Einfluss unterschiedlicher Verfahrenskonzepte auf ... · 6.4.1 CSB- Elimination 87 Pilotanlage 87 Laboranlage 88 6.4.2 Stickstoffelimination 90 Pilotanlage 90 Laboranlage 94 6.4.3

Einfluss unterschiedlicher Verfahrenskonzepte auf

Substratabbau und Nährstoffverwertung in

Membranbelebungsanlagen zur kommunalen

Abwasserreinigung

Vorgelegt von

Dipl.-Ing. Kirsten Kubin

aus Braunschweig

Von der Fakultät III – Prozesswissenschaften

der Technischen Universität Berlin

zur Erlangung des akademischen Grades

Doktor der Ingenieurwissenschaften

– Dr.-Ing. -

Promotionsausschuss:

Vorsitzender: Professor Dr. rer. nat. U. Szewzyk

Berichter: Professor Dr.-Ing. M. Kraume

Berichter: Professor Dr.-Ing. P. Cornel

Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 06. Februar 2004

Berlin 2004

D 83

Danksagung

Die Anfertigung einer solchen Arbeit ist ohne die Unterstützung der Betreuer, Kollegen,

Diplomanten, Freunden und Familie nicht möglich. Ihnen allen gilt mein herzlichster

Dank!

Besonders danken möchte ich:

� Herrn Professor Kraume dafür, dass er mich an das Institut geholt hat und während

der gesamten Zeit jederzeit für Probleme und Problemchen ansprechbar war. Die

Diskussionen und Anregungen haben zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen.

� Herrn Professor Cornel für die Tätigkeit als Gutachter sowie Herrn Professor

Szewzyk für die Übernahme des Amtes des Vorsitzenden.

� Herrn Professor Dorau und Herrn Rasim für die freundliche Unterstützung und

Hilfsbereitschaft während meiner Arbeit auf dem Versuchsgelände in Marienfelde.

� Meinen studentischen Hilfskräften Christian Adam, Jan Peter Meyer und Sarah

Glücklich. Ohne sie wäre die Arbeit nicht möglich gewesen!

� Allen Kolleginnen und Kollegen am Institut für Verfahrenstechnik, die jederzeit

ansprechbar waren. Insbesondere gilt mein Dank Sandra Rosenberger und

Christian Adam für die fachlichen Anregungen und Diskussionen.

� Ansgar Bambinek für die sprachliche Überarbeitung der Dissertation.

� Überhaupt allen Freunden und Freundinnen, die mich in der Zeit unterstützt und

zum Teil auch ertragen haben.

� Karin Salemann für die liebevolle Betreuung unserer Tochter Fiona während der

gesamten Zeit!

� „Schwiegervater“ Bernd und meiner Mutter, die ich ständig und spontan in Anspruch

nehmen konnte und Uli, der das akzeptiert hat.

� Und natürlich ganz besonders auch meinem „Mann“ Karsten, der trotz allem Stress

da war und noch da ist und Fiona und Mika, die alles ganz prima mitgemacht

haben!

I

INHALTSVERZEICHNIS

1 Einleitung 1

2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung 3

2.1 Der Begriff „Abwasser“ 3

2.2 Zusammensetzung und Menge kommunalen Abwassers 4

2.3 Biologie der Abbauvorgänge 6

2.3.1 Elimination von organischer Substanz 9

Oxidation organischer Substanz 9

Adsorption und zellinterne Speicherung organischer Stoffe 9

2.3.2 Elimination von Stickstoff 11

Biologische Stickstofffixierung 12

Biologische Umwandlung von Stickstoffverbindungen 12

� Kombination der autotrophen Nitrifikation und heterotrophen Denitrifikation 12

� Simultane Nitrifikation/Denitrifikation (SND) 16

2.3.3 Elimination von Phosphor 18

Chemisch-physikalische Phosphorelimination 19

Biologische Phosphorelimination 19

2.3.4 Elimination von pathogenen Keimen und Parasiten 20

2.3.5 Kinetik des Wachstums und Substratabbaus 21

2.3.6 Regulation des Stoffwechsels 22

3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 23

3.1 Belebungsverfahren 24

3.1.1 Verfahren und Betriebsweisen des Belebungsverfahrens 24

3.1.2 Durchmischungsverhalten unterschiedlicher Beckenformen 28

3.2 Belebter Schlamm 33

3.2.1 Abwasser als Nährlösung 35

3.2.2 Überschussschlammproduktion 36

3.3 Problempunkte des klassischen Belebungsverfahrens 38

3.4 Membrantechnik in der kommunalen Abwasserbehandlung 40

3.4.1 Biologische Besonderheiten des Membranbelebungsverfahrens 46

Trockensubstanzgehalt 46

Viskosität und Flockenstruktur 46

Schlammbelastung – Überschussschlammproduktion 48

Überschussschlamm als Schadstoffsenke 52

Schlammalter 53

3.4.2 Betriebsweisen von Membranbelebungsanlagen 54

II

3.5 Realisierte großtechnische Membranbelebungsanlagen in Deutschland 55

3.5.1 Kläranlage Markranstädt 56

3.5.2 Kläranlage Rödingen 57

3.5.3 Pilotanlage auf der Kläranlage Büchel 58

3.5.4 Reinigungsleistung der Anlagen und Vergleich mit den Anforderungen 59

4 Zielsetzung der Arbeit 62

5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden 63

5.1 Versuchsanlagen 63

5.1.1 Pilotanlage (PA) des Umweltbundesamtes 65

5.1.2 Laboranlage (LA) der TU Berlin 66

5.1.3 Belüftungsstrategie 67

Belüftung der Nitrifikationsreaktoren - Pilotanlage 67

Belüftung der Nitrifikationsreaktoren - Laboranlage 68

5.1.4 Betriebsführung der Anlagen 68

Einstufige Nitrifikation (PA) 69

Mehrstufige Nitrifikation (PA und LA) 69

� Vorgeschaltete Denitrifikation – Betrieb mit interner Zirkulation 69

� Vorgeschaltete Denitrifikation – Betrieb ohne interne Zirkulation 70

Zwischengeschaltete Denitrifikation – Betrieb mit interner Zirkulation (LA) 70

5.1.5 Aufenthaltszeit 71

5.1.6 Schlammmanagement 71

5.1.7 Überblick über die Betriebsbedingungen der betrachteten Anlagen 71

5.2 Verwendetes Abwasser 73

5.3 Pilotanlage (PA I) 73

5.4 Pilotanlage (PA II und III), Laboranlage 73

5.5 Analytik 75

5.5.1 Chemische Analysen 75

5.5.2 Viskosität 76

5.5.3 Gasanalyse 77

5.6 Überschusschlammproduktion 77

5.7 Stufenmessungen 78

6 Ergebnisdarstellung und Diskussion 80

6.1 Sauerstoffkonzentration 80

6.2 Trockensubstanzkonzentration und Glühverlust 82

6.2.1 Pilotanlage 82

6.2.2 Laboranlage 85

6.3 Schlammbelastung 86

III

6.4 Reinigungsleistung der Anlagen im regulären Anlagenbetrieb 87

6.4.1 CSB- Elimination 87

Pilotanlage 87

Laboranlage 88

6.4.2 Stickstoffelimination 90

Pilotanlage 90

Laboranlage 94

6.4.3 Phosphorelimination 98

Pilotanlage 98

Laboranlage 101

6.4.4 Vergleich Pilotanlage - Laboranlage 103

6.4.5 Vergleich der Reinigungsleistung mit anderen MBR 105

CSB-Elimination 105

Stickstoffelimination 108

Phosphorelimination 109

6.5 Schlammeigenschaften im Vergleich: Viskosität und Stofftransport 110

6.6 Überschussschlammproduktion 113

6.7 Auswirkungen unterschiedlicher Verfahrensvarianten 116

6.7.1 Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe 116

CSB-Elimination 116

Stickstoffelimination 120

Überschussschlammproduktion 123

Fazit 124

6.7.2 Einfluss der kammerinternen Vermischungszustände 125

CSB- und Stickstoffelimination 126

Überschussschlammproduktion 129

Fazit 129

6.7.3 Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe 130

Fazit 138

7 Schlussfolgerung und Ausblick 139

8 Zusammenfassung 142

A Anhang 143

Literaturverzeichnis 147

IV

V

Symbolverzeichnis

Formelzeichen und Abkürzungen

a nicht hydrolisierbarer Anteil von TS0 [-]

b Zerfallskoeffizient [1/d]

BSB5 Biologischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen [mg/L]

BTS Schlammbelastung [kg /(kg·d)]

dw/dx Geschwindigkeits-/ Schergradient [1/s]

CSB Chemischer Sauerstoffbedarf [kg/m³]

DOC gelöster org. geb. Kohlenstoff [mg/L]

E(t) Verteilungsdichtefunktion [-]

EGW Einwohnergleichwert [-]

E, EW Einwohner [-]

F(t) Verteilungssumme [-]

FT Temperaturfaktor [-]

GV Glühverlust [%]

k Ostwaldfaktor [kg/(m·s2-n)]

kd Sterberate / Autolysekoeffizient [1/d]

Ks Geschwindigkeitskonstante für den Substratabbau [mg/L]

Km Michaelis-Menten-Konstante [mg/L]

ms Erhaltungskoeffizient [kg /(kg·d)]

n Fließexponent [-]

Nges. Gesamtstickstoff [mg/L]

NH4-N Ammonium-Stickstoff [mg/L]

NO2-N Nitrit-Stickstoff [mg/L]

NO3-N Nitrat-Stickstoff [mg/L]

oTS organischer Anteil der Trockensubstanz [g/L]

Pges. Gesamt-Phosphor [mg/L]

PO4 Ortho-Phosphor [mg/L]

PO4-P Phosphat-Phosphor [mg/L]

Q Volumenstrom [m³/h]

QRS Volumenstrom des Rücklaufschlammes [m³/h]

QRZ Volumenstrom der Rezirkulation [m³/h]

Qzu Volumenstrom des Zulaufes [m³/h]

rS Reaktionsgeschwindigkeit des Substratabbaus [mg/(L·min)]

rS, max. max. Reaktionsgeschw. des Substratabbaus [mg/(L·min)]

RV Rücklaufverhältnis [-]

VI

RZ Rezirkulationsverhältnis [-]

S Substratkonzentration [mg/L]

SND Simultane Nitrifikation/Denitrifikation [-]

SV Schlammvolumen [ml/L]

SVI Schlammvolumenindex [ml/g]

TKN Kjeldahl-Stickstoff [mg/L]

TN Gesamtstickstoff [mg/L]

TIC Anorganischer Stickstoff [mg/L]

TOC Organischer Stickstoff [mg/L]

tTS berechnetes Schlammalter [d]

tTS, aerob aerobes Schlammalter [d]

TS Trockensubstanzkonzentration [g/L]

TSBB TS-Gehalt in der Belebung [kg/m³]

TS0 Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe im Zulauf [kg/m³]

ÜSCSB Spez. Überschussschlammproduktion (CSB) [kg TS/kg CSB]

ÜSd tägliche Überschussschlammproduktion [kg TS/d]

ÜSBSB5 Spez. Überschussschlammproduktion (BSB5) [kg TS/kg BSB5]

VBB Belebungsvolumen [m³]

VD Volumen der Denitrifikation [m³]

VEntnahme Volumen der Schlammentnahme [m³]

X Bakterienkonzentration [g/L]

Y Ertragskoeffizient [kg/kg]

YH Ertragskoeffizient der heterotrophen Bakterien [kg/kg]

Yx/s Zellertragskoeffizient [kg/kg]

Griechische Formelzeichen

τ Schubspannung [Pa]

τ0 Fließgrenze [Pa]

µ Wachstumsrate [1/d]

µmax. maximale Wachstumsrate [1/d]

ηD Wirkungsgrad der Nitrat-Elimination [-]

ηS Scheinbare Viskosität [Pa·s]

1 Einleitung

1

1 Einleitung

Wasser ist ein unentbehrlicher Grundstoff aller Lebewesen. Der Bedarf an Trinkwasser

sowie an Betriebswasser für die Industrie steigt ständig an. Für die Trinkwasserversorgung

muss in zunehmendem Maße auch Oberflächenwasser (Flüsse, Seen und

Trinkwassertalsperren) für die Wasserversorgung herangezogen werden, da das Grund- und

Quellwasser nicht mehr ausreicht. Abwasserreinigungsverfahren haben die Aufgabe,

Schäden durch Abwassereinleitungen in den Gewässern zu vermeiden bzw. zu vermindern.

Der konventionellen Abwasserreinigung gelingt es immer weniger, den steigenden

Anforderungen des Gewässer- und Gesundheitsschutzes gerecht zu werden. Ein

Schwachpunkt der konventionellen Technik ist die Abtrennung des Belebtschlammes vom

gereinigten Wasser mittels Sedimentation. Es kann keine Entfernung von Krankheitserregern

garantiert werden, weiterhin ist eine Kläranlage mit einer Sedimentationsstufe als

Nachklärung anfällig gegenüber hydraulischen Schwankungen. Eine natürliche Veränderung

der Zusammensetzung des Schlammes und eine unkontrollierte Denitrifikation in der

Sedimentationsstufe kann zur Blähschlammbildung und zum Schlammauftrieb in der

Nachklärung führen und eine verminderte Ablaufqualität zur Folge haben. Diese

Leistungseinschränkungen der konventionellen Technik können durch den Einsatz einer

Membrantrennstufe in Kombination mit dem Belebtschlammverfahren umgangen werden.

Innerhalb der letzten Jahre hat die Bedeutung von Membranbelebungsreaktoren (MBR) in

der kommunalen und häuslichen Abwasserreinigung stark zugenommen und stellt

zunehmend eine Alternative gegenüber der konventionellen Abwasserbehandlung dar (Melin

et al. 2001, Engelhardt et al. 2001, van Dijk 2001, Wozniak 2001, Stein et al. 2001).

Als weitere Vorteile sind hier der verminderte Platzbedarf durch den Wegfall der Nachklärung

und eine sehr gute Reinigungsleistung zu nennen. Durch die geringe Porenweite der

Membran wird praktisch ein vollständiger Rückhalt der Biomasse gewährleistet, sogar Viren

können im Belebungsbecken zurückgehalten werden. Durch die Möglichkeit der hohen

Aufkonzentrierung der Biomasse im Belebungsbecken können Membranreaktoren mit sehr

hohen Trockensubstanzkonzentrationen betrieben werden. Hierdurch ergibt sich prinzipiell

der Vorteil einer hohen volumenbezogenen Abbauleistung oder aber einer Verminderung

des Klärschlammanfalls, je nach dem, welche Ziele durch den Einsatz eines

Membranbioreaktors erzielt werden sollen (Rosenberger et al. 2000).

Nachteilig wirkt sich eine steigende Viskosität mit steigendem Trockensubstanzgehalt aus,

da eine Zunahme der Viskosität zu einer Verschlechterung des Sauerstoffeintrags führt. Als

weitere Nachteile des Membrantrennverfahrens sind höhere Investitions- und Betriebskosten

zu nennen, wobei es durch die Entwicklung neuer Membranen und Module in den letzten

1 Einleitung 2

Jahren gelungen ist, die Kosten bereits deutlich zu senken (Melin et al. 2001, Wagner 2000,

Rautenbach et al. 1998).

Für künftige Realisierungen von Membrantrennverfahren in der kommunalen

Abwasserreinigung ist die nähere Untersuchung der grundlegenden Prozesse einer

Membranbiologie notwendig. Auf der Basis eines tieferen Verständnisses für die Vorgänge in

einer Anlage mit hoher Zelldichte können Auslegungsansätze verifiziert und optimiert

werden, wodurch ein effizienter und damit wirtschaftlicherer Anlagenbetrieb möglich wird.

Ausgehend von den in dieser Arbeit vorangestellten theoretischen Grundlagen allgemein zur

biologischen Abwasserreinigung (Kapitel 2) und zu den Verfahren der biologischen aeroben

Behandlung von Abwässern einschließlich der Membrantechnik (Kapitel 3) wird in Kapitel 4

die Zielsetzung der Arbeit formuliert. Anschließend werden die Anlagen, an denen die

Untersuchungen durchgeführt wurden, näher beschrieben und die Versuchsdurchführungen

sowie Methoden erläutert (Kapitel 5). Die im Vorausgegangenen dargestellten Grundlagen

sollen eine Basis für die Auswertung der praktischen Untersuchungsergebnisse (Kapitel 6)

bilden. Nachdem in Kapitel 7 die Schlussfolgerungen aus der Arbeit gezogen werden und ein

Ausblick auf den weiteren Forschungsbedarf gegeben wird, werden in Kapitel 8 die

wichtigsten Erkenntnisse der vorliegenden Arbeit zusammengefasst.

2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung

3


2.1 Der Begriff „Abwasser“

Unter Abwasser versteht man nach der Definition in der DIN 4045 „Durch Gebrauch

verändertes abfließendes Wasser und jedes in die Kanalisation gelangende Wasser“. An

Hand dieser Definition wird deutlich, wie weit gefasst dieser Begriff „Abwasser“ ist und das

eine genauere Klassifizierung der Abwasserarten notwendig ist, abhängig davon, woraus die

Verschmutzung resultiert. Nur so kann ein für das spezielle Abwasser geeignetes

Reinigungskonzept ausgewählt werden.

Zunächst kann zwischen industriellem Abwasser und kommunalem Abwasser unterschieden

werden. Industrielles Abwasser fällt in Industriebetrieben im Zusammenhang mit den

Produktionsprozessen an. Entsprechend der Vielzahl industrieller Produktionsverfahren

existiert auch eine große Zahl unterschiedlich zusammengesetzter industrieller

Abwasserarten. Für die spezielle Behandlung industriellen Abwassers wird auf die

Fachliteratur verwiesen (ATV-Handbuch 1999, Pöppinghaus et al. 1994, Rüffer et al. 1991).

Kommunales Abwasser setzt sich wiederum aus häuslichem Abwasser (Abflüsse aus

Haushalten, Büros und kleingewerblichen Betrieben), gewerblichem Abwasser (aus

Gewerbe- und Industriebetrieben) und Fremdwasser infolge des Eindringens von Sicker- und

Grundwasser zusammen (Abbildung 2-1).

50%

36%

14%

industrielles undgewerbliches Abwasser

häusliches Abwasser

Fremdwasser

Abbildung 2-1: Zusammensetzung kommunalen Abwassers (Pöppinghaus et al. 1994)

Auch bei dieser groben Unterteilung wird deutlich, dass allein durch eine begriffliche

Definition ein Abwasser nicht charakterisiert werden kann, da es neben der Herkunft noch


4

von einer Vielzahl weiterer Faktoren wie z.B. Tageszeit, Jahreszeit oder Wetter abhängig ist.

Auch die Sammlung des Abwassers spielt eine Rolle. In einer Mischkanalisation wird

Schmutz- und Niederschlagswasser in einer Leitung abgeleitet, eine Trennkanalisation leitet

Schmutz- und Niederschlagswasser getrennt ab. Beim Mischverfahren stellt

Niederschlagswasser einen der wichtigsten Bestandteile dar und dementsprechend ist die

Menge entscheidend für eine Dimensionierung der Kläranlage (Pöppinghaus et al. 1994).

Die Abwasserinhaltsstoffe können mit Blickpunkt auf ihre Wirkungen im Vorfluter in vier

Gruppen eingeteilt werden:

- Zehrstoffe (Substrat): diese belasten den Sauerstoffgehalt eines Gewässers, indem sie

den biochemischen Sauerstoffbedarf vergrößern,

- Nährstoffe: enthalten Stickstoff und/oder Phosphor, diese verursachen die Eutrophierung

stehender oder langsam fließender Gewässer,

- Giftstoffe oder gesundheitsschädliche Stoffe: diese wirken auf die Mikroorganismen des

Abwassers hemmend und toxisch auf die Lebewesen im Gewässer sowie

gegebenenfalls auf den Menschen,

- Störstoffe: diese Stoffe wirken in verschiedener Weise störend, ohne dass sie den

oberen drei Gruppen zugeordnet werden könnten.

Ziel der Abwasserreinigung ist es nun, diese Stoffe möglichst weitgehend aus dem Wasser

zu eliminieren, um so den Vorfluter zu entlasten.

2.2 Zusammensetzung und Menge kommunalen Abwassers

Die anfallende Menge kommunalen Abwassers ist stündlichen, täglichen und jährlichen

Schwankungen unterworfen. Die Tagesganglinie zeigt ein Minimum in der Nacht und ein

Maximum in den Morgenstunden. Regenereignisse überlagern diese Ganglinie. Frimmel

(1999) gibt eine auf einen Einwohner entfallende Abwassermenge mit 200 L/d an, wobei

dieser Wert bedingt ist durch einen Fremdwasseranteil. Der Frischwasserbezug wird mit 150

L/d abgeschätzt. Nach Höll (2002) liegt der derzeitige Wasserbedarf aufgrund von

Wassersparmaßnahmen bei ca. 130 L/d pro Einwohner, wobei sich durch diese

Wassereinsparung lediglich die anfallende Wassermenge reduziert, die Konzentrationen der

Abwasserinhaltsstoffe erhöhen sich. Bei Bemessungen der Abwassermenge wird

üblicherweise von mindestens 150 L/(E·d) ausgegangen (Pöppinghaus et al. 1994).

Kommunales Abwasser stellt ein Vielstoffgemisch dar, dessen Hauptbestandteil mit ca.

99,9 % Wasser ist (ATV Handbuch 1997 b). Die weitere Zusammensetzung ist stark von der

Tages- und Jahreszeit sowie von den jeweiligen Haushalten bzw. zuleitenden Betrieben

abhängig. Die exakte chemische Zusammensetzung kommunaler Abwässer ist aufwendig zu


5

bestimmen. Um die Verschmutzung eines Abwassers beurteilen zu können wurden

Summenmessgrößen eingeführt. Ein kommunales Abwasser ist damit durch die Angabe der

in Tabelle 2-1 aufgeführten Parameter genau genug charakterisiert.

Tabelle 2-1: Wichtige Parameter zur Kennzeichnung der Verschmutzung eines Abwassers

Parameter Symbol Einheit Verfahrenskennzeichen, Definition

absetzbare ungelöste Stoffe mg/L DIN 38 409 –H9; H10

abfiltrierbare Stoffe mg/L DIN 38 409 –H2

Biochemischer Sauerstoffbedarf BSB mg O2/L DIN 38 409 –H51Sauerstoffmenge, welche durch mikrobielleStoffwechselprozesse beim Abbau derSchmutzstoffe bei +20°C verbraucht wird

Chemischer Sauerstoffbedarf CSB mg O2/L DIN 38 409 –H41; H43

gelöster org. geb. Kohlenstoff DOC mg/L DIN 38 409 –H3

Organischer Stickstoff Norg. mg/L Differenz von TKN und NH4-N

Anorganischer Stickstoff Nanorg. mg/L Summe aus NH4-N, NO2-N, NO3-N

Gesamtstickstoff TN; Nges. mg/L DIN 38 409 –H27

Kjeldahl-Stickstoff TKN DIN 38 409 –H11Summe aus organischem Stickstoff undAmmonium-Stickstoff

Ammonium NH4 mg/L DIN 38 406 –E5

Nitrit NO2 mg/L DIN 38 405 –D10

Nitrat NO3 mg/L DIN 38 405 –D9

Gesamt-Phosphor Pges. mg/L DIN 38 405 –D11

Weitere Inhaltsstoffe sind Tenside, Schwermetalle, hochchlorierte organische Verbindungen,

adsorbierbare bzw. extrahierte organisch gebundene Halogene (AOX, EOX) sowie

unterschiedliche Salze (z. B. Chloride, Sulfate).

Um nun den Abwasseranfall eines Industriebetriebes zu dem einer Kommune oder eines

anderen Industriebetriebes in Beziehung zu setzen, wurde der Begriff Einwohnergleichwert

(EGW) eingeführt. Dieser ermittelt sich aus der BSB5- Fracht des Betriebes bezogen auf die

mittlere tägliche BSB5- Fracht eines Einwohners von 60 g BSB5 pro Tag:


6

)dE/(BSBg

d/FrachtBSBgEGW

⋅−=

5

5

60(2-1)

Weiterhin sind noch andere Bewertungsmaßstäbe gebräuchlich. Um eine Aussage über die

Zusammensetzung eines Abwassers bezüglich leicht abbaubarer und persistenter

Substanzen treffen zu können, wird das Verhältnis CSB zu BSB5 herangezogen. Wenn der

CSB-Wert wesentlich höher ist als der BSB5-Wert ist dies ein Zeichen dafür, dass das

Abwasser einen großen Teil an nicht abbaubaren Substanzen enthält. Bever et al. (1993)

geben als üblichen Wert für das Verhältnis CSB/BSB5 1,7 an, im ATV-Handbuch (1997 a)

wird für kommunales Rohabwasser CSB/BSB5 = 2 angegeben.

Die Abwasserzusammensetzung ist neben der Abwassertemperatur und -menge maßgeblich

für die Bemessung von Abwasserbehandlungsanlagen. Zur Auslegung werden Daten der

einwohnerspezifischen Frachten bezüglich BSB, CSB, Phosphor und Stickstoff sowie der

abfiltrierbaren Stoffe vom Zulauf zur biologischen Stufe benötigt. Liegen hierzu keine Daten

vor, werden im Arbeitsblatt ATV-DVWK-A 131 (2000) zur Abschätzung die in Tabelle 2-2

angegebenen Frachten vorgeschlagen.

Tabelle 2-2: Einwohnerspezifische Frachten nach ATV-DVWK-A 131

Parameter häusliches Abwasser/ Rohabwasser

[g/(E·d)]

BSB5 60

CSB 120

abfiltrierbare Stoffe (TS0) 70

TKN 11

P 2,5

2.3 Biologie der Abbauvorgänge

Die eigentliche Reinigungsleistung erfolgt hauptsächlich durch die Stoffwechseltätigkeit von

Bakterien. Somit können auf biologischem Wege nur solche Substanzen aus dem Abwasser

entfernt werden, welche Nährstoff- bzw. Zehrstoffcharakter haben. Der Abbau dient den

Organismen entweder zum Aufbau körpereigener Substanz oder zur Energiegewinnung.


7

Die meisten Bakterien, die für die biologische Abwasserreinigung nutzbar gemacht werden

können, werden der Gruppe der chemotrophen Bakterien zugeordnet. Im Gegensatz zu den

phototrophen Bakterien, welche als Energiequelle Strahlungsenergie nutzen, bedienen sich

die chemotrophen Bakterien, chemischer Energie (aus chemischen Reaktionen) zur

Aufrechterhaltung der Lebensfähigkeit. Wird die chemische Energie nun aus der Oxidation

anorganischer Substanzen gewonnen, handelt es sich hierbei um Lithotrophie, die Oxidation

organischer Substanzen wird Organotrophie bezeichnet. Bei der Oxidation werden

Elektronen von den Substanzen abgespalten (Elektronendonatoren) und auf andere

übertragen (Elektronenakzeptoren). Elektronenakzeptor ist im Falle der aeroben Atmung

Sauerstoff, fakultative Anaerobier bevorzugen eine aerobe Lebensweise, können aber auf

eine anaerobe Lebensweise umschalten und nutzen dann statt Sauerstoff Nitrit oder Nitrat

als Elektronenakzeptor.

Ein weiteres Unterscheidungskriterium ist die Kohlenstoffquelle, auf welche die Bakterien für

den Aufbau körpereigener Substanz zurückgreifen. Heterotrophe Bakterien verwenden

organische, autotrophe Bakterien anorganische Komponenten als Baustoffe zur

Zellsynthese. Einen Überblick über die Klassifikation der in biologischen

Abwasserreinigungssystemen vorkommenden Mikroorganismen zeigt Tabelle 2-3 (nach

Rheinheimer et al. 1989).

Tabelle 2-3: Klassifikation der Mikroorganismen in biologischen Abwasserreinigungssystemen (nachRheinheimer et al. 1989)

Organismen-gruppe

C-Quelle Elektronen-donator

Elektronen-akzeptor

Produktedes

Abbaustoff-wechsels

Tätigkeitsmerkmale

O2 CO2, NH4 aerobe Bakterien

NO3- NO2

- Nitratreduzierer

NO3-, NO2

- N2 Denitrifikanten

Primär-abbauer

org. C(gelöst) org. C

org. C org. C anaerobe Bakterien chem

o-or

gano

-he

tero

trop

phe

Bak

terie

n

Sekundär-abbauer

organ. C(partikulär) organ. C O2 CO2, NH4

Ciliaten, niedereMetazoen

CO2 NH4+ O2 NO2

- Ammoniakoxidierer

Nitrifikanten

CO2 NO2- O2 NO3

- Nitritoxidierer chem

o-lit

ho-

auto

trop

phe

Bak

terie

n


8

Wie aus Tabelle 2-3 ersichtlich, sind auch Protozoen und niedere Metazoen in der

Abwasserreinigung vorzufinden. Diese Organismengruppe verwendet als Nahrung nicht

gelöste, sondern partikuläre organische Substanzen, somit auch Bakterien und tragen zu

einer Reduzierung der Bakterienmasse bei. Je günstiger die Bedingungen für die Bakterien

sind, d.h. je besser die Versorgung der Bakterien mit den für sie unmittelbar verwertbaren

Substraten ist, um so günstiger sind ihre Möglichkeiten, sich gegen die natürlichen Feinde

zahlenmäßig zu behaupten. Welchen direkten Beitrag die Protozoen zur biologischen

Abwasserreinigung leisten, ist noch nicht vollständig geklärt. Da sich Protozoen

hauptsächlich von frei suspendierten Einzelzellen ernähren, tragen sie u. a. zur Elimination

pathogener Keime bei und vermindern die Trübung des Wassers (Güde 1996).

Untersuchungen zeigten, dass die Protozoen vor allem indirekt zur biologischen

Abwasserreinigung beitragen, da sie durch die Fresstätigkeit die Stoffumsätze als auch die

Zusammensetzung der Bakterienpopulation beeinflussen (Güde 1996).

Um in der Abwasserreinigung ein Substrat auf biologischem Wege zu einem bestimmten

Endprodukt umzuwandeln, sind viele einzelne Abbauschritte nötig, an denen jeweils Enzyme

beteiligt sind. Somit ist ein Stoff dann biologisch abbaubar, wenn im System alle

erforderlichen Enzyme in ausreichender Konzentration vorhanden sind oder gebildet werden

können. Hieraus ergibt sich eine Einteilung der Abwasserinhaltsstoffe. Zu unterscheiden ist

zwischen „gut abbaubaren“, „schwer abbaubaren“ und „biologisch nicht abbaubaren“

Substanzen je nach Grad der Verfügbarkeit der notwendigen Enzyme. Leicht abbaubare

Substanzen werden auch bei kurzen Kontaktzeiten mineralisiert. Für schwer abbaubare

Substanzen ist eine längere Kontaktzeit notwendig, da die notwendigen Enzyme nicht in

ausreichender Konzentration vorhanden sind bzw. erst produziert werden müssen, der

Abbau allgemein sehr langsam erfolgt oder auch eine Hemmung der Enzymaktivität vorliegt,

solange leicht abbaubare Substanzen vorhanden sind.

Bevor die biologischen Abbauprozesse von Abwasserinhaltsstoffen durch Mikroorganismen

überhaupt einsetzen können, sind rein physikalische Transportvorgänge wie Konvektion und

Diffusion notwendig, um einen Kontakt zwischen Bakterie und Nährstoffmolekül herzustellen.

Der weitere Abbau erfolgt über eine Reihe von Reaktionen, welche in Adsorptions-,

Resorptions- und Assimilations- bzw. Dissimilationsprozesse unterteilt werden können.

Zunächst erfolgt eine adsorptive Anlagerung der Schmutzstoffe an die Bakterienoberfläche

bzw. an die Oberfläche der Flocken des belebten Schlammes. Die sich anschließende

enzymatische Resorption kleinerer Moleküle in die Zelle ist Voraussetzung für die

Dissimilations- bzw. Assimilationsprozesse innerhalb der Zelle zur Energiegewinnung und

zum Aufbau neuer Zellsubstanz. Die Adsorption der Schmutzstoffe ist ein rein physikalischer

Vorgang. Somit können auf diese Weise auch nicht abbaubare Stoffe gebunden und mit dem


9

belebten Schlamm entfernt werden. Da die Adsorptionskapazität der Flocken allerdings

begrenzt ist, können durch diesen Mechanismus nur begrenzte Mengen dieser Stoffe

eliminiert werden (Bever et al. 1993).

2.3.1 Elimination von organischer Substanz

Oxidation organischer Substanz

Bakterien weisen eine große Vielzahl an Stoffwechselwegen zum Abbau organischer Stoffe

auf, so dass praktisch alle in der Natur vorkommenden Substanzen, aber auch viele

synthetische Substanzen, unter geeigneten Bedingungen abgebaut werden können.

Die Vielzahl der organischen Stoffe kann in die drei Gruppen Kohlenhydrate, Fette und

Eiweiße unterteilt werden. Diese Stoffe werden im aeroben Milieu oxidiert, d.h. unter

Mitwirkung von Sauerstoff bis zu energiearmen Endprodukten CO2 und H2O umgewandelt.

Diese Aufgabe übernehmen die chemoorganotrophen Bakterien. Durch die Umwandlung des

Kohlenstoffes wird Energie gewonnen, welche für den Aufbau neuer Zellmasse benötigt wird.

Es wird davon ausgegangen, dass 50 % der Kohlenstoffverbindungen zur Energiegewinnung

im Energiestoffwechsel (Katabolismus) oxidiert werden, 50 % werden im Baustoffwechsel

(Anabolismus) assimiliert. Die Entfernung der Kohlenstoffverbindungen erfolgt somit über die

Gasphase in Form von CO2 oder durch die Abtrennung der gebildeten Biomasse.

Die durchschnittliche Zusammensetzung der organischen Inhaltsstoffe eines kommunalen

Abwassers kann nach Henze (1995) mit C18H19O9N angenommen werden. Die vollständige

Oxidation läßt sich durch folgende chemische Reaktionsgleichung angeben:

C18H19O9N + 17,5 O2 + H+� 18 CO2 + 8 H2O + NH4

+ (2-2)

Um die umgesetzte Menge an organischen Inhaltsstoffen zu quantifizieren, kann der

Sauerstoffverbrauch oder die Kohlendioxidproduktion gemessen werden. Für die

mikrobiologische Umsetzung von 1 g organischer Inhaltsstoffe werden somit rechnerisch

1,42 g Sauerstoff benötigt. Andererseits werden 2,02 g CO2 produziert.

Adsorption und zellinterne Speicherung organischer Stoffe

Wie bereits erläutert setzt ein biologischer Abbau von Abwasserinhaltsstoffen eine

Adsorption des Stoffes an der Bakterien- bzw. Flockenoberfläche des belebten Schlammes

voraus. Durch die Entfernung mit dem Überschussschlamm kann somit ein Teil der

organischen (auch nicht abbaubaren) Substanz eliminiert werden. Fujie et al. (1997)


10

untersuchten diese sogenannte Biosorption und deren Bedeutung und Einfluss auf die

Reinigungsleistung einer Abwasserreinigungsanlage und konnten feststellen, dass der

Prozess der Biosorption sich positiv auswirkt, da so Konzentrationsschwankungen im

Kläranlagenzulauf abgefangen werden konnten. Die Biosorption wird als ein sehr schneller

Prozess beschrieben und kann innerhalb von einigen Minuten ablaufen. Guellil et al. (2001)

untersuchten die Biosorption von organischer Substanz an belebtem Schlamm einer

kommunalen Kläranlage. Es konnte gezeigt werden, dass die Adsorption von 45 % der nicht

absetzbaren organischen Substanz (d.h. gelöste und kolloidale Substanz) bereits nach sehr

kurzer Kontaktzeit von wenigen Minuten abgeschlossen ist. Die Rate betrug 14 mg CSB/(g

TS·min). Die Adsorption des Anteils der gelösten organischen Substanz kann als irreversibel

betrachtet werden, da diese in das Flockeninnere transportiert wird. Die kolloidal vorliegende

Substanz wird allein an der Flockenoberfläche adsorbiert und kann unter Umständen auch

wieder desorbiert werden. Die Untersuchungen brachten weiterhin die Erkenntnis, dass im

Vergleich zu der Adsorption von kolloidal vorliegender organischer Substanz die Adsorption

von gelöster Substanz der langsamere Teilschritt ist, da die Diffusion in die Flockenmatrix

der limitierende Schritt ist.

Majone et al. (1998) konnten anhand von Batch-Tests nachweisen, dass belebter Schlamm

auf Belastungsspitzen durch eine schnellen Elimination organischer Substanz (90 – 100 mg

CSB/(g CSB·h)) und zellinterne Speicherung (35 – 40 mg CSB/(g CSB·h)) reagiert, wobei

der Vorgang unter aeroben Verhältnissen unwesentlich schneller abläuft.

Guellil et al. (2001) geben einen Wert von 40 – 100 mg CSB/g TS für die

Biosorptionskapazität für belebten Schlamm an. Pujol und Canler (1992) kamen zu dem

Ergebnis, dass das Schlammalter keinen wesentlichen Einfluss auf die Biosorption ausübt,

jedoch ist der Schlammvolumenindex von Bedeutung. Bei einem Schlammvolumenindex

größer als 150 ml/g konnte mehr als 30 mg CSB / g TS adsorbiert werden, niedrigere

Schlammvolumenindices führten zu einer Biosorption zwischen 15 und 20 mg CSB / g TS.

Neben dieser rein adsorptiven Entfernung und der erwähnten Oxidation von

Kohlenstoffverbindungen durch Mikroorganismen haben Mikroorganismen die Möglichkeit,

Kohlenstoffverbindungen bei einem Überangebot zellintern zu speichern. Nach

Grundlagenuntersuchungen von Daigger und Grady (1982) haben Mikroorganismen zwei

Möglichkeiten, auf einen Wechsel in der Qualität der Nährstoffversorgung zu reagieren.

Einmal kann die Wachstumsrate angepasst werden („growth response“), andererseits kann

Substrat gespeichert werden („storage response“), wobei der Vorgang der Speicherung der

schnellere ist, da weniger physiologische Adaption notwendig ist. Das Substrat wird dabei

innerhalb der Zelle in Form von Reservestoffen (Polymere) gespeichert. Ein wichtiger

Unterschied der beiden Prozesse ist die umgesetzte Menge an Substrat. Diese so genannte


11

Umsatzrate bei einer angepassten Wachstumsrate ist signifikant höher als bei einer

zellinternen Speicherung des überschüssigen Substrates. Untersuchungen von Majone et al.

(1998) führten zu dem Ergebnis, dass die Speicherung von Kohlenstoff den

Mikroorganismen eine Möglichkeit bietet, einen Engpass in der Kohlenstoffversorgung

infolge stark schwankender Zulaufkonzentrationen bzw. eines diskontinuierlichen Zulaufes

zu überbrücken. Die beobachtete Speicherungsrate war unter aeroben Bedingungen leicht

höher als unter anoxischen Bedingungen. Nach Ansicht der Autoren spielt die Fähigkeit zur

zellinternen Speicherung eine wichtige Rolle für die Konstruktion und den Betrieb von

Prozessen zur Kohlenstoff- und Stickstoffelimination (siehe hierzu auch Kapitel 3.1.1), da auf

die adsorbierten Kohlenstoffverbindungen bei einsetzender Kohlenstofflimitierung

zurückgegriffen werden kann.

2.3.2 Elimination von Stickstoff

Die Stickstoffentfernung aus dem Abwasser hat in den letzten Jahren stark an Bedeutung

gewonnen, da einerseits eine ungewollte Umsetzung der Verbindungen in der Kläranlage zu

Störungen führen kann. Im Belebungsbecken wird zusätzlich Sauerstoff benötigt, im

Nachklärbecken kann es durch Denitrifikation zum Auftreiben des belebten Schlammes

kommen. Andererseits wird der Sauerstoffgehalt des Vorfluters durch die sich dem Einleiten

von Stickstoffverbindungen anschließenden Umsetzungsvorgängen stark reduziert, es kann

zur Eutrophierung des Gewässers, zum Fischsterben und zu einer Belastung des

Trinkwassers durch erhöhte Nitratkonzentrationen führen.

Stickstoffverbindungen sind mengenmäßig nach den Kohlenstoffverbindungen die wichtigste

Komponente im Abwasser, wobei Stickstoff in unterschiedlichster Form vorliegen kann. Im

Rohabwasser liegt Stickstoff meist in Form von organischem Stickstoff oder Harnstoff vor.

Bereits in der Kanalisation setzen erste Abbauprozesse ein. So wird Harnstoff zu Ammonium

und Kohlendioxid zersetzt, organische Stickstoffverbindungen werden von Bakterien zum

Teil hydrolysiert und so ebenfalls zu Ammonium zersetzt. Somit liegt bereits im Zulauf von

Kläranlagen Stickstoff in verschiedenen organischen Verbindungen, aber größtenteils als

Ammonium vor. Durch Eindringen von Fremdwasser in die Kanalisation und durch

Industrieeinleitungen kann oxidierter Stickstoff (Nitrit, Nitrat) in das Abwasser gelangen,

diese Stoffe sind aber meist nur in Spuren vorhanden.

Stickstoffverbindungen können entweder durch eine biologische Fixierung aus dem Wasser

entfernt werden oder aber durch die gezielte Anwendung von biologischen Prozessen in

gasförmige Produkte umgewandelt werden.


12

Biologische Stickstofffixierung

Da Bakterien etwa zu 12 % aus Stickstoff bestehen (Bever et al 1993), kann Stickstoff bei

der Bildung von Biomasse aus der flüssigen Phase eliminiert werden. Der Wirkungsgrad

dieser N-Fixierung ist abhängig vom Verhältnis des metabolisierbaren organischen

Kohlenstoffs zu Stickstoff. In kommunalen Abwässern ist der Stickstoffgehalt sehr hoch,

deshalb werden in der Praxis daher in Abhängigkeit vom Schlammabzug nur bis zu 20 %

(Hartmann 1992) bzw. 25 – 30 % (Mudrack et al. 1994) des Stickstoffs in bakterieller Form

eliminiert und mit dem Überschussschlamm abgezogen.

