Kompostierte Gärreste aus Bioabfällen als Düngestoffe: Bodenchemische und pflanzenbauliche Wirkungen in einem dreijährigen Feldversuch

Composted biowaste digestates as fertilizers: effects on soil chemistry and plant development in a three-year field trial

Material und Methoden

Abb. 1. Aufbereitete Gärprodukte (F = Feinfraktion, P = Pellet, A = Agglomerate, G = Grobfraktion).

Insgesamt wurden vier Chargen dieser Gärprodukte hergestellt, wobei der Produktionszeitpunkt der einzelnen Chargen jeweils durch die Ausbringtermine im Feldversuch bestimmt wurde. Ausgewählte chemische und physikalische Eigenschaften sind in Tab. 1 dargestellt.

Laut Bioabfallverordnung (BioAbfV, 2013) darf die Gesamt­menge an Bioabfällen, die innerhalb von drei Jahren pro Hektar ausgebracht wird, in Abhängigkeit vom Schwermetallgehalt 30 t bzw. 20 t Trockenmasse nicht überschreiten. Die Störstoffgehalte, d.h. die Anteile insbesondere von Glas, Kunststoff und Metall mit einem Durchmesser von mehr als 2 mm, dürfen nicht mehr als 0,5% der Trockenmasse ausmachen. Schwermetall- und Störstoffgehalte der hier untersuchten Gärprodukte sind in Tab. 2 dargestellt. Die geforderten Grenzwerte für Störstoffe konnten nur in der vierten Lieferung eingehalten werden. Was die Schwermetalle betrifft, so wurden die strengeren Grenzwerte für eine Ausbringung von 30 t TM in allen Chargen überschritten. In zwei von vier unter­suchten Chargen konnten teilweise sogar die weniger strengen Grenzwerte für eine Ausbringung von 20 t TM in drei Jahren nicht eingehalten werden.

Abb. 2. Temperaturen (Monatsmittelwerte) und monatliche Niederschlagshöhen in den Versuchsjahren 2014 bis 2016 im Vergleich zum langjährigen Mittel am Standort Berge.

Gelbsenf (Sinapis alba L., Aussaat 20.08.2014, Ernte 13.10.2014), Winterroggen (Secale cereale L., Aussaat 24.10.2014, Ernte 05.05.2015), Silomais (Zea mays L., Aussaat 15.05.2015, Ernte 01.10.2015), Winterweizen (Triticum aestivum L., Aussaat 26.10.2015, Ernte 26.07.2016)

Die Ausbringung der Gärprodukte erfolgte jeweils im Frühsommer und Herbst zu den entsprechenden Kulturen in einer Aufwandmenge entsprechend 200 kg ha^–1 N (ca. 10 t ha^–1 TM). Zusätzlich wurden eine ungedüngte Kontrolle sowie drei Mineraldüngervarianten angelegt (Düngung mit Kalkammonsalpeter entsprechend 30, 60 und 120 kg ha^–1 N).

Entsprechend dem Standard am Versuchsstandort wurden in allen Parzellen (auch in der Kontrolle) zu Senf und Roggen je 160 und zu Weizen 80 kg ha^–1 K₂O gedüngt, sowie zu Weizen außerdem 150 kg ha^–1 Kieserit.

Neben Stickstoff wurden durch die Gärprodukte auch die in Tab. 3 aufgeführten Mengen an Phosphor und Kalium sowie an Cadmium, Chrom, Kupfer und Blei ausgebracht.

Der Feldversuch wurde mit Parzellengrößen von 4,5 × 10,0 m angelegt, wobei eine Kernfläche von 3,0 × 8,0 m gedüngt wurde, aus der wiederum ein Mittelstreifen von 1,5 m Breite geerntet wurde.

