Anaerobtechnik, 2.Auflage

W. Bischofsberger • N. Dichtl • K.-H. Rosenwinkel C. F. Seyfried • Botho Bohnke (Hrsg.) Anaerobtechnik

Wolfgang Bischofsberger • Norbert Dichtl Karl-Heinz Rosenwinkel • Carl Franz Seyfried Botho Bohnke (Hrsg.)

Anaerobtechnik 2., vollstandig iiberarbeitete Auflage

Mit 224 Abbildungen

^ S p rringer i

Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Bischofsberger Am Schlofisee 5 24960 Gliicksburg/Ostsee w. bischofsberger@t-online, de Prof. Dr.-Ing. Norbert Dichtl TU Braunschweig Pockelstr. 2a 38106 Braunschweig n.dichtl@tu-hs,de

Prof. Dr.-Ing. Karl-Heinz Rosenwinkel Universitat Hannover Welfengarten 1 30167 Hannover [email protected] Prof. Dr.-Ing. Carl Franz Seyfried Oestbergweg 3 30559 Hannover [email protected] Redaktion: Jens Bsdok Thorsten Schroter

Botho Bohnke t

ISBN 3-540-06850-3 Bibliografische Information der Deutschen Bibliothek Die Deutsche Bibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen NationalbibUografie; detaiUierte bibhografische Daten sind im Internet iiber http://dnb.ddb.de abrufbar. Dieses Werk ist urheberrechtUch geschiitzt. Die dadurch begriindeten Rechte, insbesondere die der Ubersetzung, des Nachdrucks, des Vortrags, der Entnahme von Abbildungen und Tabellen, der Funksendung, der Mikroverfilmung oder Vervielfaltigung auf anderen Wegen und der Speicherung in Datenverarbeitungsanlagen, bleiben, auch bei nur auszugsweiser Verwertung, vorbehalten. Eine Vervielfaltigung dieses Werkes oder von Teilen dieses Werkes ist auch im Einzelfall nur in den Grenzen der gesetzlichen Bestimmungen des Urheberrechtsgesetzes der Bundesrepublik Deutschland vom 9. September 1965 in der jeweils geltenden Fassung zulassig. Sie ist grundsatzlich vergiitungspflichtig. Zuwiderhandlungen unterliegen den Strafbestimmungen des Urheberrechtsgesetzes. Springer ist ein Unternehmen von Springer Science+Business Media springer.de © Springer-Verlag Berlin Heidelberg 2005 Printed in Germany Die Wiedergabe von Gebrauchsnamen, Handelsnamen, Warenbezeichnungen usw. in diesem Buch berechtigt auch ohne besondere Kennzeichnung nicht zu der Annahme, dass solche Namen im Sinne der Warenzeichen- und Markenschutz-Gesetzgebung als frei zu betrachten waren und daher von jedermann benutzt werden diirften. SoUte in diesem Werk direkt oder indirekt auf Gesetze, Vorschriften oder Richtlinien (z. B. DIN, VDI, VDE) Bezug genommen oder aus ihnen zitiert worden sein, so kann der Verlag keine Gewahr fiir die Richtigkeit, VoUstandigkeit oder Aktualitat iibernehmen. Es empfiehlt sich, gegebenenfalls fur die eigenen Arbeiten die voUstandigen Vorschriften oder Richtlinien in der jeweils giiltigen Fassung hinzuzuziehen. Umschlaggestaltung: Struve&Partner, Heidelberg Satz: Digitale Druckvorlagen der Autoren Gedruckt auf saurefreiem Papier

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Vorwort

Die anaerobe Behandlung von Abwassem und Abwasserschlammen ist das alteste bekannte Abwasser- und Schlammbehandlungsverfahren. Bereits den Sumerem war die Technik der anaeroben Reinigung bekannt. Ende des 19ten Jahrhunderts wurden in Europa im Zuge der zunehmenden Lidustriahsierung und der damit verbundenen seuchenhygienischen Folgen anthropogener Umweltbelastungen, erste MaBnahmen zur Ableitung, Sammlung sowie zur Reinigung von Abwassem und Schlammen eingeleitet. Primarziel der ersten Abwasserreinigungsanlagen war die Abscheidung absetzbarer Abwasserinhaltsstoffe. Die schon bald gewonnene Erkenntnis, dass beim Faulvorgang durch Umsetzung organischer Schlamminhaltsstoffe in gasformige Endprodukte das Geruchsproblem, das von den abgesetzten Abwasserinhaltsstoffen ausging, reduziert werden konnte, fuhrte zur technischen Anwendung des Faulprozesses und zur Entwicklung erster Anaerobanlagen. Heute werden Faulanlagen insbesondere zur anaeroben Stabilisierung von Klarschlammen auf kommunalen Klaranlagen eingesetzt. Die weltgroBten Faulbehalter in Bottrop (Nordrhein-Westfalen) weisen Volumen von IS.OOOm^ auf. Das gewonnene Faulgas wird in der Regel in Gasmotoren oder Blockheizkraftwerken als Ersatz fur Primarenergietrager verwertet, und soweit es nicht zur Deckung des Eigenbedarfs benotigt wird als Uberschussenergie abgegeben. Femer konnen liber das Energieeinspeisegesetz je nach verwendetem Substrat entsprechende Erlose erreicht werden. Zur Behandlung organisch belasteter Industrieabwasser hat die Anaerobtechnik zunehmend an Bedeutung gewonnen. So hat sich der Einsatz von Anaerobanlagen in einigen Bereichen der Industrie als das favorisierte Verfahren zur Vorbehandlung der anfallenden Abwasser entwickelt. Damit ist der Anaerobtechnik heute und in Zukunft ein bedeutsamer Stellenwert bei der Reinigung industrieller Abwasserstrome zuzuordnen. Dieses Handbuch behandelt die Gesamtproblematik der anaeroben Abwasser und Schlammbehandlung. Gegeniiber der Erstauflage wurden die Cofermentation, die Vergarung von Bio- und Restabfallen und die landwirtschaftlichen Vergarungsanlagen mit aufgenommen. Ausgehend von

VI

Vorwort

den mikrobiologischen Grundlagen anaerober Abbauprozesse, bis bin zur Diskussion ausgefuhrter Anlagen, werden systematisch die verfahrenstechnischen Konzeptionen, die Funktionsweise, der Einsatzbereich und die Leistungsfahigkeit der Anlagen sowie deren Wirtschaftlichkeit dargestellt. Dabei werden die Problemstellungen sowohl aus der Sicht der einzelnen Verfahren, als auch aus dem Blickwinkel der Abwasserarten beleuchtet. Neben der umfassenden Vermittlung des derzeitigen Kenntnistandes auf dem Sektor Anaerobtechnik, erfUllt dieses Handbuch auch den Anspruch eines Nachschlagewerkes. Die Gliederung des Gesamtwerkes, das ausfiihrliche Sachwortregister und die konsequente Angabe der Literaturbezlige leisten einen wesentlichen Beitrag um diesem Anspruch gerecht zu werden. Die Autoren der einzelnen Fachbeitrage haben ihre zahlreichen Erfahrungen aus Wissenschaft, Forschung und Praxis zusammengetragen, ausgewertet und in diesem Werk dokumentiert. Die Herausgeber danken den Autoren fUr ihre engagierte Mitarbeit. Mit diesem Dank verbinden die Herausgeben die Hoffnung, dass dieses Handbuch einen breiten Literessenkreis findet. Es soil Ingenieurbiiros und Beratungsuntemehmen sowie den Fachbehordenvertretem und Betreibem solcher Anlagen wertvoUe Informationen bei der Konzeption und Entwicklung, der Planung und dem Betrieb von Anaerobanlagen vermitteln. Darliber hinaus wendet sich dieses Werk an innovativ orientierte Anlagenhersteller, die vielfaltige Hilfestellungen zur verfahrenstechnischen Entwicklung, Verbesserung und Optimierung der Anaerobtechnik vorfinden. Letztlich werden alle Literessierten, ob sie sich nun erstmalig mit dem Sektor der Anaerobtechnik beschaftigen, oder ob sie ihr Wissen auffrischen, vertiefen oder erweitem mochten, in diesem Handbuch umfassende Erlauterungen und ausfiihrliche Antworten auf alle wesentlichen Fragen zur Anaerobtechnik finden. Prof. Dr.-Ing. Wolfgang Bischofsberger Prof Dr.-Ing. Norbert Dichtl Prof Dr.-Ing. Karl-HeinzRosenwinkel Prof. Dr.-Ing. Carl Franz Seyfried

Inhalt

Verzeichnis der Autoren Anschriften Abbildungsverzeichnis Tabellenverzeichnis

XIII XIV XVII XXVII

1 Geschichte der Anaerobtechnik 1 1.1 Historische Entwicklung 1 1.2 Weitere Entwicklungen der anaeroben Schlammstabilisierung.... 5 1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung 7 2 Mikrobiologische Grundlagen 2.1 Energiegewinn aus mikrobiellen Stoffwechselprozessen 2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen 2.2.1 Hydrolysierende und versauemde Bakterien 2.2.2 Acetogene Bakterien 2.2.3 Methanbakterien 2.2.4 Aufbau von Pellets 2.2.5 Bedingungen der Pelletbildung 2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe 2.3.1 Hydrolyse 2.3.2 Versauerung 2.3.3 Acetogenese 2.3.4 Methanogenese 2.4 Nahrstoff- und Spurenelementbedarf anaerober Abbauprozesse

23 23 24 26 28 31 34 36 37 39 39 42 43 45

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange 49 3.1 Einfluss der Temperatur 49 3.2 Einfluss des pH-Wertes und der Saurekapazitat 52 3.3 Einfluss der Durchmischung 56 3.4 Einfluss der Substratzusammensetzung 58 3.4.1 Substrat-Konzentration 60 3.4.2 Feststoffgehalt 60 3.4.3 Verhaltnis von CSB, Stickstoff und Phosphor 63 3.4.4 Kalziumgehalt 64

VIII

Inhalt

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe 3.5.1 Begriffserklarung 3.5.2 Sauerstoff 3.5.3 Schwefelverbindungen 3.5.4 Organische Sauren 3.5.5 Schwermetalle 3.5.6 Sonstige Hemmstoffe 3.6 Spurenelemente 4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm 4.1 Klarschlammmengen und -beschaffenheit 4.1.1 Primarschlamm 4.1.2 Sekundarschlamm 4.1.3 Tertiarschlamm 4.1.4 Rohschlamm 4.1.5 Stabilisierte Schlamme, Faulschlamm 4.1.6 Stoffbedingte Eigenschaften von Klarschlammen 4.1.7 Klarschlammmengen 4.2 Behandlung kommunaler Schlamme 4.2.1 Schlammstabilisierung 4.2.2 Klarschlammdesintegration 4.2.3 Klarschlammentseuchung 4.2.4 Schlammwasserabtrennung 4.2.5 Rtickbelastung der Klaranlage aus der Schlammbehandlung 4.2.6 Wertstoffrtickgewinnung aus Klarschlamm 4.2.7 Schlammfaulung auf deutschen Klaranlagen 4.3 Beispiele zur Co-Fermentation 4.3.1 Einleitung 4.3.2 Co-Substrate 4.3.3 GroBtechnische Erfahrungen 4.3.4 Zusammenfassung

65 65 67 68 75 80 82 83 87 87 88 89 90 90 91 91 94 98 100 144 160 168 205 216 235 246 246 247 256 278

5 Anaerobe Abwasserbehandlung 283 5.1 Vor- und Nachteile der anaeroben Behandlung von Abwassem gegentiber den aeroben Verfahren 283 5.2 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Abwassem 286 5.2.1 Gmndsatzliches sowie Gliedemng anaerober Verfahren.. 286 5.2.2 Ausschwemmreaktor (CSTR) 288 5.2.3 Anaerobe Belebung (Kontakt-Prozess) 289 5.2.4 Membranunterstiitzte Anaerobreaktoren 295 5.2.5 UASB-Reaktoren (Schlammbettreaktoren) 295

Inhalt IX 5.2.6 EGSB-Reaktoren .304 5.2.7 Festbettreaktoren 320 5.2.8 FlieBbettreaktoren 327 5.2.9 Hybridreaktoren 338 5.3 Beispiele zur Behandlung von industriellen Abwassem aus der Lebensmittelindustrie 343 5.3.1 Fmchtsaftindustrie 343 5.3.2 Erfrischungsgetrankeindustrie 355 5.3.3 Brauereien 364 5.3.4 Schlacht- und Fleischverarbeitungsbetriebe 379 5.3.5 Starkeherstellung 396 5.3.6 Kartoffelveredelungsindustrie 417 5.3.7 Pektinfabriken 426 5.3.8 Zuckerindustrie 436 5.3.9 Brennereien und Hefefabriken 445 5.3.10 StiBwarenindustrie 453 5.4 Beispiele zur Behandlung von sonst. industriellen Abwassem ..470 5.4.1 Zellstoff-und Papierfabriken 470 5.4.2 Tierkorperbeseitigungsanstalten 487 5.4.3 Anlagenmit anorganischen Abwassem 501 5.4.4 Chemische- und Pharmazeutische Industrie 510 5.5 Beispiele zur Behandlung von kommunalen Abwassem 523 5.5.1 Einleitung 523 5.5.2 Vor- und Nachteile der Anaerobtechnik bei kommunalem Abwasser 524 5.5.3 Reaktortypen ..525 5.5.4 EinflussgroBen und Bemessungsparameter der anaeroben Reinigung kommunaler Abwasser 525 5.5.5 Technische Details bei kommunalen UASB-Reaktoren.... 528 5.5.6 Beispiele von UASB-Reaktoren zur kommunalen Abwasserreinigung 529 Landwirtschaftliche Vergarungsanlagen 6.1 Verfahrenstechniken 6.1.1 Historische Entwicklung und Einordnung 6.1.2 Herkunft und Potential der eingesetzten Substrate 6.1.3 Verfahrenskonzepte 6.1.4 Aufbereitung und Speichemng von Biogas 6.2 Beispiele landwirtschaftlicher Vergamngsanlagen 6.2.1 Vorbemerkungen 6.2.2 Einstufige Kofermentation 6.2.3 Zweistufige Kofermentation

533 533 533 535 538 551 556 556 556 557

X

Inhalt 6.2.4 6.2.5 6.2.6

Zweistufige Kofermentation mit therm. Desintegration .... 559 Kofermentations-Gemeinschaftsanlage mit Garrtickstandskonditionierung 560 Trocken-Nass-Simultanvergarung 562

7 Vergarung von Bio- und Restabfallen 7.1 Status quo 7.2 Rechtliche Rahmenbedingungen 7.3 Mengen, Qualitaten und Potenziale 7.3.1 Verwertung von Bioabfallen und sonstiger qualitativ hochwertiger organischer Abfallstoffe 7.3.2 Behandlung von Restabfallen 7.4 Anlagen-und Verfahrenstechnik 7.4.1 Anlieferung 7.4.2 Mechanische Aufbereitung vor der Vergarung 7.4.3 Vergarung 7.4.4 Konfektionierung nach dem Vergarungsprozess 7.4.5 Biogasverwertung 7.5 Abluftemissionen 7.5.1 Abluftemissionen bei der Bioabfallverwertung 7.5.2 Abluftemissionen bei der Restabfallbehandlung 7.6 Abwasseremissionen 7.6.1 Abwasseremissionen bei der Bioabfallbehandlung 7.6.2 Abwasseremissionen bei der Restabfallbehandlung 7.7 Energiebilanz 7.8 Ausgewahlte Leistungsdaten 7.8.1 Leistungsdaten der Bioabfallvergarung 7.8.2 Leistungsdaten der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung 7.9 Ausblick

565 565 568 570

643 645

8 Einrichtungen zur Nutzung / Verwertung von Faulgas 8.1 Allgemeines 8.2 Faulgasanfall 8.3 Eigenschaften von Faulgas 8.4 Faulgastransport und-speicherung 8.4.1 Faulgastransport 8.4.2 Faulgasspeicherung 8.5 Ausriistungsteile fiir das Gassystem 8.5.1 Gashaube/Schaumfalle 8.5.2 Gasfackel 8.5.3 Entwasserungseinrichtungen

655 655 655 660 662 662 663 667 668 668 668

570 572 574 575 578 586 611 617 622 623 624 629 631 635 637 639 639

Inhalt XI 8.5.4 Gasfilter 669 8.5.5 Flammenruckschlagsicherungen 669 8.5.6 Messeinrichtungen 669 8.6 Faulgasaufbereitung 671 8.6.1 Entschwefelung 671 8.6.2 Anlagen zur Gastrocknung 672 8.6.3 Anlagen zur Siloxanentfemung 673 8.7 Gasverwertung 673 8.7.1 Allgemeines 673 8.7.2 Energiebedarf auf Klaranlagen 673 8.7.3 Gasverwertung in Heizkesseln 677 8.7.4 Verwertung in BHKW 678 8.8 Sonstiges 684 8.8.1 Stromtibergabe insNetz 684 8.8.2 Bauliche Hinweise 685 8.9 Beispielrechnung 686 8.9.1 Annahmen 686 8.9.2 Bemessung des Faulbehalters 687 8.9.3 Energiebedarfsberechnung der gesamten Anlage 687 8.9.4 Energieangebot Faulgas 687 8.9.5 Energienutzung und-deckung 687 8.9.6 Vergleich der ermittelten Werte ftir die gewahlten Arten der Gasnutzung 690 9 Sicherheitsaspekte im Umgang mit Faulgas 9.1 Allgemeine sicherheitstechnische Hinweise 9.1.1 Allgemeines 9.1.2 Erstickungsgefahr 9.1.3 Vergiftungsgefahr 9.1.4 Explosionsgefahr 9.1.5 Beispiele ex-gefahrdeter Bereiche bei Faul- und Gasbehaltem 9.2 Mess-und Kontrolleinrichtungen 9.3 Bauliche Hinweise 9.4 Vorschriften

693 693 693 693 694 695 697 698 699 699

10 Verzeichnis der verwendeten Abkiirzungen und Symbole

703

Sachwortverzeichnis

707

Verzeichnis der Autoren Kapitel 1:

Prof Dr.-Ing. C.F. Seyfried

Kapitel 2:

Prof Dr.-Ing. habil. Dr. phil. S. Kunst

Kapitel 3:

Prof. Dr.-Ing. H. Kroiss Dr.-Ing. K. Svardal

Kapitel 4:

Prof Dr.-Ing. N. Dichtl Dr.-Ing. D. Wendler Dr.-Ing. G. Schmelz

Kapitel 5:

Dr.-Ing. H. Meyer Dipl.-Ing. R. Lange Prof. Dr.-Ing. K.-H. Rosenwinkel Prof. Dr.-Ing. U. Austermann-Haun Dr.-Ing. U. Temper Dipl.-Ing. A. Carozzi Dr.-Ing. M. Saake Dr.rer.nat. Dipl.-Chem. C. Mobius Dr.-Ing. I. Demel Prof Dr.-Ing. C. Buismann Dipl.-Ing. W. Eggert

Kapitel 6:

Dr.-Ing. P. Weiland

Kapitel 7:

Prof Dr.-Ing. K. Fricke Dipl.-Ing. A. Htittner, Prof. Dr.-Ing. habil. W. Bidlingmaier

Kapitel 8:

Dr.-Ing. H.-H. Niehoff

Kapitel 9:

Dr.-Ing. H.-H. Niehoff

Kapitel 10:

Prof. Dr.-Ing. W. Bischofsberger

XIV

Anschriften Austermann-Haun, Ute Prof Dr.-Ing.

Bidlingmaier, Werner Prof Dr.-Ing. habil.

Bischofsberger, Wolfgang Prof Dr.-Ing. Buisman, Cees Prof Dr.-Ing. Carozzi, Alvaro Dipl.-Ing. Demel, Ingrid Dipl.-Ing. Dichtl, Norbert Prof Dr.-Ing. Eggert, Wolfgang Dipl.-Ing. Fricke, Klaus Prof Dr.-Ing.

Hiittner, Axel Dipl.-Ing.

Kroiss, Helmut O. Univ. Prof. Dipl.-Ing Dr. techn. Dr. h.c. Kunst, Sabine Prof Dr.-Ing. habil. Dr. phil.

FH Lippe und Hoxter Labor fflr Siedlungswasserwirtschaft Emilienstr. 45, 32756 Detmold E-Mail: [email protected] Bauhaus Universitat Weimar Abfallwirtschaft CoudraystraBe 7, 99423 Weimar E-Mail: [email protected] Am SchloBsee 5,24960 Gliicksburg E-Mail: [email protected] Bode 81, Postbus 8129, 6700 EV Wageningen, Netherlands E-Mail: [email protected] Dr.-Ing. Steinle GmbH Ziegelstr. 2, 83629 Weyam E-Mail: [email protected] Papiertechnische Stiftung HeBstr. 134, 80797 Mtinchen TU Braunschweig Pockelstr. 2 a, 38106 Braunschweig E-Mail: [email protected] WABAG Wassertechnik GmbH Lise-Meitner-Str. 4 a, 40878 Ratingen E-Mail: [email protected] LeichtweiB-Institut fiir Wasserbau Abt. Abfallwirtschaft der TU Braunschweig Beethovenstr. 51 a, 38106 Braunschweig E-Mail: [email protected] IGW Ingenieurgemeinschaft Witzenhausen Fricke & Turk GmbH Bischhauser Aue 12, 37213 Witzenhausen Email: [email protected] Institut ftir Wassergtite und Abfallwirschaft TU Wien Karlsplatz 13, 1040 Wien, Osterreich Email: [email protected] Institut fiir Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik, Universitat Hannover Welfengarten 1, 30167 Hannover E-Mail: [email protected]

Anschriften Lange, Roland Dipl.-Ing. Meyer, Hartmut Dr.-Ing. Mobius, Christian H. Dr. Niehoff, Hans-Hermann Dr.-Lig. Rosenwinkel, Karl-Heinz Prof Dr.-Ing.

Saake, Michael Dr.-Ing. Schmelz, Karl-Georg Dr.-Ing. Seyfried, Carl-Franz Prof Dr.-Ing.

Svardal, Karl Ass. Prof Dipl.-Ing. Dr. techn. Temper, Uwe Dr.-Ing. Weiland, Peter Prof Dr.-Ing.

Wendler, Daniel Dr.-Ing.

XV

aqua consult Ingenieur GmbH Mengendamm 16, 30177 Hannover E-Mail: [email protected] Emschergenossenschaft / Lippeverband Kronprinzenstr. 24, 45128 Essen E-Mail: [email protected] CM Consult Dr. Christian H. Mobius & Partner Muesmannstr. 15 g, 86199 Augsburg Email: [email protected] Protechnic Engineering GmbH Willy-Brandt-Str. 23, 63450 Hanau E-Mail: [email protected] Institut fur Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik, Universitat Hannover Welfengarten 1, 30167 Hannover E-Mail: [email protected] aqua consult Ingenieur GmbH Mengendamm 16, 30177 Hannover E-Mail: [email protected] Emschergenossenschaft / Lippeverband Kronprinzenstr. 24, 45128 Essen E-Mail: [email protected] Institut fur Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik, Universitat Hannover Welfengarten 1, 30167 Hannover E-Mail: [email protected] Institut fiir Wassergtite und Abfallwirtschaft, TU Wien Karlsplatz 13, 1040 Wien, Osterreich E-Mail: [email protected] Schanzstr. 8, 82216 Maisach E-Mail: [email protected] Bundesforschungsanstalt ftir Landwirtschaft (FAL) Institut fur Technologic und Biosystemtechnik Bundesallee 50, 38116 Braunschweig E-Mail: [email protected] Wunstorfer Str. 96, 30453 Hannover E-Mail: [email protected]

Abbildungsverzeichnis

Abb. 1-1. Septic Tank (McCarty 1957) 2 Abb. 1-2. Travis Tank (McCarty 1957) Das Abwasser fliefit durch alle drei Kammern 3 Abb. 1-3. Emscher Brunnen (Emscherbecken, Imhoff-Tank) 3 Abb. 1-4. Zweistufige Schlammfaulung (Imhoff, Blunk 1913) 5 Abb. 1-5. Faulbehalter der Klaranlagen Essen-Rellinghausen mit je 1.400 m^Inhalt (Fries 1931). 6 Abb. 1-6. Faulbehalter mit Schraubenschaufler, auBenliegendem Warmetauscher und „Trubwasser"-Abzug (Bischofsberger 1993) 7 Abb. 1-7. Erstes anaerobes Belebungsverfahren (Kontaktverfahren), Versuchsanlage fiir Strohpappeabwasser (Jung 1949) 10 Abb. 1-8. Grolitechnischer Vorlaufer des anaeroben Belebungsverfahrens fiir eine Strohpappenfabrik in Frondenberg (Ruhrverband, Rohde 1951) 11 Abb. 1-9. Erstes groBtechnisches anaerobes Belebungsverfahren (Kontaktverfahren) fur Hefeabwasser; Lageplan (Ruhrverband 1951) 12 Abb. 1-10. Einstufiges anaerobes Belebungsverfahren mit Schlammentgasung 14 Abb. 1-11. Zweistufiges anaerobes Belebungsverfahren (getrennte Versauerung und Methanstufe) 14 Abb. 1-12. Schlammbettverfahren (UASB-Reaktor) (Lettinga et al. 1979) 15 Abb. 1-13. Prozessschema verschiedener Reaktortypen (Seyfried et al. 1986) 16 Abb. 1-14. Anaerobe Vorbehandlung des Industrieabwassers auf der Klaranlage Marne; Vorversauerung mit integrierter Abscheidung der nicht hydrolysierten Feststoffe; Festbettmethanreaktor (Seyfried et al. 1990) 17