Biologische Umwandlung von Stickstoffverbindungen

Ein überwiegender Teil der eingesetzten Verfahren zur Stickstoffelimination beruht auf dem

konventionellen zweistufigen Abbauweg der autotrophen Nitrifikation und der heterotrophen

Denitrifikation. In der letzten Zeit wurde aber verstärkt über Beobachtungen einer örtlich und

zum Teil auch zeitlich simultan ablaufenden Nitrifikation und Denitrifikation berichtet

(Robertson et al. 1988, Patureau et al. 1997; Sen et al. 1998, Collivignarelli et al. 1999,

Pochana et al. 1999). Diese sowie weitere Prozesse werden im Folgenden näher erläutert.

� Kombination der autotrophen Nitrifikation und heterotrophen Denitrifikation

Unter autotropher Nitrifikation ist eine zweistufige Oxidation von Ammonium zu Nitrat durch

autotrophe Bakterien zu verstehen. Zunächst wird durch Ammonium-oxidierende Bakterien

(AOB) Ammonium zu Nitrit umgewandelt. In einem weiteren Schritt wandeln Nitrit-

oxidierende (NOB) Bakterien Nitrit zu Nitrat. Im Energiestoffwechsel werden in beiden Fällen

anorganische Verbindungen oxidiert. Vereinfacht kann für die beiden Oxidationsschritte

folgende Gleichung angenommen werden:

NH4+ + 1,5 O2 � NO2

-+ H2O + 2 H+ (durch AOB) (2-3a)

NO2- + 0,5 O2 � NO3

- (durch NOB) (2-3b)

NH4+ + 2 O2 � NO3

- + H2O + 2 H+ (2-4)

Für 1 g Stickstoff werden 4,57 g Sauerstoff benötigt. Zu beachten ist weiterhin, dass pro Mol

oxidierten Ammoniums 2 Mol Wasserstoffionen H+ freigesetzt werden, welche bei geringem

Puffervermögen eine Absenkung des pH-Wertes bewirken können. Der optimale Bereich für

die Nitrifikation liegt zwischen pH 7,5 und 8,5 (Bever et al. 1993), Henze et al. (1995) und

Halling-Soerensen (1993) geben einen Bereich zwischen pH 8 und 9 an. Anthonisen et al.

(1976) hat die unterschiedlichen Hemmwirkungen auf die an den Teilschritten der


13

Nitrifikation beteiligten Organismen untersucht und kommt zu dem Schluss, dass bei der

Reinigung kommunalen Abwassers Hemmwirkungen fast auszuschließen sind, solange der

pH-Wert zwischen 6 und 7 gehalten wird. Zu beachten ist, dass der pH-Wert in den Flocken

des belebten Schlammes oder in Biofilmen oft niedriger ist als in der flüssigen Phase.

Die im Energiestoffwechsel gewonnene Energie kann nun dem Baustoffwechsel zugute

kommen. Wird von einer angenommenen Zusammensetzung der an der Nitrifikation

beteiligten Organismen von C5H7NO2 ausgegangen, kann das Zellwachstum der Nitrifikanten

folgendermaßen dargestellt werden (Halling-Soerensen 1993, Henze 1995):

15 CO2 + 13 NH4+

� 10 NO2-+ 3 C5H7NO2 + 4 H2O + 23 H+ (2-5)

5 CO2 + NH4+ + 10 NO2

- + 2 H2O � 10 NO3- + C5H7NO2 + H+ (2-6)

Die Gesamtreaktion aus Oxidation des Ammoniums zum Nitrat und dem Aufbau von

Biomasse kann nun unter Berücksichtigung des CO2/HCO3-Gleichgewichtes

folgendermaßen dargestellt werden:

NH4+ + 1,83 O2 + 1,98 HCO3

- �

0,021 C5H7NO2 + 0,98 NO3- + 1,041 H2O + 1,88 H2CO3 (2-7)

Daraus läßt sich ein Zellertrag der Nitrifikanten von 0,17 g Biomasse pro g NH4-N ableiten.

Der Energiegewinn der Nitrifikanten ist vergleichsweise gering (AOB: 58 – 84 kcal/Mol NH4,

NOB: 15 – 21 kcal/Mol NO2 (Halling-Soerensen 1993)), so dass sie sehr lange

Generationszeiten haben. Nitrifizierende Bakterien vermehren sich mit Teilungszeiten von 10

– 30 Stunden deutlich langsamer als aerobe heterotrophe Bakterien (Pöppinghaus et al.

1994). Um eine Nitrifikation im Belebungsbecken gewährleisten zu können, muss

dementsprechend ein Mindestschlammalter eingestellt werden. Das Schlammalter tTS

entspricht der mittleren Aufenthaltszeit der Mikroorganismen im Belebungsbecken und

berechnet sich aus der Masse der Feststoffe im Belebungsbecken und der täglichen

Überschussschlammproduktion nach folgender Beziehung:

ÜSÜS

BBBBTS TSQ

VTSt

⋅⋅

= [ ]d (2-8)

Da Nitrifikanten nur in der aeroben Zone des Belebungsbeckens VN wachsen können, wurde

die Bezeichnung „aerobes Schlammalter“ eingeführt:


14

ÜSÜS

NBBaerobTS TSQ

VTSt

⋅⋅

=, [ ]d (2-9)

Nach ATV Arbeitsblatt A 131 zur Bemessung von einstufigen Belebungsanlagen ab 5000

Einwohnerwerten (ATV 2000) ist bei einer Abwasserreinigung mit Nitrifikation ein aerobes

Mindestschlammalter von 8 – 10 Tagen zu wählen.

Ebenso werden nitrifizierende Bakterien durch die Gegenwart von organischen, biologisch

abbaubaren Stoffen aufgrund der Konkurrenz mit heterotrophen Bakterien um den Sauerstoff

in Entwicklung und Abbau gehemmt. Aus diesem Grunde ist eine geringe Schlammbelastung

von Vorteil. Die Schlammbelastung BTS, CSB drückt aus, welche Substratmenge an CSB pro

Tag einer bestimmten Biomasse angeboten wird und berechnet sich folgendermaßen:

BBBB

zuCSBTS VTS

QCSBB

⋅⋅

=,

⋅ dkg

kg (2-10)

Unter heterotropher Denitrifikation wird die in Abwesenheit von gelöstem Sauerstoff

ablaufende Umsetzung von Nitrat über mehrere Zwischenstufen zu gasförmigem Stickstoff

verstanden:

NO3- � NO2

- � NO � N2O � N2 (2-11)

Diese Reduktion oxidierter Stickstoffverbindungen wird von fakultativ anaeroben

heterotrophen Bakterien vorgenommen, welche an Stelle von gelöstem Sauerstoff

Nitratsauerstoff als Elektronenakzeptor verwenden können.

Vereinfacht kann die Reaktionsgleichung für die Denitrifikation folgendermaßen angegeben

werden:

NO3- + 0,5 H2O � 0,5 N2 + 2,5 O + OH- (2-12)

Chemoorganoheterotrophe Bakterien benötigen für den Energiestoffwechsel organisches

Material als C-Quelle bzw. Elektronendonator zur Atmung. Unter Einbeziehung der

Verwertung organischer Substanz ergibt sich nach Henze (1995):

C18H19O9N + 14 NO3- + 14 H+ �

7 N2 + 17 CO2 + HCO3- + NH4

+ + 14 H2O (2-13)

Für den Baustoffwechsel wird ebenfalls organische Substanz verwertet, die zugehörige

Reaktionsgleichung lautet:


15

0,65 C18H19O9N + 4,89 NO3- + 4,89 H+ �

C5H7NO2 2,27 N2 + 6,7 CO2 + 5,12 H2O (Henze 1995) (2-14)

Die heterotrophe Denitrifikation kann von einer sehr diversen Gruppe von Organismen

durchgeführt werden, wobei die meisten fakultative Bakterien sind (Henze 1995). Da der

Energiegewinn bei der sogenannten Nitratatmung um ca. 10 % geringer ist als bei der

Verwendung gelösten Sauerstoffs (ATV Handbuch 1997 a), wird bei Anwesenheit von

Sauerstoff somit immer die Sauerstoffatmung bevorzugt. Bei Sauerstoffmangel und

Anwesenheit von Nitrat und/ oder Nitrit wird auf die Denitrifikation umgeschaltet.

Von Vorteil für eine weitgehende Denitrifikation ist das Vorhandensein von leicht abbaubaren

Substraten wie z.B. Acetat oder Methanol, es können aber auch eine Vielzahl von anderen

biologisch abbaubaren Kohlenstoffquellen genutzt werden. Die Denitrifikationsrate ist

abhängig von der Art der Kohlenstoffquelle, sie ist beispielsweise bei der Verwendung von

Methanol als C-Quelle höher als bei Rohabwasser, da Methanol leichter abbaubar ist. Dieser

Zusammenhang ist aus Abbildung 2-2 ersichtlich (Henze et al. 1995). Die niedrigsten

Denitrifikationsraten werden bei der Umsetzung endogenen Kohlenstoffs erzielt, d.h. bei der

Umsetzung der endogen in der Zelle gespeicherten Substrate.

Abbildung 2-2: Denitrifikationsrate in Abhängigkeit von der Kohlenstoffquelle und derTemperatur (Henze et al. 1995)

Ein Vorteil der integrierten Denitrifikation liegt in dem Wiedergewinn von Sauerstoff. Wie sich

aus der vereinfachten Reaktionsgleichung leicht errechnen läßt, werden 2,9 g des vorher zur

Nitrifikation benötigten Sauerstoffs pro Gramm Nitrat-Stickstoff, das entspricht 63 %,

zurückgewonnen. Der Sauerstoff kann dann für die Oxidation der organischen Stoffe genutzt


16

werden. Weiterhin kann ein nur durch eine Nitrifikation verursachtes Absinken des pH-

Wertes verhindert werden, da bei der Denitrifikation H+- Ionen wieder verbraucht werden.

Auf die heute gebräuchlichsten Betriebsweisen zur gezielten Nitrifikation / Denitrifikation wird

in Kapitel 3.1.1 eingegangen.

Anfang der 90er Jahre wurde die Möglichkeit entdeckt, den Weg der Nitrifikation abzukürzen

und die Stufe des bei der Nitrifikation entstehenden Intermediates Nitrit verfahrenstechnisch

zu nutzen (Abeling und Seyfried 1992). Der Nitritation (Gleichung 2-3a) schließt sich eine

Denitritation an, bei welcher Nitrit zu molekularem Stickstoff gewandelt wird. Der Vorteil ist

eine Einsparung von 40 % des Kohlenstoffs und 25 % des Sauerstoffs gegenüber der

herkömmlichen Nitrifikation/Denitrifikation. Als prozesstechnisch problematisch kann die

Etablierung einer dauerhaften stabilen Nitritation gesehen werden. Hierfür bedarf es einer

exakten Steuerung der Milieubedingungen (Substrat- und Produktkonzentration, O2-

Konzentration, Temperatur, pH-Wert), weswegen die konventionelle Kombination

Nitrifikation/Denitrifikation im Bereich kommunaler Abwässer bevorzugt wird (Hippen 2001).

� Simultane Nitrifikation/Denitrifikation (SND)

Zunächst soll an dieser Stelle darauf hingewiesen werden, dass der Prozess der simultanen

Nitrifikation/Denitrifikation SND nicht verwechselt werden darf mit einer simultanen

Denitrifikation. Der Begriff der simultanen Denitrifikation kennzeichnet eine Betriebsweise zur

gezielten Nitrifikation/Denitrifikation (siehe hierzu Kapitel 3.1.1), wobei die ablaufenden

biologischen Um- und Abbauvorgänge denen des konventionellen Modells der

Stickstoffelimination folgen. Die in den letzten Jahren verstärkt beobachtete simultane

Nitrifikation/Denitrifikation ist ein Prozess, bei welchem örtlich und auch zeitlich simultan

Nitrifikations- und Denitrifikationsvorgänge ablaufen.

Für die Beschreibung einer SND gibt es verschiedene Erklärungsansätze, welche einerseits

als Ursache biologische Umstände sehen, andererseits werden physikalische Ursachen

verantwortlich gemacht.

Die physikalische Ursache kann in der Ausbildung von großen Schlammflocken begründet

liegen. Verschiedene Arbeitsgruppen untersuchten dieses Phänomen (Pochana und Keller

1999, Menoud et al. 1999).

Pochana und Keller (1999) kamen zu dem Schluss, dass innerhalb großer Schlammflocken

anoxische Bedingungen vorliegen und es zur Denitrifikation kommt, in den äußeren Zonen

ist Sauerstoff verfügbar und ermöglicht die Nitrifikation (siehe Abbildung 2-3).


17

Anoxisch

Aerob

Schlammflocke

Sauerstoffdiffusion

CO2

Abbildung 2-3: Sauerstoffkonzentrationsprofil innerhalb einer Schlammflocke (nachPochana et al. 1999)

Auch ist es denkbar, das sich innerhalb eines Reaktors Totzonen bzw. schlecht

durchmischte Zonen ausbilden, in denen nahezu anoxische Bedingungen herrschen und

somit denitrifiziert wird.

Sen und Dentel (1998) beobachteten in einem Wirbelschichtreaktor eine Nitrifikationsleistung

von 90 % und eine 100-%-ige Denitrifikation, wofür eine reaktorinterne Schichtung des

Füllmaterials und des angehefteten Biofilms verantwortlich gemacht wurde. In den oberen

Bereichen des Reaktors konnte stärkerer Bewuchs des Füllmaterials ausgemacht werden,

wobei im unteren der Biofilm durch Abscherungsprozesse gering gehalten wurde. Der Biofilm

im oberen Bereich wies ebenfalls einen höheren Wassergehalt eine höhere Dichte und einen

Sauerstoffgehalt nahe null auf, wobei im unteren Bereich der Sauerstoffgehalt nahe des

Sättigungspunktes lag.

Collivignarelli und Bertanza (1999) konnten in einem Belebtschlammreaktor eine SND

beobachten und führten diese auf eine Denitrifikation in anoxischen Mikrozonen innerhalb

des Reaktors ausgelöst durch eine geringe Sauerstoffkonzentration (0,3 – 0,6 mg/L) zurück.

Menoud et al. (1999) untersuchten den Vorgang der SND in einem Festbettreaktor. Sie

kamen zu dem Schluss, dass innerhalb der Poren des Füllmaterials und in anoxischen

Zonen am Reaktorausgang denitrifiziert wird, da die Gelöstsauerstoffkonzentration innerhalb

des Reaktors zwischen 2,0 und 3,5 mg/L lag und somit der Vorgang der Denitrifikation

gehemmt war.

Biologische Ursachen bedeutet, dass neben dem konventionellen Verfahren der

Kombination autotrophe Nitrifikation / heterotrophe Denitrifikation auch andere

Bakteriengruppen zur Stickstoffelimination beitragen können. Die an den konventionellen

Abbauwegen beteiligten Mikroorganismen sind bezogen auf ihren Stoffwechsel sehr flexibel,

so dass theoretisch eine Vielzahl von Abbauwegen möglich sind. So besitzen z.B.


18

verschiedene heterotrophe Bakterien ein Enzymsystem, welches sie sowohl zur Nitrifikation

als auch zur aeroben Denitrifikation befähigt. Robertson et al. (1988, 1989, 1995) konnten

Mikroorganismen (Thiosphera pantotropha) isolieren, welche zu einer aeroben Denitrifikation

bei über 90 % Sauerstoffsättigung befähigt sind. Es wird davon ausgegangen, dass eine

aerobe Denitrifikation aus Nitrit stattfindet. Weiterhin wurde von einem Prozess der

aerob/anoxischen Deammonifikation berichtet (Hippen 2001, Binswanger 1997). Hierbei

handelt es sich um eine einstufige Transformation von Ammonium zu molekularem Stickstoff

unter sauerstofflimitierten Bedingungen ohne Verwertung von Kohlenstoff. Helmer und Kunst

(1998) wiesen an belebtem Schlamm eines Rotationsscheibenreaktors nach, dass der

Vorgang der SND innerhalb des Reaktors nicht auf die Ausbildung von anoxischen

Mikrozonen zurückzuführen ist. Vielmehr konnte durch Batchtests nachgewiesen werden,

dass die Stickstoffelimination auf einer Kombination von Nitrifikation und aerober

Denitrifikation bei niedrigen Gelöstsauerstoffkonzentrationen (1 mg/L) beruht.

Patureau et al. (1998) konnten einen Bakterienstamm (Microvirgula aerodenitrificans)

nachweisen, der ausschließlich zur aeroben Denitrifikation befähigt ist. Untersuchungen mit

diesen aeroben Denitrifikanten in Kombination mit autotrophen Nitrifikanten zeigten eine

räumlich simultane Nitrifikation/Denitrifikation unter aeroben Bedingungen

(Gelöstsauerstoffkonzentration zwischen 14 und 7 mg/L) mit einer Nitrifikationsleistung von

90 % und einer Stickstoffelimination von 66 %.

Vorteil eines einstufigen Verfahrens einer SND sind unter anderem eine resultierende

kompaktere Bauweise und damit geringere Investitionskosten. Durch das Ablaufen des

Prozesses in einem Reaktor reduzieren sich weiterhin die Betriebskosten, da

Rezirkulationsströme und Pumpenumwälzung entfallen.

2.3.3 Elimination von Phosphor

Die Hauptquelle der Phosphorbelastung der Gewässer ist kommunales Abwasser. Die

Phosphatelimination aus dem Abwasser findet zunehmend Beachtung, da einerseits eine zu

hohe Konzentration in den Gewässern eine Eutrophierung auslösen kann, andererseits

bestehen Bedenken, dass ein Anstieg der Phosphorkonzentration im Grundwasser störende

Einflüsse auf die Trinkwassergewinnung ausüben könnte (Bever et al. 1993). Im

Rohabwasser liegt der größte Teil des Phosphors in anorganisch gebundener gelöster Form

als Orthophosphat vor. Ein geringer Teil liegt organisch gebunden vor, dieser wird aber

bereits im Kanalnetz zu Orthophosphat hydrolisiert. Eine Phosphorelimination kann auf

chemisch-physikalischem sowie auf biologischem Weg erfolgen. In beiden Fällen findet sich

der eliminierte Phosphor immer im belebten Schlamm wieder und muss mit diesem entfernt

werden.


19

Chemisch-physikalische Phosphorelimination

Bei einer chemischen Phosphorelimination werden die Phosphate durch Zugabe von

Metallsalzen in schwer lösliche Eisen-, Aluminium- oder Calcium-Verbindungen überführt

und durch Sedimentation vom Abwasserzulauf (Vorfällung), vom belebten Schlamm

(Simultanfällung) oder vom Ablauf des Nachklärbeckens (Nachfällung) abgetrennt.

Die Fällung durch Metallionen läuft nach folgender Gleichung ab:

Al3+ + PO43- � AlPO4 (2-15)

Fe3+ + PO43- � FePO4 (2-16)

In manchen Fällen wird auch Kalk als Fällmittel eingesetzt. Die Reaktion läuft dann folgender

Maßen ab:

5 Ca2+ + 3 PO43- � Ca(PO4 )3OH (2-17)

Die Anwendung der chemischen Phosphorentfernung führt allerdings zu einer erhöhten

Schlammproduktion, einem erhöhten Chemikalienbedarf sowie einer Aufsalzung des

Vorfluters.

Biologische Phosphorelimination

Phosphor wird von allen Organismen als Nährstoff benötigt und ist Bestandteil jeder

Biomasse. Die Aufnahme ist jedoch begrenzt, da Phosphor unter normalen Bedingungen

weniger als 1 % der Biomasse ausmacht (Hartmann 1992). Um Phosphor auf biologischem

Wege aus dem Abwasser zu entfernen, steht neben dem Mechanismus der „normalen“

Phosphor-Assimilation während des Zellwachstums der Mechanismus der erhöhten

Phosphoraufnahme („luxury uptake“) zur Verfügung. Die Phosphor-Assimilation ist abhängig

vom Biomassewachstum. So wird in der Literatur ein Wert von 1-2 % P/TS angegeben (Gao

1995, Schön und Jardin 2001). Zu der erhöhten P-Aufnahme sind manche Bakterien in der

Lage, welche Phosphor zur vorübergehenden Fixierung von Energie in Form von

langkettigen Polyphosphaten nutzen können. Hierzu ist es notwendig, dass der belebte

Schlamm abwechselnd einer geeigneten Kombination von anaeroben, anoxischen und

aeroben Bedingungen ausgesetzt wird (Abbildung 2-4).


20

Belebungsbecken

NitrifikationDeni.

NachklärungAnaerobeZone

Rücklaufschlamm

Rezirkulation

Vorklärung

Schlamm-abzug

Abbildung 2-4: Beispiel einer Verfahrensweise zur biologischen Phosphorelimination

In der anaeroben Zone, welche oft als Zweier- oder Dreierkaskade ausgeführt ist, wird das

Abwasser mit dem Rücklaufschlamm in Kontakt gebracht. Wenn kein Nitrat oder Nitrit für

eine anaerobe Atmung zur Verfügung stehen, greifen die Bakterien auf ihre Energiereserve

(Polyphosphat) zurück, um mit dessen Hilfe leicht abbaubares Substrat mineralisieren zu

können und es folgt eine Phosphatrücklösung. Bei einem Wechsel in ein aerobes oder

anoxisches Milieu kommt es zu einer vermehrten Phosphataufnahme gekoppelt mit einer

Mineralisation organischer Stoffe durch die Mikroorganismen, wobei die Aufnahmerate direkt

von der Höhe der vorhergehenden Rücklösung abhängig ist.

In den letzten Jahren haben die biologischen Verfahren der Phosphorelimination einen

solchen Entwicklungsstand erreicht, dass sie in vielen Fällen die chemischen Verfahren

weitgehend ersetzen können.

2.3.4 Elimination von pathogenen Keimen und Parasiten

Kommunale Abwässer enthalten in der Regel die verschiedensten Arten von

Krankheitserregern. Für die Einleitung von Abwasser in ein Gewässer bzw. in die

Kanalisation bestehen in Deutschland keine Grenz- oder Richtwerte für Bakterien, Viren oder

Protozoen und im allgemeinen auch keine Forderung für eine Abwasserdesinfektion.

Allerdings gibt es Grenzwerte für die Nutzung von Oberflächengewässern, z.B. für die

Trinkwassergewinnung die „EG-Richtlinie über Qualitätsanforderungen an

Oberflächengewässer für Trinkwassergewinnung in den Mitgliedsstaaten vom 16.6.1975“

(EG-Richtlinie 1975 a) oder für Badegewässer die „EG-Richtlinie über die Qualität der

Badegewässer vom 8.12.1975“ (EG-Richtlinie 1975 b). Ebenso ergeben sich aus dem

Wasserhaushaltsgesetz WHG (Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts 1986)

nutzungsbezogene Qualitätsanforderungen an Fließgewässer.

Während der Abwasserbehandlung laufen z.T. Absterbe- und Inaktivierungsprozesse sowie

biologische Prozesse ab, welche zur Reduktion pathogener Keime führen. Eine gezielte


21

Elimination von Krankheitserregern findet bislang bis auf wenige Ausnahmen nicht statt.

Unter sehr günstigen Bedingungen kann eine weitgehende Reduktion erzielt werden, jedoch

wird kein seuchenhygienisches Abwasser gewonnen. Die Entwicklung der

Membranbioreaktoren als Alternative zur konventionellen Abwasserreinigung ermöglicht hier

ganz neue Perspektiven. Hierauf wird in Kapitel 3.4 näher eingegangen.

2.3.5 Kinetik des Wachstums und Substratabbaus

Um die Kinetik des Substratabbaus einer Biozönose wie im belebten Schlamm von

Kläranlagen genauer zu beschreiben, wird auf enzymkinetische Ansätze zurückgegriffen.

Nach einem Modell von Michaelis und Menten ist die Reaktionsgeschwindigkeit rs abhängig

von der aktuellen Substratkonzentration S (als CSB oder BSB) und der

Substratkonzentration Km, bei der die Reaktionsgeschwindigkeit gerade halbmaximal ist:

SKS

rdtdS

rm

SS +⋅=−= max, [mg/(L·min)] (2-18)

Demnach nähert sich bei einer Substratkonzentration S > Km die Reaktionsgeschwindigkeit

des Substratabbaus mit steigender Substratkonzentration einer Reaktion nullter Ordnung, d.

h. die Reaktionsgeschwindigkeit wird unabhängig von der Substratkonzentration. Ist die

Substratkonzentration S < Km, ist die Reaktionsgeschwindigkeit linear abhängig von der

Substratkonzentration, die Reaktion lässt sich als eine Reaktion erster Ordnung

charakterisieren.

In Anlehnung an die Enzymkinetik von Michaelis und Menten beschreibt ein Modell von

Monod die Abhängigkeit der Wachstumsrate µ eines Organismus von der Konzentration S

eines Substrates (Gleichung 2-19).

SKS

S +⋅µ=µ max [1/d] (2-19)

µmax stellt die maximal erreichbare Wachstumsrate ohne limitierende Bedingungen bei

Substratüberschuss dar. Bei Substratkonzentrationen von S < KS ist die Wachstumsrate

linear abhängig von der Substratkonzentration (Reaktion erster Ordnung), ist S > K S, so wird

die Wachstumsrate unabhängig von der Substratkonzentration, die maximale spezifische

Wachstumsrate ist erreicht. Obwohl das Monod- Modell ein Ein-Substrat-Modell darstellt,

kann auch die Kinetik eines Belebtschlamm-Abwassergemisches näherungsweise mit

diesem Modell beschrieben werden (Lemmer et al. 1996, ATV-Handbuch 1997 a).


22

2.3.6 Regulation des Stoffwechsels

In der Praxis der Abwasserreinigung sind Wachstumsrate und Biomasseproduktion durch

verschiedene Umweltfaktoren oft erheblich eingeschränkt, z. B. durch Nährstofflimitierung,

Sauerstoffmangel oder toxische Einflüsse. Es wird angenommen, dass andere Mechanismen

in Erscheinung treten, welche den Stoffwechsel beeinflussen. Diese Mechanismen, auch als

Stoffwechselregulationen bezeichnet, werden in der Literatur durch zwei verschiedene

Modellvorstellungen mathematisch beschrieben, dem Konzept des endogenen Stoffwechsels

und dem des Erhaltungsstoffwechsels.

Im Konzept des endogenen Stoffwechsels wird mit berücksichtigt, dass parallel zum

Substratstoffwechsel Prozesse stattfinden, bei denen bereits gebildete Zellmasse zu

partikulären und gelösten Substraten abgebaut wird (Lysis). Diese Substrate stehen nun

wieder zum Zellaufbau zur Verfügung. Da diese Substrate nicht vollständig genutzt werden

können, verbleiben Bakterienreste in der Nährlösung (Herbert 1958).

Im Erhaltungsstoffwechselskonzept wird berücksichtigt, dass ein Teil des verwerteten

Substrates ausschliesslich für Erhaltungsfunktionen und nicht zur Bildung von neuer

Zellmasse verwendet wird (Pirt 1965). Für die biologische Abwasserreinigung folgt aus dem

Prinzip des Erhaltungsstoffwechselkonzeptes, dass es möglich ist, die Biozönose des

belebten Schlammes durch eine sehr niedrige Schlammbelastung im Erhaltungsstoffwechsel

zu halten und somit eine Überschusschlammproduktion zu verringern oder zu verhindern

(siehe hierzu auch Kapitel 3.4.1).

Ausführlicher wurden diese Konzepte bereits in mehreren Arbeiten behandelt (Günder 1999,

Rosenberger 2003), zur Vertiefung sei auf diese Arbeiten sowie auf die Berichte von Pirt

(1965) und Herbert (1958) verwiesen.

3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern

23


Durch das Einleiten ungereinigten Abwassers in ein Fließgewässer wird der

Sauerstoffhaushalt des Gewässers stark beansprucht, da die Mikroorganismen unter

Sauerstoffverbrauch die Schmutzstoffe eliminieren. Im Extremfall eines völligen

Sauerstoffschwundes kann es zu einem Fischsterben kommen. Hieraus ergibt sich die erste

Anforderung an eine Kläranlage, diese sauerstoffzehrenden Stoffe möglichst weitgehend zu

entfernen. Weiterhin werden durch die Abwassereinleitung dem Gewässer die Nährstoffe

Stickstoff und Phosphor zugeführt. Hierdurch kommt es zur Eutrophierung des Gewässers

und verbunden damit abermals zu einer gesteigerten Sauerstoffzehrung.

Um den Vorfluter möglichst wenig zu belasten, müssen in einer Abwasserbehandlung

folgende Stoffgruppen eliminiert werden:

- eutrophierende anorganische Salze, d.h. Phosphor- und Stickstoffverbindungen,

- Ammoniumverbindungen, die im Vorfluter Sauerstoff verbrauchen und als Fischgift

wirken können,

- biologisch schwer oder nicht abbaubare Stoffe,

- organische und anorganische Schwebstoffe (Mudrack et al. 1994).

Können die absetzbaren Stoffe problemlos mit einer mechanischen Abwasserreinigungsstufe

entfernt werden, so ist es mit der Elimination der suspendierten oder gelösten Stoffe schon

schwieriger. In Anlehnung an die Selbstreinigung eines Fließgewässers nach Einleiten von

Abwasser wurde versucht, auf kleinem Raume diesen natürlichen Reinigungsvorgang in ein

technisches Verfahren umzusetzen. Hierzu war es notwendig, diesen

Selbstreinigungsprozeß, welcher in der Natur nur sehr langsam abläuft, zu intensivieren und

einen ganzjährigen Betrieb mit gleichmäßigem Wirkungsgrad zu garantieren. Neben den

natürlichen und halbtechnischen Verfahren wie z.B. dem Teichverfahren oder den

Bodenfiltern sind verschiedene technischen Verfahren entwickelt worden, bei denen jeweils

versucht wurde, optimale Voraussetzungen für die Mikroorganismen zu schaffen. Daraus

haben sich zwei prinzipielle abwassertechnische Lösungen entwickelt, das

Belebtschlammverfahren und Festbettreaktoren. In beiden Verfahren wurde ein Teilaspekt

des Prinzips der Selbstreinigung übertragen und optimiert.

Bei dem Tropfkörperverfahren wurde von den Aufwuchsorganismen im Vorfluter

ausgegangen und somit wurden die Aufwuchsflächen im Reaktor vermehrt.

Das Belebungsverfahren nutzt die Selbstreinigungskapazität der frei im Vorfluter

suspendierten Organismen, somit kommt hier der Anreicherung der Organismen im

Belebungsbecken und der Abtrennung der Biomasse vom Klarlauf eine gesonderte


Bedeutung zu. Da dieses Verfahren in der kommunalen Abwasserreinigung überwiegend

angewendet wird, soll darauf im weiteren näher eingegangen werden.

3.1 Belebungsverfahren

Das Belebungsverfahren oder auch Belebtschlammverfahren ist eine Kombination aus

einem Belebungsbecken, in welchem eine innige Vermischung der suspendierten Biomasse

mit dem Abwasser und dem zugeführten Sauerstoff hergestellt wird. In einem weiteren

Schritt wird die Abtrennung der Biomasse durch Sedimentation vollzogen, und die teilweise

Rückführung der Biomasse ins Belebungsbecken ermöglicht eine Aufkonzentrierung im

Reaktionsbecken.

3.1.1 Verfahren und Betriebsweisen des Belebungsverfahrens

Ausgehend von dem ursprünglichen Verfahren, welches sich aus einer Vorklärung, einem

Belebungsbecken und einer Nachklärung sowie der notwendigen Stoffströme

Rücklaufschlamm, Überschussschlamm und Schlammabzug zusammensetzt (Abbildung

3-1), haben sich verschiedene Verfahrensarten entwickelt. So sollte neben der Oxidation der

organischen Kohlenstoffverbindungen auch gezielt eine Nitrifikation und Denitrifikation

ablaufen.

Belebungsbecken NachklärungVorklärung

Zulauf Ablauf

RücklaufschlammSchlammabzug Überschuss-schlamm

Abbildung 3-1: Ursprünglicher Betrieb eines Belebungsbeckens

Die notwendige Voraussetzung für eine autotrophe Nitrifikation ist grundsätzlich eine

ausreichende Sauerstoffversorgung. Hingegen benötigen die heterotrophen Denitrifikanten

leicht abbaubare organische Substrate und Nitrat als Elektronenakzeptor, die Abwesenheit

von Sauerstoff ist eine Grundvoraussetzung. Die nächstliegende Lösung besteht somit aus

einer der Nitrifikationsstufe nachgeschalteten unbelüfteten Stufe zur Denitrifikation

(Abbildung 3-2a).


25

Belebungsbecken

Nitrifikation Deni.

a) Nachgeschaltete Denitrifikation

Nachklärung

Belebungsbecken

NitrifikationDeni.

b) Vorgeschaltete Denitrifikation

org. C

Belebungsbecken

Nitrifi.Deni.

c) Kaskadendenitrifikation

Nachklärung

Nachklärung

Nitrifi.Deni.

Vorklärung

Schlammabzug

Vorklärung

Schlammabzug

Rücklaufschlamm Überschuss-schlamm

Vorklärung

SchlammabzugRücklaufschlamm

Rezirkulation

Überschuss-schlamm

Überschuss-schlamm

Rücklaufschlamm

(Umlauf-) Belebungsbecken

Nitrifi.

Deni.

d) Simultane Denitrifikation

Nachklärung

Vorklärung

Schlammabzug

Überschuss-schlamm

Rücklaufschlamm

Qzu

QRS

Qzu

Qzu

Qzu

QRS

QRZ

QRS

Deni. Nitrifi.

Q/n Q/n Q/n

QRS

Abbildung 3-2: Wesentliche Verfahren zur Nitrifikation / Denitrifikation (nach ATV-Handbuch 1997 a)

Ist die Voraussetzung des Vorhandenseins von leicht abbaubarem Substrat in einer

nachgeschalteten Denitrifikationsstufe nicht mehr zwangsläufig gegeben, so wird zusätzlich

die Möglichkeit genutzt, die endogenen (interzellulären) Speicherstoffe der Bakterien als

Elektronendonatoren bei der Denitrifikation einzusetzen. Wie in Kapitel 2.3.2 dargestellt und

aus Abbildung 2-2 ersichtlich, ist die Denitrifikationsrate bei Verwendung der Speicherstoffe

wesentlich geringer und somit lässt sich eine Dosierung von organischem Kohlenstoff (z.B. in


Form von Methanol) in die Denitrifikationsstufe meist nicht vermeiden. Starke Schwankungen

der Nitrat-Zulauffracht erfordern aber eine sehr genaue Dosierung der externen C-Quelle. Es

wird deutlich, dass dieser aus biologischer Sicht richtige Weg der nachgeschalteten

Denitrifikation schnell an seine Grenzen stößt. Auf Grund der schwierigen Steuerung und

den hohen Kosten für die externe C-Quelle hat sich dieses Verfahren nicht durchsetzten

können und findet nur in speziellen Kläranlagen Anwendung.

Ein Beispiel für eine vergleichsweise große Anlage mit nachgeschalteter Denitrifikation ist

das Klärwerk der Preussag-Stahl AG in Salzgitter. In der Kläranlage wird das Abwasser des

Eisenhüttenwerkes gereinigt, welches sich durch einen geringen Gehalt an abbaubaren

organischen Verbindungen (40 mg/L BSB5) auszeichnet. Um eine gute

Denitrifikationsleistung zu erzielen, ist eine Dosierung von Methanol vorgesehen (Zacharias

1996).

Eine vorgeschaltete Denitrifikation (Abbildung 3-2b) hat den Vorteil des Vorhandenseins

leicht abbaubarer Kohlenstoffverbindungen in der unbelüfteten Zone. Vom Ablauf des

Nitrifikationsbeckens wird nun ein Rezirkulationsstrom mit einem Mehrfachen des

Zulaufstromes in die Denitrifikationsstufe geleitet, um eine weitgehende Stickstoffelimination

zu gewährleisten. Bei Definition des Rücklaufverhältnisses RV mit:

zu

RS

QQ

RV = [-] (3-1)

und des Rezirkulationsverhältnisses RZ mit:

zu

RZ

QQ

RZ = [-] (3-2)

kann der Wirkungsgrad der Nitrat-Elimination nur entsprechend der Beziehung

( ) %1001

⋅++

+=ηRZRV

RZRVD [-] (3-3)

berechnet werden. Somit ergibt sich bei einer 4-fachen Rezirkulation RZ ohne Rückführung

von Rücklaufschlamm eine Stickstoffelimination von 80 %. Bei höheren

Rezirkulationsverhältnissen kann es zu einer Sauerstoffverschleppung in die

Denitrifikationsstufe kommen, weiterhin wird auch die Kontaktzeit in der Denitrifikationsstufe

vermindert. Diese Vorgänge können zu einer Einschränkung der Denitrifikation führen. Stein

(2000) führte an einer Versuchsanlage zur Reinigung kommunalen Abwassers eine

Optimierung des Rezirkulationsverhältnisses durch. Dabei konnte ein Rückführverhältnis von


27

4,5 bis 4 als günstig betrachtet werden. Dieses Verfahren der vorgeschalteten

Denitrifikationsstufe hat sich vielfach bewährt.

Als weiteres gebräuchliches Verfahren ist die Kaskadendenitrifikation (Abbildung 3-2c) zu

nennen. Ein Vorteil ist hierbei, dass sich der Rezirkulationsstrom vermindert bzw. nicht mehr

notwendig ist. In diesem Fall berechnet sich der Grad der Denitrifikation nach:

( ) %100)1

11( ⋅

⋅+−=η

nRVD [-] (3-4)

Um so eine 80 %-ige Stickstoffelimination zu erzielen, kann eine Zweierkaskade (n = 2) mit

einem Rücklaufverhältnis von 1,5 oder alternativ eine Dreierkaskade (n = 3) mit RV = 0,7

gewählt werden.

In Deutschland wird das Verfahren der Kaskadendenitrifikation beispielsweise auf der

Kläranlage Lüdinghausen (Lippeverband) und dem Klärwerk Wolfsburg angewendet

(Schlegel 1983, Kayser et al. 1992).

Das Verfahren der simultanen Denitrifikation (oder Umlaufdenitrifikation) (Abbildung 3-2d),

bei der sich in einem Umlaufbecken belüftete und unbelüftete Zonen abwechseln, entspricht

prinzipiell dem Verfahren der vorgeschalteten Denitrifikation mit einem sehr hohen internen

Rezirkulationsverhältnis von RV > 10 (ATV-Handbuch 1997 a). Der Vorteil hierbei ist, dass

das Verhältnis Denitrifikations- zu Nitrifikationsvolumen über eine geeignete

Belüftungsregelung sehr variabel zu gestalten ist. Es sei noch ein Mal auf die Abgrenzung

der Begriffe der simultanen Denitrifikation und der Simultanen Nitrifikation/Denitrifikation

(Kapitel 2.3.2) hingewiesen. Als Beispiel realisierter Kläranlagen mit simultaner Denitrifikation

sind die von Salzgitter und Hildesheim zu nennen (Ermel 1983, Seyfried und Hartwig 1991).

Die Verfahren der intermittierenden Denitrifikation, bei der die Nitrifikation und Denitrifikation

zeitversetzt in einem Becken erfolgt, sowie der alternierenden Denitrifikation seien der

Vollständigkeit wegen nur kurz erwähnt.

Eine Sonderstellung nehmen sogenannte SBR-Anlagen (Sequencing-Batch-Reactor) ein.

Bei diesen Anlagen handelt es sich um Ein-Becken-Anlagen, welche dem

Belebungsverfahren mit Aufstaubetrieb zugeordnet werden. Alle Teilschritte der biologischen

Reinigung und die Abtrennung des belebten Schlammes erfolgen in einem Becken. Der

Abwasserzulauf ist meist diskontinuierlich. Nach der Abwasserzufuhr erfolgen je nach

Anforderung Belüftungszyklen und Zyklen mit Umwälzung ohne Belüftung. Es folgt ein

Sedimentationszyklus und abschließend wird der Klarwasserstand abgezogen.


Eine gezielte Phosphorelimination erfordert weitere Modifikationen der Beckenanordnung.

Hierauf soll im Rahmen dieser Arbeit nicht eingegangen werden und es wird auf die spezielle

Grundlagenliteratur verwiesen (Bever et al. 1993, ATV-A 202 2002, ATV-Handbuch 1997 a).

3.1.2 Durchmischungsverhalten unterschiedlicher Beckenformen

Im Laufe der Geschichte des Belebtschlammverfahrens haben sich auch eine Vielzahl von

Beckenformen entwickelt, wobei sich die eingesetzten Becken auf die vier Grundtypen

Totales Mischbecken, Mischbeckenkaskade, Becken mit Rohrströmung und Umlaufbecken

zurückführen lassen (ATV Handbuch 1997 a). Diese sind in Abbildung 3-3 schematisch

gegenübergestellt.

Totales Mischbecken

Mischbeckenkaskade

Rohrströmung

Umlaufbecken

Abbildung 3-3: Grundtypen der Beckenform (ATV Handbuch 1997 a)

Kennzeichnend für Becken einer dieser vier Grundtypen ist das charakteristische interne

Vermischungsverhalten und somit auch der Konzentrationsverlauf entlang des Fließweges.

Dies soll anhand zweier idealisierter Modellapparate kurz erläutert werden.

Im Falle kontinuierlich betriebener Anlagen kann zwischen zwei idealen Grenzfällen

unterschieden werden: der Rohrströmung sowie dem totalen Mischbecken. In der

Reaktionstechnik wird ein totales Mischbecken als „idealer Rührkessel“, eine Rohrströmung

als „ideales Strömungsrohr“ bezeichnet.

Das ideale Strömungsrohr ist gekennzeichnet durch eine im Vergleich zum Durchmesser

großen Länge. Es wird angenommen, dass in Strömungsrichtung keine Vermischung auftritt

und dass die Zusammensetzung des durchfließenden Gemisches an jeder Stelle des Rohres

über den Querschnitt konstant ist. Im stationären Betrieb ist die Zusammensetzung des

Gemisches an jeder beliebigen Stelle zeitlich konstant (Abbildung 3-4) (Fitzer et al. 1989).


29

Ein idealer Rührkessel zeichnet sich durch die vollständige Vermischung des Reaktorinhalts

aus. Bei stationärer Betriebsweise ergibt sich eine Ortsunabhängigkeit der Konzentrationen

(Abbildung 3-4).