Die Ernte erfolgte mit einem Feldhäcksler bzw. mit einem Parzellenmähdrescher. Von jeder Parzelle wurden Proben des Pflanzenmaterials genommen, für die weiteren Analysen bei 60°C getrocknet und auf 1 mm gemahlen. Die Bestimmung des Trockensubstanzgehaltes erfolgte durch Trocknung separater Proben bei 105°C. Das Pflanzenmaterial wurde auf die Gehalte an N, P und K untersucht. N wurde mit Hilfe eines Vario MAX CNS Ele­mentar­analysators (Elementar Analysensysteme GmbH, Hanau, Deutschland) bestimmt. P und K wurden durch Mikrowellenextraktion (Mars 6, CEM, Deutschland) gelöst und mit Hilfe eines ICP-OES (Thermo Scientific, USA) analysiert. Der Proteingehalt von Weizen wurde durch Multiplikation der N-Gehalte mit 5,7 berechnet.

Ergebnisse und Diskussion

Abb. 3. Entwicklung von pH-Wert, P_DL- und K_DL-Gehalt im Feldversuch. Daten sind Mittelwerte aus vier Wie­derholungen. Fehlerbalken geben die Standardabweichung an.

Die Gehalte an pflanzenverfügbarem Phosphor im Boden, bestimmt durch Doppellactat-Methode, sanken in allen Varianten im Laufe des Versuches um bis zu ein Drittel ab (Abb. 3). Der stärkste Rückgang war im Herbst 2015 zu beobachten, nach der Ernte von Mais. Mais stellt allerdings auch deutlich höhere Anforderungen an die Phosphorversorgung als Getreide (Baumgärtel, 2015). Wie Tab. 7 zu entnehmen, waren die P-Entzüge durch Mais entsprechend in den Gärproduktvarianten deutlich höher als durch den davor angebauten Roggen bzw. durch den darauffolgenden Weizen.

Die Kaliumgehalte des Bodens sind aufgrund der Ergänzungs­düngung zu Senf, Roggen und Weizen in ihrer absoluten Höhe nur schwer zu beurteilen. Es wird jedoch deutlich, dass mit zunehmender Versuchslaufzeit die Gehalte der Gärproduktvarianten über denen der Mineral­düngervarianten lagen, was auf geringere Ent­züge durch geringere Erträge einerseits und auf die zusätz­liche Kaliumzufuhr durch die Gärprodukte andererseits zurückzuführen ist.

Auffällig ist, dass es in der Kontrolle zu einem Anstieg der N_ges- und Kaliumgehalte und in den KAS 30- und KAS 60-Varianten zu einem Anstieg der Phosphorgehalte zum letzten Probenahmetermin kam, obwohl in der Kontrolle kein Stickstoff und in den KAS-Varianten kein Phosphor gedüngt wurde (vergleiche Tab. 5 und Abb. 3). Im Oktober und November 2015 traten nach der Ausbringung der Gärprodukte überdurchschnittlich starke Niederschläge auf (vergl. Abb. 2). Da im Feldversuch ein leichter Höhen­unterschied zwischen der süd-östlichen und der nord-westlichen Ecke besteht, ist ein Austrag von Gärprodukten oder Nährstoffen in benachbarte Parzellen im Herbst 2015 nicht auszuschließen.

Kohlenstoffgehalt. Die Kohlenstoffgehalte des Bodens stiegen, ausgehend von Gehalten zwischen 0,81 und 0,91%, in allen Parzellen an (Abb. 4). Dieser Anstieg verlief in den Gärprodukt-Parzellen am steilsten, wobei mit 1,21% die höchsten Kohlenstoffgehalte in den Agglomerat-Parzellen gefunden wurden. Die mit KAS gedüngten Parzellen erreichten am Ende des Versuches mit max. 1,02% leicht höhere Kohlenstoffgehalte als die Kontrolle. Mineraldüngung führt zu einer Anhebung der Humus­gehalte, weil durch die Düngung die Erträge und damit auch die Menge der Wurzel- und Ernterückstände gesteigert werden (Blume et al., 2010). Die Gehalte der Mineraldünger-Parzellen blieben jedoch unter denen der Gärprodukte.

Abb. 4. Entwicklung der Kohlenstoffgehalte im Feldver­such. Daten sind Mittelwerte aus vier Wiederho­lungen. Fehlerbalken geben die Standardabweichung an.