XVIII Abb. 1-15. Anaerobanlage mit Ultrafiltration zur Behandlung von Abwassern einer Maisstarkeproduktion (Ross 1992) 18 Abb. 2-1. Schema des mehrstufigen anaeroben Abbaus 24 Abb. 2-2. Abhangigkeit des Energiegewinns acetogener Reaktionen vom Wasserstoffpartialdruck 30 Abb. 2-3. Desulfovibrio als acetogenes Bakterium 31 Abb. 2-4. Schema der Methanogenese aus CO2 und Wasserstoff 33 Abb. 2-5. Pellet aus einem UASB-Reaktor 35 Abb. 2-6. Schematischer Aufbau eines Pellets 36 Abb. 2-7. Vereinfachte, schematische Ubersicht der wichtigsten Prozesse beim anaeroben Abbau 38 Abb. 2-8. Wachstumskinetik der acetatverarbeitenden Methanbakterien (nachGujer, 1983) 44 Abb. 3-1. Relative maximale Versauerungsrate der Saurebakterien bei Glucose in Abhangigkeit von der Temperatur, bezogen auf die Aktivitat; 35 °C entsprechen 100 % Aktivitat (Zoetemeyer et al. 1982). 50 Abb. 3-2. Abhangigkeit der maximalen Umsatzraten von Methanbakterienstammen von der Temperatur 51 Abb. 3-3. Abhangigkeit des pH-Wertes im Faulbehalter von der Saurekapazitat bei unterschiedlichen COi-Gehalt des Faulgases 53 Abb. 3-4. Einfluss des Feststoffgehaltes auf die spezifische Gasproduktion(Indenl977) 63 Abb. 3-5. HS" - H2S-Gleichgewicht in Abhangigkeit vom pH-Wert (Klroiss 1986) 70 Abb. 3-6. Hemmung der maximalen Methanbildungsrate aus Essigsaure in Abhangigkeit der Konzentration an gelostem undissoziiertem Schwefelwasserstoff in der umgebenden Fliissigkeit (Kroiss 1986) 72 Abb. 3-7. H2S-Konzentration in der Gas- bzw. Fltissigphase in Abhangigkeit vom CSBred/Sred-Verhaltnis bei verschiedenen pH-Werten (Kroiss 1986) , 73 Abb. 3-8. H2S-Konzentration in der Gas- bzw. Fltissigphase in Abhangigkeit unterschiedlicher CSB-ZufluBkonzentrationen (Kroiss 1986).... 73 Abb. 3-9. Prozentualer Anteil der undissoziierten Sauren an den Gesamtsauren in Abhangigkeit vom pH-Wert (Kroiss 1986) 76 Abb. 3-10. Hemmung der Methanbildung in Abhangigkeit vom pH-Wert und der Essigsaurekonzentration (Kroiss 1986) 77 Abb. 3-11. Prozentuale Hemmung der Methanbildung aus Essigsaure in Abhangigkeit der Konzentration an undissoziierter Propionsaure ...77 Abb. 3-12. Abhangigkeit des NH^^-NHs-Gleichgwichtes vom pH-Wert (Kjoissl986) 79

Abbildungsverzeichnis

XIX

Abb. 3-13. Zulassige NHU-N-Konzentration in Abhangigkeit vom pHWert und unterschiedlichen Temperaturen im Reaktor (Kroiss 1986) 79 Abb. 4.1-1. Reststoffanfall auf einer Klaranlage in Abhangigkeit der Prozessstufen 88 Abb. 4.1-2. Wirkung der Absetzzeit auf stadtisches Rohabwasser (ATV 1996) 89 Abb. 4.1-3. Auswirkung von Abwasserinhaltstoffen aus industriellem und gewerblichem Abwasser auf die angewendeten Abwasserreinigungsprozesse (Moller 1997) 98 Abb. 4.2-1. Verfahrensketten zur Behandlung von Klarschlamm (Moller 1985) 100 Abb. 4.2-2. Konventionelle Faulbehalter mit Betriebseinrichtungen 105 Abb. 4.2-3. Spezifischer Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvolumen flir auBenliegende Pumpen (Beckereit 1987) 107 Abb. 4.2-4. Spezifischer Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvolumen fiir Ruhr- und Mischwerke (Beckereit 1987) 107 Abb. 4.2-5. Spezifischer Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvolumen fiir Gaseinpressung (Beckereit 1987) 108 Abb. 4.2-6. Verlauf der Gasentwicklung wahrend der Einfahrzeit (35 °C) bei unterschiedlichen Impfschlammzugaben (Annen 1959) 115 Abb. 4.2-7. Abhangigkeit zwischen dem prozentualen Gehalt organischer Stoffe in Rohschlammen und dem erforderlichen Abbaugrad bis zum Erreichen der technischen Abbaugrenze flir verschiedene Faulraumtemperaturen nach (Dimowski 1981) 118 Abb. 4.2-8. Gasentwicklung aus 1 kg wasserfreien organischen Stoffen des in den Faulraum eingefuhrten frischen Schlammes im reifen Faulraum bei verschiedenen Temperaturen, bezogen auf die zugeflihrte organische Trockensubstanz (Imhoff u. Imhoff 1976) 119 Abb. 4.2-9. Mehrkammer -Ausfaulgrube (DIN 1970) 122 Abb. 4.2-10. Haufigkeitssummenverteilung fiir QRohschiamm einer deutschen 128 GroMadt (ca. 1.000.000 EW) Abb. 4.2-11. Haufigkeitssummenverteilung Rohschlamm TR-Fracht/d ei129 ner deutschen Grolistadt (ca. 1.000.000 EW) Abb. 4.2-12. Haufigkeitssummenverteilung fiir QRohschiamm iiber das gleitende 21-d-Mittel einer deutschen GroBstadt (ca. 1.000.000 EW).. 129 Abb. 4.2-13. Verfahrensschema volldurchmischter Faulbehalter im Kaskadenbetrieb , 134 Abb. 4.2-14. Verfahrensschema zur zweistufigen anaeroben Klarschlammbehandlung 136 Abb. 4.2-15. Zweistufige Schlammfaulanlage thermophil/mesophil auf der Klaranlage Osterode/ Harz (Niehoff 1987) 138

XX

Abb. 4.2-16. VerfahrensflieBbild einer zweistufig aeroben/anaeroben Stabilisiemngsanlage 140 Abb. 4.2-17. Wirkmechanismen und Verfahren zur Klarschlammdesintegration 145 Abb. 4.2-18. Quantitativer Zusammenhang zwischen CSB im Schlammwasser und Behandlungstemperaturen bei der thermischen Klarschlammdesintegration (Kopp 2004) 148 Abb. 4.2-19. Chemischer Klarschlammaufschluss mit Phosphorriickgewinnung (Kopp 2004) 150 Abb. 4.2-20. Anwendungsmoglichkeiten der Klarschlammdesintegration (ATV-DVWK 2000) 152 Abb. 4.2-21. Riihrwerkskugelmuhle (VoUraummtihle) 153 Abb. 4.2-22. Mit verschiedenen Aufschlussgeraten erreichte Aufschlussgrad in Abhangigkeit von der spezifischen Energie (Mtiller 1996). 155 Abb. 4.2-23. Erreichte Abbaugrade fiir verschieden aufgeschlossene Faulschlamme bei anaerober Behandlung im submersen Betrieb (Kopp et al. 1997) 156 Abb. 4.2-24. Chemischer Sauerstoffbedarf (CSBf), Konzentration des ges. Kjeldahl-Stickstoff (TKN) und des Phosphates (PO4-P) im Zentrat eines Uberschussschlammes nach Zellaufschluss (Miiller u. Dichtl 1998) 158 Abb. 4.2-25. Schlammwasserbelastung in Abhangigkeit von der hydraulischen Verweilzeit (Kopp et al, 1997) 159 Abb. 4.2-26. Durch Klarschlamm oder Abwasser mogliche Infektionswege 161 Abb. 4.2-27. Einfluss von Zeit und Temperatur auf einige Krankheitserreger nach Feachem et al. (Feachem et al. 1983) 163 Abb. 4.2-28. Trocknungsverlauf eines Faulschlammes (Kopp 2002) 174 Abb. 4.2-29. Korrelation zwischen dem Kennwert TR(A) und dem Trokkenrtickstand nach groBtechnischem Entwasserungsprozess TRentw [%] (Kopp 2002) ., 175 Abb. 4.2-30. Abhangigkeit des Zetapotenzials und des Laborentwasserungsergebnisses von der Polymerdosiermenge (Kopp 2001) 177 Abb. 4.2-31. Zusammenhang zwischen dem Laborschleuderaustrag und groB-technisch erreichten Entwasserungsergebnissen (Denkert 1995) 179 Abb. 4.2-32. Vorgange in einem Eindicker (Seyfried 1986) 184 Abb. 4.2-33. Eindicker ohne Schlammraumer (ATV 1983) 185 Abb. 4.2-34. Rundeindicker mit Krahlwerk (Seyfried 1986) 186 Abb. 4.2-35. Verfahrensschema einer Flotationsanlage mit Flotationsbecken 189

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XXI

Abb. 4.2-36. Gas-Sattigungskurven in Abhangigkeit von der Temperatur (p=1.033mbar) 191 Abb. 4.2-37. Abzug des Schlammwassers txber Of&iungen in seitlich begrenzenden Betondielen (ATV 1996) ...194 Abb. 4.2-38. Schematische Darstellung eines Filterplattensystems (Junge etal. 1995) 198 Abb. 4.2-39. Spezifische Filterleistung und Trockenriickstand im Schlammkuchen einer Kammer- (links) und Membranfilterpresse (rechts) (Junge et al. 1995) 200 Abb. 4.2-40. Schema einer Bandfiherpresse (Firma Klein) (Junge et al. 1995) 201 Abb. 4.2-41. Prinzipskizze eines Gegenstromdekanters (Westfalia Separator) (Junge et al. 1995) 203 Abb. 4.2-42. Moglichkeiten zur Veranderung von Betriebsparametem bei Dekantem (Junge et al. 1995) 204 Abb. 4.2-43. Prozentualer Vergleich der Stoffstrome in Abwasser- und Sekundarstrom aus der Schlammbehandlung (modifiziert nach Neis 1994) 207 Abb. 4.2-44. VolumenvergroBerung bei zunehmender N-Riickbelastung (ATV-DVWK 2000 (2)) 209 Abb. 4.2-45. Schematischer Aufbau einer Ammoniak Strippanlage (Geipel u. Hoffmann 1996). 213 Abb. 4.2-46. Einbindung einer technischen Einrichtung zur Desintegration von Uberschussschlamm in die Verfahrenstechnik der Schlammbehandlung (Kopp et al. 1997) 222 Abb. 4.2-47. Anteile der Schlammstabilisierungsarten von Klaranlagen unterschiedlicher GroCenklasse in Abhangigkeit der Anlagenanzahl (Dichtl u. Keudel 1998) 237 Abb. 4.2-48. Anteile der Schlammstabilisierungsarten von Klaranlagen unterschiedlicher GroiJenklasse in Abhangigkeit der Einwohnerwerte (Dichtl u. Keudel 1998) 239 Abb. 4.3-1. Bioabfallbehandlung auf der Klaranlage Baden-Baden (Korz u. Frick 1996, verandert) 257 Abb. 4.3-2. Verfahrensschema der Co-Vergarung auf der Klaranlage Radeberg (Wolter et al. 1999) 260 Abb. 4.3-3. Co-Vergarung auf der Abwasserreinigungsanlage Solden in Osterreich (nach (IB Sprenger, 1996, verandert)) 261 Abb. 4.3-4. Vergleich von Rohschlamm- und Co-Substrat-Mengen auf der Klaranlage M 264 Abb. 4.3-5. Vergleich von Faulbehalterbeschickung (Summe aus Rohschlamm und Co-Substraten) und Gasproduktion auf der Klaranlage M 264

XXII Abb. 5.1-1. Branchenanteil der industriellen Anaerobanlagen in Deutschland 284 Abb. 5.2-2. Gliedemng anaerober Verfahren (ATV-Fachausschu6-7.5, 1990, erweitert) 286 Abb. 5.2-3. Neubau von industriellen Anaerobanlagen in Deutschland .287 Abb. 5.2-4. Grundschema des anaeroben Belebungsverfahrens (Saake, 1986) .289 Abb. 5.2-5. Anaerobes Belebungsverfahren mit integriertem Parallelplattenabscheider 291 Abb. 5.2-6. Schema eines UASB-Reaktors (BIOPAQ® - System) 297 Abb. 5.2-7. CSB-Raumbelastungen von UASB-Reaktoren in Abhangigkeit von den Industriebranchen (Referenzliste mit 269 Anlagen) 299 Abb. 5.2-8. Schema des BIOBED®-Reaktors 307 Abb. 5.2-9. Mittlere CSB-Raumbelastung der jeweils neu in Betrieb genommenen BIOBED®-Reaktoren (Auslegungswerte) 310 Abb. 5.2-10. Mittlere CSB-Raumbelastung von BIOBED®-Reaktoren in verschiedenen Industriebranchen (Auslegungswerte) 311 Abb. 5.2-11. Schema des IC®-Reaktors (Habets etal 1997) 314 Abb. 5.2-12. Mittlere CSB-Raumbelastung der jeweils neu in Betrieb genommenen IC®-Reaktoren (Auslegungswerte) 318 Abb. 5.2-13. Mittlere CSB-Raumbelastung von IC®-Reaktoren in verschiedenen Industriebranchen (Auslegungswerte) 318 Abb. 5.2-14. Schematische Darstellung eines Festbettreaktors 322 Abb. 5.2-15. Schematischer Aufbau eines ANAFLUX®-Reaktors sowie groBtechnische Anwendung (Firmenprospekt Fa. Degremont) 334 Abb. 5.2-16. Schematischer Aufbau des BMA-Flie6bettreaktors 337 Abb. 5.3.1-1. Klaranlage der Fa. WeserGold..... 348 Abb. 5.3.1-2. FlieBschema der Klaranlage WeserGold 350 Abb. 5.3.1-3. FlieBschema der Abwasserbehandlung Agrozumos 352 Abb. 5.3.1-4. FlieBschema der Klaranlage Mineralquelle Zurzach 354 Abb. 5.3.2-1. Blockschema fiir die Herstellung von Erfrischungsgetranken (ATV M 766 1999) 356 Abb. 5.3.2-2. Verfahrensschema der anaeroben-aeroben Betriebsklaranlage in Knetzgau (Weinzierl und Mtiller-Blanke 1998) 362 Abb. 5.3.3-3. FlieBschema der Klaranlage der Hasseroder Brauerei 368 Abb. 5.3.3-4. FlieBschema der Klaranlage der Licher Brauerei 371 Abb. 5.3.3-5. Klaranlage der Licher Brauerei und kommunale Klaranlage Lich 372 Abb. 5.3.3-6. FlieBschema der Klaranlage der Brauerei EFES Adana ...374 Abb. 5.3.3-7. FlieBschema der Klaranlage der LUPO Getranke 376 Abb. 5.3.3-8. Klaranlage der LUPO Getranke 377

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XXIII

Abb. 5.3.4-1. Stoffstrome der fliissigen und festen Rest- und Abfallstoffe bei Schlachtbetrieben (Steiner 1993, verandert) 380 Abb. 5.3.4-2. Optimale Belastungsbereiche verschiedener Anaerobverfahren in der Fleischwirtschaft (nach Steiner 1985, verandert) 385 Abb. 5.3.4-3. BlockflieBschema Betriebsklaranlage Schlachthof Cakung, Jakarta (erste Ausbaustufe) 393 Abb. 5.3.4-4. BlockflieUschema Rest- und Abfallbehandlung Fa. NFZ Emstek 393 Abb. 5.3.4-5. Blockflieiischema Rest- und Abfallbehandlung Schlachthof Vitis 394 Abb. 5.3.4-6. BlockflieBschema Rest- und Abfallbehandlung Fa. DeGeFa, Badbergen 394 Abb. 5.3.5-1. Starkeproduktion in der Europaischen Union und Deutschland seit 1992 (aAc 2002, FSI 2002) 398 Abb. 5.3.5-2. Prinzipschema der Kartoffelstarkeherstellung (ATV 2000) 400 Abb. 5.3.5-3. Prinzipschema der Maisstarkeherstellung (ATV 2000) ....402 Abb. 5.3.5-4. Prinzipschema der Starkeherstellung aus Weizen (ATV 2002) 404 Abb. 5.3.5-5. Fliessschema der UASB-Anlage in DeKrim zur Behandlung von Kartoffelstarkeabwasser (A 1993) 410 Abb. 5.3.5-6. Verfahrensschema einer Anaerobanlage (Fliessbettreaktoren) zur Reinigung eines Maisstarkeabwassers (ATV 2002) 412 Abb. 5.3.5-7. Verfahrensschema einer groBtechnischen Anlage (Teilfestbettreaktor) zur Vorbehandlung eines Weizenstarkeabwassers (Althoff 1995), (ATV 2000) ..415 Abb. 5.3.6-1. Verfahrensschema einer anaerob-aeroben Betriebsklaranlage zur Reinigung von Abwasser aus der Kartoffelchipsproduktion 422 Abb. 5.3.6-2. Verfahrensschema der anaeroben Vorbehandlungsanlage 424 Abb. 5.3.7-1. FlieBschema der Herstellung nieder- und hochveresterten Pektins(Wei6 1997) 428 Abb. 5.3.7-2. Abhangigkeit zwischen NOx-N-Elimination und pH-Wert im Reaktor bei unterschiedlichen Betriebstemperaturen (Bode 1985) 430 Abb. 5.3.7-3. Verfahrensschema der anaeroben-aeroben Betriebsklaranlage in GroBenbrode, Stand 2003 433 Abb. 5.3.8-1. Wasserkreislaufe in der Zuckerfabrik (ATV 2000) 438 Abb. 5.3.9-1. Verfahrensgrundbild der Vorbehandlungsanlage der Brennerei 450 Abb. 5.3.9-2. CSB-Ablaufkonzentration in Abhangigkeit von der CSBSchlammbelastung 452

XXIV Abb. 5.3.10-1. Marktanteile verschiedener Branchen des Emahrungsgewerbes in Deutschland 455 Abb. 5.3.10-2. Jahrlicher Pro-Kopf-Verbrauch an SiiBwaren in Deutschland 456 Abb. 5.3.10-3. Jahrlicher Pro-Kopf-Verbrauch an Schokolade (in kg/E ; 2000) 457 Abb. 5.3.10-4. Foto der Abwasservorbehandlungsanlage (wahrend der jahrlichen Wartungsarbeiten) 464 Abb. 5.3.10-5. CSB - Konzentration 1997-2000 (Monatsmittelwert) ...465 Abb. 5.3.10-6. Tagliche Abwassermengen und CSB - Frachten 19972000 466 Abb. 5.3.10-7. CSB - Raumbelastung und CSB - Wirkungsgrad 19972000 466 Abb. 5.3.10-8. CSB - Konzentration 2001 und 2002 (Wochenmittelwerte) 467 Abb. 5.3.10-9. Tagliche Abwassermengen und CSB - Frachten 2001 und 2002 467 Abb. 5.3.10-10. CSB - Raumbelastung und CSB - Wirkungsgrad 2001 und 2002 468 Abb. 5.4.2-1. Stoffstrome und Abwasseranfallstellen bei Tierkorperbeseitigungsanstalten (nach Metzner 1984, verandert) 488 Abb. 5.4.2-2. BlockflieBschemaBetriebsklaranlage TBA Oberding. 497 Abb. 5.4.2-3. BlockflieBschemaBetriebsklaranlage TBA Plattling 498 Abb. 5.4.2-4. BlockflieUschemaBetriebsklaranlage TBA Kraftisried....498 Abb. 5.4.2-5. BlockflieBschema Betriebsklaranlage TBA Chemnitz 499 Abb. 5.4.3-1. Kumulative Anzahl Anlagen TfflOPAQ® S-Entfemung ..501 Abb. 5.4.3-2. Blockfliessbild Metallrtickgewinnung mit biogenem H2S 502 Abb. 5.4.3-3. Ubersichtszeichnung der groBtechnischen Anlage 505 Abb. 5.4.3-4. Schematisches Fliessbild der Bio-Prozess-Route 506 Abb. 5.4.3-5. Schema Phase 1 Behandlungsanlage flir Caribou 508 Abb. 5.4.3-6. Schema Phase 2 Behandlungsanlage flir Caribou 509 Abb. 5.4.4-1. BIOBED®-Reaktor 518 Abb. 5.4.4-2. Verfahrensschema Biologische Biogasentschwefelung....519 Abb. 5.4.4-3. Wirbelbettreaktor 521 Abb. 5.4.4-4. FlieBbild Anaerobe/aerobe Abwasservorbehandlungsanlage in der Humaninsulinherstellung 522 Abb. 5.4.4-5. FlieBbild Abwasserbehandlungs- und Recyclingprozess in der Textilindustrie 522 Abb. 6.1-1. Entwicklung der Zahl der Biogasanlagen in Deutschland seit 1990 534 Abb. 6.1-2. Methanertrag verschiedener Energiepflanzen 537

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XXV

Abb. 6.1-3. Verfahrenskonzepte bei landwirtschaftlichen Biogasanlagen 539 Abb. 6.1-4. Verfahrensschema einer Kofermeiitationsanlage 540 Abb. 6.1-5. Festoffeinbringtechnik 541 Abb. 6.1-6. Feststoff-Direkteintragsysteme 542 Abb. 6.1-7. Typische Reaktorbauformen fur Nassvergarungsverfahren.542 Abb. 6.1-8. Gasdruck-Mischverfahren nach Pfefferkom 543 Abb. 6.1-9. Fermenter mit unterschiedlichen Folienabdeckungen 544 Abb. 6.1-10. Typische Verfahrenskonzepte landwirtschaftlicher Biogasanlagen..... 546 Abb. 6.1-11. Trockenvergarung mit mobiler Substratbox 548 Abb. 6.1-12. Trockenvergamngsverfahren mit Boxenfermentern und Perkolation 549 Abb. 6.1-13. Trockenfermentation ohne Perkolation mit dem Schlauchverfahren 550 Abb. 6.1-14. Schema des 3A-Mietenverfahrens zur Trockenvergarung.551 Abb. 6.1-15. Niederdruckgasspeicher flir Biogas 553 Abb. 6.2-1. Einstufige Vergarungsanlage 557 Abb. 6.2-2. Zweistufige Biogasanlage mit Direkteinspeisung von Feststoffen 558 Abb. 6.2-3. Zweistufige Biogasanlage mit thermischer Desintegration..559 Abb. 6.2-4. Schema der Kofermentations-Gemeinschaftsanlage mit Garriickstandskonditionierung 562 Abb. 6.2-5. Trocken-Nass-Simultanvergamng 563 Abb. 7-1. Schematischer Verfahrensablauf von Vergamngsanlagen zur Behandlung von Bio- und Restabfallen 574 Abb. 7-2. Lageplan eines MBA-Flachbunkers - Aufsicht 577 Abb. 7-3. Schematische Darstellung des Verfahrensablaufes bei der Biound Griinabfallvergarung - Beispiel trockenes Verfahren 581 Abb. 7-4. KomgroBenverteilung Resthaus- und Geschaftsmtxll bei Einsatz unterschiedlicher Zerkleinerungsaggregate 582 Abb. 7-5. KorngroBenverteilung der Fraktion Organik beim Einsatz unterschiedlicher Zerkleinerungsaggregate 584 Abb. 7-6. OTSbio-Gehalt und Mengenanteil im Unterkorn verschiedener Kornfraktionen 584 Abb. 7-7. Abfall-Nassaufloser und Siebaggregat, Maschinenbau Lohse GmbH, Heidenheim-Oggenhausen, Anlage in Ischgl, Osterreich...586 Abb. 7-8. Typisierung von Vergarungsverfahren nach deren Prozessfuhrung 590 Abb. 7-9. Schematische Darstellung der Moglichkeiten zur Erwarmung des Reaktorzulaufes 594

XXVI Abb. 7-10. Schematische Darstellung der Moglichkeiten zum Ausgleich der Abstrahlungsverluste 594 Abb. 7-11. Schematische Darstellung des KOMPOGAS-Verfahrens fiir die Verarbeitung von Bioabfallen 598 Abb. 7-12. Schematische Darstellung eines horizontal ausgefuhrten Pfropfstromreaktors (Beispiel KOMPOGAS-Fermenter) 599 Abb. 7-13. Schematische Darstellung des LINDE-BRV Reaktors 600 Abb. 7-14. Schematische Darstellung des DRANCO-Verfahrens fur die Verarbeitung von Bioabfallen 601 Abb. 7-15. Schematische Darstellung eines vertikal ausgefuhrten Pfropfstromreaktors (Beispiel VALORGA-Fermenter) 602 Abb. 7-16. Schematische Darstellung des WABIO-Verfahrens fiir die Verarbeitung von Bioabfallen 604 Abb. 7-17. Schematische Darstellung des einstufigen BTA-Verfahrens fur die Verarbeitung von Bioabfallen 605 Abb. 7-18. Schematische Darstellung des LINDE-KCA-Verfahrens 606 Abb. 7-19. Schematische Darstellung des zweistufigen BTA-Verfahrens mit Abtrennung der Feststoffe nach der Hydrolysestufe 607 Abb. 7-20. Anlagenschema ISKA®-Perkolationsanlage fur die Verarbeitung von Restmiill (Anlage Buchen, Odenwaldkreis) 609 Abb. 7-21. Schematische Darstellung eines Hybrid- Reaktors, einer Kombination aus Schlamm und Festbettreaktor 610 Abb. 7-22. Schematische Darstellung des IMK-Verfahrens fur die Verarbeitung von Bioabfallen 611 Abb. 7-23. Veranderung des TOCEiuat durch die anaerobe und nachgeschaltete aerobe Behandlung von Restabfallen 617 Abb. 7-24. Moglichkeiten der Verwertung des anfallenden Biogases....619 Abb. 7-25. Gesamtkohlenstoff (TOC) im Verlauf der Nachrotte am Beispiel des KOMPOGAS-Verfahrens (Fricke et al. 2001) 625 Abb. 7-26. Lachgaskonzentrationen im Rohgas und Stickstoffverbindungen im Eluat im Verlauf der Nachrotte (Wallmann et al., 2001) 628 Abb. 7-27. Veranderung der Atmungsaktivitat (AT4) durch die anaerobe und nachgeschaltete aerobe Behandlung von Restabfallen 629 Abb. 7-28. Abwasser- und Prozesswasserstrome sowie Wasser zur Verwertung einer Vergarungsanlage fur Bio- und Restabfalle 630 Abb. 7-29. Massenbilanz einer Bioabfallvergarungsanlage mit nachgeschalteter Kompostierung am Beispiel eines Standardbioabfalls ....641 Abb. 8-1. Spezifische Gasmenge GQTSZ in Abhangigkeit von der AufenthaltszeittTs(Kappl984) 657 Abb. 8-2. Normierte Jahresganglinie des Faulgasanfalls, bezogen auf den jeweiligen Jahresmittelwert (Dichtl etal. 1997) 658

Abbildungsverzeichnis

XXVII

Abb. 8-3. Niederdmck-Trockengasbehalter mit gewichtsbelasteter Membrane (Eisenbau-Heilbronn) 665 Abb. 8-4. Gassy stem einer Schlammfaulungsanlage 667 Abb. 8-5. Beispiel fur den Warmebedarf einer Modellanlage fiir 100.000 EGW bei 100 % Auslastung in lO^kJ/Monat (Meyer et al. 1983) ..674 Abb. 8-6. Abhangigkeit des Stromverbrauchs vom Reinigungsverfahren (Murll999) 676 Abb. 8-7. Wirkungsgrade von Gasmotoren in Abhangigkeit von der Belastung (Deutz/MWM) 679 Abb. 8-8. Spezifische Stromerzeugungskosten (inkl. MwSt.) mittels BHKW zur Netzeinspeisung gem. EEG in Abhangigkeit von der Anlagengro6e(Niehoff2002) 683