ReaktortypKonzentrationsverlauf (schematisch)

zeitlich örtlich

cAα

cAω

L/2 L

cA

L

L/2

z = 0

t

cAω

cAα

t

Ideales Strömungsrohr

cAω

VαcAα

Vω

cA

z

cAω

cAα

cA

cAω

cAα

tIdealer Rührkessel

cAα cAω

Vα Vω

cA

Abbildung 3-4: Zeitlicher und örtlicher Konzentrationsverlauf in kontinuierlichbetriebenen idealen Reaktoren (Fitzer et al. 1989)

Neben diesen einstufigen Reaktoren werden oft auch mehrere Reaktoren zu einer

Reaktorkaskade kombiniert. Eine Kaskade ist eine Serienschaltung von kontinuierlich

betriebenen idealen Rührkesseln. Abbildung 3-5 zeigt den Konzentrationsverlauf bei

stationärer Betriebsweise.

ReaktortypÖrtlicher Konzentrationsverlauf

(schematisch)

cAω

cAα

cA

cA1

Rührkesselkaskade

cAα

VαcAω

Vω

1. 2. 3. Kessel

1. 2. 3. Kessel

cA2

cA1

cA2

Abbildung 3-5: Örtlicher Konzentrationsverlauf in einer Reaktorkaskade (Fitzer et al.1989)

Durch Rückvermischung, Kurzschlussströmungen und Totzonenbildung weicht das

Verhalten realer Reaktoren von dem beschriebenen idealen Verhalten ab. Zur Beurteilung

des realen hydrodynamischen Verhaltens wird auf die Ermittlung der Verweilzeitverteilung

zurückgegriffen.


Bei der experimentellen Bestimmung der Verweilzeit wird am Beckeneingang mit Hilfe einer

Markierungssubstanz (Tracer) ein Signal aufgegeben und die durch das System

hervorgerufene Veränderung am Reaktorausgang gemessen. Die Zugabe des Tracers

erfolgt in der Regel entweder in Form einer sprunghaften Erhöhung der

Eingangskonzentration (Sprungfunktion) oder einer einmaligen stoßartigen Zugabe einer

bestimmten Menge und Konzentration des Tracers (Stoßfunktion). Aufgenommen wird dann

entweder die Verteilungsdichtefunktion E(t) als relative Häufigkeit, welche zu allen

Zeitpunkten t >= 0 die Wahrscheinlichkeit angibt, mit der ein zum Zeitpunkt t = 0

eingetretenes Fluidelement den Reaktor verläßt. Ebenfalls kann die Wahrscheinlichkeit als

Verteilungssummenfunktion F(t) dargestellt werden (Abbildung 3-6).

Zeit t0

0

t

Zeit t

Ver

teilu

ng

ssu

mm

eF

(t)

00

1

t

Ver

teilu

ng

sdic

hte

E(t

)

Abbildung 3-6: Verteilungsdichte E(t) und Verteilungssumme F(t)

Zwischen den Funktionen E und F besteht folgende Beziehung:

∫=t

0

.dt)t(E)t(F (3-5)

Zur weiteren Vertiefung sei auf die Fachliteratur verwiesen (Jakubith 1991, Fitzer et al. 1989,

Levenspiel 1999).

In Abbildung 3-7 sind Sprungantworten eines idealen Rührkessels, die eines mit Kolbenprofil

durchströmten Rohrreaktors und die einer idealen Rührkesselkaskade dargestellt.


31

0 t

c

1

0 tt

F(t)Kolbenströmung

idealerRührkessel

0

1

Sprung

n = 1

2

10

0

1

n → ∞

35

F(t)

t_

t

Rührkesselkaskade

Abbildung 3-7: Sprungantworten einer Kolbenströmung, eines idealen Rührkessels undeiner Rührkesselkaskade

Basierend auf den im Vorausgegangenen beschriebenen idealen Modellreaktoren kann nun

für ein totales Mischbecken in der Abwasserreinigung abgeleitet werden, dass innerhalb des

Beckens theoretisch kein Konzentrationsprofil messbar ist und die im Becken vorliegende

Konzentration der Ablaufkonzentration entspricht. Demgegenüber kann entlang einer

Mischbeckenkaskade sowie in einem Becken mit Rohrströmung ein mehr oder weniger stark

ausgeprägtes Konzentrationsprofil nachgewiesen werden.

Wie bereits in Kapitel 2.3.5 gezeigt, hängt die Geschwindigkeit des Substratabbaus nach

Michaelis und Menten von der vorliegenden Substratkonzentration ab. In einem

Belebtschlammbecken in Form eines totalen Mischbeckens liegt überall die gleiche

Substratkonzentration vor, welche der Ablaufkonzentration entspricht und dementsprechend

niedrig sein sollte. Somit liegen niedrige Reaktionsgeschwindigkeiten vor. In einer

Mischbeckenkaskade stellen sich innerhalb der einzelnen Becken unterschiedliche

Konzentrationsniveaus und somit auch unterschiedliche Reaktionsgeschwindigkeiten ein.

Die Biomasse unterliegt kontinuierlich Zonen mit hoher und niedrigerer

Stoffwechselgeschwindigkeit.


Hier zeigt sich der Vorteil von Kaskadenbecken. Um die Umsatzgeschwindigkeiten zu

steigern, muss die Substratkonzentration erhöht werden. Im Gegensatz zu einer

Kaskadenlösung geht dies bei voll durchmischten Becken mit einer Erhöhung der

Ablaufkonzentration einher. Bei Kaskadenbecken liegen in den ersten Becken höhere

Substratkonzentrationen vor, somit ist für die gleiche Ablaufkonzentration weniger

Beckenvolumen erforderlich. In Kaskadenbecken kann weiterhin eine kurzfristige Erhöhung

der Zulaufkonzentration (Belastungsstoß) durch Anpassung der Abbaugeschwindigkeit

abgefangen werden. Ein weitere Vorteil von Kaskadenbecken ist, dass

Kurzschlussströmungen vermindert werden (siehe hierzu auch Kapitel 2.3.1).

Fujie et al. (1997) untersuchten die Abhängigkeit der Biosorption von

Kohlenstoffverbindungen in einer Kläranlage zur Reinigung kommunalen Abwassers. Die

belüftete Zone war als eine 5-stufige Kaskade ausgebildet. Die Messungen des gelösten

CSB entlang des Fließweges des Abwassers zeigten eine deutliche Abnahme in der ersten

Stufe der Kaskade. Simulationen der Kohlenstoffelimination mit bzw. ohne Biosorption

zeigten deutlich, dass die anfängliche Abnahme auf eine Biosorption zurückzuführen ist.

Hierbei konnte ebenfalls der Vorteil kaskadierter Anlagen gegenüber vollständig

durchmischten Anlagen dargestellt werden, da die Biosorption bei höheren Konzentrationen

an gelöstem Kohlenstoff, wie sie bei kaskadierten Anlagen in der ersten Stufe vorliegen,

größer ausfällt und somit Belastungsspitzen abgefangen werden können.

Wird ein Belebtschlammverfahren in Kombination mit einer gezielten Stickstoffelimination

gewünscht, hat sich als Verfahrensweise eine vorgeschaltete Denitrifikationsstufe (vergl.

Abbildung 3-2) vielfach bewährt. Hierbei ist eine interne Rezirkulation des belebten

Schlammes notwendig, welche oft ein Vielfaches des Zulaufvolumenstromes beträgt. Somit

kommen die theoretischen Mischungsverhältnisse in langgestreckten Belebungsbecken

aufgrund der Rezirkulation denen der totalen Mischbecken sehr nahe (ATV Handbuch

1997 a).

Die SBR-Anlagen können diesen Grundtypen nicht klar zugeordnet werden. SBR-Anlagen

werden diskontinuierlich mit Abwasser beschickt (Batch-Prozess) und intermittierend

belüftetet. Bei einer intermittierenden Belüftung ändert sich das Durchmischungsverhältnis

innerhalb eines Beckens mit ein- bzw. ausgeschalteter Begasung. Die Becken von SBR-

Anlagen selbst gleichen einem totalen Mischbecken, die zeitlich nacheinander verlaufenden

biochemischen Reaktionen entsprechen dem Verhalten einer Rohrströmung, da es keine

Rückwärts- oder Vorwärtsvermischung gibt.


33

3.2 Belebter Schlamm

Der belebte Schlamm ist der eigentliche Träger des biologischen Reinigungsprozesses und

besteht aus einer Biozönose aerober und fakultativ anaerober Bakterien, einigen Pilzen,

bakterienfressenden Protozoen (Amöben, Ciliaten, Flagellaten) und z.T. höheren

Organismen wie Rotatorien und Nematoden. Hinzu kommen organische sowie anorganische

Stoffe wie Faserstoffe, organische Halogenverbindungen (AOX) oder auch

Metallverbindungen und die der Kläranlage zugeführten partikulären Stoffe (Sand, Schluff,

Tonmineralien). Die physikalische, chemische und biologische Beschaffenheit des belebten

Schlammes wird durch die Abwasserzusammensetzung, das Reinigungsverfahren und den

jeweiligen Belastungsbedingungen beeinflusst und variiert von Anlage zu Anlage sowie auch

innerhalb einer Anlage im Laufe der Zeit.

Da die Abtrennung der Biomasse vom gereinigten Wasser in der Nachklärung mittels einer

Sedimentation vorgenommen wird, können sich im belebten Schlamm nur die Organismen

behaupten, welche absetzbare Flocken bilden. Die Größe und Form der belebten

Schlammflocke ergibt sich im wesentlichen aus dem Belastungsgrad der biologischen Stufe

sowie aus der Intensität der mechanischen Beanspruchung durch Belüftungs- und

Durchmischungsaggregate (Koppe et al. 1993). In schwach belasteten Anlagen überwiegt

der Anteil kompakter, kleinerer Flocken mit einem dunkleren Kernbereich und einer hellen

Randzone (Mudrack et al. 1994), während sich in hochbelasteten Anlagen kräftig entwickelte

Bakterienflocken zeigen und meist durch das große Nahrungsangebot eine große

Individuenzahl vertreten ist (Koppe et al. 1993). Der innere Bereich einer

Belebtschlammflocke besteht überwiegend aus anorganischem Material und unbelebten

organischen Stoffen, den äußeren Bereich bildet die biologisch aktive Randzone (Abbildung

3-8).

Mineralischer Kernaus inerten Stoffen

des Abwassers,z.T. unbelebtes organ. Material

Biologisch aktiveRandzone,

umgeben von einerschleimartigen Matrix50 - 300 µm

[Mudrack et al. (1994)]

Abbildung 3-8: Aufbau von Belebtschlammflocken nach (Hartmann 1992)

Zur genaueren Bestimmung des Feststoffgehaltes und des organischen Anteils des belebten

Schlammes behilft man sich mit der Bestimmung des Trockensubstanzgehaltes (TS [g/L])

und des Glühverlustes bzw. der organischen Trockensubstanz (GV bzw. oTS [%]).


Übliche Werte des Trockensubstanzgehaltes eines konventionellen Belebungsverfahrens

liegen bei Konzentrationen um 3 – 6 g/L (ATV-Handbuch 1997 a). Höhere Konzentrationen

beeinflussen das Absetzverhalten des Schlammes negativ. Um bei

Trockensubstanzgehalten weiterhin eine gute Ablaufqualität aufrecht zu erhalten müsste

mehr Zeit für die Absetzphase im Nachklärbecken einkalkuliert werden bzw. das

Nachklärbecken müsste vergrößert werden.

Die Angabe des TS oder des GV ermöglicht eine Abschätzung der Konzentration der

Biomasse, es ist jedoch keine Unterscheidung zwischen aktiver Biomasse und toter

organischer Substanz möglich. Belebter Schlamm einer Kläranlage mit Vorklärung enthält im

Durchschnitt 70 – 75 % organische Trockensubstanz (Mudrack et al. 1994, ATV-Handbuch

1997 a). Um eine genauere Aussage über den Anteil an aktiven, lebenden Organismen im

Schlamm treffen zu können, wurden folgende unterschiedliche Verfahren entwickelt

(zusammengestellt nach Veits 1979):

- Zählung der Mikroorganismen,

- Zuwachs an Biomasse,

- Atmungsaktivität,

- Dehydrogenasenaktivität mittels Triphenyltetrazoliumchlorid (TTC),

- Reduktasenaktivität,

- Gehalt an DNS,

- Gehalt an ATP,

- Gehalt an organischem Stickstoff und

- Gehalt an Proteinen.

Während die Zählung der Mikroorganisnmen sowie die Messung des Zuwachses an

Biomasse mit starker Streuung verbunden sind, liegen über die anderen Methoden (TTC,

DNS, ATP, Reduktasenaktivität und Proteintests) relativ wenig Erfahrungen über die

Zusammenhänge zwischen den jeweiligen Parametern und den komplexen biologischen

Vorgängen bei der Abwasserreinigung vor bzw. weisen methodische Schwierigkeiten bei der

Bestimmung auf. So behilft man sich mittels Bestimmung der momentanen

Stoffwechselaktivität, wozu die Messung des Sauerstoffverbrauchs (Atmungsaktivität) zählt,

sowie mit der Bestimmung des Stickstoffgehaltes. Der Stickstoff liegt fast ausschließlich in

organischer Form vor und repräsentiert mit ca. 6 – 8 % den Eiweißanteil des belebten

Schlammes (Mudrack et al. 1994).

Kann nach Henze (1995) die Zusammensetzung der Biomasse vereinfacht als C5H7NO2

angenommen werden, ergibt sich eine chemische Zusammensetzung des organischen

Anteils des belebten Schlammes nach Tabelle 3-1.


35

Tabelle 3-1: Zusammensetzung des organ. Anteils des belebten Schlammes berechnet nach Henze(1995)

Element Anteil [%]

Kohlenstoff C 53,12

Wasserstoff H 6,19

Stickstoff N 12,38

Sauerstoff O 28,31

Mikroorganismen brauchen jedoch zur Erhaltung und Vermehrung eine Anzahl mineralischer

Stoffe wie Phosphor, Schwefel, Magnesium, Eisen, Kalium und Kalzium und verschiedene

Spurenelemente wie Zink, Kupfer, Mangan, Bor und Vanadium (Pöppinghaus et al. 1994).

So gibt die Aufstellung der chemischen Zusammensetzung der Trockenmasse von Bakterien

von Schlegel (1992) einen differenzierten Überblick (Tabelle 3-2).

Tabelle 3-2: Chemische Zusammensetzung der Trockenmasse von Organismen nach Schlegel (1992)

Element Anteil [%]

Kohlenstoff C 50

Sauerstoff O 20

Stickstoff N 14

Wasserstoff H 8

Phosphor P 3

Schwefel S 1

Kalium K 1

Calcium Ca 0,5

Magnesium Mg 0,5

Eisen Fe 0,2

3.2.1 Abwasser als Nährlösung

Eine ideale Nährlösung für aerobe Bakterien sollte so zusammengesetzt sein, dass die

Menge an Kohlenstoffverbindungen ausreicht, bei der Oxidation so viel Energie zu liefern,

dass der übrige Teil der Kohlenstoffverbindungen zusammen mit Stickstoff und Phosphor

vollständig in organische Substanz umgewandelt werden kann. Ein Kohlenstoff zu


Stickstoffverhältnis von C : N = 12 : 1 wird als ideal betrachtet (Bever et al. 1993, ATV-

Handbuch 1997 a), das Verhältnis von Kohlenstoff zu Phosphor sollte ungefähr C : P = 30 : 1

betragen. Pöppinghaus (1994) gibt für ein optimales Verhältnis einen Wert von C : N : P = 30

: 3 : 1 an. In kommunalem Abwasser beträgt das Verhältnis dagegen meist nur C : N = 4 : 1,

somit liegt ein Überschuss an Stickstoff bei einem Mangel an organischem Kohlenstoff vor

(ATV-Handbuch 1997 a). Als Faustformel für das Verhältnis BSB5 : N : P werden Werte von

100 : 5 : 1 angegeben (ATV-Handbuch 1997 a, Pöppinghaus 1994).

Einseitige Abwässer, zum Beispiel mit einem sehr niedrigen Stickstoffgehalt respektive

einem sehr hohen Kohlenstoffgehalt (C : N = 30 : 1), können zu einer Veränderung der

Biozönose und zu einer Bildung von Blähschlamm führen (Hartmann 1992).

3.2.2 Überschussschlammproduktion

Beim bakteriellen Abbau organischer und anorganischer Stoffe werden neben der für alle

Lebensvorgänge notwendigen Energie auch Bausteine für den Aufbau körpereigener

Substrate und polymerer Reservestoffe bereitgestellt. Dies ist die Voraussetzung für das

Wachstum von Mikroorganismen bzw. die Zunahme der Biomasse. Eine wichtige Größe ist

hierbei der Ertragskoeffizient Y mit:

dtdS

YdtdX −= (3-6)

Der Zellertrag ist Ausdruck dafür, welcher Anteil der Nährstoffe in Biomasse umgebaut wird

und entspricht in der Praxis der Produktion an Überschussschlamm, üblicherweise in der

Einheit [g TS / g Substrat], eine Angabe in [g CSB / g Substrat] ist ebenfalls gebräuchlich,

wobei sich der CSB auf den CSB der Biomasse bezieht. Aus der

Überschussschlammproduktion lässt sich ein scheinbarer Ertragskoeffizient bestimmen.

Für die einzelnen Teilschritte der Reinigung des Abwassers können die unterschiedlichen

Zellertragskoeffizienten angegeben werden. Diese ergeben sich u.a. aus Kopplung der

Gleichungen für den Energiestoffwechsel sowie dem Baustoffwechsel. Ein Überblick über die

von verschiedenen Autoren angegebenen Zellertragskoeffizienten gibt Tabelle 3-3.


37

Tabelle 3-3: Ertragskoeffizienten

Teilschritt: Ertragskoeffizient Literatur

aerobe, heterotrophe Umsetzungorganischer Inhaltsstoffe

Ymax, H 0,55 – 0,60 g CSB / g CSB Henze et al. 1995

0,57 g CSB / g CSB Halling-Soerensenet al. 1993

Nitrifikation, Teilschritt der Nitritation YAOB/N 0,18 g CSB / g NO2- -N Halling-Soerensen

et al. 1993

0,147 g oTS / g N Xing et al. 2000

0,08 g oTS / g N Halling-Soerensenet al. 1993

Nitrifikation, Teilschritt der Nitratation YNOB/N 0,06 g CSB / g NO3--N Halling-Soerensen

et al. 1993

0,048 g oTS / g N Xing et al. 2000

0,03 g oTS / g N Halling-Soerensenet al. 1993

Gesamt-Nitrifikation 0,24 g CSB / g NH4-N Bever et al. 1993

0,1 g oTS / g NH4+

-N Halling-Soerensenet al. 1993

Denitrifikation 0,44 – 0,5 g CSB / g CSB Henze et al. 1995

0,8 g oTS / g NO3--N Halling-Soerensen

et al. 1993

0,67 g CSB / g org. Mat. Bever et al. 1993

Wie bereits in Kapitel 3.1 erläutert, wird durch eine teilweise Rückführung des vom Klarlauf

abgetrennten Schlammes eine Aufkonzentrierung der Biomasse im Belebungsbecken erzielt.

Da der Aufkonzentrierung durch das Absetzverhalten des belebten Schlammes Grenzen

gesetzt sind, ist es unerlässlich, bei Erreichen des gewünschten Trockensubstanzgehaltes

im Belebungsbecken die dem täglichen Schlammzuwachs adäquate Menge aus dem

System kontinuierlich zu entfernen. Dieser tägliche Biomassezuwachs wird

Überschussschlamm ÜS bezeichnet und ist einerseits abhängig von der Nährstoffversorgung

der Biomasse, welche als Schlammbelastung BTS [kg CSB/kg TS·d] angegeben wird. Mit

steigender Schlammbelastung wächst auch die tägliche Überschusschlammproduktion.

Andererseits übt der Wirkungsgrad der Vorklärung einen weiteren Einfluss aus. Um einer

Aufkonzentrierung entgegen zu wirken, müssen die in der Vorklärung nicht abgeschiedenen

in die Belebungsstufe gelangenden partikulären nicht biologisch abbaubaren Substanzen


aus dem System entfernt werden. Für konventionelle Kläranlage wird im Arbeitsblatt A 131

der ATV folgender Ansatz zur Berechnung der Überschussschlammproduktion in Folge des

Kohlenstoffabbaus angegeben:

TTSD

TTSHdHBSB Ftk

FtYk)b(BSBTS

aYÜS⋅⋅+

⋅⋅⋅⋅−−⋅+=1

1

5

05

5BSBkgTSkg (3-7)

Die Koeffizienten sind Tabelle 3-4 zu entnehmen.

Tabelle 3-4: Koeffizienten zur Berechnung der Überschussschlammproduktion (ATV A 131 2000)

Parameter Einheit Wert

Anteil nicht hydrolisierbarer, innerterPartikel

a [ kg TS/kg TS ] 0,6

Ertragskoeffizient der heterotrophenBakterien

YH [ kg/kg ] 0,75

Zerfallskoeffizient b [ 1/d ] 0,2

Sterberate / Autolysekoeffizient kD [ 1/d ] 0,17

Biologische Abbauvorgänge sind temperaturabhängig, dieser Einfluss wird durch den

Temperaturfaktor FT berücksichtigt:

FT = 1,072(T-15) [-] (3-8)

Eine in die Kläranlage integrierte Phosphatfällung führt zu einem vermehrten Schlammanfall.

Dieser muss gegebenenfalls separat ermittelt werden. Zur näheren Erläuterung hierzu siehe

auch die ATV- Richtlinie ATV A 202 (2002). Der insgesamt in einer Belebungsanlage

produzierte Schlamm setzt sich somit aus den beim Abbau organischer Stoffe entstehenden

und eingelagerten Feststoffen sowie dem aus der Phosphatelimination resultierenden

Schlamm zusammen.

3.3 Problempunkte des klassischen Belebungsverfahrens

Die Nachteile des klassischen Belebungsverfahrens sind auf den Bereich der Nachklärung

konzentriert. Die Biomasseabtrennung in der Nachklärung erfolgt durch Sedimentation. Eine

Sedimentation ist nur möglich, wenn die Biomassekonzentration noch eine Trennung in

Schlamm- und Wasserphase in einer bestimmten Zeit und in einem bestimmten Raum


39

zuläßt. In der ATV-Richtlinie A 131 wird in Abhängigkeit von der Art der Abwasserreinigung

(Belebungsanlage ohne Nitrifikation, mit Nitrifikation bzw. mit Denitrifikation) eine maximale

sog. Eindickzeit im Nachklärbecken von 2h bei einer sehr weitgehenden Denitrifikation

angegeben, da es sonst durch unerwünschte Denitrifikation im Nachklärbecken zum

Schlammauftrieb kommen kann. Die Absetzeigenschaften des belebten Schlammes werden

üblicherweise durch den Schlammvolumenindex SVI [ml/g] charakterisiert. Dieser gibt an,

welches Schlammvolumen SV [L] 1 g abgesetzter belebter Schlamm [g TS] nach 30 min.

Absetzzeit einnimmt. Unter Normalbedingungen liegen die SVI-Werte von belebtem

Schlamm bei Beschickung mit kommunalen Abwässern zwischen 80 und 120 ml/g.

Hartmann (1992) gibt als Grenze für den praktischen Betrieb einen Wert von 150 ml/g an.

Eine gestörte Biozönose, beispielsweise durch eine Veränderung in der

Abwasserzusammensetzung, kann schnell zu Blähschlammbildung und/oder zu einer

starken Erhöhung des Schlammvolumenindexes und somit zum Schlammaustrag führen.

Die Absetzeigenschaften des belebten Schlammes verändert sich mit steigendem

Trockensubstanzgehalt aufgrund der Verdrängungsströmung absinkender Partikel negativ,

somit kann der Trockensubstanzgehalt nicht beliebig erhöht werden. Vielmehr wird bei

Erreichen der gewünschten Biomassekonzentration der tägliche Biomassezuwachs als

Überschussschlamm abgezogen. Übliche Konzentrationswerte für belebten Schlamm

konventioneller Kläranlagen liegen bei 3 – 6 g/L.

Daraus ergibt sich bereits ein nächstes Problem bei einer angestrebten

Kapazitätserweiterung. Leistungsträger des belebten Schlammes sind die enthaltenen

Mikroorganismen. Somit geht eine Leistungssteigerung mit einer Erhöhung der Menge der

Mikroorganismen einher. Eine Konzentrationserhöhung ist aus den genannten Gründen nicht

möglich. Somit bliebe nur der Weg der Beckenvergrößerung. Dies ist einerseits ein

Kostenfaktor, andererseits ist es bei einer vorhandenen Kläranlage eine

Beckenvergrößerung auf Grund des Platzmangels oft nicht möglich.

Weitere Nachteile der Sedimentationsstufe sind hoher Platzbedarf und Störanfälligkeit.

Kommt es auf Grund einer geänderten Biozönose des belebten Schlammes oder infolge

ungewollter Denitrifikation in der Nachklärung zum Schlammauftrieb, kann der Klarlauf

vermehrt partikuläre Substanz beinhalten. Der Ablauf konventioneller Anlagen ist nicht

zwangsläufig keimfrei. Er kann frei schwimmende, nicht Flocken bildende Bakterien

beinhalten, welche in der Sedimentationsstufe nicht abgetrennt werden können. Gerade bei

stark schwankenden Abwasserzuflüssen und Schmutzfrachten kann es bei der Nachklärung

ebenfalls zu Schwierigkeiten kommen. Aus diesen Problemen heraus entwickelte sich die

Anwendung von Membranen in der Abwasserbehandlung.


3.4 Membrantechnik in der kommunalen Abwasserbehandlung

In den letzten Jahren hat sich die Membrantechnik in einer ganzen Reihe von

Einsatzgebieten bei der Abwasserbehandlung bewährt, da sich durch den Einsatz von

Membranen zur Abtrennung des belebten Schlammes zahlreiche Vorteile erzielen lassen.

Diese seien im Folgenden stichpunktartig aufgeführt.

� Der Ablauf enthält nahezu keine partikulären Stoffe und auch keine Bakterien oder Viren.

Diese Keimfreiheit ermöglicht eine Wiederverwendung des gereinigten Abwassers,

weiterhin wird der Vorfluter entlastet. Durch den vollständigen Rückhalt der Biomasse

entfällt das Problem mit abtreibendem Schlamm infolge Schwimmschlamm oder

Blähschlamm.

� Der Überschussschlammanfall kann bei entsprechender Betriebsführung reduziert

werden. Hierdurch kann eine Reduzierung der Kosten für die Klärschlammbehandlung

erzielt werden.

� Durch die Entkopplung der hydraulischen Verweilzeit von der Feststoffverweilzeit können

hohe Schlammalter eingestellt werden. Dadurch ist ein weitgehendster biologischer

Stoffumsatz gegeben. Auch können sich langsam wachsende Mikroorganismen

problemlos etablieren.

� Die Biomassekonzentration läßt sich um das 5 – 10-fache steigern, ohne dass sich die

Ablaufqualität verschlechtert. Damit ergibt sich eine erhöhte volumenspezifische

Leistungsfähigkeit und die Beckengröße kann reduziert werden.

� Die flächenintensive Nachklärung in Form einer Sedimentationsstufe entfällt.

Um nun die Membrantechnik in die Abwasserbehandlung sinnvoll zu integrieren, bieten sich

verschiedene Einsatzkonzepte an. Abbildung 3-9 stellt diese schematisch gegenüber (nach

Voßenkaul 2000).


41

Vorklärung biologische Reinigung Nachklärung

3 3 2 1

Membranbelebungsanlagen Ablauffiltration3 2 1

Anlagen - Neubau

* getauchter Betrieb

* in Belebungsbecken oder externen Becken

* auch für Klein- und Hauskläranlagen

* Einsparpotential vorhanden

Anlagen - Erweiterung

* getauchter Betrieb

* Kapazitätsaufstockung durch Ausnutzung des vorhandenen Volumens der Nachklärung

* Einsparpotential vorhanden

* Membran als "Polizeifilter"

* Kombination mit Fällung / Flockung zur weitergehenden P-Elimination

* immer Zusatzkosten

* Teilstrombehandlung (Brauchwasser)

* Betrieb: getaucht / dead end

Abbildung 3-9: Einsatzkonzepte der Membrantechnik bei der kommunalenAbwasserbehandlung nach (Voßenkaul 2000)

Dargestellt ist hier der prinzipielle Aufbau einer konventionellen Anlage zur

Abwasserreinigung, bestehend aus einer mechanischen Vorklärung, einer biologischen Stufe

und einer mechanischen Nachklärung.

Das Konzept der Ablauffiltration ➀ eignet sich vor allem dazu, eine bestehende Kläranlage

um eine Keimelimination zu erweitern und so gestiegenen Anforderungen an die

Ablaufqualität gerecht zu werden. Wird beispielsweise über eine Brauchwassererzeugung

nachgedacht, ist dieses Konzept (auch in Form einer Teilstrombehandlung) denkbar. So wird

beispielsweise in Polen der Ablauf einer Kläranlage membranfiltriert und anschließend als

Brauchwasser im Kühlkreislauf eines Kraftwerkes eingesetzt (Ohle et al. 2001).

In der kommunalen Abwasserreinigung hat sich das Konzept der integrierten Membranstufe

(➁ und ➂ ) mit getauchten Module vielfach bewährt. Hierbei wird die Membranstufe direkt mit

der biologischen Stufe der Abwasserbehandlung kombiniert. Eine Anlage dieser Kombination

wird als Membranbelebungsanlage bezeichnet. Bei einer Anlagenerweiterung kann das

Volumen der Nachklärung effektiv als zusätzliches Belebungsbecken genutzt werden, in

welches das Membranmodul integriert wird. Bei einem Anlagenneubau müssen die Vor- und

Nachteile eines separaten Filterbehälters diskutiert werden.

Ein weiteres, in der Abbildung nicht dargestelltes Konzept ist das der

Membranbelebungsreaktoren mit externen Membranmodulen, welches nur in ganz

speziellen Anwendungsbereichen sinnvoll ist. Hierbei wird der belebte Schlamm mittels


Druckpumpen mit hoher Geschwindigkeit und hohem Druck durch ein extern installiertes

Membranmodul gefördert. Hieraus resultiert ein hoher Energiebedarf, welcher sich nur im

Bereich der industriellen Abwasserreinigung mit entsprechend hohen Schadstofffrachten

rechtfertigen lässt.

Die in der Abwasserreinigung eingesetzten Membranen fungieren alle wie ein einfacher

Filter, welcher auf Grund seiner Porengröße (Siebeffekt) Partikel, die größer sind als die

Porenweite der Membran, zurückhält. Übliche Membranen in der Abwasserreinigung sind

der Mikro- oder Ultrafiltration mit einem Porendurchmesser von 0,02 – 0,4 µm zuzuordnen.

Durch die Vielzahl von Einsatzkonzepten von Membranen haben sich verschiedene

Bauformen der Membranmodule und Betriebsweisen entwickelt, welche sich durch die

speziellen Geometrien untereinander abgrenzen. So wird zwischen Schlauchmembranen

(Rohr-, Kapillar-, Hohlfasermodulen) und Flachmembranen (Platten-, Wickel-,

Kissenmodulen) unterschieden. Für das in der kommunalen Abwasserbehandlung

überwiegend eingesetzte Verfahren der getauchten Module werden unterschiedliche

Konzepte auf dem Markt angeboten, welche alle den „Niedrigenergie-Membranverfahren“

zugeordnet werden (Rosenwinkel 1997). Die folgenden drei Varianten werden heute bereits

in Deutschland im Bereich der kommunalen Abwasserreinigung großtechnisch eingesetzt.

� Das Prinzip der getauchten Hohlfasermodule (Abbildung 3-10) der Firma Zenon, Marke

ZeeWeed hat sich in zahlreichen großtechnischen Anlagen bewährt. Die Module

bestehen aus zahlreichen parallel angeordneten Hohlfasern, welche senkrecht zwischen

zwei Sammlern eingespannt sind. Die Hohlfasern mit einem Innendurchmesser von ca.

1mm sind außenseitig mit einer Membran beschichtet. Angeboten werden Membranen

mit einer Porengröße von 0,2 und 0,03 µm. Durch Anlegen eines permeatseitigen

Unterdruckes wird die flüssige Phase durch die Membran transportiert. Mittels einer

grobblasigen Belüftung des Moduls und periodischen Rückspülens mit Permeat wird der

im Laufe eines Filtervorganges unvermeidbaren Deckschichtbildung entgegengewirkt.

Diese Belüftung wird z. Zt. intermittierend vorgenommen, um weiter Energie einzusparen.


43

Abbildung 3-10: Getauchtes Hohlfasermodul der Firma Zenon (Informationsmaterial derFirma Zenon)

� Bei einem weiteren Konzept werden mit Drainagekanäle durchzogene Filtrationsplatten

beidseitig mit Drainagefließ und Membranen einer Porenweite zwischen 0,2 und 0,4 µm

bespannt (Abbildung 3-11). Diese werden parallel zu Stapeln angeordnet und vollständig

im Belebungsbecken eingetaucht. Diese beispielsweise von der Firma KUBOTA

angebotenen Niederdruck-Membransysteme werden oberhalb einer

Belüftungseinrichtung montiert, womit die Deckschichtbildung durch die Anströmung

vermieden werden soll. Eine Rückspülung der Module ist nicht vorgesehen. Das Permeat

wird entweder mittels einer Pumpe abgezogen, alternativ kann die Triebkraft für den

Permeatabzug auch durch die Wassersäule oberhalb der Module erzeugt werden

(„gravity flow“).


Abbildung 3-11: Prinzipskizze der Filtrationsplatten (zur Verfügung gestellt von derFirma VA Tech WABAG GmbH)

� Ein drittes Prinzip ist von der Firma Martin Systems entwickelt worden. Hierbei handelt es

sich um sog. Vacuumrotationsmembrane VRM (Abbildung 3-12). Um eine rotierende

Hohlwelle sind kreisförmig vier, sechs oder acht Membranplatten segmentiert angeordnet

und bilden ein Rad. Mehrere Räder sind zu einem Modul zusammengefasst. Die

Membranplatten bestehen aus mit Ultrafiltrationsmembranen und Drainagefließ

verschweißten Trägerplatten. Das Permeat wird abermals durch Anlegen eines

Unterdruckes mittels einer Pumpe zentral über die Hohlwelle abgezogen. Die

Abreinigung der sich bildenden Deckschicht erfolgt durch sequenzielles Überströmen der

rotierenden Membran mit belebtem Schlamm. Durch die Rotationsbewegung erhöht sich

die Überströmgeschwindigkeit im Außenbereich der Membran. Eine periodische

Unterbrechung des Filtrationsintervalls ermöglicht eine Reinigung der

Membranoberfläche durch den mit Luft angereicherten Spülstrahl.


45

Abbildung 3-12: Vacuumrotationsmembran der Firma Martin System(Informationsmaterial der Fa. Martin Systems)

Folgende Modulkonzepte befinden sich noch in der Entwicklung bzw. in der Erprobung oder

sind in Deutschland bislang nur in Pilotanlagen eingesetzt.

� Ein weiteres getauchtes Membranmodul für die Wasseraufbereitung und

Abwasserbehandlung ist ein System aus gewebeverstärkten Kapillarmembranen. Die

Entwicklung der ersten Produktgeneration dieser Membranfilter der Firma PURON ist

nahezu abgeschlossen, seit August 2001 laufen Pilotversuche auf einer Kläranlage in

Aachen. Die Membranfasern sind zu Bündeln zusammengefasst und am unteren Ende in

einem sog. Modulbaustein fixiert. Am oberen Ende sind die Fasern einzeln verschlossen

und schweben frei im zu filtrierenden belebten Schlamm. Dies ist der wesentliche

Unterschied zu den von der Fa. Zenon angebotenen getauchten Hohlfasermodulen, bei

denen die einzelnen Fasern beidseitig eingespannt sind. Eine Belüftung der Bündel

erfolgt durch eine Luftzufuhrdüse, welche mittig im Modulbaustein angeordnet ist.

Hierdurch sollen abgelagerte Membranbeläge effektiv beseitigt und Verzopfungen und

Verschlammungen vermieden werden. Durch eine intermittierende Belüftung der Module

soll der Energiebedarf reduziert werden (Voßenkaul 2002).


� Die Firma Mitsubishi Rayon Co. stellt Hohlfasermembranmodule mit einer Porenweite

von 0,1 µm her, bei denen die Membranen waagerecht zwischen die Permeatsammler

eingeklebt sind.

� Das Berghof-Pendelmodul der Firma Berghof Filtrations- und Anlagentechnik GmbH &

Co. KG besteht aus parallel angeordneten Rohrmembranreihen, welche am oberen Ende

in einer Permeatsammelleiste eingefasst und am unteren Ende verschlossen sind.

Hierdurch sind die Membranen frei beweglich. Die aus einem druckstabilen Stützgewebe

und einer außen aufgebrachten Membran bestehenden Rohrmembranen mit einem

Außendurchmesser von 10 mm variieren in der Länge je nach Modultyp zwischen 0,50 m

und 2,00 m. Eine grobblasige Belüftung unterhalb des Moduls gewährleistet eine

Abreinigung der sich bildenden Deckschicht, zusätzlich wird die Reinigungswirkung durch

die Pendelbewegung der Module durch Eigenschwingung oder aber einen externen

Erreger verstärkt. Das Berghof-Pendelmodul wird in Kombination mit Kleinkläranlagen

(System „Mall-Ultrasept“) bereits erfolgreich eingesetzt (Günder 2001).

3.4.1 Biologische Besonderheiten des Membranbelebungsverfahrens

Trockensubstanzgehalt

Ein wesentlicher Vorteil der Membranbelebungsanlagen gegenüber konventionellen

Kläranlagen ist die Möglichkeit, im Belebungsbecken weit höhere Trockensubstanzgehalte

einstellen zu können, da der limitierende Faktor „Sedimentation im Nachklärbecken“ entfällt.

Wurde vor einigen Jahren noch der Standpunkt vertreten, Membranbioreaktoren seien bis zu

einem Trockensubstanzgehalt von bis zu 25 g/L problemlos (Krauth 1997) bzw. bis zu 30 g/L

sicher betreibbar (Engelhardt 1997), so wird momentan der Trockensubstanzgehalt eher

geringer gehalten, da ein hoher Trockensubstanzgehalt u.a. zu höheren Betriebskosten

aufgrund des verschlechterten Stoffübergangs führt. Werte von 8 - 12 g/L werden heute als

üblich bezeichnet (Cornel 2001, Côté 2001). Dieser Wert ist immer noch 2-4 Mal höher als in

konventionellen Anlagen. Dem gegenüber steht jedoch eine relativ geringe Nährstoffzufuhr,

welche sich durch den Wert der Schlammbelastung BTS quantifizieren lässt.

Viskosität und Flockenstruktur

Die Viskosität des belebten Schlammes hat u.a. einen maßgeblichen Einfluss auf die

Sauerstoffversorgung sowie das Durchmischungsverhalten im Belebungsreaktor, den

Druckverlust beim Transport in Rohrleitungen und somit auf den Energieeintrag.


47

In der Regel wird das rheologische Verhalten von Schlämmen als strukturviskos (Lotito et al.

1997, Moeller et al. 1997, Proff et al. 1997, Krauth et al. 1992) oder als strukturviskos mit

Fließgrenze beschrieben (Slatter 1997, Günder 1999, Mikkelsen 2001, Battistoni 1997).

Somit gehören Belebtschlämme zu der Gruppe der nicht-Newtonschen Fluide.

Um das Fließverhalten von strukturviskosen Fluiden und strukturviskosen Fluiden mit

Fließgrenze zu beschreiben, wird auf die Modellierungsansätze nach Ostwald-de-Waele und

Hershel-Bulkley zurückgegriffen (Gleichung 3-9, 3-10).

Ansatz nach Ostwald-de-Waele:n

x

dydw

k

⋅=τ [Pa] mit n<1 (3-9)

Ansatz nach Hershel-Bulkley:n

x

dydw

k

⋅+τ=τ 0 [Pa] mit n<1 (3-10)

Die Viskosität ist bei nicht-Newtonschen Fluiden vom Geschwindigkeitsgradienten abhängig,

somit ergibt sich für die scheinbare Viskosität nicht-Newtonscher Fluide:

dydw x

sτ=η [Pa·s] (3-11)

Neben anderen Parametern wie der Temperatur ist der Trockensubstanzgehalt des belebten

Schlammes ein wichtiger Einflussfaktor auf die Viskosität des Schlammes. Eine Zunahme

der Viskosität mit steigendem Trockensubstanzgehalt konnte bereits von mehreren

Arbeitsgruppen festgestellt werden (Günder 1999, Rosenberger et al. 2002, Kubin et al. 2001

u.a.). Hiermit wird der theoretischen beliebigen Erhöhung des Trockensubstanzgehaltes eine

Grenze gesetzt. Durch eine höhere Viskosität steigt der erforderliche Energieeintrag für die

Durchmischung, die Überströmung der Membranfläche sowie für den Stofftransport. So

konnte Rosenberger (2003) bei einem Trockensubstanzgehalt von 20 g/L für eine turbulente

Rohrströmung im Vergleich zu Wasser einen um den Faktor 50 erhöhten Energiebedarf

errechnen, weiterhin zeigte sich ein deutlich verschlechterter Sauerstoffeintrag in den

belebten Schlamm.

Innerhalb der Membranbelebungsverfahren ist der belebte Schlamm z.T. mechanisch stärker

beansprucht als in konventionellen Anlagen. Allein die Notwendigkeit der

Deckschichtablösung auf der Membran führt zu einer Einwirkung von Scherkräften auf den

belebten Schlamm, welche Auswirkungen auf die Struktur des belebten Schlammes haben.


So konnten Brands et al. (1997) bei Betrieb einer Cross-Flow-Anlage eine Zerstückelung der

fädigen Bakterien beobachten. Nach kurzer Betriebszeit konnte innerhalb des belebten

Schlammes keine definierte Flockenstruktur mehr ausgemacht werden. Das Verfahren nach

dem Prinzip der getauchten Hohlfasermodule arbeitete im Vergleich schonender, eine

Flockenstruktur blieb erhalten, wenn auch bestehend aus abgerundeten, kleineren Flocken.

Die Fädigkeit nahm aber ebenfalls im Laufe des Betriebes ab (Brands et al. 1997).