Ein Anstieg der Kohlenstoffgehalte um bis zu 0,33 Prozentpunkte, wie er bei den Agglomeraten beobachtet wurde, erscheint sehr hoch. Geht man von einer Lagerungsdichte von 1,5 g cm^–3 und der Probenahmetiefe von 20 cm aus, so wäre zum Erreichen eines solchen Anstiegs eine Zugabe von 9,9 t ha^–1 Kohlenstoff notwendig. Durch die Gärprodukte wurden in der Summe der vier Anwendungen zwischen 7,2 (Agglomerate), und 9,4 (Grobfraktion) t ha^–1 Kohlenstoff ausgebracht. Schließt man noch Ernte- und Wurzelrückstände mit ein, so scheint eine erheb­liche Beeinflussung des Kohlenstoffgehaltes im Boden durch die Anwendung kompostierter Gärprodukte tatsächlich möglich zu sein. Andererseits wird üblicherweise im Zusammenhang mit organischen Düngern davon ausgegangen, dass ein Teil der organischen Substanz bereits innerhalb weniger Tage durch Mikroorganismen abgebaut wird (Wragge, 2014). Dies lässt darauf schließen, dass die Kohlenstoffgehalte eher das Ergebnis jahreszeitlicher Schwankungen sind. Dass Witterung, Kulturart und Bearbeitungsmaßnahmen einen erheb­lichen Einfluss auf die Kohlenstoffgehalte im Boden besit­zen, ist bekannt. Hillebrecht et al. (2009) fanden zum Beispiel in einem Feldversuch mit Weizen schon inner­halb eines Jahres Schwankungen des C_ges-Gehaltes von bis zu 0,19 Prozentpunkten. Zudem besteht neben den jahreszeitlich bedingten Veränderungen in Bezug auf die Kohlenstoffgehalte auch eine große räumliche Hetero­genität im Boden (Körschens et al., 1997). Dauerhaft höhere C-Gehalte stellen sich bei gleichmäßig hoher C-Zufuhr durch organische Düngung nur sehr langsam ein, wobei in Abhängigkeit vom Ausgangsniveau bis zu 50 Jahre bis zum Erreichen eines Fließgleichgewichts vergehen können (Körschens, 1997). Bodenproben aus wenigen aufeinander folgenden Jahren zu analysieren und daraus Rückschlüsse auf die langfristige Entwicklung des Kohlenstoffgehaltes zu ziehen, ist deshalb laut Beerbaum (2003) nicht zulässig. Vielmehr postuliert Körschens (2010), dass Untersuchungen über einen Zeitraum von mindestens 20 Jahren notwendig sind, um Veränderungen des Kohlenstoffgehaltes im Boden sicher feststellen zu können. Hinzu kommt, dass nach Körschens (2010) selbst bei sorgfältiger Probenahme und -aufbereitung Messfehler von etwa 0,1% C_org nicht zu vermeiden sind. Angesichts derartiger Messungenauigkeiten und aufgrund der Tatsache, dass die Proben nicht immer zur gleichen Jahreszeit, geschweige denn unter gleichen Witterungsbedingungen genommen werden konnten, sollten die Unterschiede zwischen den Varianten nicht überbewertet werden. Es bleibt aber festzuhalten, dass sich in drei von vier Varianten spätestens ab dem zweiten Versuchsjahr eine auch statistisch signifikante Differenzierung zwischen Kontrollvariante einerseits und Gärproduktvarianten andererseits herausgebildet hat (Tab. 4).

Stickstoffgehalte. Der Boden im Feldversuch wies zu Versuchsbeginn 81 mg 100 g^–1 N_ges auf. Der N_min-Gehalt betrug etwa 0,19% des N_ges. Das entspricht einem mineralischen Stickstoffvorrat von 6,6 kg ha^–1, bezogen auf eine Bodentiefe von 0 bis 30 cm. In den darunterliegenden Tiefen waren zusätzlich noch 3,5 kg ha^–1 N_min (30–60 cm) bzw. 3,15 kg ha^–1 N_min (60–90 cm) vorhanden. Die Gehalte an N_ges wurden in den Gärproduktvarianten über die gesamte Versuchsdauer hinweg kaum verändert (Tab. 5), während in den KAS- und Kontrollparzellen bis zum Versuchsende eine Reduktion der Gesamtstickstoffgehalte um maximal 19 mg 100 g^–1 zu verzeichnen war.