Tabellenverzeichnis

Tabelle 2-1. Energie gewinnende Reaktionen methanogener Bakterien...32 Tabelle 2-2. Kinetische Parameter mesophiler Bakterien bei der Versauerung von Glucose und Aminosauren (T: 30-37 °C) 41 Tabelle 2-3. Kinetische Parameter methanogener und acetogener Bakterien bei Temperaturen von 30-37 ^Celsius (Meyer, 2004) 43 Tabelle 2-4. Gtinstige Konzentration geloster Spurenelemente in Anaerobreaktor (Mudrack u. Kunst 2003) 48 Tabelle 2-5. Richtwerte flir den erforderlichen Spurenelementbedarf, bezogen auf den abgebauten CSB 48 Tabelle 3-1. Gegensatzlichkeiten zur Durchmischung von Anaerobreaktoren (Saake 1986) 57 Tabelle 3-2. Schadwirkung von Schwermetallen 82 Tabelle 3-3. Erforderliche Konzentrationen einiger Spurenelemente fiir einen optimalen anaeroben Abbau (nach Sahm 1981) 84 Tabelle 4.1-1. Zuordnung wichtiger Kennwerte zu Schlammbehandlungsverfahren (Bahrs 1997) 91 Tabelle 4.1-2. Zuordnung wichtiger Kennwerte zu den Schlammarten (Bahrs 1997) 95 Tabelle 4.1-3. Rohschlammanfall und -beschaffenheit in Abhangigkeit unterschiedlicher Reinigungsverfahren und Betriebsbedingungen (ATVDVWK2003) :..97 Tabelle 4.2-1. Erforderlicher Stabilisierungsgrad in Abhangigkeit von der Art der Beseitigung (Dichtl 1985) 101 Tabelle 4.2-2. Kennwerte zur Beurteilung des Stabilisierungsgrades aerob behandelter Klarschlamme (nach Dichtl 1985) 102 Tabelle 4.2-3. Kennwerte zur Beurteilung des Stabilisierungsgrades anaerob behandelter Klarschlamme (Dichtl 1985) 103 Tabelle 4.2-4. Richtwerte fur FaulraumgroBen nach Imhoff (zitiert in ATV 1983) 120

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Tabelle 4.2-5. Spezifische Faulraumvolumen in (1/E) fiir unbeheizte Faulbehalter in Abhangigkeit von der Schlammart und Belastung nach den Planungs- und Bemessungsgrundsatzen des Landes Nordrhein-Westfalen (Landesamt fur Wasser und Abfall NRW 1981) 121 Tabelle 4.2-6. Bemessungswerte fur beheizte Faulraume (Landesamt fur Wasser und Abfall NRW 1981) 122 Tabelle 4.2-7. Bemessungsvorschlage nach v.d. Emde (1974) 123 Tabelle 4.2-8. Bemessung von Faulraumen nach Bohnke (Bohnke 1977) 124 Tabelle 4.2-9. Zusammenstellung verschiedener Dimensionierungsansatze aus der Literatur fur konventionelle Faulbehalter 125 Tabelle 4.2-10. Richtwerte fiir die Faulraumbemessung (zusammengefasst) 125 Tabelle 4.2-11. Maximale Biogasausbeuten bei vollstandigem Abbau der organischenInhaltsstoffe(ATV-DVWK2002) 132 Tabelle 4.2-12. Abhangigkeit des zu erwartenden Biogasanfalls von der praktizierten Verfahrenstechnik der Abwasserreinigung nach Kapp; erganzt durch den ATV-DVWK Fachausschuss AK 8 Biogas (ATVDVWK2002) 132 Tabelle 4.2-13. Erforderliche Verweilzeiten bei der zweistufigen Klarschlammfaulung (Wechs 1985) 138 Tabelle 4.2-14. Im Klarschlamm zu erwartende Erreger, die zu Krankheiten ftihren konnen 161 Tabelle 4.2-15. Zusammenstellung und Bewertung von Entwasserungskennwerten 169 Tabelle 4.2-16. Mittlere Verteilung der Wasseranteile fiir Faulschlamme (FS) und flir simultan aerob stabilisierte Uberschussschlamme (US) 176 Tabelle 4.2-17. Durch Eindickung erreichbarer Trockenmassenanteil... 187 Tabelle 4.2-18. Maximal zulassige Eindicker-Flachenbelastung (Seyfried 1986) 187 Tabelle 4.2-19. Gegenliberstellung der Entwassemngsaggregate (Junge et al. 1995) 204 Tabelle 4.2-20. Schwankungsbreiten und Erwartungswerte fiir Konzentrationen an Kohlenstoff- und Nahrstoffbelastungen im Prozesswasser der Schlammbehandlung (modifiziert nach ATV 1996) 206 Tabelle 4.2-21. Jahrliche Humus- und Nahrstoffgehalte im Klarschlamm in der Bundesrepublik Deutschland (Poletschny 1995) 217 Tabelle 4.2-22. Kennzahlen fiir die aerobe und anaerobe Behandlung organischer Stoffe 219 Tabelle 4.2-23. Vergleich der Stickstoff-Rtickgewinnungsverfahren (nach Marr u. Koncar 1990) 225

Tabellenverzeichnis

XXXI

Tabelle 4.2-24. Zusammenstellung gangiger Verfahrensmoglichkeiten zur Phosphorelimination (Dichtl u. Dockhom 2002) 226 Tabelle 4.2-25. Wertstoffpotenzial und Reinigungskosten fiir verschiedene Abwasserstrome (Dockhom u. Dichtl 2003) 230 Tabelle 4.2-26. Frachten und Konzentrationen des Gesamtabwassers sowie von Gelb- und Schwarzwasser von 350.000 EW. (* berechnet nach Angaben von Otterpohl, 2000 mit 4,9 g K/(EW • d)) 231 Tabelle 4.2-27. Angaben in %/100. (*die Aufteilung des TS wurde angenommen) (Dockhom u. Dichtl 2003) 232 Tabelle 4.2-28. Wertstof^otenzial eines kommunalen Abwassers von 350.000 EW beziiglich organischer Verbindungen, Stickstoff, Phosphor und Kalium (*elektrische Energie aus Verstromung von Biogas) (Dockhom u. Dichtl 2003) 232 Tabelle 4.2-29. Wertstoffpotenzial des kommunalen Abwassers auf ganz Deutschland hochgerechnet (Dockhom u. Dichtl 2003) 233 Tabelle 4.2-30. Wertstoffpotenzial einzelner Abwasserinhaltsstoffe in den einzelnen Teilstromen berechnet fur 350.000 EW (Dockhom u. Dichtl 2003) 234 Tabelle 4.3-1. Faulzeiten in bestehenden Faulbehalteranlagen 247 Tabelle 4.3-2. Vergleich des Abfallauflkommens in der Nahrungsmittelindustrie mit dem Anfall an Klarschlammen 1993 (Statistisches Bundesamtl997) 248 Tabelle 4.3-3. Betriebe und Abfallmengen im Produzierenden Gewerbe 1993 (Statistisches Bundesamt 1997) 249 Tabelle 4.3-4. Organische Industrieabfalle (erw. auf der Basis von Braun (1992)) 251 Tabelle 4.3-5. Substratspezifische Eigenschaften von Co-Substraten, modifiziert auf der Basis von (Behmel u. Meyer-Pittroff 1996; KTBL 1998) 252 Tabelle 4.3-6. Basisdaten zur Co-Fermentation von Sauerkrautlake auf der Klaranlage M 262 Tabelle 4.3-7. Basisdaten zur Co-Fermentation von Riickstanden aus der Gelatineherstellung auf der Klaranlage N 266 Tabelle 4.3-8. Beispiele groBtechnischer Co-Fermentation auf kommunalen Klaranlagen 268 Tabelle 4.3-9. Co-Fermentation auf kommunalen Klaranlagen in Deutschland, Stand 1999 (ISAH 2000) 270 Tabelle 4.3-10. Ursachen fur Betriebsprobleme infolge Co-Fermentation undmogliche GegenmaBnahmen 271 Tabelle 4.3-11. Schadstoffgrenzwerte fur biogene Abfalle zur Co-Fermentation '. 275

XXXII Tabelle 4.3-12. Positivliste, Teil 1, fur biogene Abfalle, die ohne Einzelnachweis grundsatzlich fiir eine Co-Fermentation in Faulbehalter geeignet sind (Merkblatt zur Co-Fermentation biogener Abfalle in Faulbehaltem von Klaranlagen des Landes Nordrhein-Westfalen) 276 Tabelle 4.3-13. Positivliste, Teil 2, fiir biogene Abfalle, die einer okologischen Betrachtung unterzogen werden miissen (Merkblatt zur CoFermentation biogener Abfalle in Faulbehaltem von Klaranlagen des Landes Nordrhein-Westfalen) 277 Tabelle 5.2-1. CSB-Raumbelastung von anaeroben Belebungsanlagen in Deutschland 292 Tabelle 5.2-2. Auslegungs- und Betriebsdaten (Mittelwerte) anaerober Belebungsanlagen 292 Tabelle 5.2-3. Vor- undNachteile der anaeroben Belebungsverfaliren..294 Tabelle 5.2-4. Betriebsdaten von groBtechnischen UASB-Reaktoren....297 Tabelle 5.2-5. Vor- und Nachteile des UASB-Verfahrens 303 Tabelle 5.2-6. Vor- und Nachteile der EGSB-Reaktoren gegeniiber den UASB-Reaktoren 305 Tabelle 5.2-7. Betriebsergebnisse (=B) bzw. Auslegungsdaten (=A) von groBtechnischen BIOBED®-Reaktoren 309 Tabelle 5.2-8. Betriebsergebnisse (=B) bzw. Auslegungsdaten (=A) von groBtechnischen IC®-Reaktoren 317 Tabelle 5.2-9. CSB-Raumbelastung von groBtechnischen Festbettreaktoren 323 Tabelle 5.2-10. Biomassengehalte von labor- und groBtechnischen Festbettreaktoren 325 Tabelle 5.2-11. Vor- undNachteile der anaeroben Festbettreaktoren ....327 Tabelle 5.2-12. Vor- und Nachteile von FlieBbettreaktoren 331 Tabelle 5.3.1-1. Die deutsche Fmchtsaftindustrie in Zahlen, Geschaftsjahr 2001, Quelle: Verband der deutschen Fruchtsaft-Industrie e.V. (VdF), Bonn 344 Tabelle 5.3.1-2. Beispiele fur Abwasserlasten in Fruchtsaftbetrieben verschiedener GroBe (nach ATV M 766 und Schobinger 2001) 345 Tabelle 5.3.1-3. Mittelwerte vom Gesamtabwasser eines Friichteverarbeitungsbetriebes (ohne Abfiillung) fur mehrere Kampagnen (Rosenwinkel/Rtiffer) 346 Tabelle 5.3.1-4. Beispiele fiir die Beschaffenheit von Abwasserteilstromen der Fruchtsaftherstellung (ATV M 766) 346 Tabelle 5.3.1-5. Jahrsdurchschnittswerte vom Rohabwasser verschiedener Betriebsarten (ATV M 766) 347 Tabelle 5.3.1-6. Auslegungs- und Betriebsdaten WeserGold 349 Tabelle 5.3.1-7. Auslegungs- und Betriebsdaten Agrozumos 353 Tabelle 5.3.1-8. Auslegungsdaten 354

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XXXIII

Tabelle 5.3.2-1. Abwasserkonzentrationen, spezifische Wassermengen und Frachten in der Erfrischungsgetranke-Industrie 358 Tabelle 5.3.2-2. Abwasserkonzentrationen eines Erfrischungsgetrankeherstellers in Saltillo, Coahuila, Mexiko (Kalyuzhnyi et al. 1997) 359 Tabelle 5.3.2-3. Liste groBtechnischer Anaerobanlagen in der Erfrischungsgetrankeindustrie 361 Tabelle 5.3.3-1. Die deutsche Brauwirtschaft in Zahlen, Geschaftsjahr 2002 364 Tabelle 5.3.3-2. Analysenergebnisse der Gesamtabwasser von fiinf deutschen Brauereien 365 Tabelle 5.3.3-3. Spezifische Abwassermengen und -schmutzfrachten sowie Analysenwerte verschiedener Brauereiabwasserteilstrome einer GroBbrauerei (Rosenwinkel/ Seyfried) 366 Tabelle 5.3.3-4. Auslegungs- und Betriebsdaten der Klaranlage der Hasseroder Brauerei...... 369 Tabelle 5.3.3-5. Auslegungs- und Betriebsdaten der Klaranlage der Licher Brauerei 371 Tabelle 5.3.3-6. Auslegungs- und Betriebsdaten der Klaranlage der Brauerei EFES 375 Tabelle 5.3.3-7. Auslegungs- und Betriebsdaten der Klaranlage der LUPO Getranke 377 Tabelle 5.3.4-1. Spezifische Abwassermengen und Schmutzfrachten (sedimentiertes Abwasser) bei Schlacht- und Fleischverarbeitungsbetrieben (nach Jappelt u. Neumann 1985, verandert) 382 Tabelle 5.3.4-2. Anfall und Zusammensetzung von Schlachthofabwasser (nach Tritt 1990), Fleischwarenfabriken: CSB ca. 800-3.000 mg/1, BSBs ca. 500-2.500 mg/1 382 Tabelle 5.3.4-3. Substratspezifische KenngroiJen verschiedener Rest- und Abfallstoffe der Fleischwirtschaft (nach Tritt et al. 1991, 1993) 387 Tabelle 5.3.5-1. Bedeutung der Europaischen und der deutschen Starkeindustrie (FSI, 2002) 396 Tabelle 5.3.5-2. Rohstoffverarbeitung und Starkeproduktion in der Europaischen Union und Deutschland (FSI, 2002) 397 Tabelle 5.3.5-3. Verbrauch von Starkeprodukten nach Branchen in der Europaischen Union und Deutschland (FSI, 2002) 398 Tabelle 5.3.5-4. Spezifische Stoffstrome, Konzentrationen und Frachten aus der Kartoffelstarkeproduktion 405 Tabelle 5.3.5-5. Abwasserzusammensetzung einer Maisstarkefabrik (Miiller 1997) 406 Tabelle 5.3.5-6. Kennwerte fur Briidenkondensat aus dem Quellwassereindampfer (ATV 2002) 406

XXXIV Tabelle 5.3.5-7. Spezielle Abwassermengen und Schmutzfrachten fiir Abwasser aus der Maisstarkefabrikation (Seyfried/Rosenwinkel 1982) 407 Tabelle 5.3.5-8. Abwassercharakteristik bei der Weizenstarkeproduktion (Seyfried et al. 1984, Witt 1991, Althoff 1995, Althoff 2003) 407 Tabelle 5.3.5-9. Volumina und Belastungsdaten der Betriebsklaranlage (Maisstarke-Abwasser) 413 Tabelle 5.3.5-10. Kenn- und Betriebswerte fur Biogasanlage der Weizenstarkefabrik Hermann Komer GmbH (ATV 2002) 413 Tabelle 5.3.5-11. Betriebsergebnisse einer Anaerobanlage (Anaerobstufe) in der Weizenstarkeindustrie seit 1988 (Korner 2003, Althoff 2000, Althoff 2003) 414 Tabelle 5.3.6-1. Abwasseranfall und -belastung bei den Verfahrensschritten der Kartoffelverarbeitung (Rosenwinkel, Austermann-Haun, 1996) 419 Tabelle 5.3.6-2. GroBtechnische Anaerobanlagen in der kartoffelveredelnden Industrie in Deutschland 421 Tabelle 5.3.7-1. Abwasserkennwerte von Pektinabwassem 429 Tabelle 5.3.7-2. Belastungs- und Betriebsdaten einer groBtechnischen Hochlastdenitrifikationsstufe (Monatsmittelwerte Januar 2003) 432 Tabelle 5.3.7-3. Belastungs- und Betriebsdaten des Methanreaktors 434 Tabelle 5.3.8-1. Spezifische Abwassermengen sowie die Konzentrationen der wichtigsten Parameter 439 Tabelle 5.3.8-2. GroBtechnische Anaerobanlagen in der Zuckerindustrie in Deutschland (teilweise nicht mehr in Betrieb) 441 Tabelle 5.3.9-1. Beschaffenheit von Schlempen (ATV-DVWK, 1999 bzw. Bischofsberger et al., 1993) 446 Tabelle 5.3.9-2. GroBtechnische Anaerobanlagen in Brennereien und Hefefabriken in Deutschland (teilweise Anaerobanlage nicht mehr in Betrieb) 448 Tabelle 5.3.9-3. Mittlere Zulaufmengen und -konzentrationen des Abwassers der Brennerei 451 Tabelle 5.3.10-1. Weltweiter Zuckermarkt 1998 und Zuwachs 1994 bis 1998 (ZWS 2002) 455 Tabelle 5.3.10-2. Die wichtigsten zehn Markte der Zuckerwarenindustrie (ZWS 2002) 455 Tabelle 5.3.10-3. Effizienz von innerbetrieblichen MaBnahmen (IBM) zur Abwasser- und Frachtreduzierung in einem SiiBwaren-Betrieb 458 Tabelle 5.3.10-4. Charakteristische Zusammensetzung des Abwassers aus verschiedenen Produktionszweigen der SiiBwarenherstellung 460 Tabelle 5.3.10-5. Bemessungs- und Betriebswerte einer Abwasservorbehandlungsanlage in der SuBwarenindustrie (1997 bis 2002) 463

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XXXV

Tabelle 5.4.1-1. Die Abwasserbehandlung der Sulfitzellstofffabriken in Deutschland im Jahr 2003 476 Tabelle 5.4.1-2. Typische spezifische Abwassermengen der Papiererzeugung 478 Tabelle 5.4.1-3. Produktionsspezifische Abwasserzusammensetzung ...479 Tabelle 5.4.1-4. Anaerobe Abwasserreinigungsanlagen in der deutschen Papierindustrie 484 Tabelle 5.4.1-4. (Fortsetzung) 485 Tabelle 5.4.2-1. Beschaffenheit von Abwasser aus Tierkorperbeseitigungsanstalten (Werte nach TagesvergleichmaBigung) 489 Tabelle 5.4.3-1. Die Kemdaten der Anlage lassen sich wie folgt zusammenfassen: 506 Tabelle 5.4.4-1. Umsatz, Beschaftigte und Betriebe nach GrolJenklassen 511 Tabelle 5.4.4-2. Produktionswerte der Chemiesparten 2001 511 Tabelle 5.4.4-3. Organische Verbindungen, die der anaeroben Behandlung zuganglich sind (Auszug) 513 Tabelle 5.4.4-4. Laborstudien mit erfolgreichen Chemieabwassem 514 Tabelle 5.4.4-5. Reaktortypen in der chemischen und pharmazeutischen Industrie 515 Tabelle 5.4.4-6. Gegentiberstellung UASB / EGSB-Reaktoren 515 Tabelle 5.4.4-7. Rohabwasser - Zulaufdaten 517 Tabelle 5.5-1. Gegeniiberstellung der wichtigsten Bemessungsparameter der anaeroben Reinigung kommunaler Abwasser 526 Tabelle 5.5-2. Zu- und Ablaufkonzentrationen sowie Abbaugrade bei der anaeroben Reinigung kommunaler Abwasser 529 Tabelle 6.1-1. Stoffdaten und Biogasertrag von Fliissig- und Festmist unterschiedlicher Tierarten 536 Tabelle 6.1-2. Stoffdaten und Biogasertrag von Emtertickstanden und Futterresten .....537 Tabelle 6.1-3. Potenzial & Methanausbeute ausgewahlter Produktionsrixckstande 538 Tabelle 7-1. Status quo Behandlungsanlagen fur die Bio- und Griinabfallverwertung und sonstige qualitativ hochwertige organische Abfallstoffe sowie ftir die Restabfallbehandlung (MBA) - Stand 2002....566 Tabelle 7-2. Vergarungsanlagen zur Behandlung von Bio- und Restabfallen in Deutschland, Stand 200 567 Tabelle 7-3. Mengen ausgewahlter organischer Abfallstoffe in Deutschland und ihre Eignung fiir verschiedene Verwertungsprozesse - Stand 2002/12 570 Tabelle 7-4. Grenzwerte und mittlere Schwermetallgehalte in Bioabfallkomposten und Klarschlammen - Angaben in mg/kg in der TS 571

XXXVI Tabelle 7-5. Prozesskenndaten und Nahrstoffgehalte ausgewahlter organischer Abfallstoffe 571 Tabelle 7-6. Status und Prognose der festen Siedlungsabfall-, Wertstoffund Restabfallmengen (Alwast et al. 2003) 572 Tabelle 7-7. Charakterisierung der Abfallarten beziiglich der Parameter TS, GV, OTSbio aerob? OTSbio anaerob, Inertstoffauteil sowie unterer Heizwert (Hu) und oberer Heizwert (Ho) 573 Tabelle 7-8. Anteil regenerativer Energien in verschiedenen Abfallarten : 574 Tabelle 7-9. Genutzte Eigenschaften und Aggregate zur mechanischen Aufbereitung von Abfallgemischen vor der Vergarung 578 Tabelle 7-10. Geeignete Siebschnitte bei der Aufbereitung von Bioabfall, Restmiill aus Haus- und Geschaftsmtill (HGM) 583 Tabelle 7-11. Milieuanforderungen bei der Vergarung biogener Roh- und Reststoffe(Weiland2001) 589 Tabelle 7-12. Charakterisierung anaerober Reaktoren (erweitert nach ATV 1990) 591 Tabelle 7-13. Beschreibung anaerober Verfahrenstechniken (ATV 1990) 591 Tabelle 7-14. Warmedurchgangszahlen ftir Warmeiibertragertypen (Produkt - Heizwasser) unter Betriebsbedingungen (Langhans 2000a). 593 Tabelle 7-15. Spezifische Warmekapazitaten verschiedener Stoffe bei einer Temperatur von 20 °C (Kranert 1988, Jescha et al. 1990) 596 Tabelle 7-16. Systematisierung der Kompostierungsverfahren nach Baumuster 615 Tabelle 7-17. Einsatzgebiete der verschiedenen Rottesysteme fiir die Nachbehandlung von Garresten 615 Tabelle 7-18. Typische Zusammensetzungen von Biogas verschiedener Abfalle und Reststoffe 618 Tabelle 7-19. Geruchsemissionen einer Bioabfallvergarungsanlage (Jahresdurchsatz 10.000 Mg) 624 Tabelle 7-20. Rohgas Abluftmengen und Qualitaten im Vergleich zu den relevanten Grenzwerten der 30. BImSchV 625 Tabelle 7-21. Behandlungszeiten zum Erreichen der Stabilisierungsparameter aus der AbfAblV und des AT4-Wertes gemaB § 16 der 30. BImSchV 625 Tabelle 7-22. Mindestanforderungen fur einige relevante Parameter nach Anhang 23 an die Einleitung von Abwasser aus Anlagen zur Behandlung von Siedlungsabfallen 631 Tabelle 7-23. Theoretische Abschatzung der Veranderungen des Anteiles von Uberschusswasser in Abhangigkeit vom Wassergehalt (WG) des

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angelieferten Bioabfalls und des Entwasserungsgrades (Vergarungsanlage mit einer Jahreskapazitat von 20.000 Mg) 632 Tabelle 7-24. Belastung der Ablaufe aus Bioabfallvergarungsanlagen ..633 Tabelle 7-25. Beispielhafte Aufstellung der Verwertungs- und Entsorgungswege fur Uberschusswasser verschiedener Bioabfall und Restabfallbehandlungsanlagen 634 Tabelle 7-26. Prinzipiell geeignete Verfahrensschritte zur Reinigung von Abwassern aus Vergarungsanlagen 634 Tabelle 7-27. Abwasser / Prozesswasserbelastung aus Aerobstufen mechanisch-biologischer Abfallbehandlungsanlagen (Fricke et al. 2004).635 Tabelle 7-28. Wassermenge in der Abluft in Abhangigkeit unterschiedlicher Temperaturen und Abluftmengen 636 Tabelle 7-29. Energieaufwand und -ertrage bei der Bio- und Grunabfallverwertung und bei der mechanisch-biologischen Restabfallbehandlung (MBA) mit Einbindung der Deponie (Wallmann et al. 2002) 638 Tabelle 7-30. Einteilung der Rottegrade entsprechend den Maximaltemperaturen im Selbsterhitzungsversuch (Anonym 1995) 640 Tabelle 7-31. KenngroBen einstufiger und zweistufiger Vergarungsverfahren bei der Verwertung von Bioabfallen 640 Tabelle 7-32. Betriebs- und Prozesskenndaten ausgewahlter Vergarungsverfahren zur Bioabfallverwertung und Restabfallbehandlung 642 Tabelle 7-33. Berechnung des Faulraumvolumens und der theoretischen hydraulischen Verweilzeit fiir Nass- und Trockenverfahren fur die Verwertung von Bioabfall 643 Tabelle 7-34. Ergebnisse der Van Soest-Analyse und weitere Stoffparameter fiir unbehandelten und anaerob behandelten Restabfall 644 Tabelle 7-35. Leistungsdaten fiir die mechanisch-biologische Restabfallbehandlung mit integrierter Vergarungsstufe 644 Tabelle 7-36. Massenbilanz verschiedener MBA-Konzeptionen fiir die Behandlung von Haus- und Geschaftsmiill 645 Tabelle 8-1. Abhangigkeit der zu erwartenden spezifischen Faulgasausbeuten von der praktizierten Verfahrensart der Abwasserreinigung (ATV-DVWK 2002) 656 Tabelle 8-2. Stoffspezifische Gaserzeugung 657 Tabelle 8-3. Zusammensetzung und Eigenschaften von Faulgas 660 Tabelle 8-4. AnlagengroBe und installierte Leistung (Murl 1999) 676 Tabelle 8-5. Verbrauch an elektrischer Energie der einzelnen Verfahrensstufen einer Modellklaranlage mit 100.000 EW (Murl 1999) 676 Tabelle 8-6. Vergleich der ermittelten Werte fiir die gewahlten Arten der Gasnutzung , 690

1 Geschichte der Anaerobtechnik

1.1 Historische Entwicklung Die Anaerobtechnik nutzt biologische Prozesse unter Abwesenheit von Sauerstoff, wobei organische Stoffe letztlich zu Methan und zu anorganischen Stoffen wie Kohlenstoffdioxid und Ammonium zersetzt werden. Erdgeschichtlich gehoren Methanbakterien zu den altesten Lebewesen, die bereits existierten, als die Erde noch nicht die heutige sauerstoffhaltige Atmosphare hatte. Die „anaerobe Zersetzung,, als naturlicher Vorgang wird von der Menschheit erst in neuerer Zeit gezielt eingesetzt. Erste Vorlaufer einer anaeroben Abwasserreinigung waren die Faulschachte in den Stadten des Indus-Kulturkreises. So berichtet (Erhard 1954), dass etwa 6.500 v.C. in den Stadten Mohenjodaro und Harappa vor den Hausem in den Anschlussleitungen an die damals schon vorhandene Kanalisation Schachte angeordnet waren, die vom Abwasser durchflossen wurden und in denen die Schwerstoffe sich absetzten und ausfaulen konnten. Zweifelsohne wollte man damals den Gestank in den im Rechteckprofil gebauten Kanalen durch Ablagerungen vermeiden. Im so genannten klassischen Altertum sind solche „Hausklaranlagen" nicht zu verzeichnen. Erst im Mittelalter wird von so genannten Eh-Gmben (Faulgruben) berichtet, in die man Abwasser hineinlaufen lieB, weniger um sie zu reinigen als um sie loszuwerden. In den Schlossem und Burgen wurden oftmals Kellereien oder unterirdische Gewolbe als Eh-Gmben genutzt. Wenn sie voll waren, wurden sie einfach zugemauert, was oftmals lange Zeit spater gar manchen Schatzsucher verbitterte. Dass diese Methode „anaerober Abwasserreinigung" den Bauwerken nicht gut bekam, zeigt ein Ungltick, welches 1183 beim Reichstag in Erfurt unter Kaiser Friedrich I. geschah: Hier brach der angefaulte Boden des Festsaals, welcher sich tiber einer solchen Eh-Gmbe befand, ein und drei Ftirsten, fiinf Grafen, viele Edle und mehr als hundert Ritter kamen in der Eh-Grube um (Erhard 1954). Als ein Wunder wurde es angesehen, dass kein Kirchenfiirst zu Schaden kam. Heute lasst sich dieses „Wunder" leicht physikalisch erklaren: Das spezifische Gewicht einer Ritterriistung und das eines dicken Bauches ist eben unterschiedhch groB.