Brockmann und Seyfried (1996) berichten über einen Einfluss der Pumpensysteme auf die

Viskosität des belebten Schlammes. So konnte nachgewiesen werden, dass der Einsatz von

Kreiselpumpen die Biozönose weitaus stärker schädigte als der Einsatz schonenderer

Schneckenpumpen.

Rosenberger (2003) konnte ebenfalls einen Einfluss der Scherberanspruchung auf die

Mikrostruktur des belebten Schlammes feststellen. Bei Einsatz von scherintensiven Pumpen

zeigten mikroskopische Untersuchungen eine weniger stark ausgeprägte Flockenstruktur,

eine Verarmung der Biozönose und eine höhere Konzentration an frei suspendierten

Bakterien.

Für konventionelle Kläranlagen ist die Abtrennung der Biomasse vom gereinigten Wasser

durch Sedimentation im Nachklärbecken eine entscheidende Vorraussetzung für die

Funktion des Belebungsverfahrens. Hierbei ist die Bildung absetzbarer Flocken von großer

Wichtigkeit. Bei den Membranbelebungsverfahren spielt das Absetzverhalten keine Rolle,

somit ist eine Flockenbildung bzw. das Erhalten der Flocken zunächst nicht zwingend

notwendig. Die Struktur des belebten Schlammes beeinflusst jedoch auch die

Fluideigenschaften. Rosenberger et al. (2002) konnte bei geringen

Trockensubstanzkonzentrationen einen Einfluss der Scherbeanspruchung auf die Viskosität

auf Grund der Schädigung der Mikrostruktur feststellen. Die gemessenen scheinbaren

Viskositäten der Anlage mit höherer Scherbeanspruchung lagen deutlich unter denen der

Anlage mit niedrigeren Scherbeanspruchungen. Hierfür wurde eine Zerstörung der

Vernetzung der Flocken verantwortlich gemacht. Mit steigendem Trockensubstanzgehalt

nahm dieser Einfluss ab.

Schlammbelastung – Überschussschlammproduktion

Die Schlammbelastung ist ein wichtiger Bemessungswert in der biologischen

Abwasserreinigung, da einerseits die Reinigungsleistung einer Anlage direkt von der

Schlammbelastung abhängt, andererseits aber auch die Überschussschlammproduktion und

die Zusammensetzung der Biozönose von der Schlammbelastung beeinflußt wird.


49

Abbildung 3-13 zeigt die Abhängigkeit des prozentualen Abbaus des BSB5 von der

Schlammbelastung BTS. Bei einer Schlammbelastung > 0,2 kg BSB5 /kg TS·d zeigt sich eine

deutliche Abnahme der Reinigungsleistung hinsichtlich des BSB5.

Abbildung 3-13: Abhängigkeit des BSB-Abbaugrades von der Schlammbelastung(Hartmann 1992)

Der Betrieb von Membrananlagen bringt nun mit der Möglichkeit, die Schlammbelastung

sehr niedrig einzustellen, neben einer hohen BSB-Abbaurate einen weiteren Vorteil mit sich.

Dieser ergibt sich aus dem Einfluß der Schlammbelastung auf die

Überschussschlammproduktion. So konnten Rosenberger et al. (1999) zeigen, dass bei

vorgeklärtem Abwasser und einer Schlammbelastung unterhalb von 0,07 kg CSB/kg TS·d

keine Schlammzunahme mehr erfolgte. Krauth (1997) beobachtete bei häuslichem, gut

vorgeklärtem Abwasser bei einer Schlammbelastung von 0,02 – 0,04 kg CSB/kg TS·d eine

gegen null tendierende Überschussschlammproduktion. Dahingegen konnten andere

Arbeitsgruppen die Tendenz Richtung Nullwachstum nicht bestätigen, wohl aber eine

äußerst geringe Überschusschlammproduktion im Vergleich zu konventionellen Kläranlagen

(Yamamoto et al. 1989, Chaize et al. 1991, Muller et al. 1995, Cornel 2000). In Abbildung

3-14 sind verschiedene Literaturangaben zur Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit

von der Schlammbelastung als Ertragskoeffizienten für häusliches und kommunales

Abwasser zusammengetragen (Stephenson et al. 2000, Darstellung nach Cornel 2000),

wobei bei der Umrechnung von CSB zu BSB5 ein Verhältnis von 2,5, für das Verhältnis GV

zu TS 0,7 angenommen wurde. Hierbei kann eine Tendenz Richtung Nullwachstum bei

sinkender Schlammbelastung abgelesen werden.


0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

Schlammbelastung (kg CSB/kg TS d)

Spez

.ÜS-Prod

uktio

n(kgTS/kg

CSB)

Häusliches Abwasser

Kommunales Abwasser

Werte aus herkömmlichen kommunalen Kläranlagen (Y = 0,6 - 0,75 kg TS/kg BSB5)

Abbildung 3-14: Abhängigkeit der Überschussschlammproduktion von derSchlammbelastung (Stephenson et al. 2000, Darstellung nach Cornel 2000)

Eine Erklärung für die verminderte Überschussschlammproduktion liefert das von Pirt (1965)

entdeckte Phänomen des Erhaltungsstoffwechselprinzipes (siehe hierzu auch Kapitel 2.3.6),

welches darauf beruht, dass ein Teil des zugeführten Substrates immer zur

Aufrechterhaltung der lebenswichtigen Zellfunktionen veratmet wird, ohne dass neue

Zellsubstanz produziert wird. Der restliche Teil wird zu Wachstumszwecken verstoffwechselt.

Wird nun die Schlammbelastung so niedrig eingestellt, dass das Substrat lediglich zur

Aufrechterhaltung der lebensnotwendigen Zellfunktionen ausreicht, liegt eine

Substratlimitierung vor und es findet kein Wachstum statt. Abbildung 3-15 zeigt die nach

Günder (1999) dargestellte Abhängigkeit der Überschussschlammproduktion sowie des

Schlammalters von der Schlammbelastung.


51

Abbildung 3-15: Überschussschlammproduktion und Schlammalter in Abhängigkeit vonder Schlammbelastung (Günder 1999)

Somit ermöglicht der Betrieb von Membranbelebungsanlagen bei geringer

Schlammbelastung eine Reduzierung des Klärschlammanfalls.

Der ATV-DVWK-Fachausschuss „Membranbelebungsanlagen“ (2000) berücksichtigt diese

Reduzierung des Klärschlammanfalls in sofern, als dass für die Auslegung von

Membranbioreaktoren zur Berechnung der Überschussschlammproduktion nach Gleichung

3-12:

TTSHS

HBSB FtYm

YBSB

TSaÜS

⋅⋅⋅++⋅=

15

05

5BSBkgTSkg (3-12)

die Koeffizienten nach einem Ansatz von Günder (1999) angepasst werden (Tabelle 3-5).

Tabelle 3-5: Koeffizienten zur Berechnung der Überschussschlammproduktion (ATV-DVWK-Fachausschuss „Membranbelebungsanlagen“ 2000)

Parameter Einheit Wert

Anteil nicht hydrolisierbarer, innerterPartikel

a [ kg TS/kg TS ] 0,5

Ertragskoeffizient der heterotrophenBakterien

YH [ kg/kg ] 0,6

Erhaltungskoeffizient mS [ kg BSB5/kg TS d ] 0,133


Im Vergleich zu den in Tabelle 3-4 angegebenen Koeffizienten wird von einer Abnahme des

Anteils der nicht hydrolisierbaren, innerten Partikel im belebten Schlamm ausgegangen.

Überschussschlamm als Schadstoffsenke

Die Behandlung und Beseitigung des Überschusschlamms sowie der anderen Rückstände

der Abwasserreinigung (Rechengut, Rückstände des Sand- und Fettfanges sowie der

Vorklärung) stellt auf Grund der Kosten ein Problem besonderer Bedeutung dar. Die zu

installierenden Einrichtungen betragen häufig 30 % und mehr der gesamten Investitionen

(Pöppinghaus et al. 1994). In sofern stellt die Verminderung von Überschusschlamm durch

den Betrieb von Membranbelebungsanlagen eine interessante Perspektive zur

Kosteneinsparung im Anlagenbau und –betrieb dar.

Der Überschussschlamm ist Teil des im Rahmen der Abwasserbehandlung anfallenden

Klärschlamms. Unter Klärschlamm wird die Gesamtheit der Schlämme aus der Vorklärung

(Primärschlamm), der Belebungsstufe (Überschussschlamm, Sekundärschlamm) und einer

eventuell vorhandenen 3. Reinigungsstufe (Tertiärschlamm) verstanden. Die Entsorgung des

anfallenden Klärschlammes erfolgt entweder durch thermische Verfahren wie Trocknung,

Verbrennung oder Pyrolyse oder durch eine landwirtschaftliche Verwertung (Kompostierung,

Deponierung). Der Wassergehalt von Klärschlamm liegt zwischen 90 – 99 %. In der

Trockensubstanz beträgt der organische Anteil 60 – 80 %, der sich aus Kohlenhydraten,

Fetten und Eiweißen zusammensetzt (Mudrack et al. 1994). Der Schlamm enthält eine Fülle

von Mikroorganismen, zum Teil auch pathogener Natur, organische Schadstoffe (z.B.

Pestizide, Polycyklische aromatische Kohlenwasserstoffe, Polychlorierte Biphenyle),

Arzneimittelrückstände und auch Schwermetalle. Aufgrund der z.T. unerwünschten Stoffe ist

die Verwertung bzw. Beseitigung dieses Abfallproduktes immer mit Schwierigkeiten

verbunden. Die mit der Anwendung des Membranverfahrens einhergehende gute

Abscheideleistung partikulärer Substanzen führt zu der Frage der Anreicherung von

unerwünschten Stoffen wie z.B. Schwermetallen im belebten Schlamm. Diese Frage ist noch

nicht endgültig geklärt. Eine Anreicherung von Schwermetallen im Reaktor kann einerseits

zu einer Inaktivierung des belebten Schlammes führen, andererseits müssen für eine

problemlose Entsorgung des Klärschlammes die in der Klärschlammverordnung (AbKlärV)

festgelegten Grenzwerte für Schwermetalle eingehalten werden (Tabelle 3-6).


53

Tabelle 3-6: Grenzwerte für Metalle nach der Klärschlammverordnung AbfKlärV vom 15.4.1992

MetallGrenzwert nach AbfKlärV

[mg / kg TS]

Blei 900

Cadmium 10

Chrom 900

Kupfer 800

Nickel 200

Quecksilber 8

Zink 2500

Rosenberger et al. (2000) bilanzierten beispielhaft die Zu- und Ablaufkonzentrationen der

Metalle Blei, Chrom, Zink und Kupfer und schlossen so auf die Akkumulation der Metalle

innerhalb der Anlage. Ein großer Teil der Metalle wurde im Reaktor zurückgehalten. Eine

Beeinträchtigung der Abbauleistung konnte nicht beobachtet werden, jedoch ist aufgrund der

Einhaltung der Grenzwerte der Klärschlammverordnung eine zu hohe Aufkonzentrierung zu

vermeiden.

Schlammalter

Das Schlammalter entspricht der mittleren Aufenthaltszeit der Mikroorganismen im System

(siehe Kapitel 2.3.2). Kommunale Kläranlagen werden üblicher Weise mit Schlammaltern

zwischen 4 und 25 Tagen bemessen. Entscheidend ist hierfür neben der

Anlagenkonfiguration die Anlagengröße und die Temperatur. Anlagen ohne Nitrifikation wird

beispielsweise ein Bemessungsschlammalter von 4 – 5 Tagen zugrunde gelegt, Anlagen mit

Schlammstabilisierung einschließlich Stickstoffelimination werden für Schlammalter von 25

Tage bemessen (ATV-DVWK-A 131 2000). Durch die nahezu beliebige Aufkonzentrierung

der Biomasse können in Membranbioreaktoren weitaus höhere Schlammalter eingestellt

werden. Hieraus ergibt sich als weiterer Vorteil die Etablierung langsam wachsender

Mikroorganismen im System, zu denen auch die Nitrifikanten gehören, und somit eine stabile

Nitrifikation, auch bei niedrigen Temperaturen. Günder (1999) berichtet von rechnerischen

Schlammaltern in Membranbioreaktoren zur kommunalen Abwasserreinigung zwischen 20 –

500 Tagen, Rosenberger (2003) untersuchte den Einfluss des Schlammalters gezielt

zwischen 5 und 80 Tagen. Stephenson et al. (2000) haben eine tabellarische

Zusammenfassung von ca. 30 Veröffentlichungen publiziert, in denen von Schlammaltern


zwischen 20 und 3.120 Tagen berichtet wurde. Es sei aber darauf hingewiesen, dass ein

Forschungsschwerpunkt gerade das Verhalten von Membranbioreaktoren bei hohen

Schlammaltern darstellt und diese sehr hohen Schlammalter nicht als üblich angesehen

werden können. Im Arbeitsbericht des ATV-DVWK-Fachausschusses

„Membranbelebungsanlagen“ (2000) wird ein Schlammalter über 15 Tagen als üblich für

Membranbelebungsanlagen angegeben. Das durchschnittliche Schlammalter einer der

ersten großtechnischen Membranbelebungsanlage in Deutschland (Markranstädt) lag bei 49

Tagen.

Untersuchungen von Witzig (1999) führten zu dem Ergebnis, dass bei einem sehr hohen

rechnerischen Schlammalter von mehreren 100 Tagen eine deutliche Abweichung der

Bakterienpopulation des belebten Schlammes zweier Membranbelebungsreaktoren im

Vergleich zu denen des Schlammes konventioneller Kläranlagen zu erkennen war. Dieser

Effekt wurde positiv bewertet, da hohe stabile Abbaugrade in den Membranbioreaktoren auf

eine leistungsstarke Biozönose schließen ließen.

3.4.2 Betriebsweisen von Membranbelebungsanlagen

Im Membranbelebungsverfahren liegt der Unterschied zum konventionellen Verfahren

lediglich in der Abtrennung des belebten Schlammes von der wässrigen Phase. So können

in Membranbelebungsanlagen sämtliche Betriebsweisen verwirklicht werden, die auch beim

konventionellen Verfahren eingesetzt werden (siehe Abbildung 3-2). Damit hat sich auch bei

Membranbelebungsverfahren die Kombination aus vorgeschalteter Denitrifikation und

anschließender Nitrifikation bewährt (Abbildung 3-16).

Belebungsbecken

NitrifikationDeni.

Filterkammer

Rücklaufschlamm

Rezirkulation

Vorklärung

Schlamm-abzug

Überschuss-schlamm

Abbildung 3-16: Fließbild einer Membranbelebungsanlage mit vorgeschalteterDenitrifikationsstufe

Es zeigt sich aber immer deutlicher, dass sich durch die besonderen Betriebsbedingungen

innerhalb der Membranbelebungsanlagen zusätzlich neue Möglichkeiten für die

Betriebsweise eröffnen. Ein Untersuchungsschwerpunkt liegt hier zum einen im Bereich der

simultanen Nitrifikation/Denitrifikation. Gerade durch den Betrieb der Anlagen bei höheren


55

Trockensubstanzgehalten können die in Kapitel 2.3.2 erwähnten physikalischen Ursachen

für eine simultane Nitrifikation/Denitrifikation zum Tragen kommen, z. B. kann eine Bildung

von anaeroben Zonen innerhalb des belüfteten Reaktors parallel zu einer Denitrifikation

führen. Untersuchungen von Penshorn (2001) bestätigten diese Vermutungen, dass durch

die Ausbildung anaerober Mikrozonen die Prozesse der autotrophen Nitrifikation und

heterotrophen Denitrifikation auch gleichzeitig stattfinden können. Hierbei spielt vermutlich

auch die Durchmischung des Reaktors und damit die schlechte Sauerstoffverteilung eine

entscheidende Rolle.

Die Möglichkeit einer vermehrten biologischen Phosphorelimination eröffnet weitere

Einsatzmöglichkeiten von Membranbelebungsanlagen. Adam et al. (2001) konnten durch

ihre Untersuchungen nachweisen, dass eine erhöhte biologische Phosphorelimination in

Membranreaktoren grundsätzlich möglich ist.

In der kommunalen Abwasserbehandlung kann sich gerade für Kleinkläranlagen der Betrieb

eines Membranbelebungsreaktors als Anlage im Aufstaubetrieb (SBR-Anlage) von Vorteil

erweisen. Krampe et al. (2001) geben als Vorteile gegenüber einer kontinuierlichen

Betriebsweise höhere Umsatzgeschwindigkeiten, die Möglichkeit der Steuerung des

Wirkungsgrades der Stickstoffelimination durch das Austauschverhältnis und die

Verminderung des Einflusses der Sauerstoffverschleppung in die Denitrifikationsphase durch

Anpassen der Länge der unbelüfteten Phase an.

Die Erfahrungen der letzten Jahre zeigten immer deutlicher, dass die Art der Vorklärung

einen nicht zu vernachlässigenden Einfluss auf den Betrieb von Membranbioreaktoren

ausübt. So kann der Eintrag von gröberen Verunreinigungen wie Zellstoff oder Haaren zu

einer Verblockung und Verzopfung der Membrane führen. Eine reduzierte

Überschussschlammentnahme kann zur Aufkonzentrierung anorganischen Materials im

Belebungsreaktor führen. Im Arbeitsbericht des ATV-DVWK-Fachausschusses KA-7

„Membranbelebungsanlagen“ (2000) wird empfohlen, möglichst wenig Grob- und Faserstoffe

sowie Fette in die Membranstufe gelangen zu lassen und dem mit den üblichen

Vorbehandlungsmaßnahmen zu begegnen (Feinstrechen oder Siebanlage, Belüftete Sand-

und Fettfänge).

3.5 Realisierte großtechnische Membranbelebungsanlagen inDeutschland

Aufgrund der Forschung der letzten Jahre konnte durch die Entwicklung neuer Membranen

und Module die Investitionskosten und Betriebskosten von Membrananlagen deutlich

gesenkt werden, so dass der Einsatz von Membranen in der kommunalen


Abwasserreinigung weltweit immer häufiger realisiert wird. In der Bundesrepublik wird das

Membranbelebungsverfahren in der kommunalen Abwasserreinigung zur Zeit auf mehreren

Kläranlagen eingesetzt, weitere Projekte sind momentan noch in Planung. Als die

wichtigsten großtechnischen Membranbelebungsverfahren seien hier die Anlagen in

Markranstädt (Leipzig) und Rödingen (Erftverband) vorgestellt sowie die Pilotanlage auf dem

Gelände der Kläranlage Büchel (Aggerverband).

3.5.1 Kläranlage Markranstädt

(Stein 2001)

Die Kommmunalen Wasserwerke in Leipzig haben in Markranstädt für 12.000 EW eine

Kläranlage mit Mikrofiltration errichtet. Die Inbetriebnahme der Anlage erfolgte im Frühjahr

2000. Das Mischwasser gelangt über einen Feinrechen und einen Sand- und Fettfang in eine

zweistraßig ausgeführte biologische Reinigung. Diese besteht aus einer vorgeschalteten

Denitrifikationsstufe und einer sich anschließenden Nitrifikationsstufe, in welche die

Membraneinheit direkt integriert ist (Abbildung 3-17).

Rechen

Zulauf

Sandfang Denitrifi-kation

Nitrifikation/Membran-trennstufe

Ablauf

Rezirkulation

Rezirkulation

Überschuss-schlamm

Überschuss-schlamm

Abbildung 3-17: Fließbild der Kläranlage Markranstädt

Nachfolgende Tabelle 3-7 gibt einen Überblick über die Membran- und

Anlagencharakteristika. Die Kläranlage wird hydraulisch mit einem maximalen Tageszufluss

von 4320 m³/d belastet, der Spitzenzufluss beträgt 180 m³/h. Eine Phosphorfällung erfolgt

simultan mit Eisensalzen. Die durchschnittliche Schlammbelastung lag bei 0,04 – 0,05 kg

CSB/kg TS·d.


57

Tabelle 3-7 Charakteristika Kläranlage Markranstädt

Membrancharakterstik: Hohlfasermembran ZeeWeed 500 OCP

Fläche: 7.360 m²

Trenngrenze: 0,1 µm

Anlagencharakteristik: Volumen gesamt: 1780 m³

Volumen Denitrifikation 890 m³

Volumen Nitrifikation: 890 m³

Verhältnis VD/ VBB: 0,5

Trockensubstanzgehalt: 12g/L

3.5.2 Kläranlage Rödingen

(Engelhardt et al. 2001, Engelhardt et al. 2000)

Die Kläranlage Rödingen wurde im Juni 1999 in Betrieb genommen. Die Anschlussgröße

beträgt 3.000 EW, wobei das Einzugsgebiet der Kläranlage überwiegend ländlich geprägt ist.

Gewerbliche oder industrielle Abwassereinleitungen sind nicht vorhanden.

Die Kläranlage wurde ebenfalls zweistraßig konzipiert, wobei ein Feinrechen und ein

Sandfang mit Fettfangrinne vorgeschaltet ist (Abbildung 3-18).

Rechen

Zulauf

Sandfang Denitrifikation(Nitrifikation)

Nitrifikation(Denitrifikation)

Ablauf

Membran-trennstufe

Rezirkulation

Rücklaufschlamm

Überschuss-schlamm

Abbildung 3-18: Fließbild der Kläranlage Rödingen

Das Belebungsbecken ist in einen Nitrifikations- und einen Denitrifikationsreaktor unterteilt.

Innerhalb des Betriebes wurde sowohl eine vorgeschaltete Denitrifikation sowie eine

simultane Nitrifikation / Denitrifikation untersucht. Die Membranmodule sind in einem

separaten Becken installiert. Der maximale Mischwasserzufluss beträgt 135 m³/h, der

tägliche Schmutzwasseranfall beträgt 822 m³/d. Die Schlammbelastung der

Belebungsanlage lag unter einem Wert von 0,05 kg BSB5/kg TS·d (entspricht unter


Berücksichtigung des Zulaufverhältnisses CSB/BSB5 (siehe Tabelle 3-11) einem Wert von

0,13 kg CSB/kg TS·d).

Weitere charakteristischen Daten sind in Tabelle 3-8 zusammengefasst.

Tabelle 3-8 Charakteristika Kläranlage Rödingen

Membrancharakterstik: Hohlfasermembran ZeeWeed ZW 500 OCP

Fläche: 4.416 m²






Trockensubstanzgehalt: 12 – 15g/L

3.5.3 Pilotanlage auf der Kläranlage Büchel

(Wozniak et al. 2001, Scheuer et al. 2000)

Im Rahmen des anstehenden Ausbaus der Kläranlage Büchel von 12.000 EW auf 25.000

EW betreibt der Aggerverband seit August 1999 eine Pilotanlage nach dem

Membranbelebungsverfahren (Abbildung 3-19).

StufenfilterRechen

Zulauf

Langsandfang Vorklärbecken(optional)

Denitrifi-kation

Ablauf

Nitrifikation mitMembrantrennstufe

Abbildung 3-19: Fließbild der Pilotanlage Büchel

Die Anlage wird mit einem Teilstrom des in der bestehenden Kläranlage mechanisch

vorbehandelten Abwassers beschickt, welcher einer Ausbaugröße von 1.000 EW entspricht.

Die mechanische Vorbehandlung beinhaltet eine Filterstufenrechen, einen belüfteten

Sandfang sowie ein Vorklärbecken. Die Pilotanlage besteht aus einer vorgeschalteten


59

Denitrifikationsstufe sowie einem kombinierten Nitrifikations- und Filterbehälter. Die Filtration

ist zweistraßig ausgeführt. Verwendet wurden Plattenmodule der Firma Kubota. Die

charakteristischen Daten der Module bzw. der Anlage sind Tabelle 3-9 zu entnehmen.

Über einen 6-monatigen Betriebszeitraum konnten die Filtrationsmodule mit Nettoflüssen von

26,3 L/(m²·h) betrieben werden. Das entspricht einer Schmutzwassermenge von 606 m³/d.

Aus den Daten ergibt sich rechnerisch eine Schlammbelastung im Bereich von 0,04 – 0,25

kg CSB/kg TS·d.

Tabelle 3-9 Charakteristika Pilotanlage Büchel

Membrancharakterstik: Plattenmodule der Firma Kubota

Fläche: 960 m²






Trockensubstanzgehalt: 16 – 20 g/L

3.5.4 Reinigungsleistung der Anlagen und Vergleich mit den Anforderungen

Im Anhang 1 der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift (Rahmen-AbwasserVwV) vom 27.

August 1991 sind die Anforderungen an das Abwasser im Ablauf von kommunalen

Kläranlagen festgelegt (Tabelle 3-10). Die Zuordnung in eine der festgelegten

Größenklassen richtet sich nach der BSB5-Fracht des unbehandelten Schmutzwassers. Bei

Zugrundelegen der mittleren tägliche BSB5- Fracht eines Einwohners von 60 g BSB5 pro Tag

kann die Kläranlage Markgranstädt der Größenklasse 3, Rödingen der Klasse 2 zugeordnet

werden. Auf Grund der Lage in einem Naturschutzgebiet wurden abweichend von den

Mindestanforderungen für den späteren Ausbau der Kläranlage Büchel (25.000 EW,

Größenklasse 4) ein Grenzwert für den BSB5 von 15 mg/L vorgeschrieben, der NO2-N-

Gehalt im Ablauf darf 0,1 mg/L nicht überschreiten.


Tabelle 3-10: Mindestanforderungen für kommunale Kläranlagen nach Anhang 1 zur Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift vom 27. August 1991

GrößenklasseCSB

[mg/L]

BSB5

[mg/L]

NH4-N *)

[mg/L]

Nges.*)

[mg/L]

Pges.

[mg/L]

1

(< 60 kg/d BSB5 (roh))150 40 - - -

2

(60-<300 kg/d BSB5 (roh))110 25 - - -

3

(300 - <1200 kg/d BSB5 (roh))90 20 10 18**)

4

(1200 - < 6000 kg/d BSB5 (roh))90 20 10 18**) 2

5

(6000 kg/d BSB5 (roh)und größer)75 15 10 18**) 1

*) : Diese Anforderung gilt bei einer Abwassertemperatur von 12°C und größer im Ablauf des biolog.Reaktors der Anlage. An Stelle von 12°C kann auch eine zeitliche Begrenzung vom 1. Mai bis 31.Oktober treten.

**) : Im wasserrechtlichen Bescheid kann eine Konzentration bis zu 25 mg/L zugelassen werden, wenndie Verminderung der Gesamtstickstofffracht mindestens 70 v. H. beträgt. Die Verminderung beziehtsich auf das Verhältnis der Stickstofffracht im Zulauf zu derjenigen im Ablauf in einem repräsentativenZeitraum, der 24 Stunden nicht überschreiten soll. Für die Fracht im Zulauf ist die Summe ausorganischem und anorganischem Stickstoff zugrunde zu legen.

Tabelle 3-11 stellt die Reinigungsleistung der 3 ausgewählten Anlagen vergleichend

gegenüber. Die Anforderungen werden somit für die großtechnischen Anlagen alle mehr als

erfüllt. Auch eine Auswertung der Tagesganglinien der Ablaufkonzentration der KA

Markranstädt zeigte, dass vorgegebene Betriebswerte, welche bezogen auf den CSB, BSB5

und NH4-N eine zusätzliche Unterschreitung der Mindestanforderungen um 50 %

voraussetzten, jederzeit eingehalten werden. Durch den vollständigen Rückhalt des

partikulär gebundenen Phosphors konnte in Markranstädt zunächst ohne gezielte Fällung

eine gute biologische Phosphorentfernung erzielt werden, es gelang jedoch nur durch

Inbetriebnahme einer Simultanfällung einen Betriebswert von 2 mg/L sicher einzuhalten.


61

Tabelle 3-11: Reinigungsleistung der Anlagen im Vergleich

Markranstädt(12.000 EW)

(Stein 2001)

Rödingen(3.000 EW)

(Engelhardt et al. 2000, 2001)

Büchel

mündl. Mitteilung vomAggerverband

ParameterZulauf[mg/L]

Ablauf[mg/L]

Elimination[%]

Zulauf[mg/L]

Ablauf[mg/L]

Elimination[%]

Zulauf[mg/L]

Ablauf[mg/L]

Elimination[%]

CSB 429 20,5 95,2 420 22 89-97 250 -1200 < 20 > 92

BSB5 173 <5 97,1 165 1,6 - 6,6 96-99 < 3

Nges. 56 9,2 83,6 35 8 77,1 2 - 5

NH4 34 0,9 97,4 25 * 0,2 99,2 30 - 40 < 0,1 98

Pges. 7 1,7 75,7 4,5 * 0,3 93,3 n.n. n.n. n.n.

*NH4-N, PO4-P

Auch der Betrieb der Kläranlage Rödingen zeigte eine sehr gute und stabile

Eliminationsleistung. Die Phosphatelimination konnte auch durch eine Fällung stabilisiert

werden. Grundsätzlich kann die Phosphatelimination in beiden Anlagen als stabiler und

besser als in konventionellen Anlagen bewertet werden, da die Abtrennung der

Fällungsprodukte über eine Membranfiltration weniger störanfällig ist bezogen auf

Flockengröße und hydraulische Schwankungen.

An der Pilotanlage Büchel wurde der Forschungsschwerpunkt zunächst auf die Ermittlung

der membranbezogenen Parameter gelegt, da vorerst Erfahrungen hinsichtlich der

bemessungsspezifischen, betrieblichen und wirtschaftlichen Aspekte einer

Membranbelebungsanlage gesammelt werden sollten. Die parallel kontrollierte

Reinigungsleistung kann jedoch als stabil und unabhängig von Zuflussspitzen beschrieben

werden (Wozniak 2002). Auch andere Autoren berichten über eine sehr gute und stabile

Reinigungsleistung membrangestützter Anlagen zur Behandlung kommunalen Abwassers

(van der Roest 2001, Krampe und Krauth 2001, Adam et al. 2001, Grigo 2001). Die

Ursachen für die vergleichsweise zögerliche Entwicklung der Membrantechnik im Bereich

der kommunalen Abwasserreinigung liegen einerseits in der fehlenden Notwendigkeit einer

weitgehenden Abwasserreinigung bzw. Wasserhygienisierung. Andererseits sind die Kosten

für den Membranersatz sowie die Energiekosten bei Betrieb einer Membranbelebungsanlage

noch vergleichsweise hoch (Melin und Voßenkaul 2001). Eine Weiterentwicklung neuer

Membranen und Module sowie Betriebsstrategien wird das Membrantrennverfahren zur

kommunalen Abwasserreinigung in Zukunft sicher auch in diesen Punkten konkurrenzfähig

werden lassen.

4 Zielsetzung der Arbeit 62

4 Zielsetzung der Arbeit

Im Vergleich zum Verfahren der konventionellen biologischen Abwasserreinigung, welches

zum Beginn des letzten Jahrhunderts entwickelt wurde (Imhoff 1953), kann das

Membranbelebungsverfahren als relativ neue Technik betrachtet werden. So bildeten erste

Untersuchungen Ende der 60er Jahre in den USA die Grundlage für die Entwicklung von

Membranbelebungsreaktoren (Stiefel et al. 1966, Hardt et al. 1970).

Das Verfahren der Membranbelebungsreaktoren ist ein vielversprechendes Konzept, gerade

wenn an den Kläranlagenablauf hohe Anforderungen gestellt werden. In der relativ kurzen

Zeit seit der Entwicklung dieser Technik konnten noch nicht ausreichende Kenntnisse über

die Besonderheiten dieses Verfahrens erlangt werden. Was die Auslegung von

Membranbelebungsanlagen betrifft, so wird momentan zur Ermittlung der Bemessungs-

grundlagen noch auf Daten für konventionelle Belebungsanlagen (Arbeitsblatt ATV-DVWK-

A 131) zurückgegriffen. Bei Auslegung der Belebungsstufe wird davon ausgegangen, dass

sich die biologischen Stoffumsätze in Membranbelebungsanlagen nicht wesentlich von

denen konventioneller Belebungsanlagen unterscheidet. Gerade aber die Möglichkeit des

Betriebes der Anlagen mit einem stark erhöhten Trockensubstanzgehalt und der damit

verbundenen Veränderungen der Biozönose und der Schlammeigenschaften lassen eine

Änderung des Betriebsverhaltens vermuten. In dem Arbeitsbericht des ATV-DVWK-

Fachausschusses KA-7 „Membranbelebungsverfahren“ (2000) wird versucht, diesen

Punkten Rechnung zu tragen. Grundlage dieses Arbeitsberichtes bilden Daten der

Forschungsarbeit von Günder (1999). Für eine exakte Auslegung ist jedoch weiterer

Forschungsbedarf hinsichtlich des Betriebsverhaltens und der Leistungsfähigkeit des

Verfahrens vonnöten.

Die vorliegende Arbeit soll für die Weiterentwicklung der Membrantechnik in der

kommunalen Abwasserreinigung grundlegende Fragestellungen näher beleuchten. Durch

den parallelen Betrieb zweier Anlagen unterschiedlichen Maßstabes kann die Frage der

Übertragbarkeit der Ergebnisse aus Labor- auf Pilotanlagen an Hand des Vergleichs der

Reinigungsleistung (CSB-, Stickstoff- und Phosphatelimination), der Schlammeigenschaft

(Viskosität) und der Überschussschlammproduktion untersucht werden.

Weiterhin ermöglicht die flexible Konstruktion der Anlagen, durch verschiedene

Reaktorverschaltungen und interne Vermischungszustände den Einfluss der Betriebsführung

resultierend aus vollständig durchmischten (die meisten Pilotanlagen) und kaskadierten (die

meisten großtechnischen Anlagen) Systemen näher zu charakterisieren.

5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden

63


5.1 Versuchsanlagen

Im Rahmen der Arbeit wurden zwei Membranbioreaktoren betreut, eine Laboranlage der TU

Berlin (ca. 130 L Fassungsvermögen) und eine Pilotanlage des Umweltbundesamtes (3,5

bzw. 3,6 m³ Fassungsvermögen). Die Pilotanlage wurde bereits 1997 in Betrieb genommen.

Nachdem die Anlage 2 Jahre gute Ergebnisse hinsichtlich Substratabbau und Permeabilität

lieferte, wurden an der Anlage grundlegende Umbaumaßnahmen durchgeführt, wobei als der

bedeutende Unterschied die Aufteilung des Nitrifikationsvolumens in 4 gleich große

Kammern zu nennen ist.

Die vorliegende Arbeit befasst sich vertiefend mit dem Betrieb der Pilotanlage nach den

Umbaumaßnahmen und der parallel betriebenen Laboranlage. Die Ergebnisse des Betriebes

der Pilotanlage vor den Umbaumaßnahmen (PA I), werden lediglich herangezogen, um den

Einfluss der Umbaumaßnahmen in Form der Kaskadierung des Nitrifikationsvolumens

auswerten zu können.

Die Pilotanlage PA I setzt sich aus einer für die Denitrifikation vorgesehenen unbelüfteten

Stufe, einer für die Nitrifikation belüfteten Stufe und einem separaten Filterbehälter

zusammen, wobei das Gesamtvolumen ca. 3,5 m3 betrug (Tabelle 5-1). In dem Filterbehälter

war ein getauchtes Hohlfasermodul der Firma Zenon der Marke ZeeWeed integriert.

Aufgrund der notwendigen grobblasigen Belüftung des Filtermoduls lagen im Filterbehälter

aerobe Verhältnisse vor.

Die modifizierte Pilotanlage und die Laboranlage wurden im Sommer 1999 in einer Halle auf

dem Gelände des Umweltbundesamtes in Berlin installiert und parallel mit kommunalem

Abwasser betrieben. Die Konzeption und Dimensionierung der Laboranlage ergab sich auf

Grund von Überlegungen hinsichtlich der Maßstabsübertragung aus der Pilotanlage nach

den Umbaumaßnahmen. Durch den parallelen Betrieb der Anlagen wurde der Einfluss des

Abwassers ausgeschaltet. Damit konnte die Bedeutung der Anlagengröße ebenso wie die

Auswirkungen unterschiedlicher Betriebsweisen bewertet werden.

Der grundsätzliche Unterschied zu der Anlagenkonfiguration der Pilotanlage PA I besteht im

weiteren Betrieb (PA II, PA III) in der Aufteilung des Nitrifikationsvolumens auf mehrere

Kammern. Weiterhin bestehen die Anlagen wiederum aus einer Denitrifikationsstufe und

einer separaten Filterkammer, in der das jeweilige Filtrationsmodul integriert ist (Tabelle 5-1).

Die Anlagen waren hinsichtlich der Strömungsführung sehr flexibel gestaltet. Hierdurch

wurde es ermöglicht, innerhalb der Anlagen verschiedene Durchmischungszustände zu


64

erzielen. Des Weiteren konnten die einzelnen Anlagenstufen in unterschiedlicher

Reihenfolge verschaltet werden. Auf die Besonderheiten der Anlagen im Einzelnen und die

verschiedenen Betriebsführungen wird im folgenden Kapitel näher eingegangen.

Tabelle 5-1: Anlagendaten der Pilotanlage und der Laboranlage

Pilotanlage UBA (PA) Laboranlage TU(LA)

Betriebszeitraum PA I*) PA II PA III a/b LA

Messtag 1 – 742**) 1 - 168***) 273 - 919***) 9 - 919***)

Membranmodul ZeeWeed -150 ZeeWeed -500 ZeeWeed -10

Membranfläche 13,9 m² 46,5 m² 0,92 m²

Porendurchmesser 0,2 µm 0,03 µm 0,1 µm

Anlagenvolumen gesamt 3,5 m³ 3,6 m³ max. 160 L

Teilvolumina: Denitrifikation 0,7 m³ 0,9 m³ 10 - 40 L

Nitrifikation 2,1 m³ 1,5 m³ (4 x 0,375 m3) 80 L (2 x 40 L)

Filterkammer 0,7 m³ 1,2 m³ 30 - 40 L

*): Die Pilotanlage PA I wurde vor den zu dieser Arbeit durchgeführten Untersuchungen an denAnlagen PA II, PA III und LA betrieben.

**): Messtage beginnend mit Inbetriebnahme der Anlage PA I.***): Messtage beginnend mit Inbetriebnahme der Anlage PA II.

In der Pilotanlage wurde nach 168 Betriebstagen das Filtermodul ausgetauscht und durch

ein Modul mit einer größeren Filterfläche und einem kleineren Porendurchmesser ersetzt

(PA II bzw. III). Die Daten der verwendeten Module sind Tabelle 5-1 zu entnehmen. Die

ZeeWeed - Module werden den Niederdruckverfahren zugeordnet, das bedeutet, dass

durch Erzeugen eines Unterdrucks in den Hohlfasern das Permeat durch die Membran

gesaugt wird. Um die Bildung einer Deckschicht einzuschränken, wurde das Modul in

regelmäßigen Abständen mit Permeat rückgespült. Durch die bereits erwähnte Belüftung des

Moduls wurden die einzelnen Hohlfasern in Schwingung versetzt. Die so erzeugten

Scherkräfte an den Fasern sollten den angelagerten Biofilm ablösen bzw. so gering wie

möglich halten.


65

5.1.1 Pilotanlage (PA) des Umweltbundesamtes

Zunächst wird der Aufbau der Pilotanlage nach den Umbaumaßnahmen (PA II und PA III)

genauer erläutert, da die Ergebnisse von PA I nur als Vergleichswerte herangezogen werden

und im einzelnen nicht weiter ausgewertet werden sollen. Zu näheren Erläuterungen zu PA I

siehe auch Dorau (1997).

Abhängig vom Füllstand der Nitrifikationsbehälter wurde der Abwasserzulauf zur Pilotanlage

geregelt, welcher während des gesamten Untersuchungszeitraumes der Denitrifikationsstufe

zugeführt wurde (Abbildung 5-1). Ein konzentrisch angeordneter Rührer gewährleistete eine

möglichst gute Durchmischung des Abwasserzulaufes mit dem belebten Schlamm. Über

einen Überlauf gelangte das Belebtschlamm-Abwassergemisch in die erste belüftete Stufe.

N IIIN IV

Nitrifikation (NI, II, III, IV)

N II

F

N I

QIT

PIC+

-+LC

QICO2

- FIFI

FI PI

ZuluftFI

PI

FI

FI

Filterkammer (F)Vorlage-behälter

Zuluft

+LC

Permeat

Denitrifi-kation (D)

P-1

P-2

V-2

P-3

P-4

V-1

F: FilterP-1: ZulaufpumpeP-2: PermeatpumpeP-3: Umwälzpumpe

P1, P4

P2

P-4: RezirkulationspumpeV-1: Zuluft NitrifikationV-2: Zuluft Filterkammer

Abbildung 5-1: Pilotanlage

Die Unterteilung des Nitrifikationsbehälters der Pilotanlage in 4 gleich große Abschnitte

wurde durch den Einbau von drei Teiltrennwänden erzielt. So ergab sich eine 4-stufige

Reaktorkaskade. Die Trennwände waren nicht ganz durchgezogen, sondern die Kammern

waren versetzt seitlich miteinander verbunden, so dass der belebte Schlamm durch die 4

Zonen mäandrierte. Mittels am Reaktorboden angeordneter Membrantellerbelüfter wurde der

Nitrifikationsbereich belüftet.


66

Der Permeatabzug erfolgte mit einem konstanten Volumenstrom, wobei in einem 10-

minütigem Abstand für 36 Sekunden mit Permeat rückgespült wurde. Um die Deckschicht

möglichst effektiv abzulösen, betrug der Rückspülvolumenstrom ein Zweifaches des

Permeatvolumenstroms.

Der prinzipielle Aufbau der Pilotanlage PA I gleicht dem der PA II bzw. III, nur dass die

Nitrifikationsstufe nicht durch Trennwände unterteilt war und ein zentrisch angeordneter

Rührer den Kammerinhalt durchmischt hat. Bezüglich der Volumenverhältnisse ergibt sich

ebenfalls eine leichte Änderung. Betrug das belüftete Volumen von PA I 2,8 m3, so lagen

nach den Umbaumaßnahmen nur noch 2,7 m3 vor. Das Denitrifikationsvolumen wurde von

0,7 m3 auf 0,9 m3 vergrößert (siehe auch Tabelle 5-1).