Betrachtet man die Differenz im Gesamtstickstoffgehalt zwischen dem ersten und dem letzten Probenahmetermin (Tab. 6), so zeigt sich, dass es über die Jahre hinweg tendenziell zu einem geringeren Verlust an Gesamtstickstoff bzw. sogar zu einem Aufbau des Stickstoffvorrats im Boden durch die Gärproduktanwendung kommt. Nach drei Versuchsjahren waren die Gehalte an N_ges in der Agglomeratvariante signifikant höher als in der Kontrolle, was auf die Mineraldüngervarianten auch aufgrund der deutlich höheren Erträge nicht zutrifft.

Eine Auffälligkeit stellt im Oktober 2015 die Agglomerat-Variante dar, die mit 0,63 mg 100 g^–1 in den oberen 30 cm zu diesem Zeitpunkt deutlich höhere Gehalte aufwiesen als alle anderen Varianten. Dies setzte sich auch in den beiden anderen Probenahmetiefen fort. Statistisch signifikante Differenzen in dieser Größenordnung wurden in keinem anderen Fall beobachtet. Es steht zu vermuten, dass diesen Werten ein Fehler bei der Probeaufbereitung oder Analyse zugrunde liegt, denn eine Verlagerung von größeren Mengen mineralischen Stickstoffs aus Gärprodukten bis in eine Bodentiefe von 90 cm ist nach allen bisherigen Erfahrungen sehr unwahrscheinlich. Außerdem hätten sich so große Mengen an pflanzenverfügbarem Stickstoff im Ertrag von Mais oder dem darauf folgenden Weizen bemerkbar machen müssen, was nicht der Fall war. Im August 2016 bestanden in den oberen 30 cm signifikante Unterschiede nur zwischen den einzelnen KAS-Varianten. Bei KAS-120 wurde die Stickstoffdüngung zu Weizen in zwei Gaben aufgeteilt. Die zweite Hälfte wurde im Mai gedüngt. In den darauf folgenden Wochen kam es jedoch nur zu unzureichenden Niederschlägen. Die hohen Gehalte an N_min in dieser Vari­ante nach der Ernte sind vermutlich darauf zurückzuführen, dass die zweite Stickstoffgabe aufgrund des Wassermangels durch den Weizen nicht voll aufgenommen werden konnte. Lässt man die Ausreißer im Jahr 2015 unbeachtet, so führte die Anwendung der Gärprodukte zu keinem Zeitpunkt und in keiner der untersuchten Probenahmetiefen zu von der ungedüngten Kontrolle signifkant verschiedenen Gehalten an N_min.

Abb. 5. Trockenmasseerträge von Senf, Roggen, Mais und Weizen im Feldversuch. Verschiedene Buchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede zwischen den Behandlungen für die jeweilige Pflanzenart (Tukey’s HSD Test, p ≤ 0,05).

Ertrag und Ertragsstruktur von Weizen finden sich in Tab. 7. Die höchsten Kornerträge wurden mit 68,4 und 80,7 dt ha^–1 in den KAS 60- und KAS 120-Varianten verzeichnet. Innerhalb der Gruppe der Gärprodukte wurden die höchsten Erträge mit 43,0 dt ha^–1 durch die Anwendung der Feinfraktion erzielt. Tendenziell wies diese Vari­ante im Vergleich zu den anderen Gärproduktvarianten eine deutlich höhere Anzahl der ährentragenden Halme je Quadratmeter auf.

