen beste- hen, beweist die LCA, dass sich die Südtiroler Produktionskette der Holzver- gasung, die derzeit 1.215 t Biochar pro Jahr produziert, positiv in Bezug auf den Umweltschutz auswirkt, da sie mit einer Einsparung fossiler Energie im Vergleich zu den kontrafaktischen Produktionsketten und mit negativen Treibhausgasemissionen einhergeht. Dieses Ergebnis ist hauptsächlich auf den Ersatz fossiler Energiequellen durch die mit der Holzvergasung erzeugten Energie zurückzuführen. Weitere nega- tive Emissionen ergeben sich aus der Nutzung von Biochar in der Landwirt- schaft; diese sind jedoch weniger relevant. Der größte Teil positiver Emissio- nen stammt aus der Extraktion ätherischer Öle aus der Biomasse, in ungefähr gleicher Proportion gefolgt von der Produktion und dem Transport der Holz- biomasse und dem Betrieb der Vergasungsanlagen. Die jährlich in der Provinz produzierte Menge an Biochar würde, wenn dieses für die Nutzung in der Landwirtschaft geeignet wäre, nur für eine sehr kleine landwirtschaftliche Fläche (50 ha) genügen. Zur Unterstützung einer breiteren Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft wäre demzufolge eine Ein- fuhr von Biochar nötig oder eine Erhöhung der Anzahl der Vergasungsanla- gen. Andererseits würden die vorgeschlagenen verbesserten Technologien, bei gleicher Menge an produzierter Biochar, eine fast doppelt so große Menge an

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Energie erzeugen, was deutlich größere Mengen an Biomasse für die Verga- sung erfordern würde. Die Umsetzung dieser Szenarien, sofern von Interesse, könnte sich als kom- plex erweisen und eine Planung und politische Unterstützung auf Ebene der Provinz erfordern.

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Schlussfolgerungen

Giustino Tonon– Freie Universität Bozen Irene Criscuoli – Freie Universität Bozen

Im Rahmen der Schlussbemerkungen zum gesamten Projekt WOOD-UP hal- ten wir es für wichtig, zunächst einen Begriff zu klären, der in den italieni- schen Düngemittelgesetzen definiert wird. Im August 2015 wurde Biochar mit dem im Amtsblatt Nr. 186 vom 12. August desselben Jahres veröffentlich- ten Ministerialdekret vom 22. Juni 2015 offiziell unter die in der Landwirt- schaft zulässigen Bodenverbesserungsmittel aufgenommen (Legislativdekret 75/10, Anlage 2, laufende Nummer 16). Die vom Gesetzgeber übernommene Biochar-Definition umfasst alle durch Verkohlung von Produkten und Rückstän- den rein pflanzlichen Ursprungs aus der Land- und Forstwirtschaft gewonnenen Ma- terialien, unter Ausschluss aller organischen Abfälle und Materialien tierischen Ur- sprungs. In oben genannter Anlage 2 wird genauer definiert, dass Biochar durch Pyrolyse oder durch Vergasung gewonnen werden kann, vorausgesetzt dass die erzeugte Pflanzenkohle die vorgegebenen Grenzwerte für die Kon- zentration von Schwermetallen, polyzyklischen aromatischen Kohlenwasser- stoffen (PAK), Polychrlorbiphenylen (PCB) und Dioxinen einhält. Außerdem wird die Notwendigkeit verdeutlicht, das Biochar mit einem Biotest auf seine eventuelle Phytotoxizität zu testen. Diese Definition ist nicht nur terminolo- gisch, sondern auch substanziell von grundlegender Bedeutung, da sie die ge- setzlichen Voraussetzungen für den Start dieses Projekts geliefert hat. Es war schon vor Beginn des Projekts bekannt, dass alle Anlagen in Südtirol darauf abzielten, den Energieertrag durch Vergasungsprozesse maximal zu steigern, wenn auch mit ganz unterschiedlichen Technologien. Im Rahmen der Studie konnten 42 Südtiroler Vergasungsanlagen kartiert wer- den, die jedes Jahr circa 50.000 Tonnen Holzbiomasse verwenden und über 50 GWh Elektrizität, 100 GWh Wärme und 1.300 Tonnen Kohle erzeugen. Ein