1 Geschichte der Anaerobtechnik Ende des 18. Jahrhunderts waren nach Strell (1913) und Hosel (1987) in der deutschen Stadt Bunzlau in Schlesien teilweise „Senkgmben" der damals bereits weitgehend ausgebauten Kanalisation vorgeschaltet. In der zweiten Halfte des 19. Jahrhunderts wurde in Frankreich der erste wichtige Beitrag zu einer gezielten anaeroben Abwasserbehandlung geleistet. Der Franzose Mouras vergroBerte die Faulgruben und schloss sie luftdicht ab, so dass eine Ausfaulung des Abwassers und seiner Feststoffe erfolgte. Uber die so genannte „Mouras' Automatic Scavenger" und die „Verflussigung" der organischen Feststoffe im Abwasser berichtet Moigna (1982). Er bezeichnet die Erfindung als die „einfachste, schonste und sicherlich groBartigste aller modemen Erfindungen" (McCarty 1982). In England wurde um 1890/1891 eine Faulkammer entwickelt, die tiber einem groBeren Leervolumen eine Steinschicht aufwies, durch die das gefaulte Abwasser von unten nach oben floss. Zweifelsohne das erste anaerobe Biofilm-Verfahren (anaerobes Festbett). 1895 entwickelte Cameron in Exeter, England, ein groBes geschlossenes Becken ahnlich dem „Mouras Automatic Scavenger", welches er als „Septic Tank" patentiert bekam.

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Abb. 1-1. Septic Tank (McCarty 1957) Diese „Septic Tanks" wurden fiir die Vorbehandlung von Mischabwasser hinter Rechen in einer GroBenordnung von bis zu ca. 20.000 m^/d eingesetzt (McCarty 1982). In den USA wurden durch Talbot die Septic Tanks zusatzlich mit Tauchwanden ausgeriistet, die bis zu 0,6-1,0 m in die Wasseroberflache eintauchten. Cameron erkannte schon friihzeitig den Wert des Faulgases, welches in den Tanks entstand. So wurde das entstehende Faulgas in Exeter fiir die Beleuchtung und Heizung eingesetzt. Der Abfluss der Septic Tanks war jedoch haufig schwarz und stark sauerstoffzehrend. Auch verstopften auftreibende Schlammflocken oftmals nachgeschaltete aerobe Filterbetten. 1899 erkannte Clark in Lawrence, Massachusetts, als erster dieses Problem und lieB den abgesetzten Schlamm dann in getrennten Becken ausfaulen (McCarty 1982). Der englische Gesund-

1.1 Historische Entwicklung

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heitsingenieur William O. Travis entwickelte 1904 das nach ihm benannte Travis-Becken (Abb. 1-2), welches als 2-stockiges Becken einen getrennten Faulraum flir den absinkenden Schlamm aufwies (Metcalf et al. 1913). Von Nachteil war allerdings, dass etwa 10-20 % des Abwassers durch den Schlammteil geleitet wurden, wodurch das Abwasser anfaulte und stank (Imhoff 1925). AbfluB

ZufluB

Abb. 1-2. Travis Tank (McCarty 1957) Das Abwasser flieBt durch alle drei Kammem Den entscheidenden Fortschritt brachte Imhoff mit der Erfindung des Emscher Brunnen (Emscher-Becken, Imhoff Tank), bei dem der Faulraum so abgetrennt wurde, dass er nicht mehr vom Abwasser durchflossen wurde (Abb. 1-3). Das Patent stammt von 1906; im gleichen Jahr wurde auch die erste Emscherbrunnenanlage in Essen-Recklinghausen gebaut (Imhoff 1910, 1925). Absetzteil Ablauf

Abb. 1-3. Emscher Brunnen (Emscherbecken, Imhoff-Tank)

4

1 Geschichte der Anaerobtechnik

Die Erfmdung des Emscherbmnnens und die sich daran anschheBenden Untersuchungen und Weiterentwicklungen haben die gesamte Anaerobtechnik entscheidend beeinflusst. Schon fruhzeitig erkannte man den Einfluss der Temperatur auf die Faulgeschwindigkeit. So hat bereits Kessener (1912) genaue Empfehlungen fur die Durchflusszeit in Abhangigkeit der Temperatur und damit die GroBe von Faulraumen zur Behandlung von Strohpappe-Abwassern angegeben. Bei Temperaturen < 20 "^C TR ^ 14 d Durchflusszeit TR = 13 d Durchflusszeit 20 - 25 °C TR = 12 d Durchflusszeit 25 - 30 °C TR = 11 d Durchflusszeit > 30 °C Die Abhangigkeit des Gasertrages von der Temperatur wurde systematisch von Rudolf (1927) untersucht; bei gleicher Schlammmenge stieg die kurzzeitige Gasproduktion mit der Temperatur an, wenn zwar der gesamte Gasertrag bis zur Faulgrenze gleich blieb. Die Beheizung von Faulbehaltem fur hochkonzentrierte Abwasser oder fur Schlamm wurde in den verschiedensten Landem entwickelt. Erste Versuche wurden bereits 1914 bei der Emschergenossenschaft und beim Ruhrverband durchgefiihrt. Im gleichen Jahr (1914) wurden Imhoff und Blunk das erste Patent zur Beheizung von getrennten Faulraumen erteilt. Der Ruhrverband speiste in EssenRecklinghausen 1927 das tiberschiissige Gas in das stadtische Gasnetz ein. Ein weiteres Patent zur Beheizung von Schlammfaulraumen bei Emscherbrunnen wurde Imhoff und Blunk 1921 erteilt. Die Beheizung wurde durch Warmwasser vorgenommen, welches durch das gewonnene Faulgas erwarmt worden war. Wahrend beim Emscherbrunnen der Schlammfaulraum automatisch vom Abwasser im dariiber liegenden Absetzteil temperiert wurde, fehlte diese „Warmhaltung" bei getrennten Schlammfaulbehaltem. Deshalb wurde damals der Vorschlag gemacht, getrennte Schlammfaulbehalter Wand an Wand neben Absetzbecken zu bauen, um die Abwasserwarme zu nutzen. Als Kuriosum ist das Patent zu erwahnen, Schlammfaulbehalter in Kraftwerkshallen aufzustellen, um die dort herrschende Warme zu nutzen. Die Kombination von Emscherbrunnen mit in den Absetzteil eingebauten aeroben Tauchkorpern wurde in Langendreer und in Kettwig angewendet, wobei die tiber Pressluft beliifteten Tauchkorper mit ca. 75 % Wirkungsgrad die besten Ergebnisse brachten (Imhoff 1926).

1.2 Weitere Entwicklungen der anaeroben Schlammstabilisierung

1.2 Weitere Entwicklungen der anaeroben Schlammstabilisierung Nachdem die vom Abwasser getrennte Schlammfaulung im Emscherbrunnen vor und nach dem ersten Weltkrieg die Abwassertechnik revolutioniert hatte, ging man mehr und mehr dazu liber getrennte Faulbehalter zu bauen, da mittlerweile wichtige Einflussfaktoren, wie Heizung, Durchmischung und Gasgewinnung, richtig erkannt und angewendet wurden. Die einfachen offenen Erdbecken um 1900 waren wegen ihres Gestanks in Misskredit gekommen, da man wichtige Bedingungen, wie - mehr als 100tagige Faulzeit, - dichte und dicke, d.h. ungestorte Schwimmdecke und sehr schonende Durchmischung unter der Schwimmdecke nicht einhielt. Als Nachfaulbehalter hinter dem Faulraum eines Emscherbmnnens wurden getrennte Faulbehalter allerdings schon friihzeitig seit 1912 eingesetzt (Imhoff 1925, Wiegmann 1956) und von Imhoff und Blunk 1913 patentiert. imscnerDrunne

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Abb. 1-4. Zweistufige Schlammfaulung (Imhoff, Blunk 1913) Mit den Nutzungsmoglichkeiten des Faulgases stieg nattirlich das Interesse an einer hohen spezifischen Gasproduktion und damit an einer Intensivierung der Faulung mit immer kurzeren Durchflusszeiten, was in den 80er Jahren zur Propagierung von unsinnig kurzen Faulzeiten fiihrte. Dabei wurde vergessen, dass der Schlammfaulbehalter biologisch gesehen ein Ausschwemmreaktor ist, dessen Durchflusszeit nicht kiirzer als die Wachstumsrate der am langsamsten wachsenden Organismen sein darf; in der Schlammfaulung sind das die Acetatbakterien. Die Durchmischung von getrennten Faulraumen wurde in ihrer Bedeutung schon frtihzeitig erkannt. Bereits 1912 wurden Imhoff und Blunk ein

1 Geschichte der Anaerobtechnik Patent zum „Schlanimmischen im getrennten Faulraum" erteilt. Die Art der Durchmischung hatte auch Einfluss auf die Konfiguration des Faulbehalters. So wurden unter Einfluss von Imhoff auf der Klaranlage EssenRellinghausen vom Ruhrverband zwei unterschiedliche Faulbehalter gebaut und in Betrieb genommen (Fries 1930). Der eine hatte eine kegelformige Sohle und ein Riihrwerk an der Oberflache, der andere hatte eine flache Sohle mit einem von oben angetriebenen Krahlwerk und einer Umwalzpumpe.

Abb. 1-5. Faulbehalter der Klaranlagen Essen-Rellinghausen mit je 1.400 m^ Inhalt (Fries 1931) Erstaunlich war, dass das Krahlwerk mit untenliegendem Lager im Faulbehalter liber 30 Jahre ohne nennenswerte Stomngen lief. Er war allerdings, wie sich der Autor seinerseits beim Ausbau personlich tiberzeugen konnte, nach dem alten, leider heute historischem Grundsatz des Schiffbaus konstmiert: Man glaubt kaum, was Eisen alles aushalt, wenn man viel davon nimmt. Die Umwalzung von Faulbehaltem wurde 1926 nach einem Vorschlag von Prtiss erheblich durch den Einsatz von Schraubenschauflem verbessert, die erstmalig von der Emschergenossenschaft auf Klaranlagen in Essen-Frohnhausen und in Oberhausen in den Faulbehaltem eingesetzt wurden. Die spater nach dem zweiten Weltkrieg in Deutschland beliebte Umwalzung mit auBen liegenden Umwalzpumpen hat einen schlechten Wirkungsgrad, wie eigene Tracervermessungen des Autors ergeben haben. Die schrittweise im Laufe der Jahrzehnte entwickelte Umwalzung mit Faulgas wird im Ausland geme angewendet und lasst auch Faulbehalter mit flacher Sohle zu. Eine Fehlentwicklung war hingegen, Faulbehalter mit einem „Trubwasser"-Abzug auszurtisten. Ein intensiv genutzter Faulbehalter hat als biologischer Reaktor schon durch das entstehende Faulgas eine

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung standige Durchmischung, so dass statt Schlammwasser (Trixbwasser) nur dtinner Schlamm abgezogen wird, wodurch die eigentliche Klaranlage eine unnotige Belastung erfahrt. In Abb. 1-6 ist ein solcher Faulbehalter abgebildet ist (Bischofsberger 1993).

Abb. 1-6. Faulbehalter mit Schraubenschaufler, auBenliegendem Warmetauscher und „Trubwasser"-Abzug (Bischofsberger 1993) Bei der Faulbehalterheizung haben sich heute allgemein auBen liegende Warmetauscher durchgesetzt. Innen liegende Doppelmantelheizzylinder (z.B. System Oswald Schulze) werden kaum noch angewendet.

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung Die Nutzung des Faulgases zur Stromerzeugung, wobei die Abwarme hier Gasmotoren zur Heizung benutzt wird, und die geringe tJberschussschlammproduktion und der auch sonst geringe Energiebedarf machte die anaerobe Abwasserbehandlung fur die Industrieabwasserbehandlung interessant. Buswell (1930 a, b) stellte in seinen Untersuchungen die Vorteile

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1 Geschichte der Anaerobtechnik

der zweistufigen anaeroben Behandlung von Brennereiabwassem (Schlempen, Lutterwasser) heraus. In dem „Vorfaulraum" wird das sauer ankommende Abwasser durch den faulenden alkalischen Inhalt des Faulbehalters neutralisiert. Er empfiehlt, wie auch andere Autoren, die regelmaBige Zugabe von Faulschlamm aus stadtischen Faulbehaltem. 1935 veroffentlichte Buswell einen Uberblick tiber ftinf amerikanische Anaerobanlagen. Mit Brennerei-Abwasser wurde bei Raumbelastungen von 4,4-14,1 kg organischer Substanz pro m^-d ein Abbau von 75-90 % erzielt. Der Gasertrag lag bei bis zu 3 m^/m^-d Faulrauminhalt, bzw. 270-580 1/kg organische Substanz. Man darf sich nicht dariiber tauschen, dass die zweistufige Faulung damals nur eine unterteilte Methangarung war und noch nicht eine gezielte Trennung in eine Hydrolyse- und Versauerungsstufe einerseits und eine Acetat- und Methanstufe andererseits bedeutete. Diese biologische Trennung wurde in ersten Ansatzen jedoch von Nolte (1928) ausgefuhrt. Die giinstigen Ergebnisse bei Brennerei- und Zuckerfabrikabwassem und auch bei anderen hochkonzentrierten organischen Abwassem mit der regelmaBigen Zugabe von kommunalem Faulschlamm dtirften einerseits auf die Impfung mit anaeroben Bakterien zuruckzuftihren sein; andererseits ist aber auch die damit erfolgte Zugabe eventuell fehlender Nahrsalze und Spurenelemente von Bedeutung, wie Seyfried et al. (1984) bei der anaeroben Reinigung von Pektinabwassem feststellen konnten. Dass statt kommunalen Faulschlammes sich auch Kuhdung als vorztigliches Impfmaterial eignet, stellten Sen et al. (1962) in Untersuchungen zur Reinigung von Abwassem einer Melassebrennerei fest. Da geschlossene Anaerobbehalter relativ teuer sind, wurden vielfach Faulteiche eingesetzt, die auch heute noch in Entwicklungslandem eine preiswerte Moglichkeit zur Reinigung organischer Industrieabwasser bieten. Die biologischen Vorgange sind die gleichen wie bei geschlossenen Behaltern; die Verfahrenstechnik unterscheidet sich nur wenig: Bei Teichanlagen wird das Abwasser in der Regel nicht zusatzlich aufgeheizt. Die groBe offene Oberflache lasst einerseits unangenehme Gerliche austreten, und andererseits wird die Faulung hemmender Sauerstoff eingetragen. Die bei geschlossenen Behaltern gefurchtete Schwimmdecke ist bei Teichanlagen ein willkommener Abschluss. Etliche Autoren weisen darauf hin, dass bei offenen Faulanlagen die Schwimmdecke nicht zerstort werden sollte. Eine friiher oft in Deutschland angewendete Verfahrenstechnik ist das von Nolte (1928) entwickelte Garfaulverfahren, auch Salzwedeler Verfahren genannt, bei dem mehrere Teiche in Kaskaden hintereinander geschaltet werden. Unter Gamng verstand Nolte die Versauemngsstufe und unter Faulung die Methanstufe. Diese Teich-Verfahrenstechnik wurde - manchmal mit kleinen Abweichungen, die in der stark ausgepragten Individualitat von

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung

9

Zuckerfabrikdirektoren begriindet sind - bis in die 60er Jahre in der Zuckerindustrie haufig angewendet. Da der Wirkungsgrad von anaeroben-aeroben Teichanlagen begrenzt ist, die Teiche relativ viel Platz brauctien und das Geruchsbelastigungen oftmals nicht gering waren, erfolgte die Entwicklung der Anaerob-Technik nach dem zweiten Weltkrieg in Richtung der geschlossenen AnaerobReaktoren. Die Erkenntnis, dass der Schlammgehalt im Reaktor den Wirkungsgrad erheblich beeinflusst, fuhrte zu der wohl wichtigsten Entwicklung in der Anaerob-Technik: weg vom Ausschwemmreaktor, bin zum anaeroben Belebungsverfahren (Kontaktverfahren). In der Literatur wird Schroepfer et al. (1955) die Erfindung des anaeroben Belebungsverfahrens (Kontaktverfahrens) zugeschrieben. Das ist falsch. Die erste halbtechnische Versuchsanlage wurde in den 40er Jahren von Jung bei einer im Niersverband gelegenen Strohpappefabrik betrieben; die Ergebnisse wurden 1949 veroffentlicht (Jung 1949). Die erste groBtechnische anaerobe Belebungsanlage wurde in den Jahren 1951/1952 vom Ruhrverband in Nuttlar an der oberen Ruhr fur eine Hefefabrik und Brennerei in Betrieb genommen (Rohde 1951, 1960, Sierp 1953). Schroepfer hatte die Ergebnisse mit seiner kleineren halbtechnischen Versuchsanlage bei einer Fleischwarenfabrik 1955 veroffentlicht, wobei davon auszugehen ist, dass er von der bereits groBtechnisch betriebenen deutschen Anlage nichts wusste. Etwa zeitlich parallel zu Jung fiihrte Stander (1950) in Stidafrika ebenfalls Versuche in einer kleinen Labor-Versuchsanlage mit Abwassem der Garungsindustrie nach dem anaeroben Belebungsverfahren durch und stellte die Uberlegenheit dieser neuen Verfahrenstechnik fest: Die Durchflusszeit konnte im Anaerob-Reaktor auf unter zwei Tage gesenkt werden. Die erste groBtechnische Anlage wurde in Stidafrika Ende der 50er Jahre fiir eine Winzerei gebaut. Hier setzte man den neu entwickelten „Clarigester" der Firma Dorr ein (Abb. 1-7), welcher das Nachklarbecken in den Faulbehalter integrierte. Jung nannte sein von ihm entwickeltes Verfahren „Schellfaulung". In Abb. 1-7 ist die halbtechnische Versuchsanlage schematisch dargestellt. Der zunachst offene Faulbehalter wurde mit einem Paddelwerk umgeriihrt. Die Nachklarung bestand aus einem Dortmundbmnnen. Ein daneben angeordneter Schlammfaulbehalter fiir den Uberschussschlamm wurde auf ca. 30 °C beheizt. Der Anaerob-Reaktor war unbeheizt und hatte eine relativ niedrige Temperatur von 12-14 °C. Trotz der niedrigen Temperatur gelang es, den KMn04-Verbrauch von ca. 5.000 mg/1 auf unter 2.500 mg/1 und den BSB5 von rd. 2.500 mg/1 auf unter 1.500 mg/1 zu senken bei einer Durchflusszeit von 24 Stunden. Nach einigen Wochen zeigte der Anaerobschlamm Uberlastungserscheinungen, offensichtlich durch gespeicherte

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1 Geschichte der Anaerobtechnik

Kolloide. Es wurde deshalb ein kleiner Teilstrom des Rucklaufschlammes durch den beheizten Faulbehalter und wieder zurtick in den Prozess gefuhrt. Dies ftihrte zu einer Verbesserung und Stabilisiemng des anaeroben Abbaues. Es war die erste Anwendung eines „anaeroben Biosorptionsverfahrens".

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Abb. 1-7. Erstes anaerobes Belebungsverfahren (Kontaktverfahren), Versuchsanlage flir Strohpappeabwasser (Jung 1949) Ende der 40er Jahre wurde vom Ruhrverband auf der Klaranlage Frondenberg eine Anaerobanlage ftir die Abwasser einer Strohpappenfabrik bis zur Stilllegung der Produktion Anfang der 60er Jahre betrieben. Sie stellt eine Vorstufe zum anaeroben Belebungsverfahren dar und arbeitete auBerordentlich stabil. Wie in Abb. 1-8 dargestellt, wurde die Anlage als ZweierKaskade und annahemd als Rohrreaktor ausgeftihrt. Paddelwerke sorgten ftir eine gute Querdurchmischung. Die Reaktoren hatten ein Gesamtvolumen von 1.122 m^; bei einem mittleren Zufluss von 5 1/s betrug die Durchflusszeit 3 Tage. Die BSBs-Raumbelastung lag mit einer mittleren Konzentration von 5.400 mg/1 bei rd. 1,8 kg/m^-d; der KMn04-Verbrauch im Zulauf betrug rd. 15.000 mg/1, die Raumbelastung an organischen Feststoffen rd. 2,6 kg oTS/m^-d. Mit dem entstandenen Faulgas (1,25 mVm^ bzw. 150 1/kg oTS) wurde ein Rticklauf, welcher am Ende der zweiten Kaskade „Impfschlamm" in den Zulauf brachte und etwa 40 % vom Zulauf betrug.

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung

11

aufgeheizt, so dass eine Temperatur von 27-30 °C eingehalten werden konnte. Der Wirkungsgrad der Anaerobanlage lag auf den BSB bezogen bei liber 77 %. Der relativ hohe pH-Wert von 9-11 im Zulauf wurde durch die anaerobe Behandlung auf 6,5-7 gesenkt. Der hohe Gehalt an Schwefelwasserstoff im Ablauf konnte durch die Zugabe von Eisensalzen weitgehend zu Eisensulfid umgesetzt werden. Longsschniff /^acklaufschlamm 2 l/s bosbelialkn

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Abb. 1-8. GroBtechnischer Vorlaufer des anaeroben Belebungsverfahrens fur eine Strohpappenfabrik in Frondenberg (Ruhrverband, Rohde 1951) Die bereits erwahnte, erste groBtechnische anaerobe Belebungsanlage (Kontaktverfahren) ist in ihrer Einbindung in die kommunale Ruhrverbandsklaranlage auf Abb. 1-9 dargestellt. Die beiden Faulbehalter (F) wurden hintereinander betrieben; der Anaerobschlamm wird im Nachklarbecken (Dortmundbrunnen, NB) abgeschieden und als Rticklaufschlamm (Rsch) wieder vor die Anaerobreaktoren zuriickgepumpt. Die Installation war noch stark durch typische Schlammfaulbehalter-Installation der Firma Oswald Schulze beeinflusst. Die Durchflusszeit betrug 90 h (3,75 d), die Temperatur 32-33 °C. Die Gasproduktion erreichte 460 1/kg oTS bzw. 280 1/kg BSB5 abgebaut. Wegen einer starken H2S-Hemmung lag der Wirkungsgrad bei Parallel-Betrieb um 45 %, in Serie jedoch bei 87 % auf

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1 Geschichte der Anaerobtechnik

KMn04-Verbrauch bezogen. Wie Messungen ergaben, wurde das H2S tiberwiegend in den ersten Behaltem produziert und mit dem Faulgas ausgetrieben, so dass im zweiten Behalter die Methangarung nur noch wenig gehemmt wurde. Die Zulaufkonzentrationen lagen durchschnittlich bei 10.800 mg/1 BSB5 und 9.600 mg/1 KMn04-Verbrauch. Bis zur Einstellung der Hefeproduktion durch die Brennerei arbeitete die Anlage ohne nennenswerte Probleme.

Abb. 1-9. Erstes groBtechnisches anaerobes Belebungsverfahren (Kontaktverfahren) ftir Hefeabwasser; Lageplan (Ruhrverband 1951)

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung

13

Seit der Erkenntnis, dass der Rtickhalt der Biomasse einen entscheidenden Einfluss auf den Wirkungsgrad hat, und seit den hierzu erfolgten Entwicklungen, die gepragt wurden durch Jung (1949), den Ruhrverband (Sierp 1953, Rohde 1951 und 1960), Stander (1950) und Schroepfer et al. (1955), hat sich die Technik des Rtickhalts in vier Richtungen entwickelt: • Extemer Rtickhalt durch Schwerkraft (Absetzbecken, Parallelplattenabscheider oder Schragklarer, Flotation) • Rtickhalt, integriert im Anaerob-Reaktor (Clarigester, eingebaute Abscheider, z.B. Schragklarer, Schwimmkugelfilter etc.) Sonderform: UASB-Reaktor bzw. Schlammbettreaktor • Rtickhalt im Reaktor durch Biofilm-Verfahren (Festbett, Schwebebett, Wirbelbett) • Rtickhalt durch Membrane (Mikrofiltration, Ultrafiltration) Der exteme Rtickhalt als Sedimentation wird entscheidend unterstiitzt durch eine Entgasung, die als Turmvakuumentgasung (Seyfried 1984) oder als flache Beckenentgasung (Kanow 1984) ausgeftihrt werden kann. Schragklarer (Parallelabscheider), wie z.B. von Hasenbohler (1982) eingesetzt wurden, haben sich nur bedingt bewahrt. Flotationsanlagen haben sicherheitstechnische Probleme und sind in der Regel unwirtschaftlich. Die Losung des Problems der H2S-Hemmung kann nicht nur durch die Zugabe von Eisensalzen (Kiby 1934, Jung 1949, Sierp 1953), sondem auch durch die Zugabe von Eisenstaub , ein Abfallprodukt der Htittenindustrie, erfolgen (Seyfried 1975), wodurch eine korrosionsfordemde Aufsalzung vermieden wird. Nitrate im Zulauf, die den Anaerobprozess storen, konnen durch eine Hochleistungsdenitrifikation im mesophilen Bereich reduziert werden (Bode 1984, Seyfried et al. 1984). Auf dem biologischen Sektor waren zwei neue Erkenntnisse von Bedeutung: 1. Bei kohlenhydrathaltigen oder fetthaltigen Abwassem ist die Trennung der Versauerung von der Methanstufe vorteilhaft. 2. Die Entdeckung von Bryant et al. (1967), dass die Methanstufe einen Zwischenabbauschritt, namlich die Acetatstufe, beinhaltet. Die Acetatbakterien leben in enger Symbiose mit den Methanbakterien (interspecies transfer), die den erforderlichen niedrigen Wasserstoffpartikeldruck gewahrleisten. Wird diese Symbiose gestort, z.B. durch hochtourige Pumpen, geht die Umsatzleistung zurtick (Seyfried 1975). Die genauere Kenntnis der Abbauwege hat die 1-stufige Anaerobtechnik (Abb. 1-10) in vielen Fallen durch die 2-stufige Technik (Abb. 1-11) verdrangt.

