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
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!
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
3.5 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
6.4 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
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)]
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 [-]
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
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
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 und gewerbliches 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
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
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 –H51
Sauerstoffmenge, welche durch mikrobielle Stoffwechselprozesse beim Abbau der Schmutzstoffe 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 –H11
Summe aus organischem Stickstoff und Ammonium-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:
) d E /( BSB g d / Fracht BSB g EGW ⋅ − = 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.
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 (nach Rheinheimer et al. 1989) Organismen -gruppe C-Quelle Elektronen -donator Elektronen-akzeptor Produkte des 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 c
hem o-or gano-het er ot ropphe Ba kt e ri e n Sekundär-abbauer organ. C (partikulär) organ. C O2 CO2, NH4 Ciliaten, niedere Metazoen CO2 NH4 + O2 NO2 -Ammoniakoxidierer Nitrifikanten CO2 NO2 -O2 NO3 -Nitritoxidierer chem o-lit ho-aut ot ropphe Ba kt e ri e n
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
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)
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
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.
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
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:
ÜS ÜS BB BB TS TS Q V TS t ⋅ ⋅ =
[ ]
d (2-8)Da Nitrifikanten nur in der aeroben Zone des Belebungsbeckens VN wachsen können, wurde die Bezeichnung „aerobes Schlammalter“ eingeführt:
ÜS ÜS N BB aerob TS TS Q V TS t ⋅ ⋅ = ,
[ ]
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:
BB BB zu CSB TS V TS Q CSB B ⋅ ⋅ = , ⋅d kg 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:
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 der Temperatur (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
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).
Anoxisch Aerob Schlammflocke Sauerstoffdiffusion CO 2
Abbildung 2-3: Sauerstoffkonzentrationsprofil innerhalb einer Schlammflocke (nach Pochana 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.
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.
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).
Belebungsbecken Nitrifikation Deni. Nachklärung Anaerobe Zone 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
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:
S K S r dt dS r m S S + ⋅ = − = ,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).
S K S 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 > KS, 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).
2.3.6 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
Durch das Einleiten ungereinigten Abwassers in ein Fließgewässer wird der Sauerstoffhaushalt des Gewässers stark beansprucht, da die Mikroorganismen unter Sauerstoffverbrauch die Schmutzstoffe eliminieren. Im Extremfall eines völligen Sauerstoffschwundes kann es zu einem Fischsterben kommen. Hieraus ergibt sich die erste Anforderung an eine Kläranlage, diese sauerstoffzehrenden Stoffe möglichst weitgehend zu entfernen. Weiterhin werden durch die Abwassereinleitung dem Gewässer die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor zugeführt. Hierdurch kommt es zur Eutrophierung des Gewässers und verbunden damit abermals zu einer gesteigerten Sauerstoffzehrung.
Um den Vorfluter möglichst wenig zu belasten, müssen in einer Abwasserbehandlung folgende Stoffgruppen eliminiert werden:
- eutrophierende anorganische Salze, d.h. Phosphor- und Stickstoffverbindungen,
- Ammoniumverbindungen, die im Vorfluter Sauerstoff verbrauchen und als Fischgift wirken können,
- biologisch schwer oder nicht abbaubare Stoffe,
- organische und anorganische Schwebstoffe (Mudrack et al. 1994).
