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
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 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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:
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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)
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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:
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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:
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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).
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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).
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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).
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 24
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).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 26
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
RV = [-] (3-1)
und des Rezirkulationsverhältnisses RZ mit:
zu
RZ
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 28
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).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 30
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 32
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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 [%]).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 34
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 36
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 38
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 40
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).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 42
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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“).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 44
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 46
� 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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 48
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 50
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 52
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).
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 54
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 56
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 58
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
Trenngrenze: 0,1 µm
Anlagencharakteristik: Volumen gesamt: 480 m³
Volumen Denitrifikation 200 m³
Volumen Nitrifikation: 280 m³
Verhältnis VD/ VBB: 0,42
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
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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
Trenngrenze: 0,4 µm
Anlagencharakteristik: Volumen gesamt: 190 m³
Volumen Denitrifikation 100 m³
Volumen Nitrifikation: 90 m³
Verhältnis VD/ VBB: 0,52
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 60
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.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
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 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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.
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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.
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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,
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
FilterkammerAbwasser-zulauf
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
FilterkammerAbwasser-zulauf
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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).
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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.
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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:
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
5 Versuchsaufbau, -durchführung und Methoden
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
unregelmäßige Schlammentnahme
regelmäßige ÜS-Entnahme
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
Wechsel der Abwasserqualität
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
Zugabe externe C-Quelle
Abbildung 6-18: Einfluss des CSB des Abwasserzulaufes auf dieGesamtstickstoffelimination
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
Wechsel der Abwasserqualität
Zugabe externe C-Quelle
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
regelmäßige ÜS-Entnahme
unregelmäßige Schlammentnahme
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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,
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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)
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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)
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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 [%
]
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
121
0
20
40
60
80
100
0 50 100 150Messtag [d]
Ng
es. E
limin
atio
n [%
]
Pilotanlage:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
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:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
rechnerisches Schlammalter tTS [d]
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
rechnerisches Schlammalter tTS [d]
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
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
7 Schlussfolgerung und Ausblick
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.
7 Schlussfolgerung und Ausblick
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
7 Schlussfolgerung und Ausblick
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
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)]
Literaturverzeichnis
147
10 Literaturverzeichnis
Adam, C., Kraume, M., Gnirss, R., Lesjean, B. (2001): Vermehrte biologische
Phosphorelimination in Membranbioreaktoren. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Abeling, U., Seyfried, C.F. (1992): Anaerobic-Aerobic Treatment of High-Strength
Ammonium Wastewater – Nitrogen Removal via Nitrite. Wat. Sci. Tech. 26 (5-6),
1007 – 1015.
Anthonisen, A., Loehr, R., Prakasam, T., Srinatz, E. (1976): Inhibition of nitrification by
ammonia and nitrous acid. Journal WPCF 48, 835-852.
ATV–DVWK-A 131 (2000): Arbeitsblatt zur Bemessung von einstufigen Belebungsanlagen.
GFA.
ATV-DVWK-A 202 (2002): Arbeitsblatt, Verfahren zur Elimination von Phosphor aus
Abwasser. GFA.
ATV-DVWK-Fachausschuss KA-7 (2000): Membranbelebungsverfahren, Arbeitsbericht. KA
(47) Nr. 10, 1547-1553.
ATV-Handbuch (1997 a): Biologische und weitergehende Abwasserreinigung, 4. Auflage,
Ernst & Sohn, Verlag für Architektur und technische Wissenschaften GmbH, Berlin.
ATV-Handbuch (1997 b): Mechanische Abwasserreinigung, 4. Auflage, Ernst & Sohn, Verlag
für Architektur und technische Wissenschaften GmbH, Berlin.
ATV-Handbuch: Industrieabwasser (1999), 4. Auflage, Ernst & Sohn, Verlag für Architektur
und technische Wissenschaften GmbH, Berlin.
Battistoni, P. (1997): Pre-treatment, Measurement Execution Procedure and Waste
Characteristics in the Rheology of Sewage Sludges and the Digested Organic
Fraction of Municipal Solid Wastes, Wat. Sci. Tech. 36 (11), 33 – 41.