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1 Geschichte der Anaerobtechnik Faulbehditer

f

Gas

terbehandlung

Dampf Oder Kuhlwasser -r Uberschunschlamm

Abb. 1-10. Einstufiges anaerobes Belebungsverfahren mit Schlammentgasung

Foul gas

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HH

cp

K > r 0 H cL hChTR' UberschuR -

Rijcklaufschlamm Rucklaufschlamm Versauerunqs - Reaktor

Methan - Reaktor

ggf. Desulfurikation

Abb. 1-11. Zweistufiges anaerobes Belebungsverfahren (getrennte Versauerung und Methanstufe) Es war zwar schon bekannt, dass Anaerobier unter Stressbedingungen kleine Agglomerationen, sog. Pellets, bilden konnen, jedoch Lettinga et al. (1979) nutzen diese Eigenschaft als erste aus und entwickelten den Schlanimbettreaktor, oder allgemein UASB-Reaktor (Upflow Anaerobic ^lugde Blanket) genannt. Dieser Reaktor ist als Prinzipskizze in Abb. 1-12 dargestellt. Der Vorteil dieser Verfahrenstechnik ist, dass sich im Schlammbett eine sehr hohe Dichte an Biomasse befindet, bei gleicher Schlammbelastung entsprechend hohe Raumbelastungen zulasst, und dass sich die Pellets leichter zurtickhalten lassen gegentiber Schlammflocken. International sind etliche hundert UASB-Reaktoren in Betrieb.

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung Faulgas

Faulgas

^vr

AbsGtzteil

15

Ablaufrinne Einlaufschlltz

•••••••••• ••••••••••

^P

-(B-

fW

Wl

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Verteilter Zulauf

Abb. 1-12. Schlammbettverfahren (UASB-Reaktor) (Lettinga et al. 1979) Es lag nahe, die Biomasse in Form eines Biofilmes in einem Anaerobreaktor zu binden. Schon fnihzeitig wurde versucht, durch Steinschtittungen ahnlich dem Tropfkorper den anaeroben Umsatz zu verbessem (Taylor et al. 1972, Young et al. 1969). Das Problem war jedoch, dass solche Schtittungen leicht verstopften, wie auch ein jtingeres Beispiel einer norddeutschen Kartoffelstarkefabrik gezeigt hat. Erst der Einsatz modemer Kunststoff-Ftillelemente brachte gute Ergebnisse (Seyfried et al. 1990). Der Einsatz von kleinen beweglichen Materialien (z.B. Schwebebett-Verfahren, „Moving Bed") brachte einen hoheren Biomassengehalt ohne Verstopfungsprobleme (Switzenbaum et al. 1980). Eine weitere Entwicklung war das Wirbelbett-Verfahren (Fluidised Bed), welches sich jedoch nicht so gut bewahrte. Einen umfangreichen Report tiber die Entwicklung von Biofilmreaktoren bringen Henze und Harremoes (1983). Eine Ubersicht tiber einige modeme Reaktoren ist in Abb. 1-13 dargestellt.

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1 Geschichte der Anaerobtechnik

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Anaerobes

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Belebungsverfahren

Schlammbettreaktor

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AbMufl

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XIT Reaktor mitinterner Rezirkulation

Abb. 1-13. Prozessschema verschiedener Reaktortypen (Seyfried et al. 1986) Eine besondere 2-stufige Verfahrenstechnik wurde erstmals in Marne eingesetzt (Austermann-Haun et al. 1994). Die hochkonzentrierten Abwasser verschiedener Lebensmittelbetriebe werden vorversauert, wobei durch einen tangentialen Zulauf eine zyklonartige Stromung erzeugt wird. Die nicht hydrolysierten Feststoffe konnen so aus der Mitte der Sohle abgezogen werden und in den kommunalen Schlammfaulbehalter gegeben werden. Das versauerte und nicht mehr mit groberen Feststoffen belastete Abwasser wird in einem Festbettreaktor mit schwimmendem Bewuchsmaterial ausgefault und in der kommunalen Klaranlage aerob gereinigt. Der BSB-Wirkungsgrad betragt in der Anaerob-Stufe tiber 8 0 % . Abb. 1-14 zeigt ein Betriebsschema. Die jtingste Entwicklung in der Anaerob-Technik ist der Einsatz von Ultrafiltrationsmembranen zum Rtickhalt der Biomasse. Choate et al. (1982) berichten von den Problemen mit dem Einsatz einer Ultrafiltration hinter einem UASB-Reaktor. Die Fluxleistung sank nach kurzer Zeit von 25 auf 14 1/m^-h und konnte nur durch regelmaBige Reinigung mit Atznatron und Hypchlorid wiederhergestellt werden. AuBerdem durfte die Membrananlage jeweils nur 8 h/d betrieben werden.

1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung Siebtrommel

Vorkldrung

Denitrifikation

17

Nachklarung

Sandfang

Brauerei Fischverarbeitung GemiJse verarbeitende Betriebe

Hauptkampagne

kommunaler Faulbehditer + Schlammbehandlung

Zwischenkampag ne

Abb. 1-14. Anaerobe Vorbehandlung des Industrieabwassers auf der Klaranlage Mame; Vorversauemng mit integrierter Abscheidung der nicht hydrolysierten Feststoffe; Festbettmethanreaktor (Seyfried et al. 1990) Wesentlich erfolgreicher war der Einsatz von Ultrafiltrationsmembranen bei einer Maisstarkefabrik in Stidafrika (Ross et al. 1992). Hinter einem mit Pelletschlamm betriebenen Clarigester wurden die aus der Nachklarung abtreibenden Pellets tiber ein Bogensieb zuriick gehalten. Der feststoffarme Ablauf wurde dann in der Ultrafiltrations-Membrananlage gefiltert; das Konzentrat lief wieder zuriick in den Anaerobreaktor. Das Betriebsschema und die wesentlichen Betriebsdaten sind in Abb. 1-15 aufgefiihrt. Bei dieser Membrananlage wird geschickt ein Problem umgangen, welches von Brockmann (1998) naher untersucht wurde. Durch die erforderlichen Druckerhohungspumpen bei der Ultrafiltration wird der Anaerobschlamm auf die Dauer so gestresst, dass die Leistungsfahigkeit deutlich nachlasst. Bei der sudafrikanischen Anlage wird jedoch der Anaerobschlamm bereits vorher abgeschieden und zuruckgeftihrt. Aus den vorgenannten Problemen dtirfte sich in Zukunft eher die Mikrofiltration durchsetzen, bei der eine Druckerhohung nicht erforderlich ist.

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1 Geschichte der Anaerobtechnik Antrieb fiJr Rdumer und Verteiler

Zulauf=400-i-500m3/d CSB=4-8g/l (Spitze15g/1) TSR:=21g/l , B R COD=^ 3.5kg/m3-d

Bogensieb 1,2mmSpaltweite

4,5 bar

Permeat ~0,4gCSB/l AUFModulpakete 800m2Fldche Flux 8-37l/m2-h Uberstrbmgeschw. ~ 1.5 m /s

Abb. 1-15. Anaerobanlage mit Ultrafiltration zur Behandlung von Abwassem einer Maisstarkeproduktion (Ross 1992) Die Geschichte der Anaerobtechnik ist gekennzeichnet durch zwei groBe Technologiespriinge in den Jahren von 1906-1920 und von 1950-1980. Seitdem sind nur noch kleinere Schritte zu verzeichnen. Bei einem Vergleich der Schlammbelastungen stellt sich heraus, dass die meisten Hochleistungsreaktoren ftir die Abwasserbehandlung im gleichen Bereich liegen; nur der jeweilige Schlammgehalt ist unterschiedlich. Viele Reaktoren, die in jtingerer Zeit entwickelt wurden (Bohnke et al. 1993) sind mittlerweile Geschichte, da sie sich am Markt nicht behaupten konnten.

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1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung

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1 Geschichte der Anaerobtechnik

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1.3 Anaerobe Abwasserbehandlung

21

Seyfried CF, Austermann-Haun U (1990) Large-scale Anaerobic/Aerobic Treatment Plants for Wastewaters from Molassis Distillery, a Pectin Factory and Starch Factory, Water Science Technology, Vol 22, No 1 / 2, S 353 Sierp F (1953) Die gewerblichen und industriellen Abwasser, Springer Verlag Berlin, Gottingen, Heidelberg Sierp F (1967) wie vor, 3 Aufl. (1967) Stander GJ (1950) Effluents from Fermentation Industries, Part IV, Journal The Institute of Sewage Purification, Part 4, pp 447 Strell M (1913) Die Abwasserfrage in ihrer geschichtlichen Entwicklung von den altesten Zeiten bis zur Gegenwart, Leipzig (1913) Switzenbaum MS, Jewell WJ (1980) Anaerobic Attached-Film Expanded-Bed Reactor Treatment, Journal Water Pollution Control Fed. 52, pp 1953 Taylor DW, Burm RJ (1972) Full-scale Anaerobic Filter Treatment of Wheat Starch Plant-Wastes, Water Volume 69, pp 30 Wiegmann H (1957) Die Abwasserreinigung im Emschergebiet, Fiinfzig Jahre Emschergenossenschaft 1906-1956; Selbstverlag der Emschergenossenschaft, Hrsg. Ramshom, Essen 1957 Young JC, McCarty (1969) The Aerobic Filter for Water Treatment, Journal Water Pollution Control Fed. 41 (1969), pp 160

2 Mikrobiologische Grundlagen

2.1 Energiegewinn aus mikrobiellen Stoffwechselprozessen Mikroorganismen haben, wie alle Organismen, das Bestreben ihre Lebensfunktion aufrecht zu erhalten und sich zu vermehren. Dazu sind Energie und Baustoffe erforderlich, die beide u.a. durch die Umsetzung von organischer Substanz gewonnen werden. Die Umsetzung organischer Substanz durch Mikroorganismen bzw. durch die von ihnen produzierten Enzyme erfolgt dabei grundsatzhch aus hochmolekularen, energiereichen Substanzen in niedermolekulare, energiearme Produkte, wobei Energie frei wird. Die bei der Reaktion entstehende freie Energie wird portionsweise aus dem Substratumsatz gewonnen, wobei sie anteihg zur Bildung von ATP verwendet wird (Adenosintriphosphat (ATP) ist die chemische Form, in der die Mikroorganismen Energie speichem und verwerten) und zum anderen Teil als Warme frei wird. Diese von den Organismen flir die Synthese von ATP nutzbare Energie wird als freie Energie oder Gibbsche Reaktionsenergie A G ° ' [kJ/Reaktion] bezeichnet, wobei A G ° ' die freie Energie unter Standardbedingungen (pH=7; Temperatur = 25 °Celsius; Druck = 1 bar) und A G ' diQ freie Energie unter den betrachteten Verhaltnissen ist. Eine Reaktion kann nur dann stattfinden, wenn die Gibbsche Reaktionsenergie einen negativen Wert annimmt (d.h. Energie frei wird), wobei die Reaktion um so schneller verlauft, je groBer der Wert ist. Der wesentliche Unterschied zwischen dem aeroben und dem anaeroben Abbau eines bestimmten organischen Substrats besteht in der Hohe des Energiegewinns, den die jeweiligen Organismen aus dem Stoffwechselschritt erzielen konnen. Wahrend beim aeroben Abbau von Glucose insgesamt -2.870 kJ/mol entstehen, von denen A G ° ' = -1.100 kJ/mol den Organismen als freie Energie ftir die Bildung von 38 ATP zur Verfiigung stehen, wird bei der anaeroben Vergarung von Glucose der Energiegehalt der Glucose tiberwiegend in Biogas iiberfuhrt, wahrend flir die Organismen nur QinQ freie Energie von A G°' = -58 kJ/mol als Energiegewinn verbleibt, die die Bildung von lediglich 2 ATP ermoglicht.

24

2 Mikrobiologische Grundlagen

Der geringe Energiegewinn des anaeroben Stoffwechsels gegeniiber dem aeroben bei dem Umsatz eines Moles des gleichen Substrates verdeutlicht, warum die anaeroben Organismen vergleichsweise langsam wachsen und damit ein ausreichender Ruckhalt von anaeroben Organismen im System die wichtigste Anforderung zur Gewahrleistung eines stabilen Betriebs darstellt. Weiterhin erklart sich hieraus, dass die anaeroben Verfahren eine vergleichsweise geringe Uberschussschlammproduktion aufweisen und mit dem Biogas ein energetisch hochwertiges Endprodukt erzeugen.

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen Nach heutigem Kenntnisstand erfolgt der vollstandige anaerobe Abbau von polymeren Stoffen bis zum Methan in vier Stufen (Abb. 2-1). Polymere Substrate (Kohlehydrate, Fette, EiweiO)

I

HydrolysePhase

Bruchstucke und geloste Polymere VersauerungsPhase

H2

CO2

organ. Sauren Essigsdure

Alkohole

A

Methonogene Phase

Methan Abb. 2-1. Schema des mehrstufigen anaeroben Abbaus

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen

25

1. In der Hydrolyse-Phase mtissen die hochmolekularen, oft ungelosten Stoffe durch Enzyme in geloste Bmchstticke tiberftihrt werden. 2. In der Versduerungs-Phase werden von verschiedenen fakultativ und obligat anaeroben Bakterienarten kurzkettige organische Sauren (z. B. Buttersaure, Propionsaure, Essigsaure), Alkohole, H2 und CO2 gebildet. Von diesen Zwischenprodukten konnen die Methanbakterien jedoch nur Essigsaure, H2 und CO2 direkt zu Methan umsetzen. 3. Somit mtissen in dor Acetogenen-Phase die im 2. Abbauschritt gebildeten organischen Sauren und Alkohole zu Essigsaure umgebaut werden. Die acetogenen Bakterien mtissen aus reaktionskinetischen Grtinden eng mit den Methanbakterien vergesellschaftet sein. 4. In der Methanogenen-Phase wird vornehmlich aus Essigsaure und aus H2 und CO2 Methan gebildet. Der Abbau eines komplexen organischen Stoffes zu Methan kann jedoch nur so schnell vonstatten gehen, wie fur die methanogenen Bakterien verwertbare Substrate bereitgestellt werden. Der Umbau der „Bruchstiicke" in der Versauerungs-Phase sowie die Methanbildung aus Acetat in der Methanogenen-Phase verlaufen in der Regel ohne Schwierigkeiten. So gesehen ist die Acetogene-Phase der geschwindigkeitslimitierende Schritt des vollstandigen anaeroben Abbaues. Da durch die Konzentration an methanisierbaren Substraten auch die Menge und Zusammensetzung des Faulgases bestimmt wird, kann man aus der Gasentwicklung auch auf die Aktivitat der Acetogenen-Phase schlieBen. Die acetatbildende Stufe stellt also ftir die Faulung biologisch leicht angreifbarer Polymere den „Flaschenhals" des Stoffumsatzes dar. Bei biologisch schwer abbaubaren Abwasserinhaltsstoffen kann jedoch auch die Hydrolyse-Stufe zum geschwindigkeitslimitierenden Schritt werden. Denn erst dann, wenn die fermentativen Bakterien die Polymere in ftir die nachfolgenden Bakteriengruppen angreifbare Substanzen zersetzt haben, kann ein vollstandiger Abbau bis zu CO2 und CH4 stattfinden. Die breiteste Anwendung haben die anaeroben Abbauvorgange in der Vorbehandlung organisch hochverschmutzter Industrieabwasser gefunden. Aufgrund des mehrphasigen anaeroben Abbaus kann eine Stoning bei der Reinigung eines Industrieabwassers sowohl durch die Abwassercharakteristik verursacht sein, als auch durch verfahrenstechnische Schwierigkeiten (Einhalten der Anaerobic, Temperatur, Biomassenrtickhalt, Erhalt der Biomassenstruktur). Dies wirkt sich dann entweder in einer Stoning der Hydrolyse, einer Stoning der Acetogenese (Bildung von Essigsaure durch acetogene Bakterien) oder eine Stoning der eigentlichen Methanogenese aus (siehe Kapitel 3).

26

2 Mikrobiologische Grundlagen

Um geeignete Konzepte zur anaeroben Abwasserreinigung fiir bestimmte Industrieabwasserqualitaten entwickeln zu konnen, ist eine detaillierte Betrachtung der am Abbau beteiligten Bakteriengruppen und der fiir sie geeigneten Milieubedingungen erforderlich. Je nach Charakteristik des Industrieabwassers (gepragt z. B. durch Kohlenhydrate, Fette oder toxische Komponenten) muss bedingt durch die mikrobiologischen Moglichkeiten und Grenzen auch das Verfahren variieren. 2.2.1 Hydrolysierende und versauernde Bakterien Bei der Hydrolyse werden aus polymeren Kohlenhydraten liberwiegend monomere Kohlenwasserstoffe (vor allem Monosaccharide wie Glucose), aus EiweiBen liberwiegend Ammosauren und Peptide und aus Fetten langkettige Fettsauren sowie Glycerin produziert. Die besonderen Eigenschaften der Stoffgruppen wahrend der Hydrolyse lassen sich wie folgt beschreiben: • Kohlenhydrate (Zucker, Hemizellulose, Zellulose, Pektin, Lignin) sind unterschiedlich gut hydrolysierbar. Zucker und Hemizellulose sind sehr gut aufzuschlieBen, wahrend die Hydrolyse von Zellulose, Starkekornem oder Pektin entsprechend langsamer verlauft. Lignin ist dagegen so gut wie gar nicht hydrolysierbar. • Der Abbau von Eiweifien unterscheidet sich von der Hydrolyse der anderen Stoffe durch seine Komplexitat. Es konnen bis zu 20 verschiedene Aminosauren (Batstone, 2002) gebildet werden. Die Hydrolyserate ist niedriger als bei Kohlenhydraten, haufig sogar geringer als bei Fetten. • Die Hydrolyse von Fetten erfordert eine Emulgiemng des Fettes zur OberflachenvergroBerung. Dann konnen fettspaltende Lipasen (Enzyme) besser angreifen. Fette werden bei der Hydrolyse vollstandig, aber langsam hydrolysiert, allerdings nur wenn die Temperatur > 20 °C betragt. Versauernde Bakterien haben eine groBe pH-Toleranz, sodass das Milieu sehr sauer werden kann. Die Versauerung ist dadurch gekennzeichnet, dass sich der Energiegehalt (CSB) des Abwassers nur wenig andert (ca. 10 % Abnahme). Entscheidend dafiir ist der Anteil am CSB, der in CO2 und H2O umgesetzt wird und iiber die Gasphase verschwindet. Kohlenhydrate sind leichter versauerbar als EiweiBe. Bei der EiweiBversauerung werden pHpuffemde lonen freigesetzt, wahrend bei der Versauerung von Kohlenhydraten der pH-Wert weit (bis < 4,0) und schnell absinken kann. Fiir die EiweiBversauerung liegt der optimale pH-Wert bei pH 7,0-7,5. Hingegen ist ein pH-Wert von > 6,5 fiir die Versauerung nicht mehr optimal.

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen

27

Im Abwasser ist in der Regel immer eine Mischkultur von versauemden Bakterien enthalten, die in ihrer Zusammensetzung variiert. Die stoffliche Eigenschaft und Beschaffenheit des Abwassers und der Milieubedingungen bewirkt, dass sich eine spezifische Mischpopulation (aus versauemden, acetogenen und methanogenen Bakterien) ansiedelt. Wenn sich die ftir bestimmte Garungen notigen Milieubedingungen einstellen und die Mikroorganismen vorhanden sind, so konnen theoretisch viele verschiedenen Garungen (Propionsaure-, Buttersaure-, Milchsauregarung) ablaufen. Ob sie jedoch auch tatsachlich ablaufen, ist abhangig von den Milieubedingungen, die sich durch das Substrat, bzw. durch dessen Abbau einstellen. Beispielsweise beeinflusst der pH-Wert im Reaktor das Spektrum der gebildeten organischen Sauren. Wenn der pH-Wert in einer Versauerung niedrig ist (pH < 5,0), welches sich z.B. als Resultat einer hohen Raumbelastung einstellen kann, so ist die H^-Ionen-Konzentration im Medium hoch. Unter diesen Bedingungen verandem sich die Produkte der Versauerung signifikant. Bei der anaeroben Reinigung eines Starkefabrikabwassers z.B. nahm in der Versauerungsstufe bei pH-Werten < 4,0 die Konzentration an Carbonsauren (C2-C6) drastisch ab, und die Konzentration an Milchsaure nahm zu. Stieg der pH-Wert wieder an, wurde die Hemmung der Carbonsaurebildung wieder aufgehoben, und die Konzentration an Milchsaure sank ab. Verschiebungen solcher Art hangen mit der Rolle des Wasserstofftransporters NAD"^ zusammen. Bei vielen Garungsreaktionen werden auf NAD"^ die von dem Substrat abgespaltenen H^-lonen und damit Elektronen tibertragen. Den geringsten Einfluss nehmen die beladenen NAD-Molektile (NADH + H^) auf den Garungsweg, wenn ihre Regeneration (Oxidation) durch eine H2-Produktion erfolgt: NAD H + H+ -> H2 + NAD+ AG'=+18,07 kJ/Reaktion Ob jedoch eine Oxidation des NADH +H^ durch eine H2-Produktion stattfinden kann, ist vom H2-Partialdruck abhangig. Das Gleichgewicht kann namlich nur bei geringem H2-Partialdruck zur Bildung von NAD^ + H2 hin gerichtet sein. Der geringe H2-Partialdruck wiederum kann nur in Gegenwart H-verbrauchender, z.B. Methanbakterien, gehalten werden. Wenn der Wasserstoffpartialdruck nicht sehr niedrig ist (< 0,4 bar) - und das ist bei einem niedrigen pH gegeben -, dann treten die beladenen NAD-Molektile mit in den Garungsweg ein. Dies fiihrt z. B. in der Aceton-Butanol-Garung zur Reaktion von Buttersaure und NADH + H^, sodass als neues Garungsprodukt anstatt Buttersaure Butanol entsteht.

28

2 Mikrobiologische Grundlagen

Dabei wird das Stoffwechselprodukt der Buttersauregamng, die Buttersaure von den Bakterien (Clostridien) wieder in die Zellen aufgenommen und als Elektronenakzeptor verwandt. Der Wasserstoff wird auf die Buttersaure tibertragen, so dass einmal direkt Aceton und liber einige zusatzliche Schritte auch Butanol gebildet werden kann. Butyrat 1

I

Butyryi-CoA 1

I

l

i

i

-C-C-C-C-OO- - - C - C - C - O O l

i

l

t

I

Butanal

t

{

1

I

CoA

-

t

i

2. [H)

i

Butanol I

I

-C-C-C-OO l

l

!

-

t

i

I

i

^C-^C-C-C-OH i

1

i

i

2 [H]

An den bisherigen Ausfuhrungen wurde bereits deutlich, dass die Produkte des anaeroben Stoffwechsels durch eine Reihe von Faktoren beeinflusst sein konnen. Wenn auf die 1. Bakteriengruppe Einfltisse wirken, die dazu ftihren, dass z.B. anstatt Essigsaure hauptsachlich reduzierte Produkte wie Buttersaure, Ethanol, Capron- oder Valeriansaure gebildet werden, so verandem sich dadurch auch die Lebens- und Substratbedingungen der in der Abbaukette nachfolgenden Bakteriengruppen. Wenn viele langere Carbonsauren von den versauemden Bakterien gebildet werden, die von den Methanbakterien nicht verwertet werden konnen, dann sind die acetogenen Mikroorganismen bzw. ihre moglichen Stoffwechselleistungen von entscheidender Bedeutung fur einen anaeroben Abbau bis zu Methan und CO2. 2.2.2 Acetogene Bakterien Die Stoffwechseltatigkeit der acetogenen Bakterien ist die sog. Acetogenese. Darunter versteht man die Umwandlung von Carbonsauren (C3-C6), organischen Sauren und auch langkettigen Fettsauren in Acetat, CO2 und H2O. Da bei diesen Prozessen Elektronen (in Form von H^) abgegeben werden, spricht man auch von anaerober Oxidation. Die Entdeckung, dass das Ethanol verwertende Methanbakterium Methanobacterium omelianskii eine Symbiose aus einem acetogenen und einem methanogenen Organismus ist, war der AnstoB, auch andere Methanbakterien auf symbiontische Partner hin zu untersuchen. Z. B. wurde ein Buttersaure abbauendes, actogenes Bakterium beschrieben, das in Cokultur mit Methanospirillum hungatii lebt. Wenn die H2-Konzentration im Medium gering ist, kann die folgende Reaktion ablaufen: CH3CH2CH2COO' + 2H2O "^ 2 CH3COO" + H"^ + 2H2

2.2 Anaerober Abbau - Oberblick iind Organismen

29

AG°' = + 48,2kJ/Reaktion In diese Reaktion muss Energie investiert werden (+ 48,2 kJ). Energie gewonnen wird dann in der Reaktion: 4 H2 + H2CO3 -» CH4 + 3H2O AG°'=

135,6 kJ/Reaktion

(Die A G ° ' -Werte beziehen sich auf eine Reaktion bei pH 7 ,0). Die letzte Reaktionsgleichung (mit Energiegewinn) beschreibt die Methanbildung. Das Methanbakterium transferiert dann einen Teil der Energie an seinen symbiontischen acetogenen Partner. So wird aus der Umgebung des acetogenen Bakteriums der Wasserstoff entfernt und fur die Methanbildung verwandt, der sonst hemmend auf die Acetatbildung gewirkt hatte. Die Gesamtheit der wichtigsten acetogenen Reaktionen konnen thermodynamisch dann mit Energiegewinn ablaufen, wenn der Wasserstoffpartialdruck bei 10""^ atm. oder niedriger liegt (Abb. 2-2). Die gekennzeichneten Punkte in der Abbildung machen deutlich, dass der Energiegewinn der acetogenen Reaktionen (-40 bis -120 kJ) substratabhangig ist. Ethanol kann beispielsweise noch bei einem Wasserstoffpartialdruck von -2 (log Wasserstoffpartialdruck atm) mit einem Energiegewinn umgesetzt werden, wahrend das Propionat bei < -4 nicht mehr mit Energiegewinn vergoren werden kann. Dies erklart z.B. die haufig auftretende Propionsaureanreicherung als Vorbote weitreichender Storungen der anaeroben Methanogenese. Ein so niedriger Wasserstoffpartialdruck kann nur in der Lebensgemeinschaft mit H2-verbrauchenden Organismen erhalten werden, denn die acetogenen Bakterien sind obligate H2-Produzenten und gleichzeitig nur bei sehr geringen H2-Konzentrationen in ihrer Umgebung lebensfahig. Sie konnen somit nur leben, wenn ihre Stoffwechselprodukte standig aus dem Medium entfernt werden. Dies ist in Symbiosen mit H2-verbrauchenden Organismen, in der Regel mit Methanbakterien, moglich. Alle acetogenen Spezies haben eine sehr lange Generationszeit. Fiir den Buttersaureverwerter wurde in Cokultur mit Methanospirillum eine Generationszeit von 84 h ermittelt. Dieses erklart die Beobachtung aus der Praxis, dass in einem Faulbehalter erst bei einer Verweilzeit von ca. 5 Tagen (35 °C) eine Buttersaureanreicherung in einem Faulschlamm abgebaut werden kann.