Können die absetzbaren Stoffe problemlos mit einer mechanischen Abwasserreinigungsstufe entfernt werden, so ist es mit der Elimination der suspendierten oder gelösten Stoffe schon schwieriger. In Anlehnung an die Selbstreinigung eines Fließgewässers nach Einleiten von Abwasser wurde versucht, auf kleinem Raume diesen natürlichen Reinigungsvorgang in ein technisches Verfahren umzusetzen. Hierzu war es notwendig, diesen Selbstreinigungsprozeß, welcher in der Natur nur sehr langsam abläuft, zu intensivieren und einen ganzjährigen Betrieb mit gleichmäßigem Wirkungsgrad zu garantieren. Neben den natürlichen und halbtechnischen Verfahren wie z.B. dem Teichverfahren oder den Bodenfiltern sind verschiedene technischen Verfahren entwickelt worden, bei denen jeweils versucht wurde, optimale Voraussetzungen für die Mikroorganismen zu schaffen. Daraus haben sich zwei prinzipielle abwassertechnische Lösungen entwickelt, das Belebtschlammverfahren und Festbettreaktoren. In beiden Verfahren wurde ein Teilaspekt des Prinzips der Selbstreinigung übertragen und optimiert.
Bei dem Tropfkörperverfahren wurde von den Aufwuchsorganismen im Vorfluter ausgegangen und somit wurden die Aufwuchsflächen im Reaktor vermehrt.
Das Belebungsverfahren nutzt die Selbstreinigungskapazität der frei im Vorfluter suspendierten Organismen, somit kommt hier der Anreicherung der Organismen im Belebungsbecken und der Abtrennung der Biomasse vom Klarlauf eine gesonderte
Bedeutung zu. Da dieses Verfahren in der kommunalen Abwasserreinigung überwiegend angewendet wird, soll darauf im weiteren näher eingegangen werden.
3.1 Belebungsverfahren
Das Belebungsverfahren oder auch Belebtschlammverfahren ist eine Kombination aus einem Belebungsbecken, in welchem eine innige Vermischung der suspendierten Biomasse mit dem Abwasser und dem zugeführten Sauerstoff hergestellt wird. In einem weiteren Schritt wird die Abtrennung der Biomasse durch Sedimentation vollzogen, und die teilweise Rückführung der Biomasse ins Belebungsbecken ermöglicht eine Aufkonzentrierung im Reaktionsbecken.
3.1.1 Verfahren
und
Betriebsweisen
des
Belebungsverfahrens
Ausgehend von dem ursprünglichen Verfahren, welches sich aus einer Vorklärung, einem Belebungsbecken und einer Nachklärung sowie der notwendigen Stoffströme Rücklaufschlamm, Überschussschlamm und Schlammabzug zusammensetzt (Abbildung 3-1), haben sich verschiedene Verfahrensarten entwickelt. So sollte neben der Oxidation der organischen Kohlenstoffverbindungen auch gezielt eine Nitrifikation und Denitrifikation ablaufen. Belebungsbecken Nachklärung Vorklärung Zulauf Ablauf Rücklaufschlamm Schlammabzug 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).
Belebungsbecken Nitrifikation Deni. a) Nachgeschaltete Denitrifikation Nachklärung Belebungsbecken Nitrifikation Deni. b) Vorgeschaltete Denitrifikation org. C Belebungsbecken Nitrifi. Deni. c) Kaskadendenitrifikation Nachklärung Nachklärung Nitrifi. Deni. Vorklärung Schlammabzug Vorklärung Schlammabzug Rücklaufschlamm Überschuss-schlamm Vorklärung Schlammabzug Rücklaufschlamm Rezirkulation Überschuss-schlamm Überschuss-schlamm Rücklaufschlamm (Umlauf-) Belebungsbecken Nitrifi. Deni. d) Simultane Denitrifikation Nachklärung Vorklärung Schlammabzug Überschuss-schlamm Rücklaufschlamm Qzu QRS Qzu Qzu Qzu QRS QRZ QRS Deni. Nitrifi. Q/n Q/n Q/n QRS
Abbildung 3-2: Wesentliche Verfahren zur Nitrifikation / Denitrifikation (nach ATV-Handbuch 1997 a)
Ist die Voraussetzung des Vorhandenseins von leicht abbaubarem Substrat in einer nachgeschalteten Denitrifikationsstufe nicht mehr zwangsläufig gegeben, so wird zusätzlich die Möglichkeit genutzt, die endogenen (interzellulären) Speicherstoffe der Bakterien als Elektronendonatoren bei der Denitrifikation einzusetzen. Wie in Kapitel 2.3.2 dargestellt und aus Abbildung 2-2 ersichtlich, ist die Denitrifikationsrate bei Verwendung der Speicherstoffe wesentlich geringer und somit lässt sich eine Dosierung von organischem Kohlenstoff (z.B. in
Form von Methanol) in die Denitrifikationsstufe meist nicht vermeiden. Starke Schwankungen der Nitrat-Zulauffracht erfordern aber eine sehr genaue Dosierung der externen C-Quelle. Es wird deutlich, dass dieser aus biologischer Sicht richtige Weg der nachgeschalteten Denitrifikation schnell an seine Grenzen stößt. Auf Grund der schwierigen Steuerung und den hohen Kosten für die externe C-Quelle hat sich dieses Verfahren nicht durchsetzten können und findet nur in speziellen Kläranlagen Anwendung.