5.1.2 Laboranlage (LA) der TU Berlin

Die Laboranlage wurde in Anlehnung an den Aufbau der Pilotanlage konstruiert (Abbildung

5-2). Dementsprechend war der Nitrifikationsbereich mehrfach unterteilt. Die drei belüfteten

Reaktoren waren durch Überläufe verbunden, in einem der Behälter war das Filtermodul

integriert. Die Belüftung der Nitrifikationsreaktoren erfolgte kontinuierlich durch

Belüftungsringe im unteren Bereich der Behälter.

Nitrifikation (NI, II)Denitrifikation (D)

O2

Vorlage-behälter

N I N II

F

Zuluft

Permeat

M

+-

PIR

P1

P2

P3

F

LCFIR

PICFIR

+

Abluft

TQIR

Permeat

QIR

QIRNOX-N

F: FilterP1: ZulaufpumpeP2: RezirkulationspumpeP3: UmwälzpumpeP4: PermeatpumpeMV: Magnetventile

Filterkammer (F)

P1, P3,P4

P4

Abbildung 5-2: Laboranlage


67

Der Abwasserzulauf erfolgte diskontinuierlich auf Grund einer Füllstandsregelung im

Filterbehälter. Das Permeat wurde wie in der Pilotanlage mit einem konstanten

Volumenstrom abgezogen. In einem regelmäßigen Intervall von 8 Minuten wurde 1 Minute

durch Umkehr der Strömungsrichtung mit Permeat rückgespült.

Die Laboranlage wurde im Rahmen der Untersuchungen mit vor- sowie mit

zwischengeschalteter Denitrifikation betrieben.

5.1.3 Belüftungsstrategie

Grundsätzlich muss bei beiden Anlagen zwischen der Belüftung der Nitrifikationsreaktoren

und der notwendigen Belüftung des Filtermoduls zur Deckschichtablösung unterschieden

werden. Die Membranbelüftung erfolgte kontinuierlich mit einem vom Hersteller empfohlenen

Volumenstrom (Tabelle 5-2).

Tabelle 5-2: Belüftung der Membranmodule

Pilotanlage PA Laboranlage LA

(PA I) (PA II) (PA III)

Membranbelüftung [m³/h] 11 - 15 12 - 30 15 – 35 0,7 -1

Gasbelastung [m/h] 27 - 36 27 - 67 33 - 78 24 - 34

Belüftung der Nitrifikationsreaktoren - Pilotanlage

Während der Anlagenkonfiguration PA I wurde der Sauerstoffgehalt in der

Nitrifikationskammer mittels einer im Anströmbereich des Rührers plazierten

Sauerstoffsonde kontinuierlich gemessen und über einen frequenzgesteuerten Verdichter auf

2 mg/L geregelt. Dieser Wert wurde während des Betriebes gut eingehalten. Durch die

kammerinterne Vermischung aufgrund des Rührers wurde angenommen, dass die

gemessene Sauerstoffkonzentration einen für die gesamte Kammer repräsentativen Wert

lieferte.

Bei der modifizierten Pilotanlage wurde das Gebläse V1 für die Nitrifikationsreaktoren

ebenfalls automatisch gesteuert. Als Regelgröße diente zunächst die in der ersten

Nitrifikationskammer gemessene Sauerstoffkonzentration. Ab Messtag 427 wurde eine

zusätzliche Sauerstoffsonde installiert. Als Regelgröße diente dann die in der letzten

Nitrifikationsstufe gemessene Sauerstoffkonzentration. Der Sauerstoff-Sollwert wurde

kontinuierlich manuell angepasst mit dem Bestreben, nur so viel Sauerstoff einzutragen,


68

dass eine vollständige Nitrifikation gewährleistet wird (Abwesenheit von Ammonium-

Stickstoff im Permeat). Parallel wurde die Sauerstoffkonzentration in der ersten

Nitrifikationsstufe gemessen. Da das Gebläse im Rahmen der Regelung zeitweise auch

abgestellt wurde, war die Belüftung der Nitrifikationsstufen intermittierend. Ein

Schwebekörper-Durchflussmesser diente der Kontrolle der Luftzufuhr zum

Nitrifikationsbereich. Die Luftvolumenströme zu den einzelnen Nitrifikationsstufen konnten an

Handventilen separat eingestellt werden, wobei die Teilvolumenströme nicht gemessen

wurden.

Belüftung der Nitrifikationsreaktoren - Laboranlage

Die Belüftung der Nitrifikationsreaktoren der Laboranlage erfolgte durch am Boden

angeordnete Belüftungsringe. Bei Inbetriebnahme der Anlage wurde zunächst eine

feinblasige Belüftung durch fein geschlitzte Schläuche aus der Aquaristik eingesetzt. Nach

kurzer Zeit wurde auf eine grobblasige Belüftung mittels gelochter Belüftungsringe (ca.

1 mm-Bohrungen) zurückgegriffen, da die feinblasige Belüftung ein starkes Schäumen

verursachte und ein sicherer Betrieb der Anlage nicht gewährleistet werden konnte. Ein

Betrieb einer intermittierenden Belüftung war so nicht mehr möglich, da sich die

Belüftungsringe in den Stillstandszeiten zu stark zugesetzt hätten.

Der Luftvolumenstrom zu den einzelnen Reaktoren wurde per Hand eingestellt und

nachgeregelt, um eine möglichst vollständige Nitrifikation zu erreichen. Die zusätzliche

Belüftung der Filterkammer parallel zu der Modulbelüftung wurde nach einigen Betriebstagen

außer Betrieb genommen, da eine ausreichende Sauerstoffversorgung allein durch die

Modulbelüftung gewährleistet wurde.

Eine Messung des Sauerstoffgehaltes erfolgte zunächst in der Zirkulationsleitung zur

Denitrifikation, aufgrund von messtechnischen Problemen wurde dazu übergegangen, die

Konzentration im zweiten Nitrifikationsreaktor zu messen.

5.1.4 Betriebsführung der Anlagen

Ein Hauptmerkmal der zu diesen Untersuchungen betrachteten Anlagen war die Unterteilung

der Nitrifikationsvolumen in unterschiedliche Kammern. Aufgrund der Konstruktion kann das

Nitrifikationsvolumen der Laboranlage dem Grundtyp Mischbeckenkaskade zugeordnet

werden. Die Zuordnung der Pilotanlage PA II und III ist nicht eindeutig. Ein rechteckiges

Becken mit einem Verhältnis von Länge : Breite (L/B) ≤ 2 kann als totales Mischbecken

betrachtet werden (ATV Handbuch 1997 a). Das L/B - Verhältnis der einzelnen

Nitrifikationsstufen der Pilotanlage beträgt 2,5, somit wäre die Pilotanlage einem Becken mit


69

Rohrströmung zuzuordnen. Die Mischungsvorgänge in einem Becken mit Rohrströmung

werden mit dem Dispersionsmodell beschrieben, wobei der Dispersionskoeffizient ein Maß

für die Durchmischung im Becken ist. Diese kann Werte zwischen null (ideale Rohrströmung)

bzw. unendlich (totales Mischbecken) annehmen (ATV Handbuch 1997 a). Durch die

Belüftung der Nitrifikationsstufen und die in zwei der vier Kammern zusätzlich installierten

Rührer wird angenommen, dass eine gute kammerinterne Vermischung vorliegt und die

einzelnen Stufen sich wie Mischbecken verhalten. Damit kann die Pilotanlage PA II und III

ebenfalls dem Modell der Mischbeckenkaskade zugeordnet werden. Die Reaktorgestaltung

der belüfteten Stufe der Pilotanlage PA I kann durch die Behälterbelüftung und den

eingebauten Rührer als ein totales Mischbecken angesehen werden.

Im Rahmen dieser Arbeit wurden drei unterschiedliche Betriebszustände (Einstufige

Nitrifikation, mehrstufige Nitrifikation mit bzw. ohne interne Zirkulation) untersucht, um den

Einfluss der Durchmischung und Reaktorgestaltung genauer beschreiben zu können. Des

Weiteren wurde an der Laboranlage eine zwischengeschaltete Denitrifikation realisiert.

Einstufige Nitrifikation (PA)

Der Abwasserzulauf erfolgt in die Denitrifikationsstufe, welche mittels eines Rührers

durchmischt wird. Über einen Überlauf gelangt das Abwasser-Belebtschlammgemisch in die

ebenfalls durchmischte Nitrifikationsstufe. Zur Sicherstellung einer ausreichenden

Stickstoffelimination wird im Verhältnis 4:1 ein Rezirkulationsstrom zurück zur

Denitrifikationsstufe geleitet. Um einer Aufkonzentrierung der Biomasse im Filterbehälter

entgegen zu wirken, wurde ein interner Zirkulationsstrom von der Filterkammer zurück zur

Nitrifikationsstufe im Verhältnis von 13:1 eingestellt (Abbildung 5-3).

Denitrifikation FilterkammerAbwasser-zulauf

PermeatNitrifikation

4:113:1

Abbildung 5-3: Einstufige Nitrifikation

Mehrstufige Nitrifikation (PA und LA)

� Vorgeschaltete Denitrifikation – Betrieb mit interner Zirkulation

Hierbei erfolgte der Abwasserzulauf in die Denitrifikationsstufe, anschließend wurden die

Nitrifikationsstufen nacheinander durchströmt, bevor der belebte Schlamm in die


70

Filterkammer gelangte. Um eine möglichst weitgehende Stickstoffelimination zu

gewährleisten, wurde ein Teilstrom des belebten Schlammes aus der letzten

Nitrifikationsstufe im Verhältnis 4:1 zurück zur Denitrifikation rezirkuliert. Um einer

Aufkonzentrierung der Biomasse im Filterbehälter entgegen zu wirken, wurde ein interner

Zirkulationsstrom von der Filterkammer zurück zur ersten Nitrifikationsstufe im Verhältnis 7:1

eingestellt (Abbildung 5-4). Durch diesen Zirkulationsstrom konnte eine Vermischung des

Reaktorinhaltes der belüfteten Stufen erzielt werden. Diese Betriebsführung wurde an beiden

Anlagen realisiert.

Denitrifikation

Nitrifikation

FilterkammerAbwasser-zulauf

Permeat

4:17:1

Abbildung 5-4: Vorgeschaltete Denitrifikation, Betrieb mit interner Zirkulation

� Vorgeschaltete Denitrifikation – Betrieb ohne interne Zirkulation

Bei dieser Einstellung erfolgte der Abwasserzulauf abermals in die Denitrifikationsstufe, es

folgten die Nitrifikationsstufen und die Filterkammer. Von hier wurde ein Teil zur

Denitrifikationsstufe rezirkuliert (Verhältnis 4:1) (Abbildung 5-5). Durch das Fehlen der

internen Zirkulation lag innerhalb des belüfteten Bereiches keine vollständige Vermischung

vor. Diese Betriebsführung wurde ebenfalls an beiden Anlagen realisiert.

Denitrifikation

Nitrifikation


Permeat

4:1

Abbildung 5-5: Vorgeschaltete Denitrifikation, Betrieb ohne interne Zirkulation

Zwischengeschaltete Denitrifikation – Betrieb mit interner Zirkulation (LA)

Die Laboranlage wurde zwischenzeitlich mit einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe

betrieben. Das bedeutet, der Abwasserzulauf erfolgte in die ersten Nitrifikationsstufe,

anschließend wurde die zweite Nitrifikationsstufe durchströmt. Von hier wurde das

Abwasser-Belebtschlammgemisch in die Denitrifikationsstufe gepumpt (Verhältnis 1:1),

danach gelangte es über einen Überlauf in die Filterkammer. Um der Aufkonzentrierung der

Biomasse im Filterbehälter entgegen zu wirken, wurde ein Stoffstrom von der Filterkammer


71

zurück zur ersten Nitrifikationskammer geführt. Die zweite Nitrifikationsstufe war durch einen

Überlauf mit der Filterkammer verbunden, so dass ein Zirkulationsstrom die drei belüfteten

Behälter durchmischte (Abbildung 5-6).

Denitrifikation

Nitrifikation


Permeat

6:1

6:1

1:1

Abbildung 5-6: Zwischengeschaltete Denitrifikation, Betrieb mit interner Zirkulation

5.1.5 Aufenthaltszeit

Im Laufe des Betrachtungszeitraumes wurden auf Grund verschiedener

Untersuchungsschwerpunkte unterschiedliche Aufenthaltszeiten eingestellt. Um einen

direkten Anlagenvergleich durchführen zu können, wurden für beide Anlagen

Aufenthaltszeiten im Bereich von ca. 6 h – 20 h gewählt.

An der Pilotanlage wurde weiterhin versucht, die Aufenthaltszeit nach und nach so weit wie

möglich zu drosseln, wobei eine minimale Verweilzeit von 4,5 h kurzzeitig eingestellt werden

konnte.

5.1.6 Schlammmanagement

Zunächst wurde bei beiden Anlagen kein Überschussschlamm abgezogen. Diese Strategie

wurde gewählt, da an der Pilotanlage PA I nachgewiesen werden konnte, dass ein Betrieb

nahezu ohne Überschussschlammproduktion möglich ist (Rosenberger et al. 2000).

Es zeigte sich aber sehr schnell, daß sich der damalige Betriebszustand nicht wieder

einstellen ließ und ein stabiler Anlagenbetrieb ohne Schlammabzug nicht ermöglicht werden

konnte. Insofern wurde dazu übergegangen, regelmäßig (LA, PA) bzw. kontinuierlich (PA)

Überschussschlamm abzuziehen mit dem Ziel, eine konstante TS-Konzentration

einzustellen. Die abzuziehende Menge wurde jeweils aus der bestimmten Zunahme der

Trockensubstanz ermittelt.

5.1.7 Überblick über die Betriebsbedingungen der betrachteten Anlagen

Zur Übersicht sind in Tabelle 5-3 und Tabelle 5-4 die Betriebsbedingungen bzgl.

Schlammentnahme und Aufenthaltszeit während des Untersuchungszeitraumes der


72

Pilotanlage PA II und III und der Laboranlage dargestellt. Genauere Daten zum Betrieb der

Pilotanlage PA I sind Dorau (1997) zu entnehmen bzw. sind im Ergebnisteil z.T. erwähnt.

Tabelle 5-3: Betriebsbedingungen der Pilotanlage

Messtage mittl. Permeat-volumenstrom

mittlererPermeatfluss

mittlereAufenthaltszeit

[d] [m³/h] [L/m² h] [h]

regelmäßigeSchlammentnahme

PA II 1-170 0,21 15,1 17,1 ohne

265 - 405 0,21 4,5 17,1 ohne

406-454 0,42 9,0 8,6 ohne

455 – 578 0,21 4,5 17,1 mit

579 – 629 0,21 4,5 17,1 ohne

630 – 686 0,42 9,0 8,6 mit

687-880 *) *) *) ohne

PA II

880 - 920 0,21 – 0,7 4,5 - 15 5,1 – 17,1 mit

*) anlagentechnische Probleme, Austausch der Steuerung, somit unregelmäßiger Betrieb der Anlage

Tabelle 5-4: Betriebsbedingungen der Laboranlage

Messtage mittl. Permeat-volumenstrom

mittlererPermeatfluss

mittlereAufenthaltszeit

[d] [L/h] [L/m² h] [h]

regelmäßige Schlammentnahme

1 - 376 7,5 8,2 17,3

377 - 418 20 21,7 6,5

419 - 440 7,5 8,2 17,3

441 - 445 15 16,3 8,6

446 - 475 20 21,7 6,5

476 - 604 7,5 8,2 17,3

ohne

615 - 650Inbetriebnahme mit belebtemSchlamm der PA, ohneregelmäßige Entnahme

651 – 702 mit

703 - 726

17,3

ohne

727 – 764 18,7 ohne

765 - 797 ohne

798 – 812 mit

813 - 837 ohne

838 - 919

7,5 8,2

20

mit


73

5.2 Verwendetes Abwasser

5.3 Pilotanlage (PA I)

Das der Pilotanlage PA I zugeführte Abwasser stammte aus der mechanischen Vorklärung

des Klärwerkes Berlin-Marienfelde. Die Besonderheit des Abwassers war ein relativ hoher

Anteil an biologisch nicht abbaubaren Stoffen, da es Filtratabwasser aus der

klärwerkseigenen thermischen Schlammkonditionierung enthielt. Untersuchungen dieses

Filtratabwassers ergaben einen biologisch nicht abbaubaren Anteil von ca. 30 % (Brauer

1996). Die durchschnittliche Zusammensetzung des Abwassers ist Tabelle 5-5 zu

entnehmen.

Tabelle 5-5: Konzentration des Abwasserzulaufes (PA I) in [mg/L]

[mg/L] CSB NH4-N NO3-N Nges Pges.

Max 2478 78,2 1,25 104 24,5

Min 299 26,6 0,28 31,8 4,94,9

Mittel 744 52,1 0,82 59,6 10,2

Untersuchungen von Dorau (1997) ergaben, dass für den refraktären CSB eine

durchschnittliche Konzentration von 64mg/L angenommen werden kann.

Der durchschnittliche Trockensubstanzgehalt lag bei 1,06 g/L mit einem mittleren Glühverlust

von 0,3 g/L. Der Anteil der abfiltrierbaren Stoffe TS0 wurde nicht bestimmt.

5.4 Pilotanlage (PA II und III), Laboranlage

Das Abwasser wurde direkt der Kanalisation entnommen und mit einem Feinsiebrechen mit

einer Maschenweite von 1,5 mm mechanisch vorbehandelt. Durch verschiedene

Modifikationen der mechanischen Vorklärung wie z.B. eine Kreislaufführung des gesiebten

Abwassers und somit eine längere Verweilzeit im Rohrleitungssystem oder eine

intermittierende Belüftung des vorbehandelten Abwassers konnte eine Veränderung der

Abwasserzusammensetzung beobachtet werden, welche sich hauptsächlich mit einer z.T.

stark verminderten CSB-Konzentration ab dem 690. Messtag bemerkbar machte (Abbildung

5-7).


74

100

1000

10000

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Messtag [d]

CS

B (

Ab

was

serz

ula

uf)

[m

g/L

]

PA II PA III

a bModifikation der

Vorklärung

Abbildung 5-7: CSB des Abwasserzulaufes

Durch weitere Modifikationen der Vorklärung konnte die CSB- Konzentration des

Abwasserzulaufes wieder gesteigert werden, bis zum Abschluss dieser Untersuchungen

konnten aber keine stabilen Werte des CSB erreicht werden.

Der Tabelle 5-6 können die maximalen, minimalen und durchschnittlichen Konzentrationen

der analysierten Abwasserinhaltsstoffe in den unterschiedlichen Phasen entnommen

werden. Eine stichprobenartige Analyse des Abwasserzulaufes hinsichtlich der BSB5-

Konzentration lieferte ein Verhältnis von CSB/BSB5 von 1,7.

Tabelle 5-6: Konzentration des Abwasserzulaufes in den Betriebsphasen in [mg/L]

CSB NH4-N NO2-N NO3-N Nges Pges.

PA II III a III b II III a III b II III a III b II III a III b II III a III b II III a III b

Max 2377 1447 815 57,8 71,4 56,4 0,08 0,07 0,17 1,08 2,45 2,36 88,3 99,2 65,3 26 25,8 8,6

Min 283 386 163 31,2 28,2 9,0 0,02 0,01 0 0,04 0,10 0,02 2,45 38,0 18,8 6,7 5,4 1,6

Mitt

el

819 686 456 42,6 44,2 42,5 0,03 0,02 0,04 0,45 0,35 0,54 62,1 62,1 51,1 10,1 9,2 6,4

Durch die Modifikationen der Vorklärung wurde ebenfalls die Zusammensetzung des

Abwassers hinsichtlich der partikulären Stoffe und des Feststoffgehaltes beeinflusst. Es


75

wurde eine leichte Abnahme der Trockenstoffkonzentration (Abbildung 5-8) sowie eine

Abnahme des Verhältnisses der abfiltrierbaren Stoffe TS0 zu BSB5 (Abbildung 5-9) im

Abwasserzulauf beobachtet. Die Auswirkungen dieser Änderung des Abwasserzulaufes

werden in der Ergebnisdiskussion beurteilt.

0

0,5

1

1,5

2

0 200 400 600 800 1000Messtag [d]

TS

Ab

was

serz

ulau

f [

g/l]

a b

PA II PA III

-1000

-750

-500

-250

0

250

500

750

1000

600 650 700 750 800Messtag [d]

CS

B [

mg

/l]

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

TS

0 / B

SB

5

CSB (Abwasserzulauf, unfiltriert)

CSB (Abwasserzulauf, filtriert)

Verhältnis TS0/BSB5

a b

Abbildung 5-8: Trockensubstanzkonzentrationdes Abwasserzulaufes

Abbildung 5-9: CSB sowie TS0/BSB5 desAbwasserzulaufes

5.5 Analytik

5.5.1 Chemische Analysen

Für die chemischen Analysen wurde an drei Tagen pro Woche jeweils eine Stichprobe des

Abwasserzulaufes und des Permeates entnommen. Unter Verwendung von Dr.-Lange-

Küvettentests (Tabelle 5-7) wurden die Proben hinsichtlich CSB, NH4-N, NO3-N, NO2-N, Nges.

und Pges. ausgewertet.


76

Tabelle 5-7: Verwendete Küvettentests zur chemischen Analyse

Parameter Probe KüvettentestTyp

Messbereich[mg/L]

CSB Zulauf LCK 514 15 - 150

Permeat LCK 314 100 - 2000

NH4-N Zulauf LCK 303 2 – 47

Permeat LCK 304 0,015 - 2

NO3-N Zulauf / Permeat LCK 339 0,23 – 13,5

NO2-N Zulauf / Permeat LCK 341 0,015 – 0,6

Nges.-N Zulauf LCK 238 1 - 40

Permeat LCK 338 20 - 100

Pges. Zulauf / Permeat LCK 350 2 - 20

Die BSB5-Bestimmung erfolgt mittels des Messsystems OxiTop der Firma WTW. Dabei wird

der Sauerstoffverbrauch in geschlossenen Probeflaschen in einem Klimaschrank bei 20°C

unter Rühren über den Druckabfall bestimmt. Die Nitrifikation wird durch ATH gehemmt.

Die Bestimmung des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes erfolgte analog der

DIN 38 414 Teil 2 und 3 gemäß der Tiegelmethode.

Die abfiltrierbaren Stoffe wurden nach DIN 38 409 Teil 2 unter Verwendung eines

Membranfilters bestimmt.

Die Analyse der Schwermetalle erfolgte durch das Umweltbundesamt und wurde mittels der

optischen Messmethode ICP-OES (Induktiv gekoppeltes Plasma – optische

Emmisionsspektrokopie) durchgeführt. Hierzu wurde ein Gerät des Typs Fisons Maxim der

Firma Fisons verwendet. Es wurden einmal wöchentlich jeweils eine Probe des

Abwasserzulaufes und des Permeates entnommen. Die Proben wurden mit 65%-iger

Salpetersäure (0,5 ml auf 100 ml) zwecks Konservierung angesäuert und vierteljährlich

analysiert.

5.5.2 Viskosität

Die Viskosität der Proben des belebten Schlammes wurde mit einem Rotationsviskosimeter

vom Typ VT 550 der Gebr. Haake GmbH mit einem Doppelspalt-Messzylinder NV

(Spaltweile 0,4 mm) am Institut für Verfahrenstechnik der TU Berlin durchgeführt. Auf dem


77

Transportweg vom Versuchsgelände zum Institut wurden die Proben gekühlt. Die

Messungen erfolgten als Doppelbestimmung bei einer Temperatur von ca. 20°C ca. 60 min

nach der Probenahme.

5.5.3 Gasanalyse

Für die Analyse der Abluft wurde eine tragbare Gasaufbereitung der Serie PSS in

Kombination mit einem Gasanalysator der Baureihe S700 der Firma Maihak AG verwendet.

Die Abgasmessungen wurden lediglich an der Laboranlage durchgeführt, da es nur hier

möglich war, die Abluft der einzelnen belüfteten Reaktoren zu separieren und somit

Ungenauigkeiten vermieden werden konnten. Es wurden an den einzelnen

Nitrifikationsreaktoren mehrere Langzeitmessungen durchgeführt, das bedeutet, dass über

mehr als 12 Stunden im regulären Anlagenbetrieb der Abgasstrom eines Reaktors

kontinuierlich analysiert und die Daten aufgezeichnet wurden. Hierdurch sollte ein Eindruck

über die Stabilität der Messungen gewonnen werden.

Zusätzlich wurden Kurzzeitmessungen vorgenommen. Für diese Messungen wurde das

Abgas eines jeden Reaktors eine Stunde analysiert, alle drei Reaktoren aufeinanderfolgend.

Die gewonnenen Ergebnisse sollten unter Einbeziehung des für die Anlage

charakteristischen Verhältnisses von TOC zu CSB einen Vergleich der drei Reaktoren

untereinander in Bezug auf die CO2-Produktion ermöglichen. Chemische Analysen des CSB

des Abwasserzulaufes und Permeates lieferten die insgesamt eliminierte Kohlenstoffmenge,

das Wachstum der Biomasse konnte durch Messungen des Trockensubstanzgehaltes

abgeschätzt werden. Somit kann auf die Menge des in der Denitrifikationsstufe eliminierten

CSB geschlossen werden.

Um die Richtigkeit dieser Berechnung zu überprüfen, wurde zwei Mal die CO2-Produktion der

Denitrifikationsstufe bestimmt. Hierzu wurde im regulären Anlagenbetrieb der

Denitrifikationsstufe Stickstoff feinblasig am Reaktorboden so lange zugeführt, bis eine

konstante CO2-Konzentration gemessen wurde. Über den Volumenstrom des eingeblasenen

Stickstoffs konnte somit eine CO2-Produktion in der Denitrifikationsstufe bestimmte werden.

5.6 Überschusschlammproduktion

Während des Anlagenbetriebes wurde alle zwei Tage der Trockensubstanzgehalt des

belebten Schlammes bestimmt. Weiterhin wurde die täglich entnommene Menge des

belebten Schlammes notiert. Nach einer Auswertung der einzelnen Messpunkte lässt sich

die tägliche Überschussschlammproduktion ÜSd ermitteln:


78

)(

)()()(

12

122

tt

tTSVtTSVtTSVÜS BBBBBBEntnahmeBBBB

d −⋅−⋅+⋅

=

dTSkg (5-1).

Die spezifische Überschussschlammproduktion ÜSBSB5 ergibt sich aus den Analysedaten

folgendermaßen rechnerisch:

zuabzu

dBSB

QBSBBSB

ÜSÜS

⋅−=

)( ,5,55

5BSBkgTSkg (5-2).

5.7 Stufenmessungen

Um das anlageninternen Substratabbauverhalten der Anlagen beurteilen zu können, wurde

ein Probenahme-Membranmodul (Anhang A 1) entwickelt. Mit dem Modul war es möglich, aus

den verschiedenen Kammern der Anlagen Proben der flüssigen Phase des belebten

Schlammes zu entnehmen. Das Membranmodul besteht aus einer in der Mitte mit einer Tiefe

von 1,8 mm ausgefrästen Trägerplatte aus Plexiglas und einem damit verschraubten

Plexiglasrahmen. Die Grundmaße sind mit 200 x 100 mm entsprechend den

Platzverhältnissen in der Laboranlage klein gehalten. Zwischen den beiden Bauteilen

Trägerplatte und Plexiglasrahmen ist eine Plattenmembran des Typs DARAMIC DARAK aus

Phenolharz mit einem nominalen Porendurchmesser von 0,3 µm und einer Stärke von etwa

400 µm eingespannt und ein O-Ring Dichtungsband in einer Ausfräsung der Trägerplatte

eingelegt. Zusammengehalten werden Trägerplatte und Rahmen durch Schrauben. Unter

der Membran, im Hohlraum, aus dem das Permeat unter Erzeugung eines leichten

Unterdrucks mit einer Schlauchpumpe abgezogen wird, ist zur Stützung der Membran ein

Vlies aus Polyester eingelegt. Um eine einfache Handhabung der einzelnen Probenahmen

gewährleisten zu können, ist das Modul mit einer Drahtkonstruktion an einem PVC-Rohr

befestigt. Dies ermöglicht durch einfaches Einhängen des Moduls in die betreffenden

Kammern eine stets gleichbleibende Entnahmehöhe. Diese Untersuchungen wurden an der

Labor- sowie an der Pilotanlage durchgeführt, um auch den möglichen Einfluss des Maßstabes

auf das Anlagenverhalten zu erfassen.

Es werden aus den einzelnen Reaktoren der Laboranlage bzw. den Kammern der

Pilotanlage mittels des Moduls Permeatproben direkt aus dem belebten Schlamm

abgezogen. Diese Permeatproben werden in Probengläsern von 10 ml Fassungsvermögen

abgefüllt und sofort nach Beendigung der Probenahme (Dauer etwa eine Stunde für die

Laboranlage und 1,5 Stunden für die Pilotanlage) auf die Inhaltsstoffe Ammonium, Nitrat,

CSB und teilweise Phosphat im Labor unter Verwendung von Dr. Lange Küvettentests

analysiert. Die relativ lange Probenahmedauer von ein bzw. 1,5 Stunden ergibt sich aus der


79

Tatsache heraus, daß zwischen den einzelnen Probenahmen aus den unterschiedlichen

Kammern mit Permeat über eine Dauer von 10 min. rückgespült wird und vor erneuter

Probenahme 10 bis 15 min. Permeat über das Plattenmodul aus der entsprechenden

Kammer abgezogen wird. Dies ist notwendig, um eine Beeinflussung der

Probenzusammensetzung durch eine vorherige Probenahme aus einer anderen Kammer zu

vermeiden.

6 Ergebnisdarstellung und Diskussion

80


Die Ergebnisse konzentrieren sich hauptsächlich auf die der Pilotanlage nach den

Umbaumaßnahmen (PA II und III) und der Laboranlage. Die Daten der Pilotanlage PA I

werden erst zu Vergleichszwecken bzgl. des Einflusses der Reaktorgestaltung

herangezogen und genauer analysiert.

Um die im Folgenden dargestellten Ergebnisse beurteilen und bewerten zu können, ist die

Kenntnis einiger Messgrößen wie zum Beispiel des Trockensubstanzgehaltes, der

Schlammbelastung oder der Sauerstoffkonzentration in den einzelnen Reaktoren

unumgänglich. Aus diesem Grunde werde an dieser Stelle zunächst kurz auf die

Sauerstoffkonzentrationen in den Kammern der Anlagen eingegangen, der Verlauf des

Trockensubstanzgehaltes und der Schlammbelastung während des gesamten

Untersuchungszeitraumes dargestellt und die unterschiedlichen Bereiche erläutert.

Anschließend wird das grundsätzliche Abbauverhalten der Anlagen bezüglich Kohlenstoff,

Stickstoff und Phosphor gezeigt. Es schließt sich ein Vergleich der Ergebnisse der Labor-

und Pilotanlage auch mit den Ergebnissen anderer z. T. großtechnischer

Membrankläranlagen an, bevor die Auswirkungen unterschiedlicher Verfahrensvarianten

dargestellt und diskutiert werden.

6.1 Sauerstoffkonzentration

Abbildung 6-1 zeigt den Verlauf der Sauerstoffkonzentration in den einzelnen Reaktoren der

Laboranlage in einem repräsentativen Zeitraum über 200 Messtage. Die Konzentrationen in

der Filterkammer lagen mit Werten um 6 mg/L deutlich über den in den

Nitrifikationskammern 1 und 2 eingestellten Werten. In der 1. Nitrifikationskammer lagen die

Konzentrationen im Mittel bei 0,75 mg/L, in der 2. Nitrifikationskammer bei 2,36 mg/L. Wie

bereits in Kapitel 5.1.3 beschrieben, wurde der Luftvolumenstrom zu den einzelnen

Reaktoren per Hand eingestellt und nachgeregelt, um eine möglichst vollständige Nitrifikation

zu erreichen.


81

0

2

4

6

8

10

600 650 700 750 800

Messtag [d]

Sau

erst

off

kon

zen

trat

ion

[mg

/L]

Filterkammer1. Nitrifikationskammer2. NitrifikationskammerDenitrifikationskammer

Laboranlage

Abbildung 6-1: Sauerstoffkonzentrationen in den einzelnen Stufen der Laboranlage

In der Filterkammer der Pilotanlage wurden keine regelmäßigen Sauerstoffmessungen

durchgeführt. Allerdings liegt die Gasbelastung in der Filterkammer der Pilotanlage mit

durchschnittlich 44 m/h deutlich über der in der Filterkammer der Laboranlage (max. 34 m/h).

Ebenso war die Gasbelastung in der Filterkammer der Pilotanlage weitaus größer als in den

Nitrifikationsstufen (insgesamt max. 20 m/h). Somit wird davon ausgegangen, dass auch in

der Filterkammer der Pilotanlage höhere Sauerstoffkonzentrationen vorgelegen haben als in

den Nitrifikationsstufen. Stichprobenmessungen zeigten eine Sauerstoffkonzentration in der

Filterkammer nahe der Sättigung. Eine Darstellung der Sauerstoffkonzentrationen in den

Nitrifikationskammern der Pilotanlage ist problematisch. Wie bereits oben erläutert wurde die

Anlage intermittierend belüftet. Die Messwerte wurden stichprobenartig abgelesen. So kann

aus Abbildung 6-2 lediglich entnommen werden, dass tendenziell in der ersten

Nitrifikationsstufe leicht höhere Sauerstoffkonzentrationen vorlagen und allgemein in der

Nitrifikationsstufe Sauerstoffkonzentrationen unter 4 mg/L gemessen wurden. Der

Konzentrationsunterschied in den beiden Nitrifikationskammern der Pilotanlage wurde

bewusst eingestellt, da eine Sauerstoffverschleppung in Folge der Rezirkulation in die

Denitrifikationsstufe vermieden werden sollte.


82

0

1

2

3

4

5

700 750 800 850 900

Messtag [d]

Sau

erst

off

kon

zen

trat

ion

[mg

/L]

1. Nitrifikationskammer

4. NitrifikationskammerPilotanlage

PA III b

Abbildung 6-2: Sauerstoffkonzentrationen der Nitrifikationskammern der Pilotanlage

Zwischen MT 800 und MT 900 lagen die Konzentrationen sogar überwiegend unter 1 mg/L.

Bei diesen geringen Konzentrationen konnte langfristig keine vollständige Nitrifikation

gewährleistet werden, zwischen MT 850 und 900 ist die Stickstoffeliminationsleistung von

über 80 % auf 40 – 60 % gefallen (siehe hierzu Kapitel 6.4.2, Stickstoffelimination

Pilotanlage).

6.2 Trockensubstanzkonzentration und Glühverlust

Da an beiden Anlagen verschiedene Strategien im Umgang mit der

Überschussschlammproduktion verfolgt wurden, variierte der Trockensubstanzgehalt

während der Untersuchungen stark. Im Folgenden wird der Verlauf des

Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes beider Anlagen während des gesamten

Untersuchungszeitraumes dargestellt. Parallel dazu sei auf die Tabellen 5-3 und 5-4 in

Kapitel 5.1.7 verwiesen, welche einen Überblick über die Betriebsbedingungen beider

Anlagen während des gesamten Untersuchungszeitraumes geben.

6.2.1 Pilotanlage

Abbildung 6-3 zeigt den Verlauf der Trockensubstanz und des Glühverlustes der Pilotanlage

PA II und PA III.


83

0

5

10

15

20

25

30

35

40

0 200 400 600 800 1000

Messtag [d]

Tro

cken

sub

stan

zgeh

alt

TS

[g

/l]

40

60

80

100

120

140

160

180

200

Glü

hve

rlu

st G

V [

%]

PA II PA III

a b

regelmäßige ÜS-Entnahme

unregelmäßige Schlammentnahme

Pilotanlage

TS

GV

größere Mengen Schlamm entnommen

Abbildung 6-3: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes derPilotanlage

In beiden Betriebszeiträumen wurde die Anlage ohne Animpfen mit Abwasser in Betrieb

genommen. In Anlehnung an die Betriebsweise der Pilotanlage PA I wurde zunächst kein

Überschussschlamm abgezogen. Es konnte eine starke Zunahme der Trockensubstanz

beobachtet werden. Bei Konzentrationen über 25 g/L konnte ein sicherer Betrieb der Anlage

nicht mehr gewährleistet werden, es wurde ein Teil des belebten Schlammes verworfen und

die Anlage wurde mit Trinkwasser verdünntem Abwasser aufgefüllt (unregelmäßige

Schlammentnahme). Nach 180 Betriebstagen wurde die Anlage vollständig entleert und ein

neues Membranmodul eingebaut.

Im weiteren Verlauf bis MT 687 wurden verschiedene Betriebsstrategien verfolgt (siehe

Tabelle 5-3), welche unterschiedliche Auswirkungen auf den Trockensubstanzgehalt hatten.

Zwischen MT 687 und MT 880 konnte die Pilotanlage nicht stabil betrieben werden. So

führten anlagentechnische Probleme zwischen MT 687 und MT 700 zu einem verstärkten

Austrag von Biomasse. Zwischen MT 770 und MT 830 wurde die Steuerung der Anlage

gewartet und z.T. erneuert. Hieraus resultierte bis MT 880 ein instabiler Anlagenbetrieb.

Durch die Bestimmung des Glühverlustes wird der organische Anteil des belebten

Schlammes quantifiziert. Der belebte Schlamm kommunaler Kläranlagen weist nach Bever et

al. (1993) einen Glühverlust von 67 – 70 % auf, im ATV-Handbuch (1997 a) findet sich für

den organischen Anteil ein Wert von 70 - 75 %. Werden Belebungsreaktoren mit einem

regelmäßigen Abzug von Überschussschlamm betrieben, so konnte Rosenberger (2003)

anhand einer Bilanz zeigen, dass sich ein Gleichgewicht des Glühverlustes einstellen


84

müsste. Dieser Gleichgewichtswert sinkt mit steigendem Schlammalter, da bei höheren

Schlammaltern weniger Überschussschlamm abgezogen wird und sich die der Anlage

zugeführten anorganischen Stoffe im System anreichern. Bei Betrieb einer Anlage ohne

regelmäßigen Schlammabzug ist eine verstärkte Akkumulation der mineralischen

Substanzen und damit eine Abnahme des Glühverlustes mit der Betriebszeit zu erwarten.

Wie aus Abbildung 6-3 zu entnehmen ist, kann aber auch bei einem Betrieb der Pilotanlage

über 170 Tage ohne regelmäßige Schlammentnahme (PA II) keine Reduzierung des

Glühverlustes beobachtet werden. Dieser beträgt nach 170 Tagen noch ca. 76 % (Abbildung

6-4).

50

60

70

80

90

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Messtag [d]

Glü

hve

rlu

st G

V [

%]

Pilotanlage PA II

Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme

Abbildung 6-4: Entwicklung des Glühverlustes des belebten Schlammes der PilotanlagePA II bei Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme

Rosenberger (2003) bilanzierte für den Betrieb der Pilotanlage PA I die mineralischen

Substanzen bei Betrieb ohne regelmäßigen Schlammabzug. Auch in dieser Betriebsphase

wurde über eine Zeit von mehr als 500 Tagen ein relativ konstanter Glühverlust von ca. 75 %

gemessen. Bei Entleerung der Anlage zeigte sich am Boden des Reaktors ein Sediment,

dass zu 60 % aus organischem Material bestand.

Stichprobenmessungen des Trockensubstanzgehaltes und Glühverlustes des belebten

Schlammes der Pilotanlage PA II und PA III am Reaktorboden und in den vermuteten

Totzonen des Reaktors zeigten einen erhöhten TS-Gehalt mit einem deutlich verminderten

Glühverlust von ca. 55 %. Somit bildete sich im Laufe des Betriebes dieser Anlage ein

Sediment aus, das zu einem großen Anteil aus anorganischem Material besteht und den

nahezu konstanten Glühverlust des zirkulierenden belebten Schlammes erklärt.


85

6.2.2 Laboranlage

Die Laboranlage wurde ebenfalls ohne Animpfen in Betrieb genommen. In der Anfangsphase

kam es zu einigen Betriebsproblemen, welche jeweils zu einem Biomasseverlust führten. Als

Betriebsproblem stellte sich unter anderem ein starkes Schäumen des belebten Schlammes

auf Grund der zunächst feinblasigen Belüftung heraus. Ein weiteres Problem war die

Dimensionierung der Rohrleitungen. Bei Trockensubstanzkonzentrationen nahe 20 g/L kam

es häufig zu Verstopfungen der als freie Überläufe gestalteten Reaktorverbindungen und

somit wurde belebter Schlamm über die Notüberläufe ausgetragen. Hiermit lassen sich die

im Verhältnis zu den Messungen an der Pilotanlage starken Schwankungen des

Trockensubstanzgehaltes erklären (Abbildung 6-5).

0

5

10

15

20

25

30

0 200 400 600 800 1000

Messtag [d]

Tro

cken

sub

stan

zgeh

alt

TS

[g

/l]

40

60

80

100

120

140

160

Glü

hve

rlu

st G

V [

%]

Wechsel der Abwasserqualität

Laboranlage

TS

GV



größere Mengen Schlamm entnommen siehe Tab. 5-4

Abbildung 6-5: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes derLaboranlage

Am 516. Messtag führte ein Ausfall der Steuerung sowie weitere anlagentechnische

Probleme zu einem vermehrten Biomasseaustrag. Folgeprobleme veranlassten eine

vollständige Leerung der Anlage. Eine Wiederinbetriebnahme der Laboranlage erfolgte mit

belebtem Schlamm der Pilotanlage. Die unterschiedlichen Einstellungen während des

gesamten Untersuchungszeitraumes sind Tabelle 5-4 zu entnehmen.

Bei einem stabilen Anlagenbetrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme zeigt sich, wie

aufgrund der Bilanz von Rosenberger (2003) erwartet, die Tendenz der Reduzierung des

Glühverlustes mit steigendem Schlammalter (beispielhaft in Abbildung 6-6 für den Bereich

MT 400 – 500 dargestellt). Im Gegensatz zur Pilotanlage ist die Ausbildung eines

Sedimentes aufgrund der konstruktiven Gestaltung der Reaktoren stark eingeschränkt. Die


86

eingetragenen anorganischen Stoffe adsorbieren an den Flocken des belebten Schlammes

oder bilden den Kern neuer Schlammflocken (siehe Abbildung 3-8), der mineralische Anteil

am belebten Schlamm nimmt zu und somit nimmt der Glühverlust ab.