30

2 Mikrobiologische Grundlagen

Energtegewinnung bei pH 7,0,25*C [ kJ I

-6 -4 log W a s s e r s t o f f p o r t i q l d r y c k

[atml

Abb. 2-2. Abhangigkeit des Energiegewinns acetogener Reaktionen vom Wasserstoffpartialdruck Generell kann man davon ausgehen, dass dann, wenn in einer anaeroben Abwasserreinigungsanlage die Methanbildung funktioniert, in der Kegel auch die „acetogene Stufe" ohne Beeintrachtigung arbeitet. Ist die Methanbildung gestort, dann reichem sich nach einer gewissen Zeit die langeren Carbonsauren an, d. h. auch die acetogene Stufe ist geschadigt. Eine fiir die Praxis sehr wichtige Stoning kann auftreten, wenn die acetogenen Bakterien anstelle eines Methanbakteriums einen anderen H2verbrauchenden Partnerorganismus haben. Fiir die Abwasserpraxis ist die Vergesellschaftung von DesuJfurikanten mit Acetogenen und Methanogenen von Interesse. Wenn im Abwasser Sulfate enthalten sind, konnen Desulfurikanten anwachsen. Die Desulfurikanten reduzieren das Sulfat zu Schwefelwasserstoff. Dazu benotigen sie Wasserstoff, um den sie mit den Methanbakterien konkurrieren. Die Methanbakterien bekommen weniger Substrat und bilden weniger Methan. Zum anderen wirkt Schwefelwasserstoff an sich toxisch auf die Methanbakterien.

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen

Athanol

31

CO,

Methanobacterium

Desulfovibrio

Acetat

H,

CH,

Abb. 2-3. Desulfovibrio als acetogenes Bakterium

2.2.3 Methanbakterien Die Methanbakterien sind ftir den letzten Schritt des anaeroben Abbaus verantwortlich und daher von entscheidender Bedeutung fur den gesamten Prozess. In der Natur kommt den Methanbakterien eine wichtige Rolle bei dem vollstandigen Abbau organischer Substanz zu. Waren sie nicht vorhanden, wtirden z. B. organische Sauren akkumulieren, und damit die hochmolekularen Ausgangssubstrate nur bis zu einem Abbauprodukt (organische Sauren) mit noch recht hohem Energiegehalt umgesetzt werden konnen. Methanbakterien gehoren zu den altesten Lebewesen und werden aufgrund ihrer Zellwandstruktur (ohne Murein), Cytoplasmamembranen (Isoprenoidlipide) und bestimmter Coenzyme (Coenzym M, F 420) den Archaebakterien zugerechnet. Die Methanbakterien haben sich in der Evolution sehr friih von alien anderen Formen von Leben abgespalten und besitzen somit Besonderheiten, die bei keinem anderen Lebewesen wieder auftauchen. Sie haben z.B. Zellwande, die in dieser Struktur in keiner anderen Organismengruppe zu finden sind. Die Methanbildung kann aus H2 und CO2, Ameisensaure, Essigsaure, Methanol oder Methylen (CH3NH3) erfolgen. Die methanogenen Bakterien sind streng anaerob, da sie ftir ihr Wachstum ein Redoxpotenzial im Reaktor von < -330 mV brauchen. Heute sind eine Vielzahl von Spezies bekannt, die in 3 Ordnungen gegliedert werden: Methanobacteriales (stabchenformig), Methanococcales (kokkoid) und Methanomicrobiales (heterogen in Physiologic und Morphologic). Fast alle Methanogenen konnen H2 und CO2 umsetzen, wahrend es nur wenige gibt, die Methanol oder Essigsaure verwerten konnen. Die Bakterien nehmen die Essigsaure {= un-

32

2 Mikrobiologische Grundlagen

dissozierte Form) auf. Bei pH 7,0 liegt Essigsaure zu ca. 99 % in dissoziierter Form vor, aber aufgrund des Dissoziationsgleichgewichtes wird die verbrauchte Essigsaure immer gleich wieder nachgebildet aus dem Acetat. Aus Essigsaure konnen drei Gattungen der Ordnung Methanomicrobiales Methan bilden: Methanosarcina barkeri (Viererpakete von Zellen), Methanosaeta (stabchenformig, filamentos) und Methonasarcina mazei (Aggregate oder einzeln). Die acetatverarbeitenden Methanbakterien sind zwar ftir die Abwasserund Schlammbehandlung die wichtigsten Methanbakterien. Diese Bewertung ergibt sich aus der Haufigkeit ihres Vorkommens in den Abwasser und Schlamm behandelnden Prozessen. Sie haben aber andererseits 2-4-fach niedrigere Umsatz- und Wachstumsraten als die Methanbakterien, die Wasserstoff umsetzen. Das liegt an der geringen Energieausbeute beim Umsatz von Acetat. In Faulbehaltem ist Methanosaeta die dominierende Gattung der Methanbakterien, wahrend in den anaeroben Pellets von Industrieabwasserreinigungsanlagen Methanosaeta und Methanosarcina vorkommen. Die Methanbakterien sind Substratspezialisten, die nur sehr wenige Substanzen (Tabelle 2-1) umzusetzen vermogen: Tabelle 2-1. Energie gewinnende Reaktionen methanogener Bakterien alle Spezies viele Spezies wenige Spezies eine Spezies

4 H2 + HCO3- + tf -- CH4 + 3 H2O AG°' = -135,4kJ/Reaktion HCOO" + H2O + H^ -- CH4 + 3 HCO3A G ° ' = - 1 3 0 , 4 kJ/Reaktion CH3COO- + H2O ^ CH4 + 3 HCO3A G°'= -30,9 kJ/ Reaktion 4 CH3OH ^ 3 CH4 + HCO3- + H^ + H2O AG°'=-314,3kJ/Reaktion

Molekularer Wasserstoff kann jedoch als universelles Substrat Methanogener angesehen werden und CO2 als C-Quelle und terminaler Elektronenakzeptor dienen. Insbesondere bei der reduktiven Methanbildung aus CO2 und H2 wurde eine Vielzahl neuartiger Enzyme durch die Aufklarung des Mechanismus und der Synthesewege des mikrobiell gebildeten Methans entdeckt. Die Abbildung 2-4 zeigt, dass dabei im Prinzip CO2 mit Hilfe von H2 liber die Stufe des Formiats, des Formaldehyds und des Methanols zu CH4 reduziert wird.

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick iind Organismen

33

^^2

i ^ ^ 420 0

H

/I CO?

0

H

\

I N

Formiat

Formiat

MF

CH2

/ \

HHForm'^ |aideliyd

CH3

CH3

p Y l Mettxjnoi

THMP

COM

NH —

iA

,

INetxir>ol|

>-J

ATP

--••CH4

u 430

Abb. 2-4. Schema der Methanogenese aus CO2 und Wasserstoff Eine Furanverbindung, das Methanofuran (MF), dient als Coenzym bei der Reduktion des CO2 zur Oxydationsstufe des Formiats. Dieses wird dann auf das THMP (Tetrahydromethanopterin) ubertragen und dann stufenweise zu Methyl-THMP reduziert. Dabei dient das Coenzym M als Ubertrager. Die Methanbildung selbst erfolgt dann durch die membrangebundene Methyl-CoM-Reduktase. Diese Reduktase enthalt sowohl den Faktor 430 als auch die Komponente B. Alle Reduktionsschritte erfolgen mit dem blau fluoreszierenden Farbstoff 420 (cin Dezaflavin), der ein fiir Methanbakterien typisches Enzym ist. Substrate wie Formiat, Methanol und Methylamin werden durch eine Disproportionierung umgesetzt und dann mit Hilfe einer multifunktionalen Dehydrogenase gespalten. Diese Spaltungsreaktion ist endergon, wahrend sowohl die Reduktion des Methyl-CoM als auch die Oxydation der Carbonyl-Gmppe exergon verlaufen und ftir die Bildung von ATP genutzt werden konnen. Aus der Abbildung wird deutlich, dass bei den einzelnen Reaktionen unterschiedliche Energiegewinne moglich sind. Die wasserstoffverbrauchende Methanbildung z.B. ist energetisch wesentlich gtinstiger als die Acetatdecarboxylierung. Obwohl die reduktive Methanbildung die energetisch effektivere ist, stammen nur 27-30 % des in Faulschlammen gebildeten Methans daraus, wahrend 70 % aus Acetat gebildet werden. Die Ursache dafiir liegt in dem begrenzten Substratangebot an nattirlichen Standorten. Methanbakterien aus dem Faulschlamm einer kommuna-

34

2 Mikrobiologische Grundlagen

len Klaranlage konnten 100-mal hohere H2-Konzentrationen umsetzen, als ihnen in ihrer naturlichen Umgebung zur Verfugung stehen. Den acetatverwertenden Methanbakterien kommt bei der anaeroben Abwasserreinigung eine besondere Bedeutung zu. Es ist bisher nur eine geringe Zahl acetatverwertender Methanbakterien bekannt {Methanosarcina barkeri, Methanobacterium sohngenii, Methanobacterium thermoautotrophicum). Sie wachsen auf Acetat mit einer Generationszeit von 100 Stunden sehr langsam, wobei sich CO2 als essentiell fiir das Wachstum erwiesen hat. Wenn ein energiereiches Substrat verwertet werden kann, wie z. B. Methanol oder Methylamine von Methanosarcina barkeri, dann liegt auch die Generationszeit niedrige (40 Stunden bei Methanosarcina auf Methanol). Da diese Generationszeiten unter idealen Bedingungen in Bezug auf Temperatur, Anaerobie, Nahrsalzversorgung usw. ermittelt wurden, sind sie nicht direkt auf die Methanbakterien tibertragbar, die in Abwasserreinigungsanlagen vorkommen. Da insbesondere die acetatverwertenden Methanbakterien nur dann Methan bilden, wenn ihnen Acetat zur Verfugungen steht und dies durch die Symbiose mit einem acetogenen Bakterium moglich ist, muss vermieden werden, dass die enge raumliche Nahe zwischen den Organismen zerstort wird. Wenngleich die Methanbakterien extrem empfindlich gegen O2 sind, so gilt dies nicht so uneingeschrankt fur die Mischpopulationen wie anaerobe Mischbiozonosen in Anaerobanlagen und Faulschlammen. In diesen sind die Methanbakterien quasi eingebettet in Bakterienaggregate mit z.B. versauemden Bakterien. Diese schtitzen die Methanogenen gegen einen direkten Kontakt mit O2, da sie in der Kegel in den AuBenschichten von Aggregaten sitzen. Diese Mischpopulationen vertragen kurzfristigen 02-Kontakt ohne deutliche AktivitatseinbuBen. Auch kurzfristig saure pH-Werte mtissen nicht zwangslaufig zum Erliegen der Methanbildung ftihren. Durch die mikrobielle Nischenbildung in Festbettmaterialien oder Pellets konnen auch Methanbakterien ungtinstige Milieubedingungen ertragen. 2.2.4 Aufbau von Pellets Die Struktur anaerober belebter Schlamme in Abwasserreinigungsanlagen ist abhangig von der Abwasserart und Anlagenkonzeption. Sehr bekannt geworden sind die Pellets der UASB-Reaktoren. Hier dargestellt sind bis zu 0,5 cm groBe, feste Kornchen, die stabchen- oder kokkenformige Methanbakterien in hoher Konzentration enthalten.

2.2 Anaerober Abbau - Uberblick und Organismen

35

Abb. 2-5. Pellet aus einem UASB-Reaktor Unter Pellets versteht man ca. 2-3 mm groBe granulare Aggregationen von Bakterien des anaeroben Abbaus mit einer besonderen Anreicherung von Methanbakterien. Die Pellets haben eine hohe Festigkeit und ein gutes Absetzvermogen. Die raumliche Nahe von verschiedenen Bakterien im Pellet minimiert die Diffusionsdistanz und erleichtert die Symbiose. Die im Pelletkem liegenden Methanbakterien werden gut gegen extreme pH-Werte Oder Substratkonzentrationen geschtitzt. In der Abbildung 2-6 ist das 3-Schichten-Modell eines Pellets beschrieben. Im oberflachennahen Bereich tiberwiegen die versauemden Bakterien, aber auch andere Organismentypen wie Sulfatreduzierer und Methanosarcina sind hier anzutreffen. Die zweite Schicht beginnt da, wo aufgrund nur

36

2 Mikrobiologische Gmndlagen

noch geringer Substratkonzentrationen die Versauemng limitiert ist. Der bei der Versauemng gebildete Wasserstoff diffundiert dabei sowohl nach innen als auch nach auBen. In der zweiten Schicht finden sich also hauptsachlich acetogene Bakterien (z.B. verantwortlich ftir den Propionsaureabbau) und die H2-verbrauchenden Methanbakterien. Der Pelletkem wird von der Essigsaure verwertenden Gattung Methanosaeta dominiert. Methanosaeta erreicht bereits bei geringen Substratkonzentrationen eine hohe Umsatzrate (hohe Substrataffinitat). Der Pelletkem besitzt eine Vielzahl von Hohlraumen und Spalten, sodass auch in der Mitte noch eine aktive Biomasse zu finden ist. Die zerkltiftete innere Stmktur entsteht durch das Ausgasen des gebildeten Biogases, die fadige Stmktur von Methanosaeta und die Autolyse von Bakterien (mineralisierte Bereiche). Kohlenstoff Vsfisauefer Hj-vsrbrauchende Mefhanfjgene

Versayerer Hj-vsfbrauchentle Me I hanogene

Methmosset^ Pellet

Abb. 2-6. Schematischer Aufbau eines Pellets

2.2.5 Bedingungen der Pelletbildung Obwohl die Pelletbildung selbststandig erfolgt, da sie ftir die beteiligten Bakterien vorteilhaft ist, mtissen dennoch die Randbedingungen stimmen. D.h., dass die Umweltbedingungen so eingestellt sein mtissen, dass eine stabile Pelletbildung und -erhalt gewahrleistet ist. Im anaeroben Milieu liegen eine Vielzahl von Organismengattungen vor, aber angereichert werden sollen nur die, die zur Pelletbildung befahigt_sind. Diese gewlinschten Organismen mtissen selektiert werden. Die wichtigsten EinflussgroBen auf die Pelletbildung, -fordemng und -erhalt sind: • Substrateigenschaften: Hohe Feststoffanteile im Abwasser mtissen vermieden werden, da sie sich im System anreichem und Pellets verdran-

2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe

37

gen. Aus gleichem Grund ist der Eintrag von Versauemngsbakterien (aus z.B. einem vorgeschalteten Versauerungsreaktor) zu begrenzen. Die Pelletbildung erfolgt nicht nur bei iiberwiegend kohlehydratreichen Abwassem, sondem auch bei Abwassem mit hohen Proteinanteilen. Die CSB-Konzentrationen sollten in den direkten Zulaufen zu den Reaktoren < 1.000 mg/1 CSB liegen. Generell erfolgt die Pelletbildung bei relativ dtinnem Abwasser besser als bei hoher konzentriertem Abwasser. Eingestellt werden kann dies durch eine Rezirkulation von gereinigtem Abwasser. Versduerungsgrad: Die versauemden Bakterien liefem die Struktur, die fur den Pelletzusammenhalt essenziell ist. Die Pelletbildung verlauft bei gering versauertem Abwasser besser als bei vollstandig vorversauertem CSB. Die versauemden Bakterien bilden einen gewissen Schutz fur die teilweise hydrophoben Methanbakterien. Daher sollte immer ein gewisses MaB an Versauerung erst im Methanreaktor erfolgen. Der Zulauf zum Methanreaktor kann daher ca. 30-50 % des CSB als Sauren enthalten. Die Essigsaurekonzentration im Schlammbett des UASB-Reaktors sollte < 200 mg/1 eingestellt werden. Dann konnen die die Pelletbildung tragenden Methanosaeta schneller wachsen als Methanosarcina (Lettinga, 1997). Aufenthaltszeit: In pelletbetriebenen Reaktoren sollte femer eine konstante Aufstromgeschwindigkeit herrschen, sodass die zur Pelletbildung befahigten schweren Partikel im System verbleiben. Femer hilft dies, das Entstehen von flockigem belebtem Schlamm zu vermeiden. Beides ist moglich, wenn die Aufenthaltszeit < 10-15 h ist. Pelletstruktur/ Zusdtze: Die Bildung und der Erhalt einer Pelletstmktur wird gefordert durch 50-150 mg/1 Fe^^ im Zulauf. Und die optimale Kalziumkonzentration liegt bei 50-150 mg/1 zum Methanreaktor. Hohere Konzentrationen fuhren zu Kalzitausfallungen.

2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe Der anaerobe Abbau ist im Gegensatz zum aeroben Abbau durch verschiedene Organismengruppen, die aufeinander abgestimmt flinktionieren miissen, charakterisiert. Die Organismen des Endabbaus - die Symbiosen aus acetogenen und methanogenen Bakterien - konnen eine ganze Reihe von organischen Sauren (wie z. B. Buttersaure, Capronsaure) und Alkoholen (Ethanol) verwenden. Daraus entstehen dann, wenn die erforderlichen Milieubedingungen eingehalten sind, immer Acetat, CO2, Wasserstoff und vor allem Methan. Die Organismen, die weiter hinten in der „Fresskette"

38

2 Mikrobiologische Gmndlagen

der anaeroben Biozonosen liegen, sind daher prinzipiell unabhangig von dem Eingangssubstrat. Dariiber, ob ein bestimmtes Abwasser einem anaeroben Reinigungsverfahren zuganglich ist, entscheiden in erster Linie die hydrolysierenden Bakterien, die die Abwasserinhahsstoffe mikrobiell aufschlieBen und einer weiteren Verwertung zuganglich machen. Die Abbildung 2-7 zeigt eine schematische Ubersicht der wichtigsten Prozesse beim anaeroben Abbau organischer Stoffe. ZUSAMMENGESETZTE, PARTfKULARE SUBSTRATE

i

GRATION 1

T

PROTEJNE

POYMERE KOHLENVVASSERST.

FETTE

y

INNERTSTOFFE 1 GELOST, PARTI KULAR 1

HYOROLYSE Y t MON'OiV^ERE ^KOHLENVVASSERST

AMfNOSAUREN

LAMGKETT^GE FETTSAUREN GLYCEROL,. ETC

VERSAUERUNG

1 FORfv!!,

1 ACETAT

Ic02+H^

ACETOGENESE

\

\ ^ FORMIAT

CO, + H.

,

i

ACETATJ

METHANOGENESE

Abb. 2-7. Vereinfachte, schematische Ubersicht der wichtigsten Prozesse beim anaeroben Abbau Bei der anaeroben Industrieabwasserreinigung werden in der Praxis meist die 4 Prozessschritte in 2 Prozessstufen (Versauerungsreaktor sowie Methanreaktor) aufgetrennt. Der Hydrolyse- und Versauemngsschritt muss gemeinsam erfolgen, da die Hydrolyse. nur durch die von den versauemden Bakterien gebildeten extrazellularen Enzyme erfolgt. Ebenso ist eine Trennung der Acetogenese und der Methanogenese nicht moglich, da beide Prozesse nur gekoppelt tiber die Syntrophie (Lebensgemeinschaft) beider Organismengruppen erfolgen.

2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe

39

2.3.1 Hydrolyse Die Hydrolyse wird meistens als Reaktion 1. Ordnung nach folgender Formel beschrieben, wobei es sich hierbei um einen vereinfachten, empirischen Ausdmck der diversen Prozesse im Reaktor handelt: kHyd,iX,

[kgCSB/(m^-d)]

mit: Pi kHyd,i Xi

= Prozessrate (Hydrolysegeschwindigkeit) des Stoffes i [kg CSB/(m3-d)] =" Hydrolysekonstante des Stoffes i [1/d] (abhangig von diversen, unten angegebenen Parametem) = Substratkonzentration des zu hydrolysierenden Feststoffes i [kg CSB/m^]

Die Hydrolysekonstante ist vor allem von dem Substrat, der Temperatur, dem pH-Wert (optimaler pH-Wert = 6) und dem Schlammalter abhangig. Entsprechende Literaturwerte fiir Hydrolysekonstanten bei verschiedenen Randbedingungen sind vielfach zitiert. Die Bandbereite reicht von 0,02 bis 2,0 [1/d]. Fiir die Hydrolysegeschwindigkeit [kg CSB/(m^-d)] ist neben der Hydrolysekonstante die Substratkonzentration sowie Faktoren, wie die Mikroorganismenkonzentration, die Reaktordurchmischung, die SubstratpartikelgroBe und die Verftigbarkeit des Substrats entscheidend. Aus der Vielzahl der Einflussfaktoren ist abzuleiten, dass eine exakte theoretische Bemessung nicht moglich ist. .In der Praxis wird meist durch Versuche ein optimaler Betriebspunkt erreicht. Dabei ist fiir eine gute Hydrolyse vor allem eine ausreichend lange Verweildauer im Reaktor, eine ausreichend hohe Temperatur und ein gut eingestellter pH-Wert wichtig.

2.3.2 Versauerung Die Versauerung ist definiert als ein anaerober, Saure produzierender mikrobieller Prozess ohne einen zusatzlichen Elektronenakzeptor oder -donator. In der Versauerungs-Phase werden die bei der Hydrolyse entstandenen Verbindungen (mit Ausnahme der langkettigen Fettsauren) von einer groBen Anzahl verschiedener fakultativ anaerober Bakterien in verschiedene Produkte iiberfuhrt. Dies sind vor allem die wasserdampffltichtigen, organischen Sauren (Essigsaure, Propionsaure, Buttersaure, Valeriansaure, Capronsaure) sowie H2 und CO2, aber auch andere kurzkettige

40

2 Mikrobiologische Gmndlagen

Sauren (Ameisensaure, Milchsaure) oder Alkohole (Ethanol) konnen dabei gebildet werden. Die genaue Zusammensetzung der Endprodukte der Versauerungsstufe hangt von der Zusammensetzung des Substrats von den Prozessbedingungen im Reaktor, insbesondere der Substratbelastung und dem sich daraus ergebenden Wasserstoffpartialdruck (pH-Wert) ab: Bei geringer Substratbelastung zum Beispiel liegt bei der Versauerung der in der Hydrolysephase gebildeten Zuckermonomere (Glucose) ein niedriger Wasserstoffpartialdruck (pn^ < lO'^bar; neutraler pH-Wert) vor, sodass iiberwiegend Essigsaure sowie H2 und CO2 gebildet werden. Bei Substrattxberschuss entstehen hohere Wasserstoffpartialdriicke (schwach saurer pH-Wert) mit der Folge, dass in zunehmendem MaBe Propion- und Buttersaure gebildet werden. Bei pH-Werten < 4,5 wird Iiberwiegend Milchsaure produziert. Tritt so etwas auf, ist das ein deutlicher Hinweis darauf, dass, eine Uberlastung des Versauerungsreaktors vorliegt. Bei Anwesenheit von Hefen bzw. bei pH-Werten < 5 kann die geloste Glucose dagegen auch zu Alkohol (Ethanol) umgesetzt werden. Dies erklart auch, dass bei der Versauerung von Glucose im Versauemngsreaktor eines zweistufigen Systems (separater Versauerungs- und Methanreaktor) aufgrund des dort herrschenden niedrigeren pH-Wertes groBere Mengen an Propionsaure entstehen, als in einem einstufigen System (neutraler pH-Wert aufgrund der Methanbildung). Somit verandem sich durch die Betriebsweise der Versauerungsstufe die Produkte und dadurch auch die Lebens- und Substratbedingungen. Kohlenhydratprodukte sind grundsatzlich leichter versauerbar als EiweiBprodukte. Weiterhin werden beim Kohlenhydratabbau, im Gegensatz zu dem EiweiBabbau, keine pH-puffemden lonen freigesetzt, so dass bei der Versauerung von Kohlenhydraten eher die Gefahr besteht, dass der Prozess so schnell verlauft, dass die entstehenden sauren Produkte nicht mehr ausreichend schnell von den nachfolgenden Bakterien umgesetzt werden konnen und sich damit im System anreichern. Dies ftihrt zu einem Absinken des pH-Wertes, in dessen Folge wiedemm vermehrt Propionsaure gebildet wird. Die wirkt bereits bei niedrigen Konzentrationen hemmend auf die nachfolgenden Bakteriengruppen. Ein Anstieg der Propionsaurekonzentration deutet somit auf eine beginnende Uberlastung der nachfolgenden Stufen hin. Versauerungsbakterien haben eine groBe pH-Toleranz, die Saureproduktion lauft bis zu einem pH-Wert von ca. 4,0 ab. Bei pH-Werten > 6,5 verlasst die Glucoseversauerung zwar ihren optimalen Bereich, ist jedoch auch im schwach alkalischen Bereich meist noch ausreichend. Bei der

2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe

41

Versauemng von eiweiBhaltigen Produkten liegt der optimale pH-Wert bei 7,0 bzw. knapp dartiber. Der als Versauerungsphase bezeichnete Abbauschritt ist dadurch gekennzeichnet, dass sich der Energiegehalt (CSB) des Abwassers nur wenig andert. Entscheidend fur die Verringerung des homogenisierten CSBs im Ablauf des Versauerungsreaktors ist, in welchem Umfang H2 und CO2 gebildet werden (die tiber die Gasphase das System verlassen) und ob die neu gebildete Biomasse der versauernden Bakterien (Uberschussschlamm) abgetrennt wird. Eine Zusammenstellung der kinetischen Parameter der versauernden, mesophilen Bakterien erfolgt u.a. bei Meyer, 2004, unter Verarbeitung vieler anderer Quellen. Es lassen sich die folgenden Mittelwerte ftir Mischkulturen ableiten. Es ist zu erkennen, dass bei den kinetischen Parametem der Versauerung von Glucose eine groBe Bandbreite an Werten vorliegt. Ober die kinetischen Parameter der Versauerung von EiweiBen (Aminosauren) liegen wenig Informationen vor. Tabelle 2-2. Kinetische Parameter mesophiler Bakterien bei der Versauerung von Glucose und Aminosauren (T: 30-37 °C) Substrat

Glucose Aminosaure

Mikroorganismen

gemischte Kultur gemischte Kultur

Ks HalbgeschwindigkeitsSubstratkonz.