Tonon, Criscuoli

bedeutender und stets wachsender Sektor also. Die von den Anlagen produ- zierte Kohle wird fast ausschließlich als nicht gefährlicher Sonderabfall ent- sorgt. Die physikalischen, chemischen und biologischen Analysen haben ver- deutlicht, dass keine der entnommenen Kohleproben phytotoxische Wirkun- gen aufwies (Kapitel 3), aber gleichzeitig auch keine von ihnen den Vorschrif- ten entsprach, die ihre Nutzung als Bodenverbesserungsmittel in der Land- wirtschaft regeln. Insbesondere der Gehalt an polyzyklischen aromatischen Wasserstoffen (PAK) und einigen Schwermetallen (Cd, Cr e Zn) überstieg die Normgrenzwerte und verhinderte die landwirtschaftliche Nutzung. Dieses Ergebnis hatte signifikante Folgen für die Entwicklung des Projekts und die potenzielle Aufwertung der aktuellen Produktionskette der Holzvergasung in Südtirol. Zur Durchführung der Feldversuche sah sich die Genossenschaft ge- zwungen, Biochar außerhalb der Provinz einzukaufen. Die Experten sind zu folgender Schlussfolgerung gekommen (Kapitel 1): Um die aktuellen Verga- sungsanlagen in polygenerative Systeme zu verwandeln, die neben elektrischer und thermischer Energie auch Biochar erzeugen, das als Bodenverbesserungsmittel ge- nutzt werden kann, müssen daher die Hauptprozessparameter (z. B. die Temperatur- profile im Reaktor) verändert oder Systeme zur Nachbehandlung der Kohle eingesetzt werden, um den PAK-Gehalt zu reduzieren. In der Kohle vorhandene Schwerme- talle scheinen hingegen von mechanischen Teilen zu stammen, die zur Beför- derung fester Materialien in der Anlage verwendet werden, oder aus Vorbe- handlungen der Holzbiomasse wie z. B. das Häckseln oder Pelletieren. Dies- bezüglich scheint es einfacher, eine technische Lösung zu finden. Die wirt- schaftliche Analyse eines Eingriffs zur Optimierung der Anlage, mit der eine hochwertige, zur Nutzung in der Landwirtschaft geeignete Kohle erzeugt werden kann, hat ergeben, dass für diese Investitionen, je nach Verkaufspreis des Biochars maximal ein Budget zwischen 23.000 und 97.000 Euro zur Verfü- gung steht. Die oben genannten Summen sind ein Richtwert für die Wirt- schaftlichkeit, die ein Eingriff zur Optimierung der aktuellen Anlagen haben müsste, um auf dem Markt attraktiv zu sein. Die Untersuchungen bezüglich der Möglichkeit, biologisch aktive Moleküle aus der Holzbiomasse (Rottannen-Hackschnitzel) zu extrahieren (Kapitel 2), haben zu besonders interessanten Schlussfolgerungen geführt. Unabhängig von der angewandten Extraktionsmethode (Soxhlet oder überkritisches Koh- lendioxid) haben die Extrakte eine gute antimikrobielle Wirkung gezeigt, und

Schlussfolgerungen

könnten als wertvolle Alternative zu den künstlichen Konservierungsmitteln, die heute in Lebensmittel-, Kosmetik- und Pharmaprodukten eingesetzt wer- den, genutzt werden. Diese Möglichkeit stellt ein wichtiges und bisher noch nicht ausführlich untersuchtes Element des Potenzials für die Aufwertung der Holz-Energie-Produktionskette dar, das in der Zukunft zweifellos größere Aufmerksamkeit verdient. Die Nutzung von Biochar in der Landwirtschaft hat verschiedene positive Wirkungen zur Verbesserung des Bodens gezeigt, darunter eine Zunahme der Verfügbarkeit bestimmter Nährstoffe, insbesondere Makronährstoffe wie Ka- lium, Magnesium und Phosphor, sowie die Fähigkeit zur Anhebung des Bo- den-pH-Werts, was sich positiv auf den Weinanbau auf sauren Böden aus- wirkt. Insgesamt wurde eine höhere Ertragsfähigkeit der mit Biochar behan- delten Pflanzen beobachtet, ohne dass negative Auswirkungen auf die Quali- tät der Weine entstanden wären (Kapitel 4). Das unter kontrollierten Versuchsbedingungen getestete Biochar hat keine signifikanten Auswirkungen auf den Stickstoffzyklus in der Weinpflanze ge- zeigt; Aufnahme und Verteilung des Stickstoffs in den verschiedenen Orga- nen blieben unverändert. Biochar hat hingegen das Wasserspeichervermögen des Bodens deutlich verändert und eine positive Zunahme des für die Pflan- zen zur Verfügung stehenden Wassers bewirkt. Dies führte zu einer erheblich besseren Verträglichkeit von induziertem Trockenstress und verringerte die mit dem Wassermangel verbundenen negativen physiologischen Effekte. Die- ses Ergebnis ist sehr interessant im Hinblick auf eine Politik zur Anpassung an den Klimawandel, der sich durch eine Zunahme von Trockenperioden und Hitzewellen kennzeichnet (Kapitel 5). Die durchgeführten Studien hinsichtlich der Umweltwirkungen von Biochar und insbesondere der Wirkungen auf die Treibhausgasemissionen und die Ansammlung von Kohlenstoff im Boden haben relevante Ergebnisse hervor- gebracht. Biochar hat eine Verringerung der vom Boden ausgehenden N³:O- Emissionen und eine erhebliche Zunahme der CO³:-Emissionen verursacht, die jedoch zeitlich begrenzt und nicht stark ausgeprägt war, während es keine Wirkungen aufdie CH[^4]:-Emissionen zeigte.Die Bilanz des Kohlenstoffs im Bo- den fiel extrem positiv aus, obwohl die Stabilität des angewandten Biochars nicht besonders hoch war und nicht mit Sicherheit definiert werden konnte (Kapitel 6). Alle Studienergebnisse wurden in eine Lebenszyklusanalyse