Der höhere Ertrag in den KAS-Varianten beruhte demgegenüber auf der Kombination von Kornzahl je Ähre und Anzahl ährentragender Halme. Bei der im Feldversuch angebauten Weizensorte handelte es sich um die A-Weizensorte „Julius“ (KWS Saat), die sich durch gute Kornerträge und ausgeprägte Winterhärte auszeichnet, in der Regel aber nur niedrige bis mittlere Proteingehalte
aufweist (Bundessortenamt, 2016). Letzteres bestätigte sich im Feldversuch. Selbst in der KAS 120-Variante erreich­ten die Proteingehalte mit 11,4% nicht die für A-Weizen geforderten 13% und auch nicht die für Brotweizen mindestens geforderten 12% (Reisewitz und Plötzky, 2007; Schneeweiß, 2013). Alle anderen Varianten blieben mit 7,5 bis 8,5% aufgrund der mangelnden N-Versorgung während der Kornfüllungsphase weit darunter.

Nährstoffgehalte und -entzüge. Die Gehalte an Stickstoff, Phosphor und Kalium im Erntegut und die dadurch verursachten Nährstoffentzüge sind in Tab. 8 dargestellt. Die Anwendung der Gärprodukte führte bei keiner der geprüften Kulturen zu von der Kontrolle signifikant verschiedenen N, P- oder K-Gehalten.

Vergleicht man die ausgebrachten und entzogenen Mengen an Stickstoff über die gesamte Versuchsdauer hinweg, so wird deutlich, dass vor allem in den Varianten mit Gärprodukten große Differenzen zwischen Entzug und ausgebrachter Menge bestehen. Mit vier Ausbringungen wurden in diesen Varianten bis zu 878 kg ha^–1 N (Grobfraktion) ausgebracht, von denen nur max. 271 kg ha^–1 (Feinfraktion) durch die Pflanzen wieder aufgenommen wurden. Der Erhalt der Ausgangsgehalte an Stickstoff im Boden trotz des Anbaus von vier aufeinander folgenden Kulturarten ist das Ergebnis dieser Stickstoffzufuhr.

Bei Phosphor wird dagegen deutlich, dass durch Roggen, Mais und Weizen mehr Phosphor aufgenommen wurde, als durch die jeweils letzte Gärprodukt-Anwendung ausgebracht worden war. Offensichtlich konnten hier im Boden vorhandene Phosphorreserven mobilisiert werden. Dies spiegelt sich auch in den Gehalten an pflanzenverfügbarem Phosphor im Boden wieder, die nach Mais im Vergleich zum Versuchsbeginn deutlich abgesunken waren (vergleiche Abb. 3).

Die Grunddüngung mit Kalium im Versuch erschwert eine Auswertung der Gehalte an diesem Nährstoff im Pflanzenmaterial. Bei Mais, zu dem keine zusätzliche Kalium­düngung erfolgte, zeigten sich signifikante Unterschiede zwischen den mit Gärprodukten und den mit KAS gedüngten Pflanzen, wobei letztere deutlich niedrigere Kaliumgehalte aufwiesen. Hier zeigte sich mög­licher­weise eine Auswirkung der Kaliumzufuhr durch die Gärprodukte.

Wie Tab. 9 zu entnehmen, wurden die Schwermetallgehalte im Boden trotzdem durch die Ausbringung der Gärprodukte im Vergleich zur ungedüngten Kontrolle nicht signifikant verändert. Verschiedene Faktoren wie die Dauer des Kompostierungsprozesses, der pH-Wert von Boden und Kompost, die Anwesenheit von Chelatoren und der Grad der Komplexbildung mit der organischen Substanz beeinflussen, in wie weit die Konzentration der Schwermetalle im Boden durch die Ausbringung von Bioabfallkomposten verändert wird (Ernst, 1996; Puschenreiter et al., 2005; Achiba et al., 2009; Smith, 2009). Festzuhalten bleibt, dass in keinem Fall die Vorsorgewerte des Bundes-Bodenschutzgesetzes überschritten wurden. Diese betragen für sandige Böden maximal 0,4 μg g^–1 Cd, 30 μg g^–1 Cr, 20 μg g^–1 Cu und 40 μg g^–1 Pb (BBodSchV, 1999).