Bever, J., Stein, A., Teichmann, H. (1993): Weitergehende Abwasserreinigung: Stickstoff-
und Phosphorelimination, Sedimentation und Filtration. Lehrbriefsammlung, 2.
Auflage, Oldenbourg Verlag GmbH, München.
Binswanger, S. (1997): Simultane Nitrifikation/Denitrifikation von stark ammoniumbelasteten
Abwässern ohne organische Kohlenstoffquellen. Korrespondenz Abwasser 44, Nr. 9,
1573 - 1580.
Literaturverzeichnis
148
Brands, E., Reetz, S. (1997): Biologische Aktivität des belebten Schlammes in
Membranbioreaktoren. Begleitbuch zur 1. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Brauer, H. (1996): Handbuch des Umweltschutzes und der Umweltschutztechnik, Bd. 4.
Berlin – Heidelberg.
Brockmann, M., Seyfried, C.F. (1996): Sludge Activity and Crossflow Microfiltration – a non
beneficial relationship. Wat. Sci. Tech., Vol. 34, No. 9, 205-213.
Chudoba, J., Strakova, P., Kondo, M. (1991): Compartimentalized versus completely-mixed
biological wastewater treatment systems. Wat. Res. 25, No. 8, 973 - 978.
Collivignarelli, C., Bertanza, G. (1999): Simultaneous Nitrification-Denitrification Processes in
Activated Sludge Plants: Performance and Applicability. Wat. Sci. Tech. Vol. 40, No. 4
- 5, 187 – 194.
Cornel, P. (2000): Membranbelebungsanlagen - biologische Abwasserreinigung ohne Anfall
von Überschussschlamm?. WAR-Schriftenreihe 128.
Cornel, P., Wagner, M. (2001): Sauerstoffeintrag in Membranbelebungsverfahren.
Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Côté, P. (2001): Evolution of immersed membranes for wastewater treatment: a Canadian
perspective. Vortrag IWA Berlin, Workshop 6a.
Daigger, G.T., Grady, C.P.L. (1982): The Dynamics of Microbiological Growth on Soluble
Substrates. Wat. Res. 16, 365 – 382.
Diekjakobs, B. (2002): Vergleich der Denitrifikationsrate in Membranbelebungsanlagen mit
der vor- und nachgeschalteten Denitrifikation. Studienarbeit am Institut für
Verfahrenstechnik, Fakultät III, Technische Universität Berlin in Kooperation mit den
Berliner Wasserbetrieben.
van Dijk, J.C. (2001): Perspektiven der Membrantechnik zur Wasserwiedergewinnung.
Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Dorau, U. (1997), Untersuchungen zum Einsatz der Mikrofiltration in der kommunalen
Abwasserreinigung, Diplomarbeit am Institut für Verfahrenstechnik, Fakultät III,
Technische Universität Berlin.
EG-Richtlinie (a): Richtlinie des Rates über die Qualitätsanforderungen an
Oberflächengewässer für die Trinkwassergewinnung in den Mitgliedsstaaten vom
Literaturverzeichnis
149
16.6.1975 (76/440/EWG). Amtsblatt EG Nr. L 194/34-39 vom 25.7.1975, geändert am
9.10.1979.
EG-Richtlinie (b): Richtlinie des Rates über die Qualität der Badegewässer vom 8.12.1975
(76/160/EWG). Amtsblatt EG Nr. L 31/1-7 vom 5.2.1976 (Badewasserrichtlinie).
Engelhardt, N., Firk, W. (2000): Erste Betriebserfahrungen mit dem
Membranbelebungsverfahren auf der kommunalen Kläranlage Rödingen (3.000 EW).
Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Engelhardt, N., Firk, W., Warnken, W. (1997): Erfahrungen mit der Membranfiltration beim
Erftverband. Begleitbuch zur 1. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Engelhardt, N., Rothe, J.-C. (2001): Sind großtechnische Membrananlagen wirtschaftlich?
Erkenntnisse aus Anlagenbetrieb und Planung. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Ermel, G. (1983): Stickstoffentfernung in einstufigen Belebungsanlagen – Steuerung der
Denitrifikation. Veröffentlichung des Inst. f. Stadtbauwesen der TU Braunschweig,
Heft 35.