Y Ertragskoeffizient

mg CSB/1

goTR/ gCSB

1/d

30

200

0,15

5,0

30

600

0,10

3,0

maximale Umsatzrate d. Bakterien gCSB/ (goTRd)

Mrnax

Wachstumsrate

* nach Batstone (2002), wobei k^ aus der Beziehung k^ = |Limax/ Y errechnet wurde Die Prozessrate der Versauerung wird von Batstone (2002) mit folgender Formel angegeben: Pi = k,,,i • (S-J (Ks+Si)) • Xi • I [kg CSB/ (m^ • d)] mit: Pi

= Prozessrate (Hydrolysegeschwindigkeit) des Stoffes i [kg CSB/(m3-d)] km,i = maximale Umsatzrate der Bakterien beim Stoff i [kg CSB/ kg o TR-d] Si/ (Ks+Si) = Monod-Term [ - ] (Wert = 1 bei hohen Substratkonzentrationen)

42

2 Mikrobiologische Grundlagen Si Ks Xi I

^ Substratkonzentration des Stoffes i [kg CSB/m^] =Halbwertgeschwindigkeits-Substratkonzentration des Stoffes i [kg CSB/m^] = Bakterienkonzentration, die den Stoff i umsetzt [kg o TR/m^] = Hemmungsfaktor [ - ] (Wert = 1, wenn keine Hemmung)

Die Abschatzung der Bakterienkonzentration Xi erfolgt in der Praxis tiber die HilfsgroBe oTR (Meyer, 2004).

2,3.3 Acetogenese Unter Acetogenese versteht man die Umwandlung von fltichtigen Fettsauren (C3 - C5) sowie von langkettigen Fettsauren, in tiberwiegend Acetat sowie H2 , CO2 und H2O. Da bei diesen Prozessen Elektronen abgegeben werden (vor allem H^) spricht man auch von anaerober Oxidation. Der Umbau alter Fettsauren erfolgt durch die (3 -Oxidation. Nachfolgend sind die Acetongenese-Reaktionen einiger Substrate sowie die dabei entstehenden Anderungen in der freien Energie A G ° ' unter Standardbedingungen (pH= 7; Temperatur = 25 ^Celsius; Druck = 1 bar) dargestellt (N.N., ATV-Fachausschu6-7.5, 1994). AG°'

CH3-CH2-COOH + 2 H2O ^

CH3-COOH + 3 H2 + CO2

CH3-CH2-CH2-COOH + 2 H2O ^

2 CH3-COOH + 2 H2

+76,1 +48,1

Es ist zu erkennen, dass die Reaktionen unter Standardbedingungen nicht ablaufen, da sie flir die Mikroorganismen mit keinem Energiegewinn (keine negative freie Energie A G°') verbunden sind. Dieser erforderliche niedrige Wasserstoff-Partialdmck kann nur erreicht werden, wenn der gebildete Wasserstoff sofort als Substrat verwertet wird. Dieser Austausch der Wasserstoffatome zwischen den verschiedenen Mikroorganismengruppen (Interspecies-Hydrogen-Transfer) ist ein Vorgang, der innerhalb von Bmchteilen einer Sekunde bei einem Abstand von wenigen Mikrometem (ca. 1 Bakterienlange) ablauft.

2.3 Anaerobe Abbauprozesse organischer Stoffe

43

2.3.4 Methanogenese Die mikrobielle Methanbildung (Methanogenese) kann aus H2 + CO2, Ameisensaure, Essigsaure, Methanol oder Methylen (z.B. CH3NH3, (CH3)2S) erfolgen. Wahrend fast alle Spezies H2 + CO2 umsetzen konnen bzw. viele Spezies Ameisensaure, sind nur wenige Organismen in der Lage Essigsaure bzw. Methanol zu Methan umzuwandeln. Da die Zellmembran eine Barriere ist, die nur wenige ungeladene Substanzen durchlasst, kann die Zelle ledighch die undissozierte Form (Essigsaure) aufnehmen. Bei pH = 7,0 liegt Essigsaure aber zu ca. 99 % in dissoziierter Form (Acetat) vor. Aufgrund des Dissoziationsgleichgewichts wird die entnommene Essigsaure jedoch immer wieder aus dem Acetat nachgebildet. In der nachfolgenden Tabelle sind die kinetischen Parameter der methanogenen und acetogenen Bakterien dargestellt. Da die Werte aus den verschiedenen Quellen (Gujer 1983, Batstone 2002) teilweise sehr stark schwanken, wird hier neben der Bandbreite ein aus den Literaturwerten ermittelter Mittelwert angegeben. Tabelle 2-3. Kinetische Parameter methanogener und acetogener Bakterien bei Temperaturen von 30-37 Telsius (Meyer, 2004) Bakteriengruppe

Methanbildung aus Acetat Nur Methanosarcina Nur Methanosaeta Methanbildung aus H2 Acetogene Bakterien

maximale Umsatzrate d. Bakterien

Ks HalbgeschwindigkeitsSubstratkonz.

Y Ertragskoeffizient

gCSB/ (goTRd)

mg CSB/1

goTR/ gCSB

1/d

1/d

(3,4-19)

(11-930)

(0,01-0,08)

(0,05-1,4)

(0,0040,0036)

10 (5,9-12)

250 (200-300)

0,04 (0,002-0,07)

0,4 (0,4-0,6)

5 (2,9-6,1)

25 (18-30)

0,02 0,002-0,03

0,1 (0,1-0,15)

20 (1,6-44)

0,1 (0,01-0,6)

0,06 (0,01-0,18)

1,4 (0,02-12)

(0,01-1,2)

10 (0,3-41)

25 (13-1146)

0,03 (0,02-0,07)

0,3 (0,02-1)

(0,01-0,06)

M'max

Wachstumsrate

b Sterberate

44

2 Mikrobiologische Grundlagen

Es ist zu erkennen, dass die acetatverarbeitenden Bakterien 2 bis 4-fach niedrigere Umsatzraten und deutlich niedrigere Wachstumsraten aufweisen, als die Methanbakterien, die Wasserstoff umsetzen. Die nachfolgende Abbildung zeigt die Wachstumskinetik der acetatverarbeitenden Methanbakterien. Es ist zu erkennen, dass bei niedrigen Acetatkonzentrationen Methanosaeta einen Wachstumsvorteil gegentiber Methanosarcina hat. Dies erklart, warum bei Faulbehaltem mit einer geringen Belastung (Aufenthaltszeit groBer 15 Tage) Methanosaeta die mit Abstand dominante Gattung ist (Gujer, 1983). Bei der anaeroben Industrieabwasserreinigung mittels pelletgebundener Biomasse iiberwiegt, aufgrund des Substratgradienten in den Pellets, im Pelletkem Methanosaeta, wahrend in den auBeren Schichten Methanosarcina dominiert. Methanbildung aus Acetat

33 X Methanosarcina |j = 0,3 d'^ Ks = 200 mg/l ^

|j = 0,1 d"' Ks = 30 mg/l

100

150

200

250

Acetat Konzentration mg COD/I

Abb. 2-8. Wachstumskinetik der acetatverarbeitenden Methanbakterien (nach Gujer, 1983) Der geschwindigkeitslimitierende Abbauschritt Da der anaerobe Abbau aus bis zu 5 nacheinander zu durchlaufenden Teilschritten besteht, ist das jeweils schwachste Glied maBgeblich fiir die Gesamtgeschwindigkeit. Welcher der Teilschritte jeweils geschwindigkeitslimitierend ist, wird dabei maBgeblich von der Zusammensetzung des Substrats bestimmt. Bei feststoffreichen Abwassem ist meist die Hydrolyse der geschwindigkeitslimitierende Prozessschritt. Dies gilt beim anaeroben Fettabbau selbst bei guter Emulgierung.

2.4 Nahrstoff- und Spurenelementbedarf anaerober Abbauprozesse

45

Bei iiberwiegend gelosten organischen Komponenten ist dagegen, aufgrund der etwa gleich groBen, aber im Vergleich zu den anderen Bakteriengmppen niedrigen Wachstumsraten, die acetogene Phase und die acetatverwertende Methanogenese maBgebhch.

2.4 Nahrstoff- und Spurenelementbedarf anaerober Abbauprozesse Die am anaeroben Abbauprozess beteihgter Bakteriengattungen (hydrolytische, acidogene, acetogene und methanogene Bakterien) benotigen zum Stoffwechsel und zu ihrer Vermehrung Nahrstoffe, Spurenelemente und Vitamine, so dass ihre Wachstumsgeschwindigkeit und Stoffwechselaktivitat auch von der Verftigbarkeit dieser Stoffe abhangt. Ftir jede Komponente gib es eine artspezifische Mindestkonzentration, die zur Erhaltung und Vermehrung der Organismen notwendig ist, sowie eine Maximalkonzentration, bei deren Uberschreitung der Stoffwechselprozess gehemmt wird. Wegen der geringen Wachstumsgeschwindigkeit der anaeroben Bakterien ist der Bedarf an Nahrstoffen und Spurenelementen gering. Kommunale und landwirtschafthche Abwasser enthalten diese Komponenten daher normalerweise in ausreichender Konzentration. Industrielle Abwasser weisen jedoch haufig einen Mangel an Nahrstoffen und Spurenelementen auf, der durch Zudosierung der fehlenden Komponenten ausgeglichen werden muss. Die am anaeroben Abbau beteiligten Bakterien benotigen als essentielle Nahrstoffe im wesentlichen Stickstoff-, Phosphor- und Schwefelverbindungen. Der Nahrstoffbedarf ist artspezifisch und hangt von der Menge der Biomasse ab, die pro Masseneinheit an abgebautem CSB neu gebildet wird. Andererseits ist der Nahrstoffbedarf von der Abwassercharakteristik abhangig. Die Biomassenbildung bei kohlenhydrathaltigen Abwassem z.B. ist ungefahr dreimal hoher als bei Abwassern, die durch Proteine oder Fette bestimmt werden. Entsprechend ist der Nahrstoffbedarf beim anaeroben Abbau kohlenhydrathaltiger Abwasser hoher. Stickstoff und Phosphor sind ftir die Bildung von neuen Organismen essenziell. Der N- und P-Bedarf der verschiedenen Bakterien richtet sich nach den Ertragskoeffizienten der Bakterien und dem Schlammalter im System. Bei hohem Schlammalter ist der Nettobedarf aufgrund des verhaltnismaBig intensiveren Absterbens der Bakterien geringer. Die Trockenmasse der Bakterien besteht im Mittel zu etwa 50 % aus Kohlenstoff, zu 11 % aus Stickstoff, zu 2 % aus Phosphor und zu 1 % aus

46

2 Mikrobiologische Grundlagen

Schwefel. Das N:P-Verhaltnis im Abwasser sollte daher etwa 5:1 betragen. Bei einem Biomassenzuwachs von 5 % des abgebauten CSB betragt der Stickstoffbedarf 6 kg N pro 1.000 kg CSB bzw. 1 kg N pro ca. 60 m* an produziertem Methan und der Phosphorbedarf 1,2 kg P pro 1.000 kg CSB bzw. 1 kg P pro 300 m^ Methan. Bei kohlenhydrathaltigen Abwassem ist der Nahrstoffbedarf bis um den Faktor 3 hoher. Da im Durchschnitt 5-15 % des abgebauten CSB zur Neubildung von Biomasse genutzt wird, liegt bei einem CSB:N:P-Verhaltnis von etwa 300:5:1 (Kohlenhydrate) bis etwa 800:5:1 (Fettsauren und Proteine) in der Kegel ein ausgewogenes Nahrstoffverhaltnis im Abwasser vor. Bei hochbelasteten Anaerobreaktoren (0,8-1,2 kg CSB/kg TS-d) wird von einem theoretischen Minimum im Verhaltnis CSB:N von 400:7 ausgegangen. Ist der anaerobe Abbau niedrig belastet, steigt das Verhaltnis CSB:N auf 1000:7 und hoher an (Henze u. Harremoes, 1983). Bezogen auf den abbaubaren CSB liegt folgender durchschnittlicher Mindestbedarf vor: CSBabbaubar:N:P= 1.000:5:1 Dies gilt fiir komplett versauerte Abwasser, da der Ertragskoeffizient der acetogenen bzw. methanogenen Bakterien nur ca. 0,4 g Biomasse/g CSB betragt. Fiir nicht oder nur gering versauerte Abwasser liegt der Ertragkoeffizient der versauemden Bakterien hoher mit ca. 0,15 g Biomasse/g CSB. D.h. sie bilden die 0,15 g Biomasse pro abgebautes Gramm CSB. Fiir die genaue Bestimmung des Stickstoffbedarfs ist zu beriicksichtigen, welcher Anteil des gesamten CSB tatsachlich versauert ist. Der durchschnittliche Mindestbedarf betragt: CSBabbaubar: N: P = 350: 5: 1 Wenn im Reaktor ca. 40 mg/1 NH4-N vorliegen, sind die Organismen mit geniigend Stickstoff versorgt. Die Bakterien nehmen den Stickstoff in Form von Ammonium auf. Fehlender Stickstoff kann gut in Form von Hamstoff dosiert und verwendet werden ((NH2)2CO). Schwefel ist fiir den Aufbau der Bakterienzellen ebenfalls ein essentieller Mineralstoff Der Schwefelbedarf soil dem Phosphorbedarf entsprechen, so dass sich ein Mineralstoffbedarf von CSB:N:P:S von 300 bis 800:5:1:1 bezogen auf die Abwasserqualitat ergibt. Bezogen auf die CSB-Schlammbelastung steigt bei anaeroben Abbauprozessen mit zunehmender Belastung auch der Stickstoffbedarf Das CSB:N:P:S Verhaltnis betragt dann 400:7:1:1 (bezogen auf die Zulaufkonzentration). Da der Schwefel von den Methanbakterien nur in reduzierter Form aufgenommen

2.4 Nahrstoff- und Spurenelementbedarf anaerober Abbauprozesse

47

werden kann, ergibt sich eine optimale Schwefelwasserstoffkonzentration von ca. 10 mg/1 gelostem H2S. Als essentielle Spurenelemente fiir methanbildende Mischbiozonosen sind Nickel, Kobalt, Molybdan, Eisen, Selen und Wolfram nachgewiesen worden. Gmndsatzlich sind diese Spurenelemente nur in geloster und nicht in komplexierter Form biologisch verftigbar. Der Spurenelementbedarf der hydrolytischen, acidogenen und acetogenen Bakterien umfasst das gleiche Spektrum an Elementen. Bei einzelnen Gattungen der acetogenen Bakterien ist dariiber hinaus ein Bedarf an Zink, Kupfer und Mangan nachgewiesen worden. In der Kegel begrenzt jedoch ein Mangel an Spurenelementen bei den methanogenen Bakterien die Abbaugeschwindigkeit des Gesamtprozesses. Eine Besonderheit der Methanbakterien stellt der hohe Bedarf an Nickel dar, der fur das Wachstum anderer Bakterien allgemein nicht erforderlich ist. Nickel ist ein essentieller Bestandteil aller Methanbakterien, da es fiir die Synthese der Zellkomponente Co-Faktor F430 und der Enzyme Hydrogenase und Kohlenmonoxid-Dehydrogenase einen notwendigen Baustein darstellt. 1 g Zellsubstanz enthalt durchschnittlich 10 jug Nickel. Trotz des geringen Bedarfs an Nickel ist es haufig in der Praxis ein Mangelfaktor, d.h. dass die Dosierung von Nickel zu einer Verbesserung der Methanogenese fuhren kann. Das Wachstum von Methanbakterien ist weiterhin von Kobalt, Molybdan und Wolfram abhangig. Kobalt wird zur Bildung des CorrinoidFaktors III benotigt, wahrend die Funktion von Molybdan und Wolfram bisher nur unvollstandig aufgeklart ist. Fiir Methanosarcina barkeri wurde ein optimales Wachstum bei 0,06 mg/1 Kobalt und 0,05 mg/1 Molybdan ermittelt. Der Bedarf an Selen und Wolfram konnte bisher nur fiir wenige Methanbakteriengattungen als essentiell nachgewiesen werden. Fiir Eisen wurde eine stimulierende Wirkung lediglich bei den acetatverwertenden Methanbakterien beobachtet. Die notwendige Konzentration an gelostem Eisen liegt zwischen 1 mg/1 und 10 mg/1. Die Konzentration ist im Vergleich zu den optimalen Wachstumsbedingungen anderer Bakterienkulturen um ein vielfaches hoher und kann daher in der Praxis die Ursache fiir eine geringe Stoffwechselaktivitat sein. In der Tabelle 2-4 ist der gtinstigste Konzentrationsbereich der wichtigsten Spurenelemente dargestellt. Die Angaben beziehen sich jeweils auf die geloste und biologisch verftigbare Form im Reaktor. Tabelle 2-5 gibt Richtwerte iiber den Spurenelementbedarf bezogen auf den Reaktorzulauf an. Die Daten wurden fur ein hochbelastetes Abwasser (ca. 50 g/1 CSB) errechnet.

48

2 Mikrobiologische Grundlagen

Tabelle 2-4. Giinstige Konzentration geloster Spurenelemente in Anaerobreaktor (Mudrack u. Kunst 2003) Spurenelement Fe Ni Co Mo

Konzentrationsbereich (mg/1) 1-10 0,005-0,5 0,003-0,06 0,005-0,05

Tabelle 2-5. Richtwerte fur den erforderlichen Spurenelementbedarf, bezogen auf den abgebauten CSB Spurenelement Fe Ni Co Mo Se Wo

Spurenelementbedarf (mg/1) bei 50 g CSB/1 mg/kg CSB-Abbau 100-2. 000 3-100 0,3-15 5-300 0,3-10 5-200 1-4 0,05-0,2 0,1-0,2 2-4 0,1-0,4 2-8

Literatur Batstone DJ, Keller J et al. (2002) Anaerobic Digestion Model No.l, JWQ Scientific and Technical Report No. 13, London, JWA Publishing Gujer W, Zehnder JB (1983) Conversion Process in Anaerobic Digestion, Water Science and Technology, London, Int. Association on Water Pollution Research and Control, Vol 15, pp 127-167 Lettinga G, (1997) Anaerobic Reactor Technology, 1. Handbook of International Course on Anaerobic Waste Water Treatment, Wageningen NL Meyer H (2004) Leistungsfahigkeit anaerober Reaktoren zur Industrieabwasserreinigung. Dissertation, Universitat Hannover, Veroffentlichungen des Instituts fur Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik, Heft in Dnick Mudrack K, Kunst S (2003) Biologic der Abwasserreinigung, 5. Aufl, Spektrum Verlag N.N. (1994) ATV-FachausschuB-7.5, 3. Arbeitsbericht: „Geschwindigkeitsbestimmende Schritte beim anaeroben Abbau von organischen Verbindungen in Abwassern", Korrespondenz Abwasser, 41. Jahrgang, S 101 ff

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

3.1 Einfluss der Temperatur Chemische Reaktionen, und damit auch biochemische Reaktionen, sind stark temperaturabhangig. So lasst sich zum Beispiel aus den Gesetzen der Thermodynamik ableiten, dass mit steigender Temperatur die Geschwindigkeit chemischer Reaktionen zunimmt. Da die Stoffwechselprozesse von Organismen eine Vielzahl chemischer und biologischer Reaktionen sind, ist mit zunehmender Prozesstemperatur ein Ansteigen der Stoffwechselaktivitat der Mikroorganismen zu erwarten. Eine beUebige Temperaturerhohung ist verstandHcherweise nicht moglich, da dies zu einer Veranderung biologischer Makromolekiile fuhren und einen normalen Stoffwechsel unmoglich machen wtirde. Hieraus resultiert, dass der maximale Stoffumsatz einer Organismenart nur bei bestimmten Temperaturen erreicht wird. Die Lage des optimalen Temperaturbereichs ist organismenspezifisch und kann je nach Organismenart unter 20 °C und bis zu iiber 80 °C betragen. Daher erfolgt haufig auch eine Einteilung der Mikroorganismen nach Temperaturbereichen, wobei der psychrophile (unter 20 °C), der mesophile (20 bis 40 °C) und der thermophile (iiber 40 °C) Temperaturbereich unterschieden werden (Weide; Aurich 1979). Die angegebenen Temperaturbereiche stellen nur Anhaltswerte dar; Angaben anderer Autoren sind durchaus unterschiedlich. Der Einfluss der Temperatur auf die Aktivitat der versauernden Bakterien wurde bisher wenig untersucht. Bisherige praktische Erfahrungen zeigen jedoch, dass sie hinsichtlich ihrer Umgebungstemperatur unempfmdlich und flexibel sind. Bei der Versauerung von Glucose haben Zoetemeyer, Arnoldy, Cohnen und Boelhouwer (1982) die in Abbildung 3-1 dargestellten Aktivitaten in Abhangigkeit von der Prozesstemperatur gemessen.

50

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

ISO

AkHvitat bei T'C Aktivitat bei 35* C

100 fhermophil 50

0 L 20

mesophil

30

40

SO

60

'C

Abb. 3-1. Relative maximale Versauerungsrate der Saurebakterien bei Glucose in Abhangigkeit von der Temperatur, bezogen auf die Aktivitat; 35 °C entsprechen 100 % Aktivitat (Zoetemeyer et al. 1982). Es sind zwei ausgepragte Temperaturoptima, zum einen im mesophilen Bereich bei 35 °C und zum anderen im thermophilen Bereich bei 48 bis 55 °C zu lokalisieren, wobei die maximale Versauerungsrate bei thermophilen Temperaturen angezeigt ist. Die Ausgepragtheit der Optima lasst bereits Schltisse auf die Prozessempfmdlichkeit zu. Wahrend im mesophilen Bereich ein breites Maximum vorliegt, ist das thermophile Temperaturoptimum sehr ausgepragt, was bei geringen Temperaturschwankungen bereits zu einem erheblichen Aktivitatsriickgang fiihrt. Neben spezifischen Randbedingungen, wie z.B. die Temperatur des anfallenden Abwassers ist der erwahnte Umstand bei der Entscheidung fiir den groBtechnisch optimalen Temperaturbereich zu berticksichtigen. Eine allfallige Einsparung an Reaktorvolumen durch hohere Temperatur alleine ist meist nicht verfahrensentscheidend. Fiir den Betrieb zweistufiger Anlagen (siehe z.B. Kapitel 4) mit vorwiegender Hydrolyse und Versauerung in der ersten Stufe sind jedoch weitere Untersuchungen beziiglich der Temperaturoptima der versauernden Bakterien notwendig. Ebenso ist die Frage zu klaren, inwieweit eine hohere Temperatur in der Praxis zu einer gtinstigeren Produktbildung im Hinblick auf eine bessere Methanisierung fiihrt.

3.1 Einfluss der Temperatur

51

Im Vergleich zu den fermentativen Bakterien sind die Methanbildner bedeutend temperaturempfmdlicher. Die meisten Methanbakterien sind den mesophilen Organismen zuzuordnen. Sie erreichen ihre maximale Stoffwechselaktivitat bei Temperaturen von etwa 30 bis 40 °C. Es sind jedoch auch einige thermophile Methanbakterienstamme bekannt, deren optimale Temperatur zwischen 50 und 55 °C angesiedelt ist. Selbst im hochthermophilen Temperaturbereich existieren Methanbildner wie z.B. das Methanobakterium thermoautotrophicum, das sein Temperaturoptimum zwischen 65 und 75 °C hat (Zeikus u. Wolff 1972). Die Abbildung 32 zeigt qualitativ den Zusammenhang zwischen Temperatur und maximaler Umsatzgeschwindigkeit verschiedener Stamme von Methanbakterien (Batstone 2002, Seite 2-36).

80

Temperatur

fC]

Abb. 3-2. Abhangigkeit der maximalen Umsatzraten von Methanbakterienstammen von der Temperatur Wie man an Hand der Abbildung sehen kann gibt es speziell im hoheren Temperaturbereich groBe Liicken, wo keine hohere Methanbildungsrate erwartet werden kann. Besonders wichtig ist die Grenze des mesophilen Temperaturbereiches, die etwa bei 42 °C liegt und die im Betrieb jedenfalls nicht kurzzeitig tiberschritten werden darf ohne den gesamten anaeroben Abbauprozess zu gefahrden. Da die Zusammensetzung kommunaler Schlamme starken Schwankungen (Trockenwetter-Regenwetter, Wochenende-Werktag) unterworfen ist, die meisten Methanbildner ihre hochsten Substratumsatzraten im mesophi-

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3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

len Temperaturbereich erreichen, und eine Mischpopulation mit hoher Artenvielfalt einen stabileren Abbau gewahrleisten kann, ist die groBtechnische Anwendung einer thermophilen Methanstufe zur Schlammbehandlung nicht allgemein zu empfehlen. Ein anderes Bild ergibt sich, wenn spezielle Industrieabwasser zu methanisieren sind. In Abhangigkeit vom anfallenden Substrat ist unter der Voraussetzung, dass thermophile Methanbakterien bei diesem speziellen Substrat besonders hohe Umsatzraten erreichen, eine thermophil betriebene Methanstufe denkbar. Der thermophile Bereich ist in letzter Zeit wieder vermehrt auch groBtechnisch interessant geworden. Dabei ist meist nicht die hohere Umsatzrate ausschlaggebend, sondem die verbesserte Abtotung pathogener Keime bei der hoheren Temperatur, die bei landwirtschaftlicher Klarschlammverwertung bedeutsam ist. Aus anderen Griinden wird heute haufig ein zweistufiger Schlammstabilisierungsprozess (1. Stufe thermophil, 2. Stufe mesophil) eingesetzt. Bei speziellen Industrieabwassem kann auch die hohere Abbaugeschwindigkeit genutzt werden.

3.2 Einfluss des pH-Wertes und der Saurekapazitat Der pH-Wert ist definiert als der negative dekadische Logarithmus der Wasserstoffionenkonzentration. Der pH-Wert dient zur Angabe der Wasserstoff (H"^)- oder Hydroxid (OH)~Ionenkonzentration in wassriger Losung und damit zur Kennzeichnung ihres basischen oder sauren Verhaltens. Die ungestorte Entwicklung der Mikroorganismen ist sehr eng mit einem optimalen pH-Wert verbunden. Dies ist leicht verstandlich, wenn man weiB, dass die Enzymaktivitat als grundlegende Voraussetzung fiir die Stoffwechselprozesse der Lebewesen stark vom pH-Wert abhangig ist. Optimale Milieubedingungen der verschiedenen Organismenarten erstrecken sich vom sauren tiber den neutralen bis hin zum alkalischen Bereich. Dabei kann der optimale Bereich sehr eng, aber auch weit gefasst sein. Die anaerobe Biozonose ist als sehr pH-spezifisch einzustufen. In der Literatur wird der Toleranzbereich fiir den pH-Wert allgemein von pH = 6,8 bis pH = 7,5 angegeben (Kapp 1984). Dieser enge pH-Bereich wirft haufig im praktischen Betrieb von Anaerobanlagen erhebliche Probleme auf, da in Abhangigkeit von der Abwasser- bzw. Schlammbeschaffenheit vom optimalen Toleranzbereich stark abweichende pH-Werte vorliegen konnen. Des weiteren geht oftmals mit den biochemischen Umsetzungsprozessen im Reaktor selbst eine pH-Wert-Verschiebung einher.