Ein Beispiel für eine vergleichsweise große Anlage mit nachgeschalteter Denitrifikation ist das Klärwerk der Preussag-Stahl AG in Salzgitter. In der Kläranlage wird das Abwasser des Eisenhüttenwerkes gereinigt, welches sich durch einen geringen Gehalt an abbaubaren organischen Verbindungen (40 mg/L BSB5) auszeichnet. Um eine gute Denitrifikationsleistung zu erzielen, ist eine Dosierung von Methanol vorgesehen (Zacharias 1996).
Eine vorgeschaltete Denitrifikation (Abbildung 3-2b) hat den Vorteil des Vorhandenseins leicht abbaubarer Kohlenstoffverbindungen in der unbelüfteten Zone. Vom Ablauf des Nitrifikationsbeckens wird nun ein Rezirkulationsstrom mit einem Mehrfachen des Zulaufstromes in die Denitrifikationsstufe geleitet, um eine weitgehende Stickstoffelimination zu gewährleisten. Bei Definition des Rücklaufverhältnisses RV mit:
zu RS
Q Q
RV = [-] (3-1)
und des Rezirkulationsverhältnisses RZ mit:
zu RZ
Q Q
RZ= [-] (3-2)
kann der Wirkungsgrad der Nitrat-Elimination nur entsprechend der Beziehung
(
)
100% 1 ⋅ + + + = η RZ RV RZ RV D [-] (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
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 1 1 ( ⋅ ⋅ + − = η n RV D [-] (3-4)Um so eine 80 %-ige Stickstoffelimination zu erzielen, kann eine Zweierkaskade (n = 2) mit einem Rücklaufverhältnis von 1,5 oder alternativ eine Dreierkaskade (n = 3) mit RV = 0,7 gewählt werden.
In Deutschland wird das Verfahren der Kaskadendenitrifikation beispielsweise auf der Kläranlage Lüdinghausen (Lippeverband) und dem Klärwerk Wolfsburg angewendet (Schlegel 1983, Kayser et al. 1992).
Das Verfahren der simultanen Denitrifikation (oder Umlaufdenitrifikation) (Abbildung 3-2d), bei der sich in einem Umlaufbecken belüftete und unbelüftete Zonen abwechseln, entspricht prinzipiell dem Verfahren der vorgeschalteten Denitrifikation mit einem sehr hohen internen Rezirkulationsverhältnis von RV > 10 (ATV-Handbuch 1997 a). Der Vorteil hierbei ist, dass das Verhältnis Denitrifikations- zu Nitrifikationsvolumen über eine geeignete Belüftungsregelung sehr variabel zu gestalten ist. Es sei noch ein Mal auf die Abgrenzung der Begriffe der simultanen Denitrifikation und der Simultanen Nitrifikation/Denitrifikation (Kapitel 2.3.2) hingewiesen. Als Beispiel realisierter Kläranlagen mit simultaner Denitrifikation sind die von Salzgitter und Hildesheim zu nennen (Ermel 1983, Seyfried und Hartwig 1991). Die Verfahren der intermittierenden Denitrifikation, bei der die Nitrifikation und Denitrifikation zeitversetzt in einem Becken erfolgt, sowie der alternierenden Denitrifikation seien der Vollständigkeit wegen nur kurz erwähnt.