Fitzer, E., Fritz, W. (1989): Technische Chemie. 3. Auflage, Springer-Verlag, Berlin.
Frechen, F.B. (2001): Membranfiltration zur Ertüchtigung von Kläranlagen in Hessen.
Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Frimmel, F. H. (Hrsg.) (1999): Wasser und Gewässer – Ein Handbuch. Spektrum,
Akademischer Verlag.
Fujie, K., Hu, H.-Y., Lim, B.-R., Xia, H. (1997): Effect of Biosorption on the Damping of
Influent Fluctuation in Activated Sludge Aeration Tanks. Wat. Sci. Tech. 35 (7), 79 –
87.
Gao, Y. (1995): Beitrag zur Stöchiometrie und Kinetik der biologischen
Phosphoreliminierung, Fortschritt-Berichte, VDI Reihe 15 Nr. 144, Düsseldorf: VDI-
Verlag.
Gesetz zur Ordnung des Wasserhaushalts (Wasserhaushaltsgesetzt – WHG) in der Fassung
der Bekanntmachung vom 23. September 1986 (BGBl. I, S. 1654), geändert durch
Gesetz vom 12. Februar 1990 (BGBl. I, S. 205).
Literaturverzeichnis
150
Grigo, M. (2001): Betriebserfahrungen mit der VRM- Technik in der Abwasserreinigung.
Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Guellil, A., Thomas, F., Block, j.-C., Bersillon, J.-L., Ginestet, P. (2001): Transfer of Organic
Matter between Wastewater and Activated Sludge Flocs. Wat. Res. 35 (1), 143 – 150.
Güde, H. (1996): Wechselbeziehungen Bakterien-Protozoen. In: Ökologie der
Abwasserorganismen. Lemmer, H., Griebe, T., Flemming, H.-C. (Hrsg.). Springer-
Verlag Berlin.
Günder, B. (1999): Das Membranbelebungsverfahren in der kommunalen
Abwasserreinigung. Stuttgarter Berichte zur Siedlungswasserwirtschaft Band 153,
Kommissionsverlag R. Oldenbourg GmbH, München.
Günder, B. (1999): Rheologische Eigenschaften von belebten Schlämmen und deren
Einfluss auf die Sauerstoffzufuhr, KA 46 (12), 1896 – 1904.
Günder, B. (2001): Erfahrungen bei der Abtrennung von Biomasse mit einem getauchten
Pendelmodul. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Günder, B., Krauth, Kh. (2000): Überschussschlammproduktion und Sauerstoffzufuhr beim
Membranbelebungsverfahren. Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Hardt, F.W., Clesceri, L.S., Nemerow, N.L., Washington, D.R. (1970): Solids separation by
ultrafiltration for concentrated activated sludge. Journal WPCF, Vol. 42, Nr. 12, 2135
– 2148.
Hartmann, L. (1992): Biologische Abwasserreinigung. 3. Auflage, Springe Verlag.
Henze, M., Harrenmoes, P., la Cour Jansen, J., Arvin, E. (1995): Wastewater Treatment.
Springer-Verlag, Berlin-Heidelberg.
Herbert, D. (1958): Some principles of continuous culture. Recent Progress in Micobiology,
381 – 396.
Hippen, A. (2001): Einsatz der Deammonifikation zur Behandlung hoch stickstoffhaltiger
Abwässer. Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und
Abfalltechnik der Universität Hannover.
Höll, K. H. (2002): Wasser – Nutzung im Kreislauf. de Gruyter.
Imhoff, K. (1953): Die Geschichte der biologischen Abwasserreinigung. GWF Heft 12,
Jahrgang 94.
Literaturverzeichnis
151
Jakubith, M. (1991): Chemische Verfahrenstechnik. VCH Verlagsgesellschaft, Weinheim.
Jetten, M., Strous, M., van de Pas-Schoonen, K., Schalk, J., van Dongen, U., van de Graaf,
A., Logemann, S., Muyzer, G., van Loosdrecht, M., Kuenen, J. (1999): The Anaerobic
Oxidation of Ammonium. FEMS Microbiology Reviews 22, 421 – 437.