Der Entzug durch die Pflanzen spielt in Bezug auf die Bodengehalte nur eine untergeordnete Rolle. In Tab. 10 sind die Schwermetallgehalte in den Pflanzen dargestellt. Cadmium und Blei wurden nur durch Roggen und Mais und nur in sehr geringen Mengen aufgenommen. Die Gehalte betrugen jeweils unter 1 μg g^–1. Unterschiede zwischen den Varianten wurden nicht festgestellt. Cadmium wird in der Regel leicht von Pflanzen aufgenommen; die Verteilung in der Pflanze unterliegt allerdings erheb­lichen genotypischen Unterschieden (Schubert, 2011). Mais akkumuliert Cadmium vor allem in den Zellen der Endodermis und dem Parenchym der Wurzeln, die hier nicht untersucht wurden (Petruzzelli et al., 1989; Wójcik und Tukiendorf, 2005). Das gleiche gilt für Triticale und Weizen, bei denen allerdings üblicherweise deutliche Unterschiede zwischen den Gehalten im Korn und im Stroh bestehen (Ciecko et al., 2001; Schubert, 2011); ein Effekt, der bei Weizen im vorliegenden Versuch nicht nachgewiesen werden konnte.

Blei wird ebenfalls in den Zellwänden der Wurzeln oder auch in Mykorrhizapilzen festgelegt und nur sehr begrenzt in die oberirdische Biomasse aufgenommen (Gigliotti et al., 1996; Schubert, 2011). Die geringe Aufnahme von Cadmium und Blei hat auch mit anderen Faktoren zu tun. So können andere Nährstoffe wie z.B. Kalzium als kompetitive Inhibitoren für die Cadmiumaufnahme fungieren. Es ist auch bekannt, dass eine pH-Erhöhung zwar einerseits die Cadmiumaufnahme durch die Pflanzen erhöht, andererseits die Pflanzenverfügbarkeit von Cadmium aber reduziert. Cadmium und Blei werden zudem als zweiwertige Kationen stark an organische Substanz gebunden, was ihre Verfügbarkeit deutlich absenkt (Schubert, 2011). Bioabfallkompost fungiert demnach einerseits als Quelle für Cadmium und Blei, redu­ziert andererseits aber deren Pflanzenverfügbarkeit durch Erhöhung des pH-Wertes und durch Bereitstellung großer Mengen organischer Substanz.

Die Chromgehalte von Roggen betrugen nur max. 1,04 μg g^–1. Die Gehalte in Mais waren bis zu fünffach höher, die Gehalte in Weizen bis zu zwölffach. Blume et al. (2010) geben an, dass Chromgehalte von bis zu 1 μg g^–1 TM in Pflanzen als normal zu bewerten sind und dass bei darüberhinausgehenden Werten mit einer Beeinträchtigung des Pflanzenwachstums zu rechnen ist. Insbesondere die Gehalte in Weizen scheinen verglichen damit sehr hoch. Chromgehalte und Abweichungen von der Norm sind in dieser Größenordnung jedoch auch von anderen Autoren berichtet worden (Li et al., 2005; BVL, 2016). Signifikante Unterschiede zwischen den Varianten zeigten sich nur bei Mais, wobei dort die höchsten Gehalte in der Kontrolle und der KAS 30-Variante gemessen wurden, die keinerlei Gärprodukte erhalten hatten. Chrom liegt in Abhängigkeit von den Redoxbedingungen in drei- und sechswertiger Form vor, wobei Cr (III) stark an Eisenoxide gebunden wird oder schwer lösliche Hydro­xide bildet, während Cr (VI) Oxianionenkomplexe wie Cr(VI)O₄^2- formt, Verbindungen mit Bariumsulfat eingeht oder an mineralische Komponenten im Boden mit freien Hydroxylgruppen adsorbiert wird (Rai et al., 1989; Blume et al., 2010). Diese Adsorption steigt mit sinkendem pH-Wert. Andererseits wird bei hohen Chromkonzentrationen und niedrigen pH-Werten Cr(VI) zu Cr(III) reduziert, das dann in Lösung gehen kann. Bei pH-Werten über 6 wird Cr(III) ähnlich wie Aluminium als Hydroxid ausgefällt und ist dann nicht mehr pflanzen­verfügbar (McGrath, 1982; Rai et al., 1989; Daunderer, 2006). Dies erklärt eventuell, warum bei Mais höhere Gehalte in den KAS- und Kontrollparzellen gefunden wurden, in denen die pH-Werte des Bodens niedriger waren als in den Gärproduktparzellen. Neben dem pH-Wert beeinflussen auch andere Faktoren die Verfügbarkeit von Chrom im Boden, wie z.B. das Vorhandensein von Eisen oder anderen Chelatoren (Daunderer, 2006), die hier jedoch nicht untersucht worden sind.