Eine Sonderstellung nehmen sogenannte SBR-Anlagen (Sequencing-Batch-Reactor) ein. Bei diesen Anlagen handelt es sich um Ein-Becken-Anlagen, welche dem Belebungsverfahren mit Aufstaubetrieb zugeordnet werden. Alle Teilschritte der biologischen Reinigung und die Abtrennung des belebten Schlammes erfolgen in einem Becken. Der Abwasserzulauf ist meist diskontinuierlich. Nach der Abwasserzufuhr erfolgen je nach Anforderung Belüftungszyklen und Zyklen mit Umwälzung ohne Belüftung. Es folgt ein Sedimentationszyklus und abschließend wird der Klarwasserstand abgezogen.
Eine gezielte Phosphorelimination erfordert weitere Modifikationen der Beckenanordnung. Hierauf soll im Rahmen dieser Arbeit nicht eingegangen werden und es wird auf die spezielle Grundlagenliteratur verwiesen (Bever et al. 1993, ATV-A 202 2002, ATV-Handbuch 1997 a).
3.1.2 Durchmischungsverhalten
unterschiedlicher
Beckenformen
Im Laufe der Geschichte des Belebtschlammverfahrens haben sich auch eine Vielzahl von Beckenformen entwickelt, wobei sich die eingesetzten Becken auf die vier Grundtypen Totales Mischbecken, Mischbeckenkaskade, Becken mit Rohrströmung und Umlaufbecken zurückführen lassen (ATV Handbuch 1997 a). Diese sind in Abbildung 3-3 schematisch gegenübergestellt.
Totales Mischbecken
Mischbeckenkaskade
Rohrströmung
Umlaufbecken
Abbildung 3-3: Grundtypen der Beckenform (ATV Handbuch 1997 a)
Kennzeichnend für Becken einer dieser vier Grundtypen ist das charakteristische interne Vermischungsverhalten und somit auch der Konzentrationsverlauf entlang des Fließweges. Dies soll anhand zweier idealisierter Modellapparate kurz erläutert werden.
Im Falle kontinuierlich betriebener Anlagen kann zwischen zwei idealen Grenzfällen unterschieden werden: der Rohrströmung sowie dem totalen Mischbecken. In der Reaktionstechnik wird ein totales Mischbecken als „idealer Rührkessel“, eine Rohrströmung als „ideales Strömungsrohr“ bezeichnet.
Das ideale Strömungsrohr ist gekennzeichnet durch eine im Vergleich zum Durchmesser großen Länge. Es wird angenommen, dass in Strömungsrichtung keine Vermischung auftritt und dass die Zusammensetzung des durchfließenden Gemisches an jeder Stelle des Rohres über den Querschnitt konstant ist. Im stationären Betrieb ist die Zusammensetzung des Gemisches an jeder beliebigen Stelle zeitlich konstant (Abbildung 3-4) (Fitzer et al. 1989).
Ein idealer Rührkessel zeichnet sich durch die vollständige Vermischung des Reaktorinhalts aus. Bei stationärer Betriebsweise ergibt sich eine Ortsunabhängigkeit der Konzentrationen (Abbildung 3-4).
Reaktortyp Konzentrationsverlauf (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 t Idealer Rührkessel cAα cAω Vα Vω cA
Abbildung 3-4: Zeitlicher und örtlicher Konzentrationsverlauf in kontinuierlich betriebenen 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.
Reaktortyp Örtlicher Konzentrationsverlauf
(schematisch) cAω cAα cA cA1 Rührkesselkaskade cAα Vα cAω 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.