Jetten, M., Wagner, M., Fuerst, J., van Loosdrecht, M., Kuenen, J., Strous, M. (2001):
Microbiology and Application of the Anaerobic Ammonium Oxidation („ANAMMOX“)
Process. Current Opinion in Biotechnology 12, 283 – 288.
Kayser, R., Stobbe, G., Werner, M. (1992): Operational Results of the Wolfsburg Wastewater
Treatment Plant. Wat. Sci. Tech. No. 4-5, 203 – 209.
Koppe, P., Stozek, A. (1993): Kommunales Abwasser. Vulkan-Verlag, Essen, 3. Auflage.
Kraft, A., Brockmann, M. (1997): Biologie mit getauchten Membranen –
Ausführungsbeispiele und Betriebserfahrungen. Begleitbuch zur 1. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Krampe, J., Krauth, Kh. (2001): Das Sequencing Batch Reactor-
Membranbelebungsverfahren. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Kraume, M., Kubin, K., Rosenberger, S. (2001): Klärschlammvermeidung in dezentralen
Kleinkläranlagen. In: Verantwortungsbewusste Klärschlammverwertung. Karl J.
Thomé-Kozmiensky (eds), TK-Verlag Karl J. Thomé-Kozmiensky, Neuruppin, 383-
403.
Krauth, Kh. (1997): Belebungsverfahren ohne Nachklärung. Begleitbuch zur 1. Aachener
Tagung Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Krauth, K.-H., Staab, K.F. (1992): Kontinuierlich betriebene Überdruckbioreaktoren mit
Membranfiltration zur Abwasserreinigung mit Wiederverwendung als Brauchwasser,
Proceedings 2. GVC-Kongress Verfahrenstechnik der mechanischen, thermischen,
chemischen und biologischen Abwasserbehandlung 1, 309 – 325.
Kubin, K., Rosenberger, S., Kraume, M. (2001): Bedeutung der Betriebsweise für die
Auslegung von Membranbelebungsreaktoren. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Lemmer, H., Griebe, T., Flemming, H.-C. (1996): Ökologie der Abwasserorganismen.
Springer-Verlag Berlin.
Levenspiel, O. (1999): Chemical reaction engineering, 3. Auflage, Wiley, New York.
Literaturverzeichnis
152
Lotito, V., Spinosa, L., Mininni, G., Antonacci, R. (1997): The Rheology of Sewage Sludge at
Different Steps of Treatment, Wat. Sci. Tech. 36 (11), 79 – 85.
Majone, M., Massanisso, P., Ramadori, R. (1998): Comparison of Carbon Storage under
Aerobic and Anoxic Conditions. Wat. Sci. Tech. 38 (8-9), 77 – 84.
Melin, T., Voßenkaul, K. (2001): Perspektiven der Membrantechnik in der
Abwasserbehandlung. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Menoud, P., Wong, C.H., Robinson, H.A., Farquhar, A., Barford, J.P., Barton, G.W. (1999):
Simultaneous Nitrification and Denitrification using Siporax Packing, Wat. Sci. Tech.
40 (4-5), 153 – 160.
Mikkelsen, L.H. (2001): The Shear Sensitivity of Activated Sludge; Relations to Filterability,
Rheology and Surface Chemistry, Colloids and Surfaces A 182 (I-3), 1 – 14.
Moeller, G., Torres, L.G. (1997): Rheological Characterization of Primary and Secondary
Sludges Treated by Both Aerobic and Anaerobic Digestion, Bioresource Technol. 61
(3), 207 – 211.
Moos, S. (2001): Pilotprojekt Abwasserentsorgung mit Membrantechnik im Gailachtal.
Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Mudrack, K., Kunst, S. (1994): Biologie der Abwasserreinigung. Stuttgart; Jena; New York:
G. Fischer Verlag.
Muller, E.B., Stouthamer, A., van Verseveld, H., Eikelboom, D. (1995): Aerobic Domestic
Wastewater Treatment in a Pilot Plant with Complete Sludge Retention by Cross-Flow
Filtration. Wat. Res. 29, No. 4, 1179 – 1189.