3.2 Einfluss des pH-Wertes und der Saurekapazitat

53

Ein wesentlicher Unterschied zwischen aerober und anaerober Behandlung besteht darin, dass der Anaerobprozess in geschlossenen Reaktoren unter einer eigenen, von den anaeroben Mikroorganismen aufgebauten Atmosphare ablauft. Durch deren im Vergleich zu Luft vollig anderer Zusammensetzung, ergeben sich aufgrund der Wechselwirkung zwischen fltissiger und gasformiger Phase auch andere Konzentrationen der gelosten Komponenten. Die Endprodukte des anaeroben Abbaus von organischen Kohlenstoffverbindungen sind im wesenthchen Kohlenstoffdioxid und Methan. Im Gegensatz zur aeroben Abwasserreinigung, bei der das durch den Abbau gebildete Kohlendioxid iiber die Atmosphare entfemt wird, steht beim anaeroben Verfahren durch die geschlossene Betriebsfuhrung das gebildete CO2 mit der Fltissigkeit im Gleichgewicht. CO2 wirkt in waBriger Losung als schwache Saure. Nach dem Hennry'schen Gesetz ist die geloste Konzentration dem Partialdruck der Komponente propotional. Der im Vergleich zu aeroben Reinigungsverfahren wesentlich hohere C02-Gehalt in der Gasphase bewirkt auch eine hohere Konzentration an geloster Kohlensaure. 7,5

^\

^ ^

7,4 7,3 C(32-Gehalt 15%

7,2 7,1

.^^

"'^'''^p^

^^-

^7,0 JT

2 5 ^ X ^ ^

6,9 / >

6,8

30

6,7 6,6 6,5 10

20

30

40

50

60

70

80

Saurekapazitat [mmol/l]

Abb. 3-3. Abhangigkeit des pH-Wertes im Faulbehalter von der Saurekapazitat bei unterschiedlichen COi-Gehalt des Faulgases Fiir den sich im Anaerobreaktor einstellenden pH- Wert ist die zur Neutralisation der gebildeten Kohlensaure zur Verfiigung stehende Menge an Alkalien (Saurekapazitat) maBgebend. Welcher C02-Gehalt im Faulgas der Anaerobanlage zu erwarten ist, hangt von der biologisch produzierten

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3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

C02-Menge und der Lage der Dissoziationsgleichgewichte, also wieder vom pH-Wert ab. Die Berechnung ist daher nur iterativ moglich (Svardal, 1991). Diese in Abbildung 3-3 dargestellte Saurekapazitat muss in der fltissigen Phase im Faulbehalter vorhanden sein. Sie ist iiblicherweise gleich der Saurekapazitat des Ablaufs, nicht aber der des Zulaufs, da im Abwasser meist Substanzen enthalten sind, die bei der normgemaBen Bestimmung der Saurekapazitat von Bedeutung sind, sich aber wahrend der anaeroben Behandlung verandem (z.B. org. Sauren, Amine). Enthalt der Zulauf nur geringe Konzentrationen an organischen Sauren, reicht es fur eine iiberschlagige Abschatzung des Neutralisationsmittelbedarfes meist aus, die Saurekapazitat des filtrierten Zulaufs und den Gehalt an org. geb. N (TICN - NH4-N) zu ermitteln. Die Saurekapazitat im Anaerobreaktor ergibt sich naherungsweise zu: SKAnaerobreaktor^ SKzulauf + org.geb.N /14 Ist die im Abwasser enthaltene Saurekapazitat zu gering um einen ausreichend hohen pH-Wert zu erreichen muss neutralisiert werden. Die notwendige Menge an Neutralisationsmittel in mmol/1 ergibt sich aus der Differenz zwischen vorhandener und gewtinschter Saurekapazitat. Dies gilt allerdings nur fur vollstandig losliche karbonatfreie Neutralisationsmittel im wesentlichen also fur Natronlauge und Ammoniak. Natriumkarbonat (Na2C03) erhoht zwar die Saurekapazitat gleichzeitig wird dem Anaerobreaktor aber anorganischer Kohlenstoff zugeflihrt der den C02-Partialdruck erhoht. Es ist also eine etwas hohere aquivalente Menge notwendig als von NaOH um die gleich Wirkung zu erzielen. Dies gilt in noch starkerem MaB flir Natriumhydrogenkarbonat (NaHCOs), das aber wegen seines hoheren Preises groBtechnisch praktisch nie verwendet wird. Der Einsatz der sonst sehr haufig verwendeten Neutralisationsmittel Kalziumoxid (CaO) bzw. Kalziumhydroxid (Ca(0H)2) ist bei der anaeroben Abwasserreinigung problematisch. Durch den hohen C02-Partialdruck im Faulbehalter ist die Loslichkeit von Kalzium sehr gering. Wird das Loslichkeitsprodukt ftir Kalziumkarbonat iiberschritten fallt Kalzium als Kalk (CaCOs) aus. Die Loslichkeit von Kalzium ist im wesentlichen vom pHWert und vom C02-Partialdruck abhangig. Bei der anaeroben Behandlung von Rohschlammen aus Abwasserreinigungsanlagen stellt sich im Anaerobreaktor im allgemeinen ein gtinstiger pH-Wert ein. Im Zuge der Umwandlung der organischen Verbindungen in Methan wird der organisch gebundene Stickstoff als Ammoniak frei. Als alkalische Substanz bewirkt NH3 durch Dissoziation in Ammonium (NH4^)

3.2 Einfluss des pH-Wertes und der Saurekapazitat

55

eine Anhebung der Saurekapazitat und damit eine Neutralisation des gelosten CO2. Die COi-Konzentration im Faulschlamm ist proportional dem CO2Gehalt des Faulgases, dieser schwankt zwischen 25 und 35%. Die Ammonium-Konzentration im Faulschlamm ist proportional der Konzentration an hydrolysierbarem org. geb. N im Rohschlamm und damit dessen Feststoffgehalt. Eine weitergehende Voreindickung (z.B. durch MUSE) bewirkt somit eine hohere Alkalitat im Faulschlamm und damit eine Stabilisierung des Faulprozesses. Bei der anaeroben Fermentation wird ein GroBteil des Substrates tiber organische Sauren als Zwischenprodukte der eigenthchen Methanisierung zuganglich gemacht (siehe Kapitel 2.3) Nach Kroiss (1986) beeinflusst jedoch die Konzentration der organischen Sauren, insbesondere bei schlecht gepufferten Substraten, den pH-Wert sehr stark. Die Bildung organischer Sauren geht mit einer pH-Wert-Senkung einher, dessen Folge eine Hemmung der Methanbildung ist. Besonders bei der Reinigung hoch konzentrierter Abwasser besteht die Gefahr in den Bereich der Essigsauretoxizitat zu gelangen (siehe Kapitel 3.4.4.3). Ist das Substrat zudem noch sehr leicht zu versauem, kann ein stabiler Betrieb nur bei einem hohen Wirkungsgrad, d.h. geringen Restsaurekonzentrationen im Abfluss aufrechterhalten werden. Zur Verhinderung eines Absinken des pH-Wertes im Zusammenhang mit einer steigenden Konzentration an Essigsaure schlagt Kroiss (1985) folgende betriebliche MaBnahmen vor: • Rticknahme der CSB-Belastung des Reaktors. • Anhebung des pH-Wertes durch Zugabe von Neutralisationsmitteln (Ca(OH)2, Na2C03, NaOH). Zur Gewahrleistung eines leistungsfahigen und prozessstabilen anaeroben Abbaus muss der pH-Wert im Anaerobreaktor den Anspriichen der stoffumsetzenden Biozonose angepasst werden. In der Praxis stellt sich bei der Behandlung kommunaler Schlamme ohne erhebliche industrielle Einfltisse von selbst im Reaktor ein im optimalen Bereich von pH = 6,8 bis 7,5 liegender pH-Wert ein. Sind Schlamme oder Industrieabwasser mit extrem saurem oder alkalischem Charakter zu behandeln, ist die Vorschaltung einer pH-Regulierungen haufig unumganglich. Bei der pHMessung ist der Einfluss der C02-Ausgasung, insbesondere bei intensiven Riihrvorgangen, zu berlicksichtigen.

56

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

3.3 Einfluss der Durchmischung In der Natur konnen anaerobe Umsetzungsprozesse auch bei geringster Durchmischung des Anaerobbiotops beobachtet werden. Beispiele sind Sumpfgebiete oder Seesedimente in denen lediglich durch die Biogasbildung maBige Umlagerungsvorgange stattfinden. Unter dieser Voraussetzung verlaufen die Stoffwechselprozesse sehr langsam und haufig nur unvollstandig ab. Dementsprechend ist fiir technische Systeme eine, auf die Ansprtiche der anaeroben Biozonose abgestimmte, Durchmischung zu fordem. MaBgebliche Bedingung fur eine hohe Abbauaktivitat der Bakterien ist eine ausreichende Versorgung der aktiven Biomasse mit abbaufahigem Substrat. Gleichzeitig mtissen die Stoffwechselprodukte der Organismen abtransportiert werden. So kann beispielsweise das produzierte Faulgas eine Gashtille um die Zelle ausbilden und eine weitere Substrataufnahme blockieren. Damit der anaerobe Stoffwechsel nicht durch Transport- und Diffusionsvorgange begrenzt wird, muss eine ausreichende Faulraumdurchmischung erzielt werden. Die durch die Mischungsvorgange induzierten Scherkrafte auf die anaerobe Biozonose dtirfen allerdings nicht dazu fiihren, dass die symbiotische Lebensweise der wasserstoffbildenden, acetogenen und wasserstoffverbrauchenden methanogenen Bakterien gestort wird (siehe Kapitel 2.3.1.2.). Es muss daher fiir das MaB der notwendigen Durchmischungsenergie und der Wahl des Durchmischungssystems ein Kompromiss gefunden werden, Aus diesen Griinden werden in modemen Faulraumen vorzugsweise Mischsysteme installiert, die eine schonende, jedoch intensive Durchmischung gewahrleisten. Die Frage, ob im praktischen Betrieb eine kontinuierliche oder diskontinuierliche Umwalzung zu wahlen ist, kann anhand der Literatur nicht schltissig beantwortet werden. Generelle Aussagen, die sowohl fiir die anaerobe Behandlung von Abwassem als auch fur Schlamme gelten, sind kaum moglich. Spezielle Hinweise sind in Kapitel 4.2, 5.4.1.1 und in Kapitel 6 zu den jeweiligen Reaktortypen gegeben. Auch bei alien Umwalzsystemen mit Pumpen und Rohrleitungen ist darauf zu achten, dass dabei lokale Bereiche mit hohen Scherkraften (schnell laufende Umwalzpumpen, hydraulische Jets zur Durchmischung) vermieden werden. Nach Saake (1986) sind die verfahrenstechnischen Gegensatzlichkeiten beztiglich der Anforderungen zur Durchmischung in Tabelle 3-1 zusammengefasst gegentibergestellt.

3.3 Einfluss der Durchmischung

57

Tabelle 3-1. Gegensatzlichkeiten zur Durchmischung von Anaerobreaktoren (Saake 1986). voll durchmischter Reaktor (starke Durchmischung) Vorteil: (Forderung)

Nachteil: (Gegensatz)

Stofftransport ist optimal (Einmischung des Abwassers, Abtransport des Faulgases) homogene Situation im Reaktor (Temperatur, Trockenmasse-konzentration, Substratverteilung, pH-Wert) keine storenden Schwimmund Sinkschichten im Reaktor hohe Scherkraftbelastung der methanogenen Bakterien hoher Energiebedarf hohe Trockenmassenkonzentration im Reaktorablauf, Belastung der extemen Trenneinrichtung

schwach bzw. diskontinuierhch durchmischter Reaktor (schwache, schonende Durchmischung) Reduzierung der Scherbelastungen auf die Bakterien geringer Energieaufwand - Reduzierung der Trockenmassekonzentration im Reaktorabfluss

Gefahr der Bildung von Schwimmschlamm und bleibenden Ablagerungen, insbesondere bei Abwassem mit hohem Gehalt an Fetten/Olen, absetzbaren Stoffen und von Fallungsprodukten (MAP, CaCOs) Gefahr von Kurzschlussstromungen und Totzonen Stofftransport ist nicht optimal

Bei der Charakterisierung der Mischungsverhaltnisse muss man bei den anaeroben Abwasserreinigungsverfahren zwischen der fltissigen Phase und den Feststoffen unterscheiden. Speziell bei Reaktoren mit sehr gut absetzbarer anaerober Biomasse kann eine fast vollstandige Durchmischung in der fltissigen Phase auftreten, ohne dass die Feststoffe (Flocken, Pellets) gleichmaBig im Reaktorvolumen verteilt sind, wie dies in den Schlammbettreaktoren erwunscht ist. Bei Reaktoren zur anaeroben Schlammbehandlung dagegen ist auch eine weitgehend gleiche Verteilung der Feststoffe im gesamten Reaktor anzustreben. Mit der zunehmenden Viskositat der Schlamme bei steigendem Feststoffgehalt steigt auch die erforderliche Energiedichte zur Durchmischung. Dies ist vor allem bei der Verbesserung der Voreindickung (z.B. maschinelle Oberschussschlammeindickung) zu beriicksichtigen. Neben der Durchmissung mit verschiedenen maschinellen Einrichtungen zur Faulraumumwalzung durch Pumpen, Riihrwerke, Schraubenschaufler, etc. kann auch eine Umwalzung durch Gaseinpressung erfolgen. Die erforderliche Mischungsenergie fiir eine Aufliebung der Transport und Diffusionslimitierung hangt von vielen Faktoren ab, deren Einfluss hier nicht diskutiert wird. Als grober Richtwert fur eine minimale spezifische

58

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

Energiedichte konnen Werte von etwa 2 bis 6 Watt/m^ angegeben werden. Die installierte Leistung muss hoher sein, wenn eine intermittierende Umwalzung gewahlt wird um abgelagertes Material wieder in Schwebe zu bringen. Je hoher die Dichteunterschiede zwischen den Feststoffen im Faulreaktor und dem Abwasser sind, desto mehr Mischungsenergie wird benotigt und desto besser muss man sich die Verteilung des Abwassers im Reaktor iiberlegen. Auch die Gasproduktion im Faulreaktor kann maBgeblich zur Durchmischung von Reaktoren beitragen. Der Beitrag der Gasproduktion zur Mischungsenergie kann ahnlich wie der Energieaufwand ftir die Gaseinpressung abgeschatzt werden. 1 Nm^ Faulgas das in Im Wassertiefe entsteht liefert eine Netto-Mischungsenergie von ca. 2,8 Wh. Kennt man also etwa die spezifische Gasproduktion je m^ Reaktorflache und die mittlere Tiefe der Gasproduktion unter dem Wasserspiegel, kann man die Mischungsenergie abschatzen, die bei vielen Reaktorsystemen ausreicht, eine ausreichende Durchmischung der fltissigen Phase zu erreichen. Bei Einfahren solcher Reaktoren muss man sich mit dem Problem der Durchmischung bei anfanglich fehlender Gasproduktion beschaftigen.

3.4 Einfluss der Substratzusammensetzung Zur Aufrechterhaltung der Lebensfunktionen und zum Aufbau neuer Zellsubstanz benotigen die Organismen geeignete Substrate, aus denen sie die zur Lebenserhaltung erforderliche Energie synthetisieren. Bei der Abwasserreinigung und Schlammbehandlung ist das Substrat (Abwasser/ Schlamm) als maBgebliche EinflussgroBe auf die sich ausbildende Biozonose anzusehen. Die Substratzusammensetzung ist aber auch daftir verantwortlich welchen Milieuverhaltnissen die Biomasse im Anaerobreaktor ausgesetzt ist, z.B. welcher pH-Wert erreicht wird und ob hemmende Konzentrationen bestimmter Abbauprodukte erreicht werden. Die abbauende Bakterienpopulation wird unter entsprechend optimierten Randbedingungen (z.B. Temperatur, pH-Wert, Durchmischung etc.) einen maximalen Stoffumsatz anstreben, bis es zu einem Defizit lebensnotwendiger Nahrstoffe (z.B. Kohlenstoff, Stickstoff, Phosphor, Spurenelemente) kommt. Eine Limitierung lebensnotwendiger Substratkomponenten fuhrt zur Einstellung der Stoffwechselaktivitat. Daher ist die Substratzusammensetzung in ihrer Gesamtheit von entscheidender Bedeutung, wenn ein moglichst weitgehender Abbau organischer und anorganischer Verschmutzungskomponenten bewirkt werden soil. Neben den organischen Substanzen sind auch eine Vielzahl anorganischer Stoffe, wie zum Beispiel Stickstoff, Phosphor, Calcium, Natrium o-

3".4 Einfluss der Substratzusammensetzung

59

der Kalium ftir die Lebewesen erforderlich. Daruber hinaus ist noch ein ausgewogenes Angebot an Spurenelementen von Bedeutung (siehe Kapitel 3.5). Kommunale Schlamme, die keinen besonderen industriellen Einfltissen unterhegen, verfiigen meist iiber eine sehr ausgewogene, ftir die Bakterien gtinstige Nahrstoffzusammensetzung. Mit zunehmendem Abbau konnen jedoch vereinzelte Stoffe soweit aufgebraucht werden, dass sie zu limitierenden Faktoren werden und die weitere Biosynthese nur noch langsam vonstatten geht oder vollstandig gehemmt wird. Von besonderer Bedeutung ist diese Problematik bei der biologischen Behandlung von Industrieabwassem, da diese haufig eine auBerst einseitige Nahrstoffzusammensetzung aufweisen. In solchen Fallen ist eine Zugabe von Mangelsubstanzen notig. Es konnen beispielsweise hausliches Abwasser oder spezielle Nahrstoffe (Stickstoff oder Phosphor als Nahrsalze) zudosiert werden. Am ehesten wird es jedoch zum Mangel von Spurenelementen (insbesondere Kobalt und Nickel) kommen. Die Substratzusammensetzung hat einerseits einen entscheidenden Einfluss auf die Entwicklung der Biozonose im Prozess, andererseits ist diese unmittelbar mit der Zusammensetzung der entstehenden Stoffwechselprodukte verkntipft. Ziel der anaeroben Abwasserbehandlung ist es, die organische Verschmutzung (reduzierter Kohlenstoff ausgedriickt als CSB und TOC) in Methan und Kohlendioxid umzuwandeln. Diese Methanbildung, als Folge eines mikrobiologisch gesehen mehrstufigen Prozesses, entspricht einer Verlagerung des Kohlenstoffs und des CSB in die Gasphase und damit einer Entfemung aus der fltissigen Phase. Der anaerobe Abbau ist chemisch betrachtet eine Disproportionierung des organischen Kohlenstoffs in Kohlenstoff mit der Oxidationszahl -4 (CH4) und Kohlenstoff mit der Oxidationszahl +4 (CO2). Das Verhaltnis zwischen dem biologisch produzierten Methan und dem biologisch produzierten Kohlendioxid ist abhangig von der mittleren Oxidationszahl des Kohlenstoffs der abgebauten Verbindungen und lasst sich aus dem mittleren CSB/TOC Verhaltnis durch Bilanziemng von CSB und Kohlenstoff berechnen. Der gesamte abgebaute CSB findet sich im produzierten Methan, der abgebaute TOC entspricht der Summe aus CO2 und CH4. Ig CSB = 1/64 mol CH4 = 0,35 L CH4 Ig TOC - 1/12 mol (CH4 + CO2) O CH4/CO2

CSB/TOC 3/8-CSB/TOC

60

3 Einflussfaktoren aiif die anaeroben biologischen Abbauvorgange

3.4.1 Substrat-Konzentration Der Abbau bzw. die Entfernung von organischen Kohlenstoffverbindungen ist eine der wesentlichen Forderungen an die Abwasserreinigung. Organische Kohlenstoffverbindungen stellen einen Energieinhalt dar. Bei aeroben Verfahren werden diese Verbindungen durch Beltiftung mit Hilfe von Bakterien zu CO2 oxidiert. Bei der anaeroben Behandlung werden die organischen Verbindungen in eine verwertbare Form von Energie (Methan) umgewandelt. Der Anteil der ftir die Bakterien nutzbaren Energie ist im anaeroben Bereich wesentlich geringer als im aeroben was zur Folge hat, dass die spezifischen Umsatzraten bezogen auf die Biomasse wesentlich hoher sind. Dadurch wird die Biomasseproduktion (Schlammanfall) deutlich verringert. Die geringe spezifische Biomasseproduktion bedeutet jedoch auch, dass dem Feststoffriickhalt in einem anaeroben System besondere Aufmerksamkeit geschenkt werden muss. Mit geringer Abwasserkonzentration ist der erforderliche Schlammriickhalt bei konventionellen Nachklarbecken kaum mehr moglich, so dass eine Mindestkonzentration an abbaubarem CSB vorhanden sein muss. Niedrige CSB Konzentrationen im Abwasser ftihren bei anaeroben Reinigungsverfahren im Wesentlichen zu folgenden Problemen: • Wasser - Feststoff - Abtrennung (Schlammriickhalt) • Gasverluste durch gelostes Gas im Ablauf • Energiebilanz Hingegen steigt bei hohen CSB-Konzentrationen die Gefahr beztiglich: • • • •

toxischer Zwischenprodukte Mischungsproblemen Fallungsreaktionen Gas- Feststoff- Trennung

3.4.2 Feststoffgehalt Das FlieBverhalten einer Fliissigkeit wird in erheblichem MaBe von der Menge und Art der enthaltenen Feststoffe bestimmt. In der Abwassertechnik wird das Kriterium "FlieBverhalten" jedoch nicht zur Differenzierung zwischen Abwassem und Schlammen herangezogen. GemaB DIN 4045 (Anonym 1985) ist Schlamm der Sammelbegriff ftir alle "aus dem Abwasser abtrennbaren, wasserhaltigen Stoffe, ausgenommen Rechengut, Siebgut und Sandfanggut". Die Trockenmassenkonzentration TSR in g/1 (auch als Trockensubstanzgehalt, Feststoffgehalt, Schlammgehalt, Schlammtrocken-

3.4 Einfluss der Substratzusammensetzung

61

substanz bezeichnet) ist die in einem bestimmten Volumen enthaltene Trockenmasse. Sie wird nach DIN 38414 Teil 2 bestimmt. Nach derselben Norm ist der Trockenruckstand TR (Trockenmassenanteil), der in Prozent angegeben wird, zu bestimmen. Insgesamt konnen ftir die anaeroben Verfahren zumindest 6 verschiedene Arten von Feststoffen von Bedeutung sein: • Anorganische inerte Feststoffe des Zulaufes(Sand, Ton, etc.) • Organische Feststoffe im Zulauf, die biologisch nicht gebaut werden • Anorganische Feststoffe, die im System aus gelosten Stoffen des Zulaufes durch chemische oder biochemische Prozesse entstehen (Karbonate, Sulfide, MAP) • Zuwachs an Biomasse aus dem Substratabbau (aktive Biomasse) • Organische Feststoffe des Zulaufes, die biologisch abgebaut werden • Anorganische Stoffe des Zulaufes, die im System Losung gehen (z.B. Kalk) Die ersten vier Fraktionen mtissen als Uberschussschlamm oder Feststoffgehalt des Abwassers das Verfahren verlassen, sonst kommt es zu einer Anreicherung dieser Feststoffe im System durch dauerhafte Ablagemngen. Die beiden letzen Fraktionen mtissen das System liber das Faulgas oder als geloste Stoffe des Ablaufes verlassen. Der anorganisch-mineralische Anteil der Feststoffe im Reaktor kann je nach GroBe und Form von den Bakterien auch als Siedlungsflache angenommen werden, was haufig die Trennung von Biomasse und gereinigtem Abwasser erleichtert. Dieser Effekt fiihrt u.A. beispielsweise zur Ausbildung von Pellets und Granules, wie sie bei Schlammbettreaktoren gebildet werden (siehe Kapitel 6.3.1) (Inden 1977). Bei der anaeroben Behandlung von Schlammen (z.B. Klarschlammstabilisierung) wird tiblicherweise die organische Trockenmasse des zugeftxhrten Substrates als BemessungsgroBe fur Anaerobreaktoren, und zwar liber die Berechnung der organischen Raumbelastung, verwendet. Nachteil dieser BemessungsgroBe ist, dass keine Aussage zur Abbaubarkeit der organischen Stoffe und damit der wirklichen Substratversorgung der Bakterien gemacht wird. Bei der Behandlung kommunaler Schlamme wird auch der Gasertrag direkt auf den Abbau der organischen Trockenmasse bezogen (siehe Kapitel 5.4.1.1). Diese Werte sind Erfahmngswerte und gelten nur ftir tibliche kommunale Schlamme. Bei anderen Schlammen (z.B. Abfalle aus der Nahrungsmittelindustrie) ist die organische Trockenmasse als Bemessungswert und Bezugswert ftir die zu erwartende Gasmenge nur bedingt geeignet. Im Prinzip ist auch bei den Anaerobprozessen das Schlammalter, also die mittlere Verweilzeit der Bakterien im Reaktor, die beste BezugsgroBe

62

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

zur Abbauleistung. Bei den Reaktoren ohne Anreicherungsschritt (Ausschwemmreaktoren), wie sie bei der Schlammbehandlung verwendet werden, ist Schlammalter und Schlammaufenthaltszeit gleich. Die Differenzierung des Feststoffgehaltes nach den verschiedenen Fraktionen spielt eine untergeordnete Rolle. Bei alien Verfahren mit Biomasseanreicherung ist die mittlere Verweilzeit der aktiven Biomasse im Reaktor fiir die Leistung maBgebend. Fiir deren Bestimmung miissen der Feststoffgehalt des Reaktorinhaltes (kg TS), die mittlere abgezogene Uberschussschlammfracht (kg TS/d) und die mittlere Feststofffracht im Ablauf ermittelt werden. Nur wenn alle drei Feststoffstrome den gleichen Anteil an aktiver Biomasse enthalten und der Reaktor voll durchmischt ist, kann das Schlammalter einfach berechnet werden. Die Fehlermoglichkeiten bei der Bestimmung des Schlammalters sind prinzipiell groB. Je groBer und schwankender der Feststoffgehalt im Zulauf ist, desto ungenauer werden in der Regel die Messergebnisse und ihre Interpretation. So kann auch die haufig getroffene Annahme, dass die organische Trockensubstanz ein MaB fiir die aktive Biomasse ist, oft nicht aufrechterhalten werden. Dies ist bei der Angabe von organischen Schlammbelastungen (kg CSB/kg oTS/d) anzumerken. Es gibt gute Hinweise aus der Praxis, dass die gemeinsame anaerobe Behandlung von Abwasser und organischen Schlammen nur in begrenzten Mischungsverhaltnissen problemlos moglich ist, insbesondere weil fiir Abwasser und Schlamm unterschiedliche Anaerobverfahren optimal sind. Eine Reihe von Abwasserreinigungsverfahren ist sogar besonders empfindlich gegenuber hoheren Feststoffgehalten (z.B. Festbettverfahren, UASB). Fiir die anaerobe Behandlung von Abwassem, bei denen hohe (anorganische) Feststofffrachten im Zulauf enthalten sind oder im Reaktor durch Fallung entstehen, wurde der EKJ-Reaktor entwickelt (Kroiss, Svardal 1988) bei dem sie bei vollem Betrieb selektiv vom Boden des Reaktors ausgetragen werden konnen. Inden (1977) und Kapp (