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

400 420 440 460 480 500Messtag [d]

Tro

cken

sub

stan

z-g

ehal

t T

S [

g/l]

68

70

72

74

76

78

80

Glü

hve

rlu

st G

V [

%]

TS

GV

Laboranlage

Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme

Abbildung 6-6: Entwicklung des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes desbelebten Schlammes der Laboranlage bei Betrieb ohne regelmäßigeSchlammentnahme

6.3 Schlammbelastung

Die Schlammbelastung BTS, CSB ergibt sich nach Gleichung 2-10 rein rechnerisch aus der

CSB-Zulaufkonzentration, dem Zulaufvolumenstrom, dem Trockensubstanzgehalt sowie dem

Volumen des Belebungsbeckens. Demnach nimmt bei nahezu gleichbleibender

Abwasserzusammensetzung und einem fest eingestellten Zulaufvolumenstrom die

Schlammbelastung in einem Belebungsbecken mit steigender Trockensubstanz-

konzentration ab. Die Betriebsstrategie sah es nicht vor, die Anlagen bei einer bestimmten

Schlammbelastung zu betreiben. Während des Untersuchungszeitraumes wurden nach

Tabelle 5-3 und 5-4 verschiedene Aufenthaltszeiten über den mittleren

Permeatvolumenstrom (entspricht somit dem mittleren Abwasserzulaufstrom) eingestellt und

über längere Abschnitte konstant gehalten. Abbildung 6-7 zeigt die berechnete

Schlammbelastung der Pilot- sowie Laboranlage während des gesamten Anlagenbetriebes.

Eine über weite Bereiche abnehmende Schlammbelastung lässt sich auf ein Steigen des

Trockensubstanzgehaltes zurückführen.


87

Starke Schwankungen der Schlammbelastung ergeben sich aufgrund der Schwankungen

des Trockensubstanzgehaltes.

0,01

0,10

1,00

0 200 400 600 800 1000

Messtag [d]

Sch

lam

mb

elas

tun

g B

TS

,CS

B

[kg

CS

B/k

g T

S d

]

PA II, PA III

Laboranlage

Abbildung 6-7: Schlammbelastung BTS der Labor- sowie Pilotanlage während desUntersuchungszeitraumes

In weiten Bereichen lag in beiden Anlagen eine niedrige Schlammbelastung unter

0,1 kg CSB / kg TS·d vor. Diese Werte sind vergleichbar mit denen, welche bei den in

Deutschland realisierten Kläranlagen beobachtet werden (siehe Kapitel 3.5). Nach

Stephenson et al. (2000) werden zur Zeit Membranbioreaktoren mit einer Schlammbelastung

zwischen 0,02 und 0,4 kg CSB / kg TS·d betrieben. Die Schlammbelastung wird im weiteren

Verlauf der Ergebnisdiskussion immer wieder als Bewertungsgröße herangezogen und sei

an dieser Stelle nicht weiter ausgewertet.

6.4 Reinigungsleistung der Anlagen im regulären Anlagenbetrieb

6.4.1 CSB- Elimination

Pilotanlage

Während des gesamten Untersuchungszeitraumes konnte bei der Pilotanlage eine sehr gute

CSB- Abbauleistung beobachtet werden. Bereits an Messtag MT 5 nach Inbetriebnahme der

Anlage konnte eine CSB-Elimination von über 90 % beobachtet werden. Die maximale

Eliminationsleistung wird erst nach ca. 100 – 150 Tagen erreicht.

Im weiteren Verlauf lag selbst bei starken Konzentrationsschwankungen mit CSB-

Zulaufkonzentrationen von z.T. 1200 mg/L (PA II) die CSB- Elimination bei Werten von über


88

90 %. In Abbildung 6-8 ist der Verlauf der Permeatkonzentration des CSB sowie die

Eliminationsleistung des gesamten Untersuchungszeitraumes dargestellt. Im Mittel lagen die

Konzentrationen des Permeates der Pilotanlage bei 28 mg/L.

0

20

40

60

80

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Messtag [d]

CS

B (

Per

mea

t) [

mg

/L]

50

60

70

80

90

100

Elim

inat

ion

[%]

Pilotanlage

PA II PA IIIa b

Elimination

CSB Permeat

Abbildung 6-8: CSB-Konzentration des Permeates der Pilotanlage und Eliminationsgrad

Die Änderung der Abwasserzusammensetzung nach dem 690. Messtag machte sich deutlich

durch eine verminderte CSB-Elimination bemerkbar. Bei Betrieb der Pilotanlage PA III im

Bereich b (PA IIIb) lagen niedrigere CSB- Zulaufkonzentrationen vor (vgl. Tabelle 5-6), es

konnte aber keine weitere Reduzierung des CSB des Permeates verzeichnet werden. Ein

Erklärungsansatz für dieses Verhalten ist, dass durch eine verlängerte Aufenthaltszeit des

Abwassers in der Vorklärung bereits ein Teil der leicht abbaubaren Kohlenstoffverbindungen

umgesetzt und hauptsächlich die schwer und nicht abbaubaren Substanzen der Anlage

zugeführt wurden und somit die Eliminationsleistung gesunken ist. Der Rest-CSB im

Permeat wird hauptsächlich schwer bis nicht abbaubar sein.

Laboranlage

Grundsätzlich zeigt sich auch bei der Laboranlage eine sehr gute und stabile

Kohlenstoffelimination von über 90 % (Abbildung 6-9), wobei abermals bis zum Erreichen der

maximalen Abbauleistung ca. 100 Betriebstage notwendig sind. Die geänderte

Abwasserqualität nach dem 690. MT machte sich auch bei der Laboranlage in Form einer

verminderten Eliminationsleistung bemerkbar. Die Konzentration des Permeates blieb im

Mittel bei 22 g/L nahezu konstant.


89

0

20

40

60

80

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000

Messtag [d]

CS

B (

Per

mea

t) [

mg

/L]

50

60

70

80

90

100

Elim

inat

ion

[%]

Laboranlage


Elimination

CSB Permeat

Abbildung 6-9: CSB-Konzentration des Permeates der Laboranlage undEliminationsgrad

Ab MT 790 wurde der Zulauf-CSB durch Dosierung einer externen C-Quelle (Natriumacetat)

künstlich angehoben, um für nachfolgende Untersuchungen zu Vergleichszwecken nahezu

das ursprüngliche Konzentrationsniveau wieder herzustellen (Abbildung 6-10). Die

zwischenzeitlich niedrigen Werte deuten auf einen kurzfristigen Ausfall der Zudosierung hin.

-400

-200

0

200

400

600

800

1000

600 650 700 750 800 850 900 950

Messtag [d]

CS

B (

Zu

lau

f)[m

g/l]

85

90

95

100

105

110

115

120E

limin

atio

n [

%]

Zugabe externe C-Quelle

Laboranlage

Wechsel der Abwasserqualität Elimination

CSB Zulauf

Abbildung 6-10: CSB-Konzentration des Abwasserzulaufes zur Laboranlage undEliminationsleistung

Durch die Zugabe der leicht abbaubaren externen C-Quelle konnte die Eliminationsleistung

von durchschnittlich 94 % wieder auf 96 % gesteigert und stabilisiert werden. Die Steigerung


90

ergibt sich allein aus dem zusätzlichen 100 %-igem Abbau des zudosierten CSB (siehe

Tabelle 6-1), somit ist die mögliche Kapazität des CSB-Abbaus in der Anlage bei der

eingestellten Verweilzeit noch nicht ausgeschöpft. Der verbleibende Rest-CSB kann der

Gruppe der schwer abbaubaren und zum Teil auch nicht abbaubaren Substanzen

zugeordnet werden, genauere Analysen dieses Anteiles liegen jedoch nicht vor.

Tabelle 6-1: Berechnung der Steigerung der Eliminationskapazität bei Zudosierung einer externenKohlenstoffquelle

CSBzu CSBab(CSBzu –CSBab)

Elimination

[ mg/L ] [ mg/L ] [ mg/L ] [ % ]

zuzüglich externeC-Quelle 683 23 660 97

ohneexterne C-Quelle 396 21 375 95

Differenz 287

Berechnung (396 +287) 21 662 97

6.4.2 Stickstoffelimination

Pilotanlage

Die Pilotanlage wurde während des gesamten Betrachtungszeitraumes mit einer

vorgeschalteten Denitrifikationsstufe betrieben. Um eine möglichst vollständige

Stickstoffelimination zu erreichen, war es somit notwendig, einen Teilstrom des belebten

Schlammes aus der Nitrifikation zurück zur Denitrifikation zu führen. Dieser Stoffstrom wurde

in Abhängigkeit vom Abwasserzulauf mit einem Verhältnis von 4:1 eingestellt.

Abbildung 6-11 zeigt beispielhaft den Verlauf der Ammonium-, Nitrat- und

Nitritstickstoffkonzentration des Permeates in den ersten 85 Messtagen nach

Inbetriebnahme der Pilotanlage PA III. Da die Anlage ohne Animpfen angefahren und

zunächst kein Überschussschlamm entnommen wurde, stieg in diesem Bereich der

Trockensubstanzgehalt bis zu 25 g/L (MT 350) an. Das rechnerische Schlammalter beträgt

hier 16 – 85 Tage.


91

0,01

0,1

1

10

100

250 275 300 325 350

Messtag [d]

NH

4-N

, NO

3-N

, NO

2-N

(P

erm

eat)

[m

g/l]

NH4-N

NO2-N

NO3-N

Pilotanlage PA III

Anfahren der Anlage

Abbildung 6-11: Verlauf der Konzentrationen von Ammonium-, Nitrat- und Nitritstickstoffim Permeat nach Inbetriebnahme

Es ist deutlich zu erkennen, dass die Nitrifikation des Ammonium-Stickstoffes erst nach 20

Tagen eingesetzt hat. Dies ist in der längeren Generationszeit der nitrifizierenden

Organismen begründet. Es ist zunächst eine Zunahme von Nitrat- und Nitritstickstoff zu

erkennen. Nach ca. 30 Messtagen nahm der Nitritstickstoffgehalt ab, somit haben sich dann

auch nitritoxidierende Organismen etabliert.

Ein Teil der Stickstoffverbindungen wird in Biomasse festgelegt. Henze et al. (1995)

berechnen den Anteil des assimilierten Stickstoffes zu 12 % des Biomassezuwachses. Bei

den in der Pilotanlage zwischen MT 325 und MT 350 vorliegenden geringen

Überschussschlammproduktionen von im Mittel 1 kg/d errechnet sich bei der hier

eingestellten Verweilzeit von 17 h der assimilierte Stickstoff zu ca. 32 % des

Gesamtstickstoffzulaufes (62 mg/L), somit kann allein durch den Einbau in Biomasse die

Gesamtstickstoffkonzentration auf Werte bis zu 42 mg/L reduziert werden. Zusätzlich kann

nun durch ein Rezirkulationsverhältnis von 4:1 zur Denitrifikationskammer rechnerisch eine

weitergehende maximale Stickstoff-Eliminationsleistung von 80 % in Folge der Denitrifikation

erzielt werden. Somit ist theoretisch ein Reststickstoffgehalt im Permeat von ca. 9 mg/L zu

erwarten, woraus sich eine maximale Stickstoffelimination von insgesamt 86 % berechnet.

Abbildung 6-12 zeigt die Stickstoff-Elimination der Pilotanlage PA III.


92

10

100

250 350 450 550 650 750 850 950

Messtag [d]

Ng

es.-E

limin

atio

n [

%]

Pilotanlage PA III

Abbildung 6-12: Gesamtstickstoffelimination der Pilotanlage

Es konnte über weite Bereiche eine sehr stabile Stickstoffelimination aufrecht erhalten

werden. Die zeitweise verminderte Eliminationsleistung ist hauptsächlich auf die

Belüftungsstrategie und auf die Belüftungsregelung der Anlage bzw. auf Probleme mit der

exakten Regelung zurückzuführen.

Die geringe Eliminationsleistung zwischen MT 400 und 450 liegt in einer unvollständigen

Nitrifikation begründet, welche eine Folge der nicht ausreichenden Sauerstoffzufuhr darstellt.

Der Trockensubstanzgehalt in der Pilotanlage lag zwischen MT 400 und 450 bei

Konzentrationen von 23 - 37 g/L. Bei diesen hohen Trockensubstanzkonzentrationen kann

von einer deutlichen Verminderung des Stoffübergangs ausgegangen werden (Rosenberger

et al. 2000). Parallel dazu wurden die Luftvolumenströme zu den einzelnen

Nitrifikationskammern mit steigendem Trockensubstanzgehalt nicht nachgeregelt.

Bei Betrachtung der Stickstoffelimination zeigt sich, dass auch Eliminationsgrade >86 %

festgestellt werden konnten. Abbildung 6-13 zeigt einen Bereich des Betriebes der

Pilotanlage PA III, bei dem die Anlage ohne Überschussschlammabzug betrieben wurde. Der

Trockensubstanzgehalt steigt kontinuierlich von 8 g/L bis auf 30 g/L an. Demgegenüber

sinken die in der 1. Nitrifikationskammer gemessenen Sauerstoffkonzentrationen auf weniger

als 1 mg/L ab. Stichprobenmessungen aus den anderen Nitrifikationskammern zeigten

ähnliche Konzentrationen.


93

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

290 300 310 320 330 340 350 360 370

Messtag [d]

Ng

es.-E

limin

atio

n [

%]

TS

-Geh

alt

[g/L

]

0

1

2

3

4

5

Sau

erst

off

kon

zen

trat

ion

[m

g/L

]

N -Elimination

TS-Gehalt

Sauerstoffkonzentration 1. Nitrifikationskammer

Pilotanlage PA III

ges.

Abbildung 6-13: Stickstoffelimination, TS-Gehalt und Sauerstoffkonzentration derPilotanlage PA III

Wie Abbildung 6-14 zeigt, wird trotz der geringen Sauerstoffkonzentrationen vollständig

nitrifiziert, die Nitrat-Stickstoffkonzentrationen sinken sogar bis auf 4 mg/L.

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

340 345 350 355 360 365 370

Messtag [d]

NH

4-N

- u

nd

NO

3-N

- K

on

zen

trat

ion

(P

erm

eat)

[m

g/l]

-20

0

20

40

60

80

100

Ng

es.-E

limin

atio

n [

%]

NH -N

NO -N

N -Elimination

4

3

ges.

Pilotanlage PA III

Abbildung 6-14: Bereich des Betriebes der Pilotanlage PA III mit sehr hoherStickstoffelimination und stabiler Nitrifikation und Denitrifikation

In diesem Bereich (MT 340 – MT 370) kann eine Steigerung der Gesamtstickstoffelimination

auf bis zu 90 % beobachtet werden. In Anlehnung an den Erklärungsansatz für eine SND auf

Grund von physikalischen Ursachen (Collivignarelli und Bertanzana 1999 u.a.) wird


94

angenommen, dass innerhalb der Nitrifikationsreaktoren simultan zu der vollständigen

Nitrifikation auf geringem Sauerstoffkonzentrationsniveau denitrifiziert wurde.

Eine Voraussetzung hierfür wird eine Kombination aus sehr hohen

Trockensubstanzkonzentrationen mit sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen sein. Parallel

dazu kann eine unvollständige Durchmischung des Reaktorinhaltes zur Bildung von

Totzonen innerhalb der Nitrifikationsreaktoren führen, in denen vermehrt denitrifiziert wird.

Dieser Zustand konnte nicht stabil betrieben werden. Wie auch aus Abbildung 6-12

ersichtlich bricht die Stickstoffelimination aufgrund einer unvollständigen Nitrifikation ein. Ein

Grund hierfür ist die Sauerstoffregelung der Pilotanlage. Der Verdichter der Belüftung war

nicht für so geringe Volumenströme ausgelegt und somit konnten sehr niedrigere

Sauerstoffkonzentrationen nicht stabil eingestellt werden. Es traten starke Schwankungen

zwischen kurzzeitig höheren Sauerstoffkonzentrationen (> 2 mg/L) bei eingeschaltetem

Verdichter aber auch langzeitig nahezu anoxischen Bedingungen bei abgeschaltetem

Verdichter auf.

Eine weitere Voraussetzung für das Auftreten von Denitrifikationsreaktionen ist das

Vorhandensein leicht abbaubaren Substrates. In Kapitel 3.1.1 wurde bereits die Problematik

einer Betriebsweise des Belebungsverfahrens mit einer nachgeschalteten

Denitrifikationsstufe oder auch mit einer Kaskadendenitrifikation angesprochen. Bei einer

Verwirklichung solch einer Betriebsweise ist es meist nicht zu umgehen, in die

Denitrifikationsstufe organischen Kohlenstoff zu dosieren, da die Denitrifikationsrate bei

Verwendung der Speicherstoffe wesentlich geringer ist. Für komplexe

Belebtschlammprozesse mag der Vorgang der Zelllysis (Biomassezerfall) auch von Interesse

sein. Dabei wird davon ausgegangen, dass während des Prozesses Bakterien absterben

und zersetzt werden. Die Produkte der Zersetzung gehen in Lösung und stehen somit wieder

der Biozönose als Kohlenstoffquelle zur Verfügung.

Eine Aussage darüber, auf welche Form von organischem Substrat die Bakterien bei der bei

diesen Messungen vermuteten simultanen Denitrifikation zurückgegriffen haben könnten,

kann an dieser Stelle nicht getroffen werden.

Laboranlage

Wie in Kapitel 6.2.2 bereits erläutert, kam es bei der Laboranlage gerade in der

Anfangsphase auf Grund von Betriebsproblemen vermehrt zum Biomasseaustrag. Es ist

anzunehmen, dass sich aus diesem Grund zunächst keine leistungsstarke Biozönose

etablieren konnte, welche eine zuverlässige und stabile Stickstoffelimination auf einem

hohen Niveau leistet (Abbildung 6-15).


95

10

100

0 50 100 150 200 250 300 350 400

Messtag [d]

Ng

es -

Elim

inat

ion

[m

g/l]

Laboranlage

Abbildung 6-15: Gesamtstickstoffelimination der Laboranlage

Nach Inbetriebnahme der Laboranlage bis MT 190 wurde die Anlage ohne Schlammabzug

betrieben, der Trockensubstanzgehalt stieg bis auf Werte um 25 g/L an. In diesem Bereich

konnte zwar eine stabile Nitrifikation beobachtet werden (Abbildung 6-16), die Nitrat-

Ablaufwerte waren aber starken Schwankungen unterworfen. Ein Grund hierfür war eine

Sauerstoffverschleppung durch den Rezirkulationsstrom. In der Denitrifikationsstufe lagen

zum Teil Sauerstoffkonzentrationen um 0,4 mg/L vor, diese haben den

Denitrifikationsprozess gehemmt. Zwischen MT 185 und 210 wurde durch

Schlammentnahme die Konzentration des belebten Schlammes um 70 % reduziert (siehe

Abbildung 6-5). Dadurch wurde die Biozönose gestört, was sich in einer unzureichenden

Nitrifikation widerspiegelt.


96

0,01

0,1

1

10

100

0 50 100 150 200 250 300 350 400

Messtag [d]

NH

4-N

, NO

3-N

, NO

2-N

(P

erm

eat)

[mg

/l]

NH4-N NO2-N NO3-N

Laboranlage

Abbildung 6-16: NH4-N, NO2-N und NO3-N –Konzentrationen des Permeates derLaboranlage

Abgesehen von diesen Störungen, hervorgerufen durch die Sensitivität der Laboranlage,

konnte auch in dieser Anlage eine vollständige Nitrifikation und gute Stickstoffelimination

beobachtet werden (Abbildung 6-17).

Im Mittel werden in diesem Bereich NH4-N-Permeatkonzentrationen von 0,09 mg/L erreicht,

die Permeatkonzentration hinsichtlich NO3-N beträgt durchschnittlich 6,4 mg/L. Die

durchschnittliche Gesamtstickstoffelimination liegt im Mittel bei 86 %. Diese Werte weisen

bezüglich des Rezirkulationsverhältnisses und der biologischen Stickstofffixierung auf eine

maximal mögliche Gesamtstickstoffelimination hin.


97

0,01

0,1

1

10

100

350 370 390 410 430 450

Messtag [d]

NH

4-N

, NO

3-N

, NO

2-N

(P

erm

eat)

[mg

/l]

NH4-N

NO2-N

NO3-NLaboranlage

Abbildung 6-17: Bereich eines stabilen Betriebes der Laboranlage mit vollständigerNitrifikation und maximal möglicher Denitrifikation

Der bereits angesprochene Wechsel der Abwasserqualität in Folge einer Modifikation der

Vorklärung wurde auch bei der Stickstoffelimination offensichtlich (Abbildung 6-18), es kam

verstärkt zu Problemen bei der Denitrifikation (Abbildung 6-19).

-400

-200

0

200

400

600

800

1000

600 650 700 750 800 850

Messtag [d]

CS

B (

Zu

lau

f)[m

g/l]

40

70

100

130

160

190

220

250N

-Elim

inat

ion

[%

]

Laboranlage

Wechsel der Abwasserqualität N-Elimination

CSB Zulauf


Abbildung 6-18: Einfluss des CSB des Abwasserzulaufes auf dieGesamtstickstoffelimination


98

0,01

0,1

1

10

100

600 650 700 750 800 850

Messtag [d]

NH

4-N

, NO

3-N

, NO

2-N

(P

erm

eat)

[mg

/l]

NO3-N

NH4-N

NO2-N

Laboranlage



Abbildung 6-19: Nitrifikations- und Denitrifikationsleistung nach Aufstockung des CSBdes Abwasserzulaufes durch eine externe C-Quelle

Für den Vorgang der Denitrifikation wird leicht abbaubares Substrat benötigt. Es wurde

bereits erläutert, dass durch die Modifikation der Vorklärung das Abwasser wahrscheinlich in

der Hinsicht verändert wurde, dass durch die längere Aufenthaltszeit in der Vorklärung

gerade der leicht abbaubare Anteil des CSB aufgezehrt wird. Die Störung des

Denitrifikationsprozesses unterstützt diese Vermutung. Nach ca. 80 Tagen (MT 790) hat sich

die Biozönose vermutlich angepasst, die Nitratkonzentrationen im Permeat sinken wieder auf

unter 10 mg/L. Durch Zugabe der externen C- Quelle konnte das Abbauverhalten der Anlage

allgemein stabilisiert werden. Auf die im folgenden sehr niedrigen Nitrat-

Permeatkonzentrationen soll an dieser Stelle nicht weiter eingegangen werden, da dies ein

Resultat einer Umstellung der Betriebsführung der Anlage darstellt, siehe hierzu Kapitel

6.7.3.

6.4.3 Phosphorelimination

Pilotanlage

Die Pilotanlage wurde nicht für die gezielte biologische Phosphor-Eliminierung konzipiert.

Eine erhöhte Phoshor-Elimination war daher nicht zu erwarten. Während des gesamten

Betrachtungszeitraumes wurden ebenfalls keine besonderen Maßnahmen ergriffen, den

Phosphor chemisch-physikalisch im Prozess zu eliminieren.

Tabelle 6-2 zeigt die maximalen, minimalen und gemittelten Permeatkonzentrationen sowie

die berechneten Eliminationen der Pilotanlage PA III.


99

Tabelle 6-2: Pges.-Ablaufkonzentration bzw. –Elimination der Pilotanlage PA III

PA III a PA III b

Max 21,60 24,50

Min 0,12 0,01

Pges. (Permeat) [mg/L]

Mittel 3,98 2,83

Mittlere Elimination [%] 43,3 44,2

Es konnte eine mittlere Phosphorelimination von 43 – 44 % beobachtet werden, an einzelnen

Messtagen wurden die Phosphorverbindungen z.T. sogar vollständig eliminiert.

In Abbildung 6-20 werden die Pges.-Frachten in einem repräsentativen Betriebszeitraum

dargestellt. Neben der Zulauffracht und der Fracht im Permeat wurde die Summe aus der

Permeatfracht zuzüglich der Menge, welche durch eine errechnete

Überschussschlammproduktion für den Aufbau von Biomasse benötigt wurde, aufgetragen.

Hierbei wird eine Phosphor-Assimilation von 1,5 % P/TS zugrunde gelegt.

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

480 530 580 630 680

Messtag [d]

Pg

es.-

Sto

ffst

rom

[g

/h]

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

TS

[g

/L]

ZulaufAblauf + Einbau in BiomasseAblaufTS



Pilotanlage PA III

Abbildung 6-20: Phosphorbilanz Pilotanlage

Der Verlauf der ebenfalls dargestellten Trockensubstanzkonzentration zeigt, dass die Anlage

in dem hier betrachteten Zeitraum von 200 Tagen einerseits mit einer regelmäßigen

Überschussschlammentnahme betrieben wurde (MT 480 – MT 580, MT 633 – MT 660),

andererseits wurde von einer Überschussschlammentnahme abgesehen (MT 580 – MT

633). Ein Einfluss dieser unterschiedlichen Betriebsstrategien ist nicht ersichtlich.


100

Die erhöhte Zulauffracht nach MT 630 war eine Folge der herabgesetzten Verweilzeit und

somit einer erhöhten Raumbelastung. Diese Veränderung hat sich in einer leicht erhöhten

Permeatkonzentration niedergeschlagen. Wesentlicher ist die verstärkte

Phosphorassimilation in Folge einer gesteigerten Überschussschlammproduktion. Somit ist

die scheinbare Phosphorelimination, welche sich allein bei Betrachtung der gemittelten

Zulauf- und Ablaufkonzentrationen ergibt (Tabelle 6-2), hauptsächlich auf eine Assimilation

zurückzuführen.

Da das den Anlagen zugeführte Abwasser hauptsächlich kommunalen Ursprungs war, ist

von keiner außergewöhnlichen Belastung der Anlage mit Metallsalzen, welche zur Fällung

von Phosphat fähig sind, auszugehen. Abbildung 6-21 zeigt die mittleren Konzentrationen

der vom Umweltbundesamt durchgeführten Messungen der Aluminium-, Eisen- und Calcium-

Verbindungen des Abwasserzulaufes und des Permeates der Pilotanlage und den jeweiligen

Eliminationsgrad bei einem Betrieb ohne Schlammentnahme (gemittelte Werte im Bereich

MT 579 – 629). Es zeigt sich ein nahezu vollständigen Rückhalt von Eisen und Aluminium

(98 % bzw. 99 %) und auch Calcium wird geringfügig eliminiert (12 %).

90

95

100

105

110

115

Calcium (Ca)

Kon

zent

rati

on [

mg/

L]

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

Eisen (Fe)

Kon

zent

rati

on [

mg/

L]

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

Aluminium (Al)

Kon

zent

rati

on [

mg/

L]

Abwasserzulauf

Permeat

12 % Elimination 98 % Elimination 99 % Elimination

Abbildung 6-21: Calcium-, Eisen- und Aluminiumkonzentrationen im Abwasserzulaufund im Permeat der Pilotanlage und Eliminationsgrad

Aluminium, Eisen und Calcium binden Phosphate zu schwer löslichen Verbindungen, welche

sich nach der Fällung durch Sedimentation in Totzonen der Anlage vom belebten Schlamm

abtrennen können. Als konkurrierende Reaktion läuft die Fällung von Aluminium und Eisen

mit Hydroxylionen ab bzw. neben der Bildung von Calciumphosphat kann auch

Calciumcarbonat gebildet werden.


101

Eine Bilanz zwischen MT 579 und MT 629 ausgehend von gemittelten Zulauf- und

Ablaufkonzentrationen liefert folgendes Ergebnis (Tabelle 6-3):

Tabelle 6-3: Theoretisch mögliche Fällungskapazität des Abwasserzulaufes

Elimination Zur vollständigen Fällungbenötigte Menge an

Phosphor

Mit dem Abwasserzulaufmitgelieferte Menge an

PO4-P

[g/h] [g/h] [g/h]

Calcium 2,1 0,97

Aluminium 0,52 0,59

Eisen 0,14 0,077

Summe 1,64 1,8

Somit könnte theoretisch allein durch die im Abwasserzulauf enthaltenen Metallionen ein

Großteil der im Zulauf enthaltenen Menge an Phosphat- Phosphor ausgefällt werden. Da das

Sediment der Pilotanlage nicht gezielt analysiert wurde, kann über die wirkliche Menge an

ausgefälltem Phosphor keine Angabe gemacht werden, jedoch ist es möglich, dass die in

Abbildung 6-20 dargestellte Bilanzlücke somit aufgrund der Fällung eines Teils der mit dem

Zulauf mitgelieferten Metallionen geschlossen werden kann. Der eliminierte aber nicht

ausgefällte Anteil der Metallionen wird z.T. adsorbiert an Schlammflocken und überwiegend

in Form von partikulärer Substanz, sedimentiert in den Totzonen der Reaktoren, in der

Anlage zurückgehalten. Dieser Sachverhalt wäre auch eine Erklärung für den verminderten

Glühverlust des belebten Schlammes am Reaktorboden der Pilotanlage (siehe Kapitel 6.2.1).

Laboranlage

Analog zur Pilotanlage wurde in der Laboranlage keine Maßnahme zur gezielten

Phosphorelimination getroffen.

Eine Phosphorbilanz (Abbildung 6-22) zeigt auch bei der Laboranlage, dass der scheinbar

eliminierte Phosphor mittels Assimilation in Biomasse umgewandelt wurde. Bei einer

Auswertung der Bilanz wird abermals die Sensitivität der kleinen Anlage offensichtlich. Die

Menge an Phosphor, welche aufgrund der Assimilation in Biomasse eingebaut wird,

berechnet sich aus der berechneten Überschussschlammproduktion, welche gerade bei der

Laboranlage starke Schwankungen aufwies.


102

-0,10

-0,05

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

610 660 710 760 810

Messtag [d]

Pg

es.-

Sto

ffst

tro

m [

g/h

]

-15

-10

-5

0

5

10

15

20

25

TS

[g

/L]

ZulaufAblauf + Einbau in BiomasseAblaufTS

Laboranlage

Abbildung 6-22: Phosphorbilanz Laboranlage

Eine Auswertung der Eliminationsgrade bezüglich Calcium, Eisen und Aluminium in einem

Betriebsraum ohne Schlammentnahme (MT 1 – 122) zeigte, dass die Eisen- und

Aluminiumverbindungen nahezu vollständig in der Laboranlage zurückgehalten wurden

(Abbildung 6-23).

90

95

100

105

110

115

Calcium (Ca)

Kon

zent

rati

on [

mg/

L]

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

Eisen (Fe)

Kon

zent

rati

on [

mg/

L]

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

4

Aluminium (Al)

Ko

nze

ntr

atio

n [

mg

/L]

Abwasserzulauf

Permeat

8 % Elimination 95 % Elimination 98 % Elimination

Abbildung 6-23: Calcium-, Eisen- und Aluminiumkonzentrationen im Abwasserzulaufund im Permeat der Laboranlage und Eliminationsgrad

Aufgrund der Reaktorgestaltung ist in der Laboranlage eine Sedimentbildung stark

eingeschränkt bzw. nur bedingt möglich. Die möglicherweise gebildeten Fällungsprodukte


103

werden sich im belebten Schlamm anreichern, ein Teil der Metalle wird von den

Schlammflocken adsorbiert werden oder den Kern neuer Flocken bilden. Dies geht auch

einher mit der bei Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme beobachteten Abnahme des

Glühverlustes mit der Zeit (Kapitel 6.2).

6.4.4 Vergleich Pilotanlage - Laboranlage

Grundsätzlich konnte zwischen den Anlagen kein wesentlicher Unterschied im Verhalten

hinsichtlich der Reinigungsleistung beobachtet werden.

In beiden Anlagen konnte eine stabile CSB-Elimination mit niedrigen

Permeatkonzentrationen beobachtet werden, wobei die maximale CSB-Eliminationsleistung

jeweils erst nach ca. 100 Betriebstagen erreicht wurde. Tabelle 6-4 gibt eine Überblick über

die CSB-Ablaufkonzentrationen und die Eliminationsleistung der Pilot- und der Laboranlage

bis zum MT 690 (Änderung in der Abwasserzusammensetzung).

Tabelle 6-4: Vergleich der Kohlenstoffelimination der Pilot- und Laboranlage

Pilotanlage Laboranlage

PA II PA IIIa

CSBPermeat

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Max 67,1 88,9 98,5 87,7 66,6 89,5

Min 14,0 98,6 9,72 98,6 8,9 98,5

Mittel 32,0 95,7 28,4 95,8 27,8 96,1

Als ein grundsätzliches Problem von Anlagen eines kleinen Maßstabes kann die Sensitivität

gegenüber Störungen genannt werden. Hierbei ist zunächst auf die Sauerstoffverschleppung

in Folge der Rezirkulation hinzuweisen. Die kurze Aufenthaltszeit in den Rohrleitungen reicht

nicht aus, um den Restsauerstoff aufzuzehren. Eine direkte Folge war eine instabile

Denitrifikation. Der Nitrifikationsprozess verlief in der Laboranlage mit Ausnahme der Zeiten

von Betriebsproblemen ebenso wie in der Pilotanlage stabil und vollständig.

Die Phosphor-Ablaufwerte lagen bei der Laboranlage auf einem leicht höheren Niveau

(Abbildung 6-23).


104

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450

Messtag [d]

Pg

es. (

Per

mea

t) [

mg

/L]

PA

LA

Abbildung 6-24: Vergleich der Pges.- Konzentrationen des Permeates der Labor- undPilotanlage

Ein Vergleich der Calcium-, Eisen- und Aluminiumeliminationen der Pilot- und Laboranlage

zeigt (Tabelle 6-5), dass die Eliminationskapazität in der Pilotanlage größer ist.

Tabelle 6-5: Vergleich der Ca-, Fe- und Al-Elimination der Pilot- und Laboranlage

Elimination [%] Pilotanlage Laboranlage

Calcium Ca 12 8

Eisen Fe 98 54

Aluminium Al 99 98

Wie bereits im Vorausgegangenen geschildert, bildete sich im Laufe des Betriebes der

Pilotanlage in Totzonen der Reaktoren ein Sediment aus. Untersuchungen ergaben, dass

der Phosphorgehalt des Sedimentes sowie der mineralische Anteil erhöht war. Die

Möglichkeit der Totzonenbildung ist in der Laboranlage auf Grund der Reaktorkonstruktion

eingeschränkt, somit reichern sich mögliche Fällungsprodukte im belebten Schlamm an. Der

Anteil der Metalle, welcher nicht ausfällt, lagert sich durch Adsorption an den

Schlammflocken an. Die Oberfläche von den Flocken wird von Zeit zu Zeit allerdings

regeneriert, somit gehen die Metalle wieder in Lösung und können sich im Permeat

wiederfinden. Dieser Unterschied mag auch eine Erklärung für das unterschiedliche

Verhalten des Glühverlustes der belebten Schlämme beider Anlagen sein. Während des


105

Anlagenbetriebes ohne regelmäßigen Schlammabzug ist nach einer Bilanz von Rosenberger

(2003) von einer Zunahme der mineralischen Bestandteile des belebten Schlammes

auszugehen (Abnahme des Glühverlustes des belebten Schlammes mit der Zeit). Dies

konnte bei der Laboranlage auch beobachtet werden (Abbildung 6-6), somit kann eine

verstärkte Sedimentbildung ausgeschlossen werden, mineralische Bestandteile und

Fällungsprodukte reichern sich im belebten Schlamm an. Bei der Pilotanlage bleibt der

Glühverlust nahezu konstant. Mögliche Fällungsprodukte sedimentieren in den Totzonen des

Reaktors und gehen nicht wieder in Lösung.

Tabelle 6-6 gibt einen Überblick über die mittleren Pges.- bzw. Nges.- Permeatkonzentrationen

und Eliminationsleistungen in der Pilot- bzw. Laboranlage während des gesamten

Untersuchungszeitraumes.

Tabelle 6-6: Vergleich der Stickstoff- bzw. Phosphorelimination der Pilot- und Laboranlage

Pilotanlage Laboranlage

PA II PA IIIa

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Permeat[mg/L]

Elimination[%]

Nges. Mittel 11,1 76,6 16,0 74,3 16,7 72,0

Pges. Mittel 3,7 61,3 3,9 55,0 4,4 49,7

6.4.5 Vergleich der Reinigungsleistung mit anderen MBR

Im Folgenden werden die an der Labor- und Pilotanlage gewonnenen Ergebnisse denen der

in Kapitel 3.5 vorgestellten realisierten Großkläranlagen Markranstädt und Rödingen

gegenüber gestellt. Die Ergebnisse der Pilotanlage Büchel werden zunächst nicht

hinzugezogen, da diese Pilotanlage hauptsächlich zu Versuchszwecken bezüglich der

Membran- und Moduleigenschaften betrieben wurde und die Reinigungsleistung bis zum

jetzige Zeitpunkt noch nicht gänzlich ausgewertet wurde.

CSB-Elimination

Im Vergleich mit den in Kapitel 3.5.4 dargestellten Eliminationsleistungen der Kläranlagen

Markranstädt und Rödingen liegen die bei der Pilot- und Laboranlage beobachteten mittleren

CSB-Eliminationleistungen mit ca. 96 % im oberen Bereich, wobei der Betriebsparameter

Schlammbelastung in vergleichbarer Größenordnung lag. Die Trockensubstanzgehalte in


106

den zu diesen Untersuchungen betreuten Anlagen lagen größtenteils über denen der

großtechnischen Kläranlagen Rödingen und Markranstädt.

Wie auch Stein et al. (2001) an der Kläranlage Markranstädt beobachten konnten, wurden

bei der Pilot- und Laboranlage Tagesschwankungen und Belastungsspitzen sehr gut

abgefangen und zeigten keine Auswirkung auf die Ablaufqualität.

Der Betrieb der Kläranlage Rödingen zeichnet sich ebenfalls durch eine weitgehende CSB-

Elimination aus. Es konnte beobachtet werde, dass die CSB-Elimination bei TS-Gehalten

des belebten Schlammes von ca. 15 g/L mit 97 % deutlich besser war als bei TS-Gehalten

von 6 g/L (89 %). Bei konstantem Abwasserzufluss mit nahezu konstanter CSB-

Konzentration geht eine höhere TS- Konzentration mit einer geringeren Schlammbelastung

einher. Diese Abhängigkeit wurde bereits in den Grundlagen dargestellt.

Abbildung 6-25 stellt die Abhängigkeit der CSB-Elimination von der

Trockensubstanzkonzentration für die Kläranlage Rödingen (Engelhardt et al. 2001) den

Werten der Pilotanlage gegenüber.

85

90

95

100

0 5 10 15 20 25 30 35TS-Gehalt [mg/L]

CS

B- E

limin

atio

n [%

]

Pilotanlage PA IIIa

KA Rödingen

mittlere Schlammbelastung: PA IIIa: 0, 09 kg CSB/kg TS d KA Rödingen: 0,13 kg CSB/kg TS d

Abbildung 6-25: Abhängigkeit der CSB-Elimination vom Trockensubstantgehalt desbelebten Schlammes der Kläranlage Rödingen (Engelhardt et al. 2001) und derPilotanlage PA IIIa

Bei der Pilotanlage lässt sich eine Abhängigkeit der CSB-Elimination von der

Trockensubstanz bis zu einer TS-Konzentration von ca. 17 g/L erkennen. Höhere

Konzentrationen tragen bei den eingestellten Betriebsbedingungen (mittlere

Schlammbelastung: 0,09 kg CSB / kg TS·d, ohne regelmäßige Schlammentnahme,

berechnete Überschussschlammproduktion: 0,5 kg TS / kg BSB5·d) zu keiner weiteren


107

Verbesserung der Elimination von im Mittel 96 % bei. In der Kläranlage Rödingen wurden

bereits bei einer TS-Konzentration von 15 g/L eine 97 %-ige CSB-Elimination beobachtet.

Der Überschussschlammanfall in der Kläranlage Rödingen war mit 1 kg TS / kg BSB5·d

doppelt so hoch wie bei der Pilotanlage, weiterhin wurde regelmäßig der

Überschussschlamm entnommen. Die bessere CSB-Elimination kann somit auf eine

Fixierung in Biomasse zurückzuführen sein.

Ein ebenfalls nicht zu vernachlässigender Punkt ist, dass die Pilotanlage nicht über eine

längere Zeit mit den geringeren Trockensubstanzgehalten konstant betrieben wurde.

Vielmehr sind die dargestellten Ergebnisse der Phase der Inbetriebnahme der Anlage ohne

Schlammentnahme entnommen, in der die Konzentration kontinuierlich ansteigt. Die

Biozönose war wahrscheinlich noch nicht vollständig ausgebildet und angepasst und hat so

noch nicht das Maximum ihrer Kapazität erreicht. Weiterhin zeigt der dargestellte Zeitraum

die Inbetriebnahme der Anlage mit einem neuen Membranmodul. Trotz einer grobblasigen

Belüftung des Moduls und regelmäßigen Rückspülzyklen lässt sich die Besiedlung der

Membran durch Mikroorganismen (Biofouling) nicht vermeiden. Die sich bildende

Deckschicht wirkt ebenfalls wie ein Filter, die reale Porengröße des Moduls wird somit

verkleinert und wie Abbildung 6-26 zeigt, kann mit der Zeit eine bessere Trennwirkung erzielt

werden. Der Trockensubstanzgehalt des Permeates nimmt während der Einfahrzeit ab und

erreicht nach ca. 150 Tagen einen Wert von ca. 0,8 g/L, der beim weiteren Betrieb nahezu

konstant bleibt.

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

250 300 350 400 450 500 550 600

Messtag [d]

Tro

cken

sub

stan

zgeh

alt

(Per

mea

t)[g

/L]

0

20

40

60

80

100

120

140

Glü

hve

rlu

st (

Per

mea

t) [

%]

TS Permeat

GV Permeat

Pilotanlage PA IIIa

Abbildung 6-26: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes des Permeates nachInbetriebnahme der Pilotanlage PA IIIa mit einem neuen Membranmodul


108

Der Glühverlust des Permeates liegt im gesamten Bereich bei ca. 20 %, somit setzt sich die

Trockensubstanz des Permeates hauptsächlich aus anorganischem Material zusammen.

Der höhere Trockensubstanzgehalt des Permeates während der ersten 150 Tage ist als CSB

messbar und somit ergibt sich eine geringere CSB-Elimination. Demnach stellen die CSB-

Eliminationen in Abbildung 6-25 den Einfahrbetrieb dar und können im regulären

Anlagenbetrieb noch gesteigert werden.