Kupfer gehört zwar zu den Schwermetallen, ist gleichzeitig aber ein wichtiger Mikronährstoff, der üblicherweise in allen Pflanzenteilen gefunden wird (Gigliotti et al., 1996). Durch Düngung werden jährlich bis zu 500 g ha^–1 ausgebracht (Kratz et al., 2009). Mittlere Kupfergehalte im Boden liegen in Deutschland zwischen 8 und 42 μg g^–1 (Kratz et al., 2009). Im Versuch wurden maximal 14 μg g^–1 erreicht. Bei allen drei Kulturen wurden unab­hängig von der Düngevariante die in der Literatur jeweils empfohlenen Gehalte an Kupfer im Pflanzen­material erreicht, nicht aber überschritten (Ortseifen und Lammel, 2005; Kratz et al., 2009). Die Versorgung mit pflanzenverfügbarem Kupfer war also ausreichend, ohne dass toxische Effekte zu erwarten wären.

Wie in Tab. 11 dargestellt, wurden nur bei Chrom und Kupfer überhaupt nennenswerte Anteile der ausgebrachten Menge durch die Pflanzen wieder aufgenommen. In die Bilanzrechnung konnte Senf nicht aufgenommen werden, weil das Erntegut nicht auf Schwermetallgehalte untersucht wurde. Da mit der ersten Lieferung an Gärprodukten aber nur geringe Mengen an Schwermetalle ausgebracht wurden (weshalb keine Untersuchung des Pflanzenmaterials stattfand), dürfte dies das Ergebnis kaum wesentlich verändern.

Positiv zu bewerten sind die hohen Gehalte an Phosphor und Kalium in den Gärprodukten, die sich zum Teil in höheren Gehalten an diesen Nährstoffen im Boden bzw. Pflanzenmaterial wiederspiegelten. Hier besteht bei Anwendung von Gärprodukten dieser Art Einsparungspotential für andere Düngemittel. Die Aufbereitungsform scheint die Bereitstellung dieser beiden Nährelemente nicht in eindeutiger Weise zu beeinflussen.

Die Anwendung der Gärprodukte führte zu einem Anstieg der pH-Werte im Boden, was sich insbesondere auf sandigen Standorten mit niedrigen pH-Werten als vorteilhaft erweisen kann. Die P-Verfügbarkeit wird in diesem pH-Bereich erhöht, während die Verfügbarkeit von Schwermetallen sinkt.

Die Anwendung von kompostierten Gärprodukten birgt zudem das Potential, die Kohlenstoffgehalte im Boden deutlich anzuheben. Dadurch kann bei regelmäßiger Anwen­dung nicht nur Kohlenstoff sequestriert, sondern durch Erhöhung des Humusgehaltes auch ein Beitrag zum Erhalt bzw. zur Förderung der Bodenfruchtbarkeit geleistet werden.

Ein Anstieg der Schwermetallgehalte im Boden konnte trotz Überschreitung der laut BioAbfV zulässigen Höchstmengen nicht nachgewiesen werden. Andererseits wurden von Cadmium und Blei weniger als 1%, bei Chrom max. 8% und bei Kupfer max. 7% der ausgebrachten Menge durch das geerntete Pflanzenmaterial wieder abge­fahren. Langfristig ist angesichts solcher Aufnahmeraten bei Nichteinhaltung der Grenzwerte mit einer Anrei­cherung von Schwermetallen im Boden zu rechnen, die durch Anbau akkumulierender Pflanzenarten auch in die Nahrungskette gelangen könnten.