Ohle, P., Brockmann, M. Mende, U. (2001): Einsatz von ZeeWeed-Membranen zur Filtration
von Kläranlagenabläufen. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Patureau, D., Bernet, N., Bouchez, T., Dabert, P., Delgenes, J.P., Moletta, R. (1998):
Biological nitrogen removal in a single aerobic reactor by association of a nitrifying
ecosystem to an aerobic denitrifier, Microvirgula aerodenitrificans. Journal of
Molecular Catalysis B: Enzymatic Vol. 5, 435 - 439.
Penshorn, C. (2001): Analyse der Stickstoffelimination in einem Membranbelebungsreaktor
zur Reinigung häuslicher Abwässer. Diplomarbeit am Institut für Verfahrenstechnik,
Fakultät III, Technische Universität Berlin.
Literaturverzeichnis
153
Pirt, S. (1965): The maintenance energy of bacteria in growing cultures. Proceedings of the
Royal Society London 163B, 224-231.
Pochana, K., Keller, J. (1999): Study of Factors Affecting Simultaneous Nitrification and
Denitrification (SND). Wat. Sci. Tech. Vol. 39, No. 6, 61 – 68.
Pöppinghaus, K., Fresenius, W., Schneider, W. (1994): Abwassertechnologie. 2. Auflage,
Springer Verlag.
Proff, E.A., Lohmann, J.H. (1997): Rheologische Charakterisierung flüssiger Klärschlämme,
KA 44 (9), 1615 – 1621.
Pujol, R., Canler, J. P. (1992): Biosorption and Dynamics of Bacterial Populations in
Activated Sludge. Wat. Res. 26, No. 2, 209 – 212.
Rautenbach, R., Voßenkaul, K. (1998): Wirtschaftliche Perspektiven der Membranfiltration in
der Trinkwasseraufbereitung. 2. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft und
Verfahrenstechnik, Aachen.
Rheinheimer, G., Hegemann, W., Raff, J., Sekoulov, I. (1988): Stickstoffkreislauf im Wasser.
R. Oldenbourg Verlag.
Robertson, L.A., Niel, E.W.J., van Torremans, R.A.M., Kuenen, J.G. (1988): Simultaneous
Nitrification and Denitrification in Aerobic Chemostat Cultures of Thiosphaera
pantotropha. Appl. Environ. Microbiol. Vol. 54, 2812 – 2818.
Robertson, L.A.,Cornelisse, R., de Vos, P., Hadioetomo, R., Kuenen, J.G. (1989): Aerobic
Denitrification in Various Heterotrophic Nitrifiers. Antonie van Leeuwenhoek, Vol. 56,
289 – 299.
Robertson, L.A., Dalsgaard, T., Revsbech, N.-P., Kuenen, J.G. (1995Confirmation of
„aerobic denitrification“ in batch cultures, using gas chromatography and 15N mass
spectrometry. FEMS Micobiology ecology, Vol. 18, 113 – 120.
van der Roest, H. F. (2001): Membranbioreaktor- Technologie beim Einsatz zur Reinigung
häuslicher Abwässer. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Rosenberger, S., Kubin, K., Kraume, M. (2002): Rheologie von Belebtschlamm in
Membranbioreaktoren. Chemie Ingenieur Technik (74), 487 – 494.
Rosenberger, S., Kubin, K., Kraume, M. (2000): Vorteile und Grenzen des Betriebs von
Membranbioreaktoren bei hohem TS-Gehalt. Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Literaturverzeichnis
154
Rosenberger, S. (2003): Charakterisierung von belebtem Schlamm in
Membranbelebungsreaktoren zur Abwasserreinigung, Fortschritt-Berichte VDI Reihe
3 Nr. 769. Düsseldorf: VDI-Verlag GmbH.
Rosenwinkel, K. H., Wagner, J. (1997): Niedrig-Energie Membranverfahren zur Abtrennung
von Biomasse aus dem Abwasser. 6. Hannoversche Industrieabwasser Tagung
Membran HIT 97, Veröffentlichungen des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft und
Abfalltechnik der Universität Hannover.