Die nach Anhang 1 zur Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift gestellten

Mindestanforderungen (Tabelle 3-10) werden bei allen Anlagen selbst in einer Einfahrphase

von ca. 100 Tagen mit noch nicht eingestellter stabiler maximaler CSB-Elimination mehr als

erfüllt.

Stickstoffelimination

Die Kläranlage Markranstädt sowie zunächst auch die Kläranlage Rödingen werden mit einer

vorgeschalteten Denitrifikationsstufe betrieben. Bei der Kläranlage Rödingen schließen sich

Untersuchungen des Betriebes einer intermittierenden Denitrifikation/Nitrifikation an. Hierzu

liegen noch keine abschließenden Ergebnisse vor.

Bei der Kläranlage Rödingen konnte bei Betrieb einer vorgeschalteten Denitrifikationsstufe

eine weitgehende Nitrifikation erreicht werden, wobei die Ammonium-

Stickstoffkonzentrationen des Permeates im Mittel unter 0,3 mg/L lagen. Die Denitrifikation

war zum Teil nicht ausreichend und sehr instabil. Im Mittel lag der Gesamtstickstoffgehalt im

Kläranlagenablauf bei 8 mg/L. Dies entspricht einer Elimination von 77 % (Engelhardt et al.

2001).

Untersuchungen an der Kläranlage Markranstädt zeigten eine starke

Temperaturabhängigkeit des Stickstoffabbaus. Diese Abhängigkeit konnte durch Variation

des Rezirkulationsverhältnisses kompensiert werden, so dass in einem Temperaturbereich

von 8 – 19°C bei Rezirkulationsverhältnissen zwischen 3 – 5 die Gesamtstickstoffelimination

durchschnittlich 90 % betrug. Die Nitrifikation verlief stabil mit

Ammoniumablaufkonzentrationen von 0,1 – 1,5 mg/L (Stein et al. 2001). Voruntersuchungen

zeigten als Problempunkte der Denitrifikation eine Sauerstoffverschleppung, ein zu kleines

Denitrifikationsvolumen oder eine zu geringe Konzentration leicht abbaubarer Substrate auf

(Stein et al. 2000).

Unter Berücksichtigung der an der Labor- und Pilotanlage gewonnenen Ergebnisse zeigt

sich, dass neben dem stabilen CSB-Abbau auch eine problemlose und stabile Nitrifikation

möglich ist. Die in der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift festgelegte


109

Mindestanforderung an den Kläranlagenablauf von 10 mg/L werden mit Konzentrationen

unter 1,5 mg/L bei weitem unterschritten, ein stabiler Betrieb der Pilot- und Laboranlage

lieferte sogar Ablaufkonzentrationen nahe der Nachweisgrenze (0,01 mg/L). Da

großtechnische Kläranlagen zur Zeit mit Trockensubstanzgehalten von ca. 8 – 12 mg/L

betrieben werden, wird sich auch nicht das Problem der instabilen Nitrifikation in Folge einer

nicht ausreichenden Sauerstoffversorgung des belebten Schlammes ergeben, wie es die

Untersuchungen an der Pilotanlage zeigten.

Der Prozess der Denitrifikation ist der einzige Punkt, der z.T. zu Problemen führen kann,

einerseits durch den Temperatureinfluss, andererseits durch eine Sauerstoffverschleppung.

Das Problem der Sauerstoffverschleppung zeigte sich auch bei Betrieb der Laboranlage,

wobei dieses durch eine stark verminderte Sauerstoffkonzentration in den belüfteten

Reaktoren beseitigt werden konnte. Trotz der sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen zeigt

sich, dass die Nitrifikation weiterhin stabil verlief. Bei stabilem Anlagenbetrieb konnten bei

der Labor- und Pilotanlage weitaus höhere Stickstoffeliminationsleistungen beobachtet

werden als in den großtechnischen Anlagen. Wie auch die Auswertung der Untersuchungen

vermuten lässt, ist ein Grund dafür der hohe Trockensubstanzgehalt, der eine simultane

Nitrifikation/Denitrifikation in den belüfteten Reaktoren ermöglicht.

Bezüglich der Sauerstoffverschleppung kann die Ausführung der Anlagen mit einer

kaskadierten Nitrifikation als Vorteil gewertet werden. Durch die Möglichkeit der gezielten

Belüftung der einzelnen Nitrifikationsreaktoren kann die letzte belüftete Stufe vor

Rezirkulation des belebten Schlammes zurück zur Denitrifikationsstufe zur Zehrung des

Restsauerstoffes genutzt werden. Somit wird eine Sauerstoffverschleppung in die

Denitrifikationsstufe vehindert und das Volumenverhältnis Denitrifikation / Belebungsbecken

VD/VBB kann reduziert werden. Zum Vergleich: das Verhältnis VD/VBB der Pilot- sowie

Laboranlage beträgt ca. 0,25, die Kläranlage Rödingen wird mit einem Verhältnis VD/VBB von

0,42 betrieben, die Anlage in Markranstädt weist ein Verhältnis von 0,5 auf.

Phosphorelimination

Da die großtechnischen Kläranlagen der Größenklasse 2 (Rödingen) bzw. der

Größenklasse 3 (Markranstädt) zugeordnet werden können, werden bezüglich der

Gesamtphosphor- Ablaufkonzentration in der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift keine

Vorgaben gemacht. Für die Kläranlage Markranstädt wird jedoch ein Betriebswert von

2 mg/L vorgegeben. Bei Betrieb der Kläranlage Markranstädt zeigte sich, dass allein die

biologische Phosphorentfernung nicht ausgereicht hat, um diesen Betriebswert einzuhalten.

Bei einer gemittelten Zulaufkonzentration von 7,4 mg/L wurde eine Eliminierung des


110

Gesamtphosphates auf 3 – 4 mg/L erreicht. Somit wurde auf eine unterstützende

Simultanfällung mit Eisensalzen zurückgegriffen (Stein et al. 2001).

Die Kläranlage Rödingen wurde auf Basis eines Überwachungswertes bezüglich

Gesamtphosphor von 0,5 mg/L im Permeat dimensioniert. Dieser Wert wurde durch die

Zugabe von Eisenchlorid sichergestellt.

Allein durch eine biologische P-Elimination konnten in beiden Anlagen die vorgegebenen

Konzentrationen nicht eingehalten werden. Wie auch bei der Kläranlage Markranstädt wurde

eine Eliminierung des Gesamt-Phosphates bei der Labor- und Pilotanlage auf Werte um

4 mg/L beobachtet (mit regelmäßiger Schlammentnahme im Mittel: PA IIIa, MT 455 - 578:

4,6 mg/L; LA, MT 651 - 762: 4,6 mg/L), wobei die berechnete Überschussschlamm-

produktion in beiden Anlagen mit 0,61 kg TS / kg BSB5·d geringer war als in der Kläranlage

Markranstädt (1 kg TS / kg BSB5·d, mündl. Auskunft von Stein).

6.5 Schlammeigenschaften im Vergleich: Viskosität und Stofftransport

Die Schlämme der hier betrachteten Anlagen zeigten ein strukturviskoses Verhalten, wie

Abbildung 6-27 und 6-27 verdeutlichen. Mit steigendem Schergradienten wird die vernetzte

Mikrostruktur des belebten Schlammes aufgerissen, somit nimmt die Schubspannung

unterproportional zu, die Viskosität nimmt ab. Mit steigendem Trockensubstanzgehalt konnte

ein Anstieg der scheinbaren Viskosität verzeichnet werden.

16 g/L 20 g/L 26 g/L 31g/L

TS-Gehalt:

0

5

10

15

20

25

0 500 1000 1500 2000 2500Schergradient dw/dy [1/s]

Sch

ubsp

ann

un

g τ τττ

[P

a]

Pilotanlage

1

10

100

1000

1 10 100 1000 10000Schergradient dw/dy [1/s]

Sch

ein

bar

e V

isko

sitä

t η ηηη

[m

Pa

s]

Pilotanlage

s

Abbildung 6-27: Schubspannung in Abhängigkeitvom Schergradienten

Abbildung 6-28: Scheinbare Viskosität inAbhängigkeit vom Schergradienten


111

Die Messungen bei niedrigen Schergradienten lassen eine Fließgrenze vermuten (Abbildung

6-27). Da die Messungenauigkeit bei Scherraten unter 50 1/s deutlich zunimmt, kann das

Auftreten der Fließgrenze auf einen Messfehler zurückzuführen sein. Rosenberger et al.

(2002) untersuchten Belebtschlämme aus neun Belebungsanlagen und werteten alle

Datensätze nach dem Ansatz von Ostwald-de-Waele (Gleichung 3-9) und Hershel-Bulkey

(Gleichung 3-10) aus und kamen zu dem Ergebnis, dass die angepassten Parameter nach

Ostwald-de-Waele eine größere Plausibilität zeigten. Zur näheren Ausführung sei hier auf

Rosenberger et al. (2002) verwiesen.

Unter Verwendung des Ansatzes von Ostwald-de-Waele (Gleichung 3-9) und der

Berechnungsformel für die scheinbare Viskosität (Gleichung 3-11) lassen sich bei Auftragung

der scheinbaren Viskosität über dem Schergradienten nach Abbildung 6-28 der Fließindex n

sowie der Strukturparameter k durch graphische Interpolation bestimmen (6-1):

1)( −⋅=η ns dy

dwk [Pa s] (6-1).

Diese aus den Messungen der Pilot- und Laboranlage bestimmten Werte sind in Abbildung

6-29 in Abhängigkeit vom Trockensubstanzgehalt dargestellt.

0,1

1

10

100

1000

10000

0 5 10 15 20 25 30 35

TS-Gehalt [g/L]

Ko

nsi

sten

zfak

tor

K [

mP

as]

0,1

1

10

100

1000

10000F

ließ

ind

ex n

[-]

Konsistenzfaktor K Fließindex nLaboranlage: LA LAPilotanlage: PA PA

Abbildung 6-29: Die durch graphische Interpolation ermittelten Strukturparameter derBelebtschlämme der Pilot- und Laboranlage bei unterschiedlichenBiomassekonzentrationen

Es zeigt sich abermals das strukturviskose Verhalten des Schlammes (n<1). Mit steigendem

Trockensubstanzgehalt ist analog zu den Ergebnissen anderer Autoren (Slatter 1997,


112

Günder 1999) eine leichte Abnahme des Fließindexes und eine exponentielle Zunahme des

Konsistenzfaktor K, welcher ein Maß für die Zähigkeit darstellt, zu verzeichnen. Folglich hat

die Feststoffkonzentration einen großen Einfluss auf die Viskosität.

Die aus den Fließkurven bestimmte Viskosität der Labor- bzw. der Pilotanlage für zwei Werte

des Schergradienten ist in Abbildung 6-30 in Abhängigkeit vom Trockensubstanzgehalt

dargestellt.

1

10

100

1000

0 5 10 15 20 25 30 35

TS-Gehalt [g/L]

Sch

einb

are

Vis

kosi

tät

η ηηη [

mP

a s]

SchergefälleLaboranlage: 900 1/s 42 1/sPilotanlage: 900 1/s 42 1/sGl. 6-2, 900 1/sGl. 6-2, 42 1/s

(nach Rosenberger et al. 2002)

s

Abbildung 6-30: Scheinbare Viskosität der Belebtschlämme beider Anlagen als Funktionder Trockensubstanzkonzentration

Es kann eine deutliche Abhängigkeit der Viskosität vom Schergradienten sowie vom

Trockensubstanzgehalt beobachtet werden. Mit steigendem Trockensubstanzgehalt nimmt

die Viskosität erwartungsgemäß zu, ein höherer Schergradient führt zu geringeren

Viskositäten. Weiterhin ist zwischen den hier betrachteten Anlagen kein signifikanter

Unterschied auszumachen.

Die von Rosenberger et al. (2002) durchgeführte nicht-lineare Regression der

Strukturparameter unter Verwendung des Ostwald-de-Waele-Ansatzes ermöglicht eine

grobe Abschätzung der Abhängigkeit der scheinbaren Viskosität von der

Trockensubstanzkonzentration mittels folgender Gleichung 6-2:

)23,0(41,0 37,0)()2exp( TS

s dydw

TS ⋅−⋅⋅=η [Pa s] (6-2).


113

Durch diese Regressionsgleichung wird die in den beiden Anlagen beobachtete

Abhängigkeit der scheinbaren Viskosität vom Trockensubstanzbereich hinreichend genau

wiedergegeben.

Der in der Literatur beschriebene Einfluss der mechanischen Beanspruchung des Schlammes

innerhalb der Anlagen auf die Mikrostruktur und damit auf die Viskosität (Brands et al. 1997,

Brockmann und Seyfried 1996, Rosenberger 2003, Rosenberger et al. 2002) konnte nicht

beobachtet werden. Obwohl bei der Laboranlage die Umwälzung ausschließlich durch den

Schlamm schonende Schlauchpumpen erfolgt und bei der Pilotanlage Kreiselpumpen zum

Einsatz kommen, lagen die gemessenen Viskositäten im vergleichbaren Größenbereich.

Ein wesentlicher Nachteil von hohen Trockensubstanzkonzentrationen ist der verschlechterte

Stoffübergang. Externe Messungen des belebten Schlammes der hier betrachteten Anlagen

zum Stoffübergang zeigten eine rasche Abnahme des Sauerstoffzufuhrfaktors α mit

steigendem Trockensubstanzgehalt (Rosenberger et al. 2000, Kraume et al. 2001). Die mit

belebtem Schlamm der Pilotanlage gemessenen Werte lagen in der im Arbeitsbericht des ATV-

DVWK- Fachausschusses (2000) angegebenen Größenordnung.

6.6 Überschussschlammproduktion

Der Betrieb von Membranbelebungsreaktoren bietet die Möglichkeit, die Anlagen bei sehr

niedrigen Schlammbelastungen bzw. hohen Schlammaltern zu betreiben und somit den

Überschussschlammanfall zu vermindern. An der Pilotanlage konnte bei Betriebsführung mit

einstufiger Nitrifikation (PA I) festgestellt werden, dass bei Schlammbelastungen unter

0,07 kg CSB/(kg TS·d) (entspricht bei einem angenommenen CSB/BSB-Verhältnis von 1,7

einer Belastung von 0,04 kg BSB5/(kg TS·d)) nahezu keine biologische Schlammzunahme

mehr erfolgte (Rosenberger et al. 2000). Abbildung 6-31 zeigt die nach Gleichung 5-2

berechnete spezifische Überschussschlammproduktion über dem rechnerischen

Schlammalter der Labor- und Pilotanlage bei regulärem Anlagenbetrieb.

Da in den hier betrachteten Anlagen kein definiertes Schlammalter eingestellt wurde, ergibt

sich das rechnerische Schlammalter für jeden Betriebstag aus den ermittelten

Trockensubstanzkonzentrationen im Belebungsreaktor bezogen auf die nach Gleichung 5-1

bestimmte Überschussschlammproduktion:

)(

)()()(

12

122

tttTSVtTSVtTSV

VTSt

BBBBBBEntnahmeBBBB

BBBBTS

−⋅−⋅+⋅

⋅= [ ]d (6-3)


114

0,01

0,1

1

10

10 100 1000

rechnerisches Schlammalter tTS [d]

spez

. ÜS

-Pro

d. Ü

SB

SB

5

[kg

TS

/kg

BS

B5]

Pilotanlage

Laboranlage

TS /BSB = 1,10 5

0,4

0

ATV-DVWK Membranbelebungsanlagen (2000)

Abbildung 6-31: Spezifische Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit vomrechnerischen Schlammalter

Bei beiden Anlagen zeigt sich deutlich eine Abnahme der Schlammproduktion mit

steigendem Schlammalter, wobei die für die Laboranlage bestimmten spezifischen

Überschussschlammproduktionen tendenziell niedriger sind. Die Schlammbelastungen lagen

bei beiden Anlagen in vergleichbarar Größenordnung (LA: 0,17 - 0,05 kg CSB/kg TS·d, im

Mittel 0,09 kg CSB/kg TS·d; PA: 0,34 – 0,03 kg CSB/kg TS·d, im Mittel

0,07 kg CSB/kg TS·d). Da beide Anlagen mit dem selben Abwasser betrieben wurden und

das Abbauverhalten der Anlagen wie in Kapitel 6.4.4 dargestellt vergleichbare Ergebnisse

lieferte, gibt es für dieses Verhalten keine Erklärung.

In der Abbildung ist ebenfalls ein Bereich für die Überschussschlammproduktion in

Abhängigkeit vom rechnerischen Schlammalter angegeben, der sich nach der Gleichung des

ATV-DVWK-Fachausschusses KA-7 „Membranbelebungsanlagen“ (2000) für das hier

eingesetzte Abwasser ergibt. Der Temperaturfaktor wurde jeden Tag aus der im Reaktor der

Pilotanlage gemessenen Temperatur (siehe Anhang A 2) ermittelt. Für das Verhältnis von

abfiltrierbaren Stoffen TS0 zu BSB5 im Zulauf, welches die Qualität der Vorklärung

kennzeichnet, wurden einerseits das während des Anlagenbetriebes maximal ermittelte

Verhältnis von 1,1 und das minimale Verhältnis von 0,4 eingesetzt (siehe hierzu auch

Abbildung 5-9). Der hypothetische Fall eines inertstofffreien Rohabwassers (TS0 zu BSB5=0)

wurde als gestrichelte Linie mit in das Diagramm aufgenommen.

Im Rahmen der Schwankungsbreite werden die berechneten spezifischen

Überschussschlammproduktionen der Pilotanlage im Bereich für Schlammalter bis 100

Tagen gut wiedergegeben. Bei einem Schlammalter > 100 Tagen liegen die beobachteten


115

spezifischen Überschussschlammproduktionen unter den mit dem ATV-Ansatz berechneten

Werten.

Die Schwankungsbreite der Messungen an der Pilot- und Laboranlage ist eine Folge von

Ungenauigkeiten der Bestimmung der Überschussschlammproduktion sowie des

rechnerischen Schlammalters. Die Anlagen wurden nicht mit einem konstanten

Schlammalter betrieben, vielmehr ergibt sich das rechnerische Schlammalter aus der

berechneten Überschussschlammproduktion. Diese wiederum wird aus den Analysedaten

zweier aufeinanderfolgenden Messungen ermittelt, welche nur alle 2 – 3 Tage durchgeführt

wurden. Da der belebte Schlamm zum Teil sehr hohe Konzentrationen aufwies und die

Konsistenz nicht homogen war (Klumpenbildung), kann die exakte Bestimmung des

Trockensubstanzgehaltes zu Problemen und zu Ungenauigkeiten führen.

In Abbildung 6-32 ist für die Pilotanlage PA III und die Laboranlage die spezifische

Überschussschlammproduktion über der Schlammbelastung dargestellt. Aus der Darstellung

wird ersichtlich, dass auch bei Schlammbelastungen < 0,04 kg BSB5/kg TS·d eine

Überschusschlammproduktion zu verzeichnen ist. Eine Tendenz Richtung Nullwachstum ist

nicht nachzuweisen, wohl aber eine Tendenz Richtung verminderten Wachstums. Die

Berechnung der spezifischen Überschussschlammproduktion nach Gleichung 3-12 in

Abhängigkeit von der Schlammbelastung zeigt, dass auch hier die beobachteten Werte recht

gut wiedergegeben werden.

0,01

0,1

1

10

0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08

Schlammbelastung BTS [kg BSB5 / kg TS d]

spez

. ÜS

-Pro

d. Ü

SB

SB

5

[kg

TS

/kg

BS

B5]

PilotanlageLaboranlage

TS0/BSB5: 0,4-1,1

berechnet nach Gleichung 3-12

Abbildung 6-32: Spezifische Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit von derSchlammbelastung (PA III, MT 265 – 331; LA, MT 308 - 376)


116

6.7 Auswirkungen unterschiedlicher Verfahrensvarianten

Im Folgenden werden die Auswirkungen unterschiedlicher Verfahrensvarianten dargestellt

und diskutiert. Unterschiedliche Verfahrensvarianten bedeuten hier:

� Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe (kaskadiert / vollständig

durchmischt):

Die Pilotanlage wurde zunächst nur mit einer vollständig durchmischten belüfteten Stufe

betrieben (PA I). Nach einem Untersuchungszeitraum von 2 Jahren wurde die Anlage

modifiziert und mit einer kaskadierten belüfteten Stufe wieder in Betrieb genommen

(PA II, PA III). Die Auswirkungen der Modifizierung werden aufgezeigt.

� Einfluss der kammerinternen Vermischungszustände:

Um an der Pilotanlage (im modifizierten Zustand) und an der Laboranlage dem Einfluss

der Kaskadierung entgegenzuwirken, wurden die belüfteten Reaktoren separat

durchmischt. Somit sollte der Betrieb der Pilotanlage vor dem Umbau simuliert werden.

Diese Ergebnisse werden denen bei einer Betriebsführung ohne interne Durchmischung

gegenübergestellt.

� Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe:

Das Problem einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe ist, dass möglicherweise

nicht mehr genug leicht abbaubares organisches Substrat zu Verfügung steht, um eine

Denitrifikation zu gewährleisten. Da durch die Ergebnisse der vorausgegangenen

Untersuchungen angenommen wurde, dass innerhalb der Nitrifikationsstufen simultan

denitrifiziert wurde und somit ausreichend Substrat vorhanden war, wird die

Betriebsführung einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe als mögliche Alternative

betrachtet und hinsichtlich des Reinigungspotentials bewertet.

6.7.1 Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe

CSB-Elimination

Der Betrieb der Pilotanlage in der modifizierten Form mit einer Kaskadierung der

Nitrifikationskammer lieferte grundsätzlich niedrigere CSB-Konzentrationen im Permeat und

eine höhere Eliminationsleistung (Abbildung 6-33). Im Bereich MT 50 – 100 wird in PA I bei

einer durchschnittlichen Eliminationsleistung von 94 % eine mittlere CSB-Konzentration im

Permeat von 39 mg/L erzielt. Im Vergleich dazu liefern die Analysen der Pilotanlage PA II

zwischen MT 50 und 100 eine durchschnittliche Elimination von 97 % (mittlerer CSB im


117

Permeat: 30 mg/L). Beide Anlagen wurden mit einer nahezu identischen Verweilzeit

betrieben (PA I: 15 h, PA II: 14 h).

0 50 100 150Messtag [d]

85

90

95

100

CS

B-E

limin

atio

n [%

]

0

20

40

60

80

100

0 50 100 150Messtag [d]

CS

B (P

erm

eat)

[mg

/L]

Pilotanlage:

PA I: 1-stufige Nitrifikation

PA II: 4-stufige Nitrifikation

Abbildung 6-33: CSB-Konzentration des Permeates und CSB-Elimination derPilotanlage PA I (einstufige Nitrifikation) im Vergleich zu PA II (mehrstufige Nitrifikation)

Wie Abbildung 6-34 veranschaulicht, liegen in PA I in dem betrachteten Zeitraum allerdings

auch leicht höhere Schlammbelastungen vor (PA I: 0,16 kg CSB/kg TS·d, PA II: 0,07 kg

CSB/kg TS·d).

0,01

0,1

1

10

0 50 100 150Messtag [d]

Sch

lam

mb

elas

tun

g B

TS

,CS

B

[kg

CS

B/K

G T

S d

]

Pilotanlage:



Abbildung 6-34: Schlammbelastung BTS,CSB im Vergleich (Pilotanlage PA I und II)

Bei einer hohen Schlammbelastung wird den Mikroorganismen so viel Substrat zur

Verfügung gestellt, dass diese zunächst die leichtabbaubaren Verbindungen aufzehren. Bei

nahezu gleicher Verweilzeit ergibt sich damit bei einer höheren Schlammbelastung eine


118

geringere Eliminationsleistung. Dies veranschaulicht auch Abbildung 6-35, in der für beide

Anlagenbetriebe PA I und PA II die CSB-Elimination in Abhängigkeit von der vorliegenden

Schlammbelastung dargestellt ist. Es zeigt sich mit steigender Schlammbelastung eine

sinkende CSB-Elimination, wobei zwischen den beiden Anlagenkonfigurationen PA I und PA

II kein Unterschied auszumachen ist.

85

90

95

100

0,01 0,1 1 10Schlammbelastung BTS, CSB [kg CSB/KG TS d ]

CS

B-E

limin

atio

n [%

]



Abbildung 6-35: Abhängigkeit der CSB-Elimination von der Schlammbelastung für dieAnlagen PA I und PA II

Die höhere Schlammbelastung der Pilotanlage PA I ergibt sich aus dem wesentlich

geringeren Trockensubstanzgehalt, der in dem betrachteten Bereich im Mittel bei 9 g/L liegt.

Im Vergleich dazu liegen die gemittelten TS-Konzentrationen der PA II bei 29 g/L (siehe auch

Anhang A 3).

Somit ist die leicht erhöhte CSB-Eliminationsleistung der Pilotanlage mit mehrstufiger

Nitrifikation PA II nicht auf die Reaktorgestaltung, vielmehr auf den biologischen Parameter

Schlammbelastung zurückzuführen.

Durch die Aufteilung der Nitrifikationsstufe in 4 gleich große, nacheinander durchflossene

Reaktoren kann sich entlang des Fließweges des Schlamm-Abwasser-Gemisches im

Vergleich zu einer vollständig durchmischten Nitrifikationsstufe ein Konzentrationsprofil

ausbilden, je nach dem, wie schnell die betrachtete Komponente verbraucht wird. Weiterhin

liegt im ersten Reaktor einer Kaskade eine im Vergleich zum vollständig vermischten System

hohe Konzentration vor, somit liegen im Falle einer Substratlimitierung höhere

Umsatzgeschwindigkeiten vor. Abbildung 6-36 zeigt den Verlauf des CSB der flüssigen

Phase entlang des Fließweges des Abwassers. Die Pilotanlage wurde bei den Messungen


119

gemäß Abbildung 5-5 mit einer vorgeschalteten Denitrifikation ohne interne Zirkulation

betrieben.

1

10

100

1000

-60

-40

-20 0 20 40 60 80 100

CS

B [

mg

/L]

Zul

auf

MP

Den

i

Anteil des Nitrifikations-volumens [%]

Pilotanlage

Abbildung 6-36: Verlauf der CSB-Konzentration entlang der Reaktorkaskade derPilotanlage (PA III), vorgeschaltete Denitrifikation, Betrieb ohne interne Zirkulation

Das dargestellte Profil stellt den Mittelwert von mehreren Messungen an aufeinanderfolgenden

Tagen dar. Die Verläufe der einzelnen Messungen unterscheiden sich nur unwesentlich von

dem Profil der gemittelten Werte.

Der Mischpunkt MP kennzeichnet hier die berechnete mittlere Konzentration aus den beiden

Stoffströmen Abwasserzulauf sowie Rezirkulation zur Denitrifikation. Das Nitrifikationsvolumen

stellt das Volumen der Nitrifikationskammern einschließlich Filterkammer dar. Es ist prozentual

aufgeteilt. Die Messpunkte liefern die Konzentrationen innerhalb der unterschiedlichen

Kammern, nachdem der zugehörige Anteil des Nitrifikationsvolumens durchströmt wurde. Bei

der Pilotanlage wurde am Anfang jeder der 4 Nitrifikationsstufen eine Probe entnommen. Für

die Filterkammer wurde direkt das Permeat ausgewertet (100 % des Nitrifikationsvolumens).

Allein durch die Vermischung des von der letzten Nitrifikationsstufe zurück zur

Denitrifikationsstufe rezirkulierenden belebten Schlammes mit dem Abwasserzulaufstrom im

Verhältnis 4:1 wird der CSB rein rechnerisch um ca. 80 % reduziert. Die Analyse des CSB

der flüssigen Phase in der Denitrifikationskammer weist eine weitere Reduzierung um 16 %

auf ca. 20 mg/L auf. Entlang der Nitrifikationsreaktoren bis hin zum Permeat erfolgt eine

nahezu zu vernachlässigende Elimination des CSB bis hin zur Permeatkonzentration um

0,5 % auf 15 mg/L. Es wird vermutet, dass es sich bei der anfänglichen Reduzierung


120

hauptsächlich um den Vorgang der Biosorption handelt. Wie bereits in den Grundlagen

erläutert, ist der Vorgang der Biosorption ein sehr schneller Prozess. Guellil et al. (2001)

geben eine Rate von 14 mg CSB / (g TS·min) an. Die Aufenthaltszeit des Schlamm-

Abwassergemisches in der Denitrifikationsstufe der Pilotanlage beträgt ca. 45 min. Bei einer

mittleren TS-Konzentration von 16 g/L läßt sich auf Grund einer CSB-Reduzierung von 170

mg/L (Mischpunkt MP) auf 19 mg/L eine Rate von 0,2 mg CSB / (g TS·min) berechnen. Die

Reduzierung der CSB-Konzentration kann somit auf eine Biosorption zurückgeführt werden,

lediglich ein Teil des Substrates wird für Denitrifikationsprozesse genutzt.

Die Biosorptionskapazität scheint im Vergleich zu der von Guellil et al. (2001) bestimmten

Rate längst nicht erschöpft zu sein. Somit ergibt sich weiterhin die Möglichkeit,

Belastungsstöße des Abwasserzulaufes abzufangen.

An dem Verlauf der CSB-Konzentration entlang der Reaktorkaskade zeigt sich weiterhin,

dass der Prozess der Zelllysis hier nicht nachzuweisen ist. Entlang der Reaktorkaskade ist

keine Zunahme des gelösten CSB als Folge der Zersetzung von Zellmasse messbar.

Allerdings ist wie bereits erwähnt die Biosorption und auch die Kohlenstoffzehrung ein

schneller Vorgang, so dass es möglich erscheint, dass die Zersetzungsprodukte umgehend

von den Organismen gebunden werden. Eine Aussage darüber, inwieweit der Vorgang der

Zelllysis bei den hier durchgeführten Messungen eine Rolle gespielt haben wird, kann auch

nach Messung des CSB-Konzentrationsprofiles nicht getroffen werden.

Stickstoffelimination

Der Vergleich der Stickstoffelimination zeigt ebenfalls eine tendenziell bessere Elimination

mit mehrstufiger Nitrifikation (Abbildung 6-37), wobei einerseits bei einem stabilen Betrieb

(MT 10 – 50) niedrigere NH4-N-Konzentrationen analysiert wurden, andererseits konnte eine

Reduzierung der NO3-N-Konzentration von im Mittel 13 mg/L (PA I, MT 10 – 50) auf 5 mg/L

(PA II, MT 10 – 50) beobachtet werden (Abbildung 6-38).


121

0

20

40

60

80

100

0 50 100 150Messtag [d]

Ng

es. E

limin

atio

n [%

]

Pilotanlage:



Abbildung 6-37: Nges.- Elimination der Pilotanlage bei einstufiger- sowie mehrstufigerNitrifikation (PA I und PA II)

0 50 100 150Messtag [d]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

NO

3-N

(Per

mea

t) [

mg

/L]

0,01

0,1

1

10

100

0 50 100 150Messtag [d]

NH

4-N

(Per

mea

t) [

mg

/L]

Pilotanlage:



Abbildung 6-38: NH4-N- und NO3-N- Konzentration der Pilotanlage bei einstufiger-sowie mehrstufiger Nitrifikation (PA I und PA II)

Die zum Teil sehr hohen Ammonium-Stickstoffkonzentrationen des Permeates der

Pilotanlage PA II im Bereich MT 50 - 150 (Abbildung 6-38) sind abermals auf Probleme der

Belüftung der Pilotanlage gepaart mit sehr hohen Trockensubstanzgehalten zurückzuführen.


122

Da die Ammonium-Stickstoffwerte bei stabilem Betrieb (MT 10 – 50) sehr niedrig sind und

überwiegend unter 0,1 mg/L liegen, kann in beiden Betriebszeiträumen von einer

vollständigen Nitrifikation gesprochen werden. Eine weitere Reduzierung von 0,1 mg/L bis

auf 0,01 mg/L ist auf diesem niedrigen Konzentrationsniveau unerheblich und kann auch auf

eine Änderung der Analyseküvetten zurückzuführen sein. Weiterhin liegt die

Nachweisgrenze bei den verwendeten Küvettentests bei 0,015 mg/L (siehe Tabelle 5-7),

Ungenauigkeiten bei Messungen nahe der Nachweisgrenze sind nicht auszuschließen.

Interessant ist allerdings das niedrigere NO3-N-Niveau des Permeates.

Wie bereits in Kapitel 6.4.2 dargestellt, ergibt sich für den Betrieb der Pilotanlage aus der

Stickstoffelimination in Folge des Biomassewachstums und einer Rezirkulationsrate zurück

zur Denitrifikationskammer von 4:1 eine rechnerisch bestimmte maximale

Stickstoffelimination von ca. 86 %. Dies führt zu Nitrat-Ablaufwerten von ca. 8 mg/L. Aus

Abbildung 6-37 geht hervor, dass bei Betrieb der modifizierten Pilotanlage PA II sogar über

90 % erreicht werden.

Bei Betrieb der Pilotanlage PA I wurden grundsätzlich niedrigere

Überschussschlammproduktionen beobachtet (siehe hierzu nachfolgendes Kapitel 6.7.1). In

dem betrachteten Zeitraum MT 110 – 150, in dem eine stabile Stickstoffelimination vorlag,

betrug die Überschussschlammproduktion im Mittel 0,38 kg/d. Bei einer gemittelten

Gesamtstickstoff-Zulaufkonzentration von 65 mg/L und einem Abwasserdurchsatz von

0,375 m3/h ergibt sich eine maximal mögliche Stickstoffelimination von ca. 82 % und eine

Restkonzentration bezüglich NO3-N von 12 mg/L. Damit kann bei Betrieb der Pilotanlage

PA I bei mittleren Nitratablaufwerten von 11,5 mg/L von einer maximal möglichen

Denitrifikation gesprochen werden.

Bei Betrachtung der Trockensubstanzkonzentrationen zeigt sich, daß diese bei Betrieb der

Pilotanlage PA II stetig bis auf Werte um 30 g/L anstiegen. Die Biomassekonzentrationen der

PA I lagen nur bei ca. 11 g/L. Höhere Trockensubstanzgehalte führen zu höheren

Viskositäten des belebten Schlammes. Dadurch wird gerade in Bereichen geringer

Konvektion die Entstehung von Totzonen begünstigt. Weiterhin ist der Stofftransport bei

hohen Trockensubstanzgehalten schlechter.

Wie in Kapitel 5.1.3 erläutert, wurde der Sauerstoffgehalt im Nitrifikationsreaktor der

Pilotanlage PA I auf 2 mg/L geregelt. Durch die Kaskadierung der Nitrifikationsstufe war es

möglich, den Sauerstoffgehalt in den einzelnen Nitrifikationskammern getrennt einzustellen.

Bei dem Betrieb der Pilotanlage PA II (und PA III) wurde die Belüftung der einzelnen Stufen

per Handventil eingestellt, geregelt wurde nach dem in der letzten Stufe gemessenen

Sauerstoffgehalt, der je nach Ammoniumgehalt im Permeat manuell angepasst wurde. Es


123

wurden z.T. sehr niedrige Sauerstoffkonzentrationen innerhalb der Nitrifikationskammern

gemessen (siehe Kapitel 6.1). Diese Kombination (hohe Trockensubstanzkonzentration /

niedriger Sauerstoffgehalt) kann zu einer simultanen Nitrifikation/Denitrifikation innerhalb der

Nitrifikationsreaktoren führen.

Überschussschlammproduktion

In Abbildung 6-39 ist die nach Gleichung 5-2 berechnete spezifische

Überschussschlammproduktion über dem rechnerischen Schlammalter für die Pilotanlage

mit einstufiger Nitrifikation (PA I) und mehrstufiger Nitrifikation (PA II und III) dargestellt. Die

spezifische Überschussschlammproduktion der Pilotanlage beim Betrieb mit einer

einstufigen Nitrifikation (PA I) zeigt tendenziell niedrigere Werte als die in dem hier

betrachteten Untersuchungszeitraum mit einer mehrstufigen Nitrifikation, obwohl

überwiegend niedrigere Werte der Schlammbelastung vorlagen (Abbildung 6-7, Abbildung

6-34).

0,01

0,1

1

10

10 100 1000


spez

. ÜS

-Pro

d. Ü

SB

SB

5

[kg

TS

/kg

BS

B5]

PA I, einstufige Nitrifikation

PA III, mehrstufige Nitrifikation

TS /BSB = 1,1

0,4

0 5

0

ATV-DVWK Membranbelebungsanlagen (2000)

Abbildung 6-39: Spez. Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit vomSchlammalter bei Betrieb der Pilotanlage mit einstufiger und mehrstufiger Nitrifikation

Analog Abbildung 6-31 ist in Abbildung 6-39 der mit der Formel des ATV-DVWK-

Fachausschusses berechnete Bereich für die spezifische Überschussschlammproduktion für

unterschiedliche TS0 zu BSB5-Verhältnisse angegeben. Hierbei wurden die bei Betrieb der

PA III analysierten Werte herangezogen, da das Verhältnis TS0 zu BSB5 bei Betrieb der

Pilotanlage PA I nicht analysiert wurde. Da das der PA I zugeführte Abwasser im Gegensatz

zu dem Abwasserzulauf der PA III nicht direkt der Kanalisation sondern der mechanischen

Vorklärung des Klärwerks Berlin-Marienfelde entnommen wurde, wird grundsätzlich die


124

Abwasserqualität in Form einer geringeren Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe im Zulauf

TS0 für die niedrigeren Überschussschlammproduktionen entscheidend gewesen sein. Durch

die Verweilzeit des Abwassers in der Vorklärung des Klärwerks Marienfelde und den

anschließenden Transport des Wassers zum Gelände des Umweltbundesamtes können

verschiedene biologische Abbau- und Umbauprozesse stattfinden. Bezogen auf die von der

ATV aufgestellte Berechnungsgleichung für die Überschussschlammproduktion können sich

diese Prozesse ebenfalls auf den Anteil nicht hydrolysierbarer Partikel a der

Trockensubstanz im Zulauf in der Form auswirken, dass der Faktor a kleiner wird und somit

die berechnete Überschussschlammproduktion abnimmt.

Ein Einfluss der Reaktorgestaltung wird als unwahrscheinlich betrachtet.

Fazit

Es konnte kein Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe auf die CSB- Elimination

beobachtet werden. Chudoba et al. (1991) untersuchten ebenfalls das Abbauverhalten einer

vollständig durchmischten sowie einer kaskadierten Pilotanlage zur

Krankenhausabwasserreinigung nach dem Tropfkörperprinzip. Bei diesen Untersuchungen

zeigte sich ebenfalls, dass hinsichtlich der CSB- bzw. BSB- Ablaufqualität kein Unterschied

zwischen den Anlagen auszumachen ist. Lediglich bei der Elimination toxischer, biologisch

abbaubarer Abwasserinhaltsstoffe war die kaskadierte Anlage der vollständig durchmischten

überlegen. Dieser Gesichtspunkt wurde in dieser Arbeit nicht näher untersucht.

Aus den Ergebnissen zur Stickstoffelimination kann abgeleitet werden, dass die Gestaltung

der Nitrifikationskammer in Form einer Kaskade den Vorteil liefert, die

Sauerstoffkonzentrationen in den unterschiedlichen Kammern getrennt regeln zu können und

den Sauerstoffeintrag dem Sauerstoffbedarf anzupassen. Parallel dazu kann eine

Verschleppung von Sauerstoff zur Denitrifikationszone dadurch vermieden werden, indem

die Belüftung in der letzten begasten Stufe soweit reduziert wird, dass der Restsauerstoff

nahezu aufgezehrt wird. Damit kann der Energieeintrag für die Belüftung reduziert und das

Volumen der Denitrifikation minimiert werden. Eine Kopplung der Sauerstoffregelung mit der

Ammonium-Konzentration im Permeat kann in Folge einer simultanen

Nitrifikation/Denitrifikation zu einer weitergehenden Stickstoffelimination führen. Die

Eliminationsleistung ist im Vergleich zu einer vorgeschaltete Denitrifikationsstufe sogar auf

einem höheren Niveau. Begünstigt wird diese weitergehende Elimination durch hohe

Trockensubstanzgehalte des belebten Schlammes. Aufgrund der Probleme, welche hohe

Trockensubstanzgehalte bei dem Betrieb einer Membrananlage mit sich bringen (erhöhter

Energieeintrag, Modulverstopfungen), geht die Tendenz zur Zeit in Richtung niedrigere


125

Trockensubstanzgehalte von 8 – 12 g/L. Ob auch bei diesen leicht geringeren

Trockensubstanzkonzentrationen dieser Effekt auftritt, bleibt zu untersuchen.

Dass innerhalb der belüfteten Reaktoren auch der Vorgang der Denitrifikation abläuft, setzt

das Vorhandensein leicht abbaubarer Substrate voraus.

Messungen der CSB-Konzentration in den einzelnen Reaktoren bekräftigen die Vermutung,

dass die Mikroorganismen das ihnen in der Denitrifikationskammer angebotene Substrat

zellintern gespeichert oder an der Schlammflocke absorbiert haben. Dieses Substrat können

die Organismen nun bei Sauerstoffmangel innerhalb der belüfteten Reaktoren im Zuge von

Denitrifikationsvorgängen umsetzten. Weiterhin kann der Vorgang der Zelllysis und damit die

Rücklösung organischer Stoffe nicht ausgeschlossen werden. Diekjakobs (2002) untersuchte

die Denitrifikationsrate in Membranbelebungsanlagen mit vor- und nachgeschalteter

Denitrifikation und kam zu dem Schluss, dass die bei Messungen der Denitrifikationsraten

von ausgezehrtem Schlamm auftretenden Denitrifikationsvorgänge überwiegend auf dem

Anteil des endogenen Erhaltungsstoffwechsels beruht und der Anteil der Lysisprodukte als

gering zu bewerten ist. Diese Aussage ist sicher anlagenspezifisch und kann nicht ohne

weiteres übertragen werden. Die Art der Kohlenstoffquelle, welche bei den in diesen

Untersuchungen auftretenden Denitrifikationsvorgängen verwendet wird, kann nicht genauer

bestimmt werden. Jedoch scheint es prinzipiell möglich, dass bei einer Betriebsführung der

Anlagen mit sehr geringen Schlammbelastungen und hohen Trockensubstanzgehalten eine

zwischengeschaltete Denitrifikationsstufe ohne Zugabe einer externen Kohlenstoffquelle

realisierbar ist.