Tonon, Criscuoli

(LCA) eingebunden (Kapitel 7), deren Ziel eine Evaluierung der Umweltaus- wirkungen der Südtiroler Holzvergasungsproduktionskette war, sowie deren Vergleich mit einer aufgewerteten Produktionskette, die auch die Extraktion hochwertiger Verbindungen aus der Biomasse, verbesserte Vergasungstech- nologien und die Nutzung von Biochar in der Landwirtschaft vorsieht. Die LCA hat gezeigt, dass die aktuelle Produktionskette umweltfreundlich ist und im Vergleich zu den kontrafaktischen Energieproduktionsketten zu einer Ein- sparung fossiler Energie und zur Verringerung der Treibhausgasemissionen führt. Einen weiteren Vorteil, wenn auch in geringerem Umfang, bietet die Nutzung von Biochar in der Landwirtschaft. Die Extraktion von Biomolekü- len aus der Holzbiomasse geht mit Energiekostenund erheblichen Emissionen einher, die vergleichbar sind mit denen der Produktion und des Transports der Holzbiomasse (Rundholz, Hackschnitzel und Pellets) von der Produkti- onsstätte zu den Vergasunganlagen. Daher würde sich die Extraktion von Bi- omolekülen negativ auf die Gesamtumweltbilanz der Produktionskette aus- wirken. Es sollte jedoch betont werden, dass die hier vorgestellte Analyse die Umweltkosten für die Produktion von anderen als den hier untersuchten syn- thetischen Molekülen nicht berücksichtigt hat. Außerdem sollte berücksich- tigt werden, dass die aktuelle Südtiroler Kohleproduktion, sofern diese für die Nutzung in der Landwirtschaft geeignet wäre, nur zur Verbesserung von 50 Hektar Agrarboden pro Jahr reichen würde. Zur Unterstützung einer breite- ren Anwendung von Biochar in der Landwirtschaft wäre demzufolge eine Einfuhr von Biochar nötig oder eine Erhöhung der Anzahl der Vergasungsan- lagen, was eine Erhöhung der Wirtschafts- und Umweltkosten der Produkti- onskette bewirken würde. Andererseits würden die vorgeschlagenen Techno- logien zur Erzeugung von hochwertigem Biochar bei gleicher Menge an pro- duziertemBiochar eine fast doppelt so große Menge an Energie erzeugen, was deutlich größere Mengen an Biomasse für die Vergasung erfordern würde. Angesichts der positiven agronomischen und umweltspezifischen Wirkungen von Biochar, welche im Projekt WOOD-UP sichtbar wurden, ergeht abschließend die klare Empfehlung an die Förderpolitik, zukünftig jene Forschungs- und Entwicklungsbemühungen zu unterstützen, die auf die Planung polygenerativer Anlagen ausgerichtet sind und neben Elektro- und Wärmeenergie auch hochwertiges Biochar erzeugen. Ein ausgewogenes Verhältnis zwischen diesen Vergasungsprodukten trägt den positiven

Schlussfolgerungen

Auswirkungen Rechnung, welche die Nutzung von Biochar auf die Nachhaltigkeit des Südtiroler Agrarsystems haben kann, das zunehmend sensibler auf die von der Landwirtschaft ausgehenden Umweltwirkungen reagiert.

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1. Polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe ↩︎

2. cm hohe Metallständer in Plastikuntersetzer einer für den Topfdurchmes- ser angemessenen Größe gestellt wurden. Dann wurden die Substrate mit Wasser übersättigt, bis das Wasser reichlichaus den Töpfen lief. Nachdem das aus den Töpfen laufende Sickerwasser beseitigt wurde (circa 36 Stunden nach der anfänglichen Wasserzufuhr) wurden die einzelnen Töpfe gewogen und der Wassergehalt unter Feldkapazität der verschiedenen Substrate durch Ab- zug ihres Trockengewichts berechnet. ↩︎

3. -Methylbenzoesäure C₈H₈O₂ 135,0452 135,0450 61,8 ± 0,8 50,1 ± 0,5 ↩︎

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10. NO⁴: stammenden markierten Stickstoffs (in g,n=5) in den Pflanzen und dem Boden. Die Fehlerlinien zeigen die Standardabweichung. Die bei der Düngung insgesamt verteilten 3 g des markierten Stickstoffs wurden kohärent in den beiden Komponenten, Substrat und Pflanze, ausfindig gemacht. Die Differenz (zwischen 0,2 und 0,6 g N schwankend) in Bezug auf die erwartete Gesamtmenge (3 g) ist auf mögliche Verluste des Pflanzenmaterials während des Wachstumszyklus zurückzuführen. Die Ergebnisse in der Abbildung sind Gegenstand einer in Vorbereitung befindlichen Veröffentlichung für die Zeitschrift Italus Hortus. ↩︎