Rüffer, H., Rosenwinkel, K. H. (1991): Taschenbuch der Industrieabwasserreinigung.
München-Wien, Oldenbourg Verlag.
Scheurer, L., Wozniak, T. (2000): Betriebserfahrungen mit der WSMS-Membrantechnik der
Kläranlage Büchel. Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung Siedlungswasserwirtschaft
und Verfahrenstechnik, Aachen.
Schlegel, S. (1983): Nitrifikation und Denitrifikation in einstufigen Belebungsanlagen –
Betriebsergebnisse der Kläranlage Lüdingen. gwf-Wasser / Abwasser 124, Heft 9.
Schlegel, H. G. (1992): Allgemeine Mikrobiologie. 7. Auflage, Georg Thieme Verlag Stuttgart.
Schön, G., Jardin, N. (2001): Biological and Chemical Phosphorus Elimination.
Biotechnology, Volume 11a, Environmental Processes 1 - Wastewater Treatment.
Sen, P, Dentel, S.K. (1998): Simultaneous Nitrification-Denitrification in a Fluidized Bed
Reactor. Wat. Sci. Tech. Vol. 38, No. 1, 247 – 254.
Slatter, P.T. (1997): The Rheological Characterisation of Sludges, Wat. Sci. Tech. 36 (11), 9
– 18.
Stein, S. (2000): Untersuchungen zur Denitrifikation/Nitrifikation und zum Belebtschlamm in
einer Mikrofiltrationsanlage. Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Stein, S., Walter, H., Zastrow, P. (2001): Kläranlage Markranstädt – Betriebsergebnisse einer
Membranbelebungsanlage für 12.000 EW. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Stephenson, T., Judd, S., Jefferson, B., Brindle, K. (2000): Membrane Bioreactors for
Wastewater Treatment, IWA Publishing, London.
Stiefel, C.R., Washington, D.R. (1966): Aeration of activated sludge. Biotechnology and
Bioengineering. Vol 3, 379 – 388.
Veits, G. (1979): Möglichkeiten der Respirationsmessung. gwf / Abwasser 120 (1979) Heft 5.
Literaturverzeichnis
155
Voßenkaul, K. (2000): Ultra- und Mikrofiltration in der Wasseraufbereitung und
Abwasserbehandlung. Dissertation an der RWTH Aachen.
Voßenkaul, K. (2002): Entwicklung eines getauchten Membranmoduls für die
Wasseraufbereitung und Abwasserbehandlung, Preprints Bremen.
Wagner, F. (2000): Neue Entwicklungen und Anwendungsbeispiele in der
Membranbioreaktortechnik. Begleitbuch zur 3. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Witzig, R. (1999): Mikrobiologische Untersuchungen an hochkonzentriertem Belebtschlamm
aus einer membrangestützten Mikrofiltration zur biologischen Reinigung kommunaler
Abwässer. Diplomarbeit am Institut für technischen Umweltschutz, TU Berlin.
Wozniak, T., Baumgarten, S. (2001): Zweijährige Betriebserfahrungen mit der
Membrantechnik in der Kläranlage Büchel. Begleitbuch zur 4. Aachener Tagung
Siedlungswasserwirtschaft und Verfahrenstechnik, Aachen.
Wozniak, T. (2002): Die Zukunft in der kommunalen Abwasserbehandlung, die Kubote-
Plattenmembrane. Beitrag zur 34. Essener Tagung für Wasser- und Abfallwirtschaft.
Xing, C.-H., Tardieu, E., Quian, Y., Wen, X.-H. (2000): Ultrafiltration membrane bioreactor for
urban wastewater reclamation. Journal of Membrane Science 177, 73 – 82.
Yamamoto, K., Masami, H., Mahmood, T., Matsuo, T. (1989): Direct Solid-Liquid Seperation
using Hollow Fiber Membrane in a Activated Sludge Aeration Tank. Wat. Sci. Tech.
21, 43 – 54.
Zacharias, B. (1996): Biologische Stickstoffelimination hemmstoffbelasteter Abwässer am
Beispiel eines Eisenhüttenwerkes. Veröff. Inst. f. Siedlungswasserwirtschaft der TU
Braunschweig, Heft 60.