Die höheren Überschussschlammproduktionen bei Betrieb der Pilotanlage mit mehrstufiger

Nitrifikation werden auf die unterschiedliche Qualität des Abwasserzulaufes zurückgeführt

(siehe Kapitel 5.3), die Anlagenkonfiguration wird hierbei keine Rolle gespielt haben.

6.7.2 Einfluss der kammerinternen Vermischungszustände

Durch die Konstruktion der Anlagen war ein sehr flexibler Betrieb hinsichtlich der

Strömungsführung möglich. An der Labor- sowie an der Pilotanlage wurde nun durch

Variation der Rezirkulationsströme versucht, zwei Grenzfälle der reaktorinternen

Vermischungszustände zu simulieren. Durch einen Betrieb mit interner Zirkulation gemäß

Abbildung 5-4 wurde dem Einfluss der Kaskadierung der belüfteten Stufe entgegengewirkt,

um den Betrieb der Pilotanlage PA I nachzustellen. Bei einem Betrieb ohne interne

Zirkulation (Abbildung 5-5) werden die Nitrifikationsreaktoren nacheinander durchlaufen, es

existiert keine interne Rückvermischung. Lediglich der zur Gewährleistung einer


126

ausreichenden Stickstoffelimination notwendige Rezirkulationsstrom zur Denitrifikation im

Verhältnis 4:1 wird aufrechterhalten.

CSB- und Stickstoffelimination

Um das Verhalten der internen Durchmischung auf das Abbauverhalten der Anlage näher zu

untersuchen, wurden bei beiden Anlagen jeweils Konzentrationsprofile des CSB, des

Ammonium-Stickstoffes sowie des Nitrat-Stickstoffes bei einer Betriebsführung mit interner

und ohne interner Zirkulation aufgenommen (Abbildung 6-40).

Betriebsführung ohne interneDurchmischung

Pilotanlage LaboranlageNO3-N NO3-NCSB CSBNH4-N NH4-N

Betriebsführung mit internerDurchmischung

0

10

20

30

40

50

60

-60

-40

-20 0 20 40 60 80 100

NO

3-N

[m

g/L

]

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000C

SB

, NH

4-N

[m

g/L

]

Zul

auf

MP

De

ni

[%] des Nitrifikationsvolumens

0

10

20

30

40

50

60

-60

-40

-20 0 20 40 60 80 100

NO

3-N

[m

g/L

]

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

CS

B, N

H4-

N [

mg

/L]

Zul

auf

MP

Den

i

[%] des Nitrifikationsvolumens

Abbildung 6-40: Konzentrationsprofile innerhalb der Labor- und der Pilotanlage bei einerBetriebsführung ohne und mit interner Durchmischung

Wie bereits in Kapitel 6.7.1 dargestellt, wird allein durch die Vermischung mit dem

Rezirkulationsstrom eine rechnerische Verdünnung der CSB-Konzentration um ca. 80 %

erreicht. Die Konzentration des CSB erfährt entlang der Reaktorkaskade beider Anlagen sowie

beider Betriebszustände keine wesentliche Änderung. So wurde bereits in der

Denitrifikationsstufe in der flüssigen Phase nahezu die Konzentration des Permeates

gemessen.

Der Verlauf des Ammonium-Stickstoffes zeigt eine Abnahme entlang des Fließweges des

Abwassers, wobei auch hier kein signifikanter Unterschied zwischen Labor- und Pilotanlage

auszumachen ist. Bei einer Betriebsweise ohne interne Zirkulation wurden in der ersten

Nitrifikationskammer noch Konzentrationen von um die 2 mg/L gemessen. Im weiteren Verlauf

wurden diese auf einen Wert nahe der Nachweisgrenze (0,01 mg/L) reduziert. Bei einem


127

Betrieb mit interner Zirkulation war bezüglich des Ammoniumabbaus abermals ein

stufenförmiger Abbau entlang des Fließweges des Abwassers messbar, obwohl die

belüfteten Stufen intern durchmischt wurden. Somit war auch trotz einer Durchmischung die

stufenweise Konstruktion der Kammern erkennbar. Die interne Vermischung reichte nicht aus,

um den Einfluss der Kaskadierung des Volumens aufzuheben. Es zeigte sich kein

wesentlicher Unterschied zwischen den beiden Anlagen.

Bei einem Vergleich der Ablaufkonzentrationen des Ammonium-Stickstoffes konnte

festgestellt werden, dass in beiden Anlagen bei einem Betrieb ohne interne Durchmischung

diese Konzentrationen geringer waren als bei einem Betrieb mit interner Durchmischung.

Diese weitergehende Reduzierung von 0,2 mg/L auf <0,02 mg/L ist auf diesem sehr geringen

Konzentrationsniveau technisch unerheblich. Der Vergleich der Ammonium-

Ablaufkonzentrationen der Pilotanlage bei Betrieb einer einstufigen Nitrifikation (PA I) mit

denen bei Betrieb einer mehrstufigen Nitrifikation (PA II und III) (Kapitel 6.7.1) zeigte

allerdings, dass grundsätzlich mit einer mehrstufigen Nitrifikation niedrigere Werte erreicht

werden.

Beide Anlagen wurden während dieser Messungen mit einer vorgeschalteten

Denitrifikationsstufe betrieben. Wie bereits in Kapitel 6.4.2 dargestellt, liegen die zu

erwartenden Nitratkonzentrationen im Permeat auf Grund des Rezirkulationsverhältnisses

bei ca. 8 mg/L. Die im Rahmen der hier durchgeführten Stufenmessungen ermittelten

Permeatkonzentrationen lagen bei Werten um 9 mg/L, bei einem Betrieb ohne interne

Durchmischung wurden bei der Pilotanlage sogar nur ca. 6 mg/L analysiert.

Die während der Probenahme durchgeführten Messungen der Sauerstoffkonzentration in der

Pilotanlage zeigten sehr niedrige Werte. In Abbildung 6-41 sind die gemessenen

Sauerstoffkonzentrationsprofile beider Anlagen bei einer Betriebsführung ohne interne

Zirkulation dargestellt.


128

0

1

2

3

4

5

6

V R1 H V R3 V

Sau

erst

off

kon

zen

trat

ion

[mg

/L]

Deni. Nitri. I Nitri. II Nitri. III Nitri. IV

Pilotanlage

0

1

2

3

4

5

6

Deni R1 R2 R3Deni. Nitri. I Nitri. II Nitri. III

Laboranlage

Abbildung 6-41: Sauerstoffprofil innerhalb der Pilot- und Laboranlage (ohneFilterkammer) während der Stufenmessungen bei einer Betriebsführung ohne interneZirkulation

Hier zeigt sich, dass gerade bei der Pilotanlage auch innerhalb der Nitrifikationsstufen die

Sauerstoffkonzentration teilweise unter 1 mg/L, z.T. auch unter 0,1 mg/L fiel. Es sei darauf

hingewiesen, dass nach den in der 4. Nitrifikationskammer gemessenen zeitweise höheren

Konzentrationen wie in Kapitel 5.1.3 beschrieben, die Belüftung geregelt wird.

Wie bereits im Vorausgegangenen angesprochen und diskutiert, ist eine Voraussetzung für

das Einsetzen einer räumlich simultanen Denitrifikation neben dem Vorherrschen anoxischer

Bedingungen das Vorhandensein biologisch abbaubarer organischer Substrate. Es wurde

eingangs vermutet, dass die organischen Substrate im großen Umfang bereits in der

Denitrifikationsstufe adsorbiert werden. So kann das adsorbierte Substrat im Zuge einer

simultanen Denitrifikation innerhalb der Nitrifikationsstufe umgesetzt werden. Weiterhin kann

eine Denitrifikation auf Grund der durch Zelllysis freiwerdenden organischen Substrate nicht

ausgeschlossen werden.

Einen weiteren Hinweis auf eine simultan ablaufende Denitrifikation liefert die gute

Nitrifikation trotz der sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen. Bei einer Denitrifikation wird

durch den gleichzeitigen Abbau organischen Substrates Nitrat zu elementarem Stickstoff

umgewandelt, dabei entstehen Oxidationsäquivalente, welche der Nitrifikation dann zur

Verfügung gestellt werden. Nach Mudrack und Kunst (1994) können so 63 % des zur

Nitrifikation benötigten Sauerstoffs durch eine integrierte Denitrifikation zurückgewonnen

werden.


129

Überschussschlammproduktion

Dass die unterschiedliche Überschussschlammproduktion bei Betrieb der Pilotanlage mit

einstufiger sowie mehrstufiger Nitrifikation nicht direkt auf die Reaktorgestaltung, vielmehr

auf das unterschiedliche Abwasser zurückzuführen ist, wurde bereits in Kapitel 6.7.1

diskutiert. Die in Abbildung 6-42 gegenübergestellten spezifischen

Überschussschlammproduktionen der Labor- und Pilotanlage bei einer Betriebsführung mit

und ohne interne Zirkulation bekräftigen diese Vermutung.

0,01

0,1

1

10

10 100 1000


spez

. ÜS

-Pro

d. Ü

S BS

B5

[kg

TS

/kg

BS

B5]

PA

LA

ohne mit

int. Zirkulation

Abbildung 6-42: Spezifische Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit vomSchlammalter bei den Betriebsführungen der Pilot- und Laboranlage „ohne“ und „mitinterner Zirkulation“

Im Rahmen der Schwankungsbreite ist zwischen den Schlammproduktionen der

unterschiedlichen Betriebsführungen kein Unterschied auszumachen.

Fazit

Ein Vergleich der Betriebsführung mit unterschiedlichem internen Vermischungsverhalten

der Pilot- und Laboranlage zeigt hinsichtlich der CSB-Elimination und der

Überschusschlammproduktion keinen erkennbaren Einfluss.

Bei einer Betriebsführung ohne interne Durchmischung wurden niedrigere Ammonium-

Ablaufkonzentrationen beobachtet. Dieses Ergebnis deckt sich mit dem bei Vergleich der

Pilotanlage mit einstufiger- und mehrstufiger Nitrifikationskammer (Kapitel 6.7.1). Diese

weitergehende Nitrifikation ist auf diesem niedrigen Konzentrationsniveau unerheblich, es

kann jeweils von einer vollständigen Nitrifikation gesprochen werden.


130

Gerade bei Betrieb der Pilotanlage ohne interne Durchmischung zeigt sich abermals, dass

die Permeatkonzentration hinsichtlich Nitrat sehr gering ist und sich nicht allein aufgrund der

Denitrifikationskapazität der vorgeschalteten Denitrifikationsstufe erklären lässt. Die

Nitratstickstoffmessungen innerhalb der belüfteten Reaktoren zeigen auch trotz einer

Nitrifikation keine Anreicherung von NO3-N. Da wiederum die Sauerstoffkonzentrationen

innerhalb der Reaktoren sehr niedrig waren, wird dieses Ergebnis mit dem Auftreten einer

simultanen Nitrifikation/Denitrifikation zu erklären sein. Damit lassen sich auch die

geringeren Ammoniumkonzentrationen im Permeat bei Betrieb ohne interne Durchmischung

begründen, da durch eine zeitgleich ablaufende Denitrifikation Oxidationsäquivalente

zurückgewonnen werden, welche direkt bei der Nitrifikation genutzt werden können, wobei

damit zusätzlich weniger Sauerstoff eingetragen werden muss.

6.7.3 Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe

Die aus den Stufenmessungen an der Pilotanlage gewonnene Erkenntnis, dass innerhalb

der Nitrifikationsstufen bei sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen eine räumlich simultane

Denitrifikation einsetzen kann, führte zu dem Betrieb der Laboranlage mit einer

zwischengeschalteten Denitrifikationskammer gemäß Abbildung 5-6. Zu der Zeit der

Versuchsdurchführung wurde die CSB-Konzentration durch Zugabe einer externen C-Quelle

(Natriumacetat) künstlich angehoben, um das Abbauverhalten der Anlage zu stabilisieren

und bezüglich der Zulaufkonzentrationen vergleichbare Bedingungen herzustellen (siehe

Kapitel 6.4.1 und 6.4.2).

Abbildung 6-43 zeigt die CSB- Konzentration des Abwasserzulaufes sowie die Nitrat-

Stickstoffkonzentration des Permeates und die beobachtete Gesamtstickstoffelimination

während einer Betriebsführung der Laboranlage mit zwischengeschalteter Denitrifikation.


131

1

10

100

820 830 840 850 860 870 880 890 900 910 920

Messtag [d]

NO

3-N

(P

erm

eat)

[m

g/l]

,N

ges

.-Elim

inat

ion

[%

]

100

1000

CS

B (

Zu

lau

f) [

mg

/l]

CSB zu

NO3-N

Nges.-Eli. Laboranlage

Abbildung 6-43: Stickstoffelimination und NO3-N-Konzentration des Permeates derLaboranlage bei zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe im Kontext zur CSB-Konzentration des Abwasserzulaufes

Die Nitrifikation verlief während des Zeitraumes bis auf eine kurzzeitige Störung vollständig

(Anhang A 4). Die gemittelte Permeatkonzentration beträgt 0,75 mg/L, wobei mit Ausnahme

der Störungen 0,2 mg/L erreicht werden.

Auch mit einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe liegen die

Nitratstickstoffkonzentrationen des Permeates in weiten Bereichen unter 10 mg/L.

Kurzzeitige Ausfälle der externen C-Quelle (MT 842, MT 868, MT 873) wirken sich nicht

direkt auf die Stickstoffeliminationsleistung aus. Ein über mehrere Tage erfolgtes langsames

Absinken der CSB-Zulaufkonzentration hingegen (MT 884 – MT 900) wirkt sich direkt in

Form einer sinkenden Eliminationsleistung in Folge einer einbrechenden Denitrifikation aus.

Das Absinken des CSB ist auf Probleme bei der Zudosierung der externen C-Quelle

zurückzuführen, somit wird dem belebten Schlamm weniger leicht abbaubares Substrat

zugeführt und die Denitrifikationskapazität sinkt. Nach Beseitigung der Probleme konnte

erneut eine Stabilisierung der Stickstoffelimination auf sehr hohem Niveau (ca. 90 %) erreicht

werden.

Um einen Eindruck über die kammerinternen Konzentrationen und Abbaumechanismen zu

erhalten, wurden abermals die Konzentrationsprofile entlang des Fließweges des Abwassers

aufgenommen. Diese Profile zeigt Abbildung 6-44, wobei die dargestellten Werte wieder die

Mittelwerte von 3 repräsentativen Messungen an unterschiedlichen Tagen darstellen.


132

Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikation

0

2

4

6

8

10

12

0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00 7,00 8,00

NO

3-N

[m

g/L

]

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

CS

B, N

H4-

N [

mg

/L]

NO3-N CSB NH4-N

Zulauf MP R1 R2 Deni MP R3

Laboranlage

Abbildung 6-44: Konzentrationsprofile innerhalb der Laboranlage bei einerBetriebsführung mit einer zwischengeschalteten Denitrifikation

An dem Verlauf der CSB-Konzentration zeigt sich keine Veränderung gegenüber den

Profilen eines Betriebes mit vorgeschalteter Denitrifikation. Die Ammoniumkonzentration fällt

allein durch die Verdünnung mit dem Rezirkulationsstrom der Filterkammer auf Werte um

5 mg/L, in den folgenden Nitrifikationsreaktoren und der Denitrifikationskammer wurden

Konzentrationen um 2 mg/L gemessen. Innerhalb der Filterkammer wurde der

Ammoniumgehalt weiter bis auf 0,5 mg/L reduziert. Die Nitratkonzentrationen lagen in allen

Reaktoren auf einem sehr niedrigen Niveau, die Permeatkonzentration betrug ca. 4 mg/L.

Dies entspricht einer Gesamtstickstoffelimination von ca. 94 %. Dieser Betriebszustand

konnte über mehrere Tage stabil gehalten werden. Abbildung 6-45 veranschaulicht die

Stabilität der NO3-N-Permeatkonzentrationen. Die dargestellten Messungen zeigen das

Ergebnis von Online-Messungen im Permeat über einen Zeitraum von 3 Tagen.


133

2

4

6

8

Messtag [d]

NO

3-N

[m

g/L

]

829 830 831

Laboranlage

Abbildung 6-45: NO3-N Online-Messungen im Permeat der Laboranlage

Ein wichtiger Punkt bei der Bewertung dieser Ergebnisse sind die sehr niedrigen

Sauerstoffkonzentrationen in den Nitrifikationsstufen (Abbildung 6-46). In den

Nitrifikationsreaktoren war die Sauerstoffkonzentration z.T. nahe der Nachweisgrenze, nur in

der Filterkammer lagen auf Grund der notwendigen Modulbelüftung die

Sauerstoffkonzentrationen im Mittel bei ca. 6 mg/L.

0,01

0,1

1

10

R1 R2 Deni MP R3

O2

[mg

/L]

MT 826

MT 828

MT 831

MT 877

Laboranlage

Abbildung 6-46: Sauerstoffkonzentrationen während der Stufenmessungen,Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikation

Diese Betriebsbedingungen führen abermals zu der Vermutung, dass eine simultane

Nitrifikation/Denitrifikation auftritt, wie bereits Collivignarelli und Bertanza (1999) bei einem

Betrieb eines Belebtschlammreaktors mit sehr niedrigen Sauerstoffkonzentrationen

feststellen konnten. Da selbst in der Denitrifikationsstufe noch eine Reduzierung des

Nitratstickstoffes zu erkennen ist, muss leicht abbaubares Substrat für die Mikroorganismen

zur Verfügung stehen. Wie bereits diskutiert kann die Herkunft des Substrates (Biosorption,

Lysis) nicht geklärt werden.


134

Da die Messungen des CSB in den unterschiedlichen Reaktoren der Anlage keinen

Aufschluss über den lokalen Kohlenstoffabbau geben, wurde parallel die CO2-Konzentration

im Abgas ermittelt. Die einzelnen Reaktoren der Laboranlage waren in sich abgeschlossen

und ermöglichten eine Trennung des Abluftsystems und damit eine gezielte Analyse der

unterschiedlichen Teilströme. Anhang A 5 zeigt die Stabilität und Reproduzierbarkeit der

Abgasmessungen exemplarisch an Messungen zweier Messtage.

Die ermittelten spezifischen C- Emissionen in den einzelnen belüfteten Reaktoren und die

durch Bilanzierung berechneten Emissionen der Denitrifikationskammer zeigt Abbildung

6-47, näheres zu den Berechnungen siehe Anhang A 6.

Für den ersten und zweiten Nitrifikationsreaktor N1 und N2 kann eine mittlere spezifische

Emission von 0,0005 g/(h·g TS) angegeben werden. Es zeigt sich eine deutliche Diskrepanz

zwischen den C- Emissionen der ersten zwei Nitrifikationsbehältern und denen der

Denitrifikationskammer bzw. der Filterkammer. Die spezifische Emission der Filterkammer

N3 ist mit 0,001 g/(h·g TS) fast doppelt so groß wie die der anderen Nitrifikationskammern,

von der Denitrifikationsstufe werden sogar Emissionen von mehr als 0,003 g/(h·g TS)

berechnet.

0

0,0005

0,001

0,0015

0,002

0,0025

0,003

0,0035

N1 N2 Deni N3

spez

ifis

che

C-

Em

issi

on

[g

/(h

*gT

S)]

berechnet

Laboranlage

MT

903

MT

904

MT

910

MT

911

MT

912

Abbildung 6-47: Spezifische C- Emissionen der Reaktoren der Laboranlage

Die hier dargestellten Messungen wurden in dem Zeitraum durchgeführt, in dem die CSB-

Konzentration des Abwasserzulaufes durch eine externe C-Quelle (Natriumacetat) erhöht

wurde. Abbildung 6-48 zeigt den Einfluss dieser Konzentrationserhöhung durch leicht

abbaubares organisches Substrat auf die CO2- Emission des ersten Nitrifikationsbehälters.


135

1800

2000

2200

2400

2600

0:00 0:30 1:00 1:30 2:00 2:30 3:00

Zeit [h:min]

CO

2 (A

bg

as N

1) [

pp

m]

Dosierpumpe ein

Abbildung 6-48: Änderung der CO2-- Konzentration im Abgasstrom des Nitrifikations-reaktors N1 der Laboranlage nach Erhöhung des CSB des Abwasserzulaufes

Wird der Anlage leicht abbaubares Substrat zudosiert, macht sich dies im ersten belüfteten

Behälter durch eine Abnahme der CO2-Konzentration im Abgasstrom bemerkbar.

Eine eindeutige Erklärung für dieses Phänomen lässt sich nicht ohne weiteres finden.

Möglich ist zunächst eine Hemmung der Mikroorganismen durch die Zugabe des

Natriumacetates. Bei Verwendung des Acetates als Substrat spalten die Bakterien

Natriumionen ab. Ist die Pufferkapazität des belebten Schlammes gering, ist eine Zunahme

des pH-Wertes des belebten Schlammes zu erwarten und eine mögliche Hemmung der

Biozönose nicht auszuschließen. Kontinuierliche Messungen des pH-Wertes des Schlammes

der Laboranlage (Abbildung 6-49) bestätigen eine Zunahme des pH-Wertes bei Einschalten

der Dosierpumpe.


136

6,6

6,8

7

7,2

7,4

7,6

Messtag [d]

pH

-Wer

t [-

]

898 903 908 913

Dosierpumpeein

Abbildung 6-49: Einfluss der Zudosierung von Natriumacetat auf den pH-Wert desbelebten Schlammes

Die Messung des pH- Wertes erfolgte nach der zweiten belüfteten Stufe N2, somit ist

anzunehmen, dass in den ersten zwei Reaktoren der pH- Wert noch höher war, da bis zu

dem Messort einerseits eine Abpufferung stattfinden kann, andererseits kann bei pH- Werten

> 7 eine biologische Neutralisation des pH- Wertes durch die CO2-Produktion der

Mikroorganismen auftreten.

Die CSB- Konzentration wurde um ca. 500 mg/L angehoben, dies entspricht einer Menge

von 640 mg/L Acetat mit einem rechnerischen pH- Wert von 9,34. Die Verweilzeit im ersten

belüfteten Reaktor beträgt ca. 50 Minuten. Wie Abbildung 6-48 zeigt, stellt sich nach dem

Verstreichen von ungefähr einer Verweilzeit eine konstante CO2- Emission ein. Es kann

angenommen werden, das sich dann ein pH- Wert in Höhe der Acetatlösung (ca. pH= 9,34)

eingestellt hat.

Nach Mudrack et al. (1994) hat die Erfahrung beim Belebungsverfahren gezeigt, dass im

Bereich zwischen pH 6,0 – 8,5 keine Schwierigkeiten zu erwarten sind. Nach Anthonisen et

al. (1976) sollte der pH-Wert zwischen 6 und 7 gehalten werden, um eine Hemmwirkung auf

die beteiligten Organismen gänzlich auszuschließen. Es kann demnach angenommen

werden, dass durch die Zugabe des Natriumacetates somit die Biozönose in deren

Abbauleistung empfindlich gestört wurde.

Abbildung 6-50 stellt diesen Einfluss der Zudosierung von leicht abbaubarem Substrat

(Natriumacetat) auf die C- Emission der drei belüfteten Reaktoren sowie der

Denitrifikationskammer dar.


137

0

0,0005

0,001

0,0015

0,002

0,0025

0,003

0,0035

N1 N2 Deni N3

spez

ifis

che

C-

Em

issi

on

[g

/h*g

TS

]ohne ext. C

mit ext. C

berechnet

gemessen

MT

897

MT

903

MT

904

MT

910

MT

911

MT

912M

T 8

98M

T 9

17

Abbildung 6-50: C- Emission der Reaktoren der Laboranlage mit und ohne Zugabe vonleicht abbaubarem Substrat

Die Emission der Denitrifikationskammer wurden z.T. bilanziert, zwei Messungen wurden zur

Kontrolle durchgeführt. Die bilanzierten Konzentrationen stimmen im Rahmen der

Schwankungsbreite gut mit den in der Denitrifikationskammer gemessenen Konzentrationen

überein. Im ersten Nitrifikationsreaktor zeigt sich deutlich die bereits diskutierte Abnahme der

C- Emission bei Zugabe leicht abbaubaren Substrates, welche auf eine Hemmung der

Organismen zurückgeführt wurde. In N2 und N3 ist die Änderung nicht offensichtlich. In der

zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe hingegen macht sich die Zugabe von leicht

abbaubarem Substrat zum Abwasserzulauf durch einen starken Anstieg der C- Emission

bemerkbar.

Wie die Messung des pH- Wertes im zirkulierenden belebten Schlamm direkt vor der

Denitrifikationskammer zeigt (Abbildung 6-49), ist dieser bereits von dem berechneten Wert

von 9,34 auf Werte um 7,4 gesunken. Demnach wird die Hemmwirkung nachgelassen haben

und die Organismen werden wieder aktiv. Da die Konzentration an organischen

Verbindungen durch die vorausgegangene Hemmung höher sein wird als im Normalfall,

macht sich dies durch einen gesteigerten Umsatz in der Denitrifikationsstufe bemerkbar.

In der Filterkammer ist kein Einfluss ersichtlich. Durch die erhöhte interne Vermischung der

belüfteten Reaktoren wird sich der pH- Wert ausgeglichen haben und das zusätzlich

zudosierte leicht abbaubare Substrat wird in der Denitrifikationskammer umgesetzt worden

sein.


138

Um einen Eindruck von dem tatsächlichen lokalen Kohlenstoffabbau der Laboranlage zu

bekommen, können somit lediglich die Messungen ohne Zugabe einer externen

Kohlenstoffquelle herangezogen werden. Dabei zeigt sich eine annähernd gleichmäßige

Verteilung der spezifischen C – Emission auf die belüfteten Reaktoren. Die an Hand der

Konzentrationsmessung in den einzelnen Reaktoren ermittelte Reduzierung der CSB-

Konzentration auf Permeatqualität bereits im ersten Reaktor ist somit nicht auf

Abbauvorgänge zurückzuführen, vielmehr wird die Vermutung der zellinternen Speicherung

und Biosorption unterstützt, wodurch während der Passage durch die Anlage den

Organismen organische Verbindungen zur simultanen und auch zwischengeschalteten

Denitrifikation zur Verfügung stehen.

Fazit

Der Betrieb einer zwischengeschalteten Denitrifikation bei der Laboranlage lieferte neben

einer unverändert guten CSB-Eliminationsleitung auch gute Ergebnisse hinsichtlich der

Nitrifikation und Denitrifikation. Die Nitrifikation verlief vollständig. Die Nitratkonzentration im

Permeat konnte über mehrere Tage stabil bei 4 mg/L gehalten werden. Damit wurde eine

Gesamtsickstoffelimination von ca. 94 % erreicht.

Bei dieser Betriebsführung sind wieder die sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen wichtig.

Auch in den ersten beiden belüfteten Reaktoren liegen die Gelöstsauerstoffkonzentrationen

unter 1 mg/L. Innerhalb dieser Reaktoren werden nicht ausschließlich Nitrifikationsreaktionen

stattfinden, eine simultane Nitrifikation/Denitrifikation ist ebenfalls möglich.

Bei Zugabe einer leicht abbaubaren C-Quelle zum Abwasserzulauf konnte eine

Verschiebung der C- Emission der unterschiedlichen Reaktoren beobachtet werden. Diese

wurde auf eine Hemmung der Mikroorganismen durch einen Anstieg des pH- Wertes

zurückgeführt. Messungen der CO2- Emission der einzelnen Reaktoren zeigten eine nahezu

gleichmäßige Verteilung. Da das parallel gemessene CSB- Konzentrationsprofil entlang des

Fließweges des Belebtschlamm- Abwassergemisches eine vollständige Reduzierung der

CSB- Konzentration in der flüssigen Phase bereits im ersten Reaktor zeigte, wird

angenommen, dass bei dem ersten Kontakt des Abwassers mit dem belebten Schlamm

sofort Substrat zellintern und durch Adsorption an die Schlammflocken gespeichert wird. Die

Speicherstoffe stehen dann in einer zwischengeschalteten unbelüfteten Stufe für den

Vorgang der Denitrifikation zur Verfügung.

7 Schlussfolgerung und Ausblick

139


Ziel dieser Untersuchungen war es, grundlegende Fragestellungen für die Weiterentwicklung

der Membrantechnik in der kommunalen Abwasserreinigung näher zu beleuchten.

Um die Auswirkungen verfahrenstechnischer Einflussparameter auf die unterschiedlichen

Teilschritte des Membranverfahrens zu erarbeiten, wurden Versuche an zwei Anlagen

verschiedenen Maßstabes durchgeführt. Hierbei konnte eine gute Vergleichbarkeit der

Anlagen nachgewiesen werden. Dies betrifft nicht nur die Abbauleistung der Anlagen

hinsichtlich CSB-Elimination, Nitrifikation und Denitrifikation. Auch die

Überschusschlammproduktion beider Anlagen lieferte vergleichbare Ergebnisse. Beide

Anlagen wurden ohne Animpfen in Betrieb genommen, es konnte sich somit im belebten

Schlamm jeweils eine spezifische Biozönose ausbilden. Innerhalb der Anlagen wurden die

Schlämme einer unterschiedlichen Scherbeanspruchung (Pumpen, Rohrleitungsdimension)

ausgesetzt. Trotzdem war im rheologischen Verhalten der Belebtschlämme kein Unterschied

auszumachen. Diese Ergebnisse legitimieren die Durchführung von Versuchen an

Laboranlagen und die Übertragbarkeit auf Pilotanlagen, die Möglichkeit der Übertragbarkeit

auf großtechnische Anlagen bleibt zu untersuchen.

Wurde vor einigen Jahren noch der Standpunkt vertreten, Membranbioreaktoren seien bis zu

einem Trockensubstanzgehalt von bis zu 25 g/L problemlos (Krauth 1997) bzw. bis zu 30 g/L

sicher betreibbar (Engelhardt et al. 1997), so wird momentan die Konzentration der

Biomasse eher geringer gehalten, da ein hoher TS- Gehalt u.a. zu höheren Betriebskosten

aufgrund des verschlechterten Stoffübergangs führt. Werte von 12 g/L (Cornel et al. 2001)

bzw. 8 g/L (Coté 2001) werden heute als üblich bezeichnet. So ist der Auslegung der

großtechnischen Membranbelebungsanlage in Markranstädt ebenfalls ein

Trockensubstanzgehalt von 12 g/L zugrunde gelegt worden (Stein et al. 2001).

Betrachtungen des Energieverbrauchs zeigten hierbei, dass im Vergleich zu einem Betrieb in

einem Bereich von 15 – 21 g/L TS bei einem Betrieb der Anlage im Bereich von 9 – 12 g/L

TS nur ein Drittel der spezifischen Energie benötigt wird (1 kWh/m³ im Vergleich zu 3

kWh/m³) (Stein et al. 2001). Anlagen, welche sich momentan in der Planungsphase

befinden, werden zumTeil mit deutlich niedrigeren TS-Gehalten ausgelegt (6 g/L (Frechen

2001) bzw. 10 g/L (Moos 2001) ), um eine wirtschaftliche Belüftung zu ermöglichen.

Im Rahmen dieser Untersuchungen haben sich zeitweise sehr hohe

Trockensubstanzkonzentrationen im Belebungsbecken von bis zu 34 g/L eingestellt. Bereits

bei Konzentrationen um 25 g/L konnte jedoch kein sicherer Betrieb der Anlage gewährleistet

werden.


140

Ein Betrieb beider Anlagen mit einem Trockensubstanzgehalt um 15 g/L war über einen

langen Zeitraum problemlos möglich und lieferte eine gute Reinigungsleistung. Es konnte

eine sehr hohe Stickstoffelimination beobachtet werden, welche sich nicht allein durch die

Rezirkulation des belebten Schlammes zurück zur Denitrifikationskammer begründen lässt.

Es wird angenommen, dass durch höhere Belebtschlammkonzentrationen und geringere

Sauerstoffkonzentrationen innerhalb der Nitrifikationszone anoxische Bereiche geschaffen

wurden, in denen simultan denitrifiziert wurde. In sofern wird durch die Ergebnisse dieser

Untersuchungen ein Bereich der Trockensubstanzkonzentration von 12 – 15 g/L als optimal

angesehen, das Schlammalter betrug 20 – 60 Tage.

Die Betriebsweise einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe lieferte bei der

Laboranlage sehr gute Ergebnisse hinsichtlich der Reinigungsleistung. Da die

Sauerstoffkonzentration in allen Kammern mit Ausnahme der Filterkammer auf einem sehr

geringen Niveau lag, wurde vermutet, dass auch bei dieser Betriebsweise örtlich simultan

denitrifiziert wurde. Die Stickstoffelimination ist mit 94% als sehr hoch zu bewerten. Die

stabile Nitrifikation trotz einer geringen Sauerstoffkonzentration bietet die Möglichkeit der

Energieeinsparung bei der Belüftung. Hier besteht noch weiterer Forschungsbedarf

hinsichtlich der Stabilität dieser Betriebsführung.

Durch die Untersuchungen konnte nicht geklärt werden, welche Art der Kohlenstoffquelle

den Organismen bei der simultanen und auch der zwischengeschalteten Denitrifikation

verfügbar ist. Durch die gemessenen CO2- Emissionen wird die Vermutung unterstützt, dass

organisches Substrat zellintern sowie an den Flocken des belebten Schlammes gespeichert

wird und somit im weiteren Verlauf den Organismen zur Verfügung steht.

Es konnte bei beiden Anlagen kein Betrieb ohne Überschussschlammabzug eingestellt

werden. Der Schlammanfall ist aber vergleichsweise gering und mit steigendem

rechnerischen Schlammalter konnte eine Tendenz in Richtung minimalen Wachstums

beobachtet werden. Da bei dieser Verminderung des Klärschlammanfalls einerseits ein

Umweltentlastungspotential liegt, andererseits die Kosten für eine Klärschlammentsorgung

reduziert werden, ist ein Betrieb von Kläranlagen mit vermindertem Schlammanfall

anzustreben.

Es ist zu vermuten, dass durch einen Betrieb von Belebungsanlagen mit geringem Abzug

von Überschussschlamm eine Aufkonzentrierung von toxisch wirkenden Komponenten in der

Biomasse erfolgt und somit der Entsorgung des Schlammes eine besondere Bedeutung

zukommt. Die Analyse der Schwermetallkonzentrationen des Zu- und Ablaufes der

Pilotanlage ermöglichte eine Abschätzung der Schwermetallbelastung des Schlammes. In

einer worst-case-Betrachtung konnte gezeigt werden, dass erst nach 310 Tagen Betrieb


141

ohne Schlammabzug die in der Klärschlammverordnung vorgegebenen Konzentrationen für

Zink überschritten wird (Kraume et al. 2001). Ein weiteres Problem einer Betriebsweise ohne

regelmäßiger Schlammentnahme ergibt sich aus einer Akkumulation mineralischer

Substanzen im Reaktor und damit einer Abnahme des Glühverlustes mit der Betriebszeit.

Bei einem längeren Betrieb der Pilotanlage ohne Schlammabzug konnte die Ausbildung

eines Sedimentes beobachtet werden, welches aus einem hohen Anteil anorganischen

Materials bestand. Obwohl eine Beeinträchtigung der Abbauleistung in beiden Anlagen mit

steigendem Schlammalter nicht beobachtet werden konnte, sollte aus dem Grund der

Akkumulation von Schadstoffen und mineralischem Material in regelmäßigen Abständen

Belebtschlamm entnommen werden, um die in der Klärschlammverordnung festgelegten

Grenzwerte sicher einhalten zu können.

Im Rahmen der vorliegenden Arbeit wurde u. a. der Einfluss der Kaskadierung des belüfteten

Reaktors untersucht. Die Kaskadierung bietet grundsätzlich den Vorteil der besseren

Anpassung des Sauerstoffbedarfs der einzelnen Reaktoren und damit die Möglichkeit, mit

einer minimalen Belüftung eine vollständige Nitrifikation zu gewährleisten und Energie

einzusparen. Die örtlich simultan ablaufende Denitrifikation ist als positiv zu bewerten, da der

Sauerstoffrückgewinn eine Energieeinsparung liefert.

Ein weiterer Vorteil der Kaskadierung ist, dass durch eine separate Sauerstoffregelung der

verschiedenen Reaktoren Bereiche geschaffen werden können, in denen der Sauerstoff

gänzlich aufgezehrt wird. Bei einer Rezirkulation des belebten Schlammes aus diesen Zonen

zurück zu einer vorgeschalteten Denitrifikationskammer wird somit einer

Sauerstoffverschleppung entgegengewirkt, wodurch das Denitrifikationsvolumen verkleinert

werden kann. Weitere Untersuchungen gerade zur Stabilität der Betriebsweise und auch

zum Einfluss des Abwassers sollten jedoch noch durchgeführt werden.

8 Zusammenfassung

142

8 Zusammenfassung

Die in dieser Arbeit durchgeführten Untersuchungen dienen dazu, Lösungen oder

Lösungsansätze für noch nicht geklärte technische Fragen offenzulegen, um damit die

konkrete Umsetzung der Membrantechnologie in der kommunalen Abwassertechnik zu

erleichtern. Grundlagen hierfür lieferten Untersuchungen an einer Pilotanlage (3,6 m³) des

Umweltbundesamtes in Berlin, welche 1997 erstmals in Betrieb genommen wurde und bis

Ende 1998 sehr gute Betriebsergebnisse erzielte. Nach Modifikation der Anlage ist diese im

Rahmen dieser Untersuchungen wieder in Betrieb genommen worden. Um eine flexible

Versuchsdurchführung zu gewährleisten und spezielle Fragestellungen näher zu

untersuchen, wurde eine Technikumsanlage (160 L) weitgehend analog zur Pilotanlage

konstruiert und aufgebaut.

Es konnte gezeigt werden, dass die Anlagen unterschiedlicher Maßstäbe eine vergleichbare

Eliminationsleistung hinsichtlich der Kohlenstoffverbindungen aufwiesen. In beiden Anlagen

konnte eine stabile Nitrifikation und eine sehr gute Denitrifikation beobachtet werden. Es

wurden unterschiedliche Strategien bezogen auf das Abziehen von Überschussschlamm

verfolgt. Ein Betrieb ohne Überschussschlammanfall war nicht möglich, da selbst bei sehr

niedrigen Schlammbelastungen und einem hohen rechnerischen Schlammalter

Überschussschlamm produziert wurde.

Die Untersuchung der Potentiale von Verfahrensänderungen zeigte, dass ein direkter

Einfluss der Reaktorgestaltung in Form einer kaskadierten belüfteten Stufe im Vergleich zu

einem vollständig durchmischten Reaktor sowie der kammerinternen Vermischungszustände

keinen maßgeblichen Einfluss auf die Reinigungsleistung ausübt. Als ein Vorteil der

Kaskadierung wird die Möglichkeit der feineren Regelung der Sauerstoffkonzentration

innerhalb der einzelnen Stufen gesehen. Hierbei kann einerseits bei einer vorgeschalteten

Denitrifikationsstufe eine Sauerstoffverschleppung unterbunden werden, andererseits kann

der Sauerstoffgehalt in einzelnen Zonen gering gehalten werden (< 1 mg/L), wodurch eine

simultane Nitrifikation / Denitrifikation ermöglicht wird. Als eine Voraussetzung hierfür wird

ein erhöhter TS-Gehalt (15 g/L) angesehen. Die geringere Belüftung birgt eine

Energieeinsparung. Durch die Vermeidung der Sauerstoffverschleppung kann das

Denitrifikationsvolumen verringert werden, was abermals zu einer Kosteneinsparung führt.

An Hand der Laboranlage konnten gute Ergebnisse bei Betrieb der Anlage mit einer

zwischengeschalteten Denitrifikationskammer beobachtet werden. Es zeigte sich hierbei eine

gute und über mehrere Tage stabile CSB-Elimination, Nitrifikation und Denitrifikation.

A Anhang

143

9 Anhang

Anhang A 1: Probenahme-Membranmodul (nicht maßstabsgetreu)

A Anhang

144

0

5

10

15

20

25

30

35

0 200 400 600 800 1000

Messtag [d]

Tem

per

atu

r [°

C]

Pilotanlage PA II und PA III

Anhang A 2: Temperatur im Reaktor der Pilotanlage

0

5

10

15

20

25

0 100 200 300 400 500 600 700 800

Messtag [d]

TS

-Ko

nze

ntr

atio

n [

g/l]

Pilotanlage PA I

Anhang A 3: TS- Konzentration der Pilotanlage PA I

A Anhang

145

0,01

0,1

1

10

100

820 830 840 850 860 870 880 890 900 910 920

Messtag [d]

NH

4-N

(P

erm

eat)

[m

g/l]

Laboranlage

Anhang A 4: NH4-N des Permeates der Laboranlage bei Betrieb einer zwischengeschaltetenDenitrifikationsstufe

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

0:00 0:05 0:10 0:15 0:20 0:25 0:30

Zeit [h:min]

CO

2 (A

bg

as)

[pp

m]

MT 890

MT 891

N1

N3

N2

Anhang A 5: Abgasmessungen in der Laboranlage (Kurzzeitmessungen)

A Anhang

146

Anhang A 6: Berechnung der C-Emissionen in den belüfteten Reaktoren

Gemessener Wert: CCO2 [Vol.-%]

Umrechnumg in [L/h]: CCO2 · VL = CCO2* [L/h]

mit: VL= Volumenstrom der Belüftung in [L/h]

Umrechnung in CO2- Massenstrom: CCO2* · ρCO2 = MCO2 [g/h]

mit: ρCO2 = 1,98 g/L, Dichte bei Zimmertemperatur

Umrechnung auf C- Massenstrom: MCO2 · 0,237 = C- Emission [g/h]

mit: � (CO2) = 44 g/mol, � (C) = 12 g/mol

� 27,3 %

Spezifische C- Emission: C- Emission / (TS (Reaktor)·VReaktor) [g/(h·gTS)]

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Einfluss unterschiedlicher Verfahrenskonzepte auf ... · 6.4.1 CSB- Elimination 87 Pilotanlage 87 Laboranlage 88 6.4.2 Stickstoffelimination 90 Pilotanlage 90 Laboranlage 94 6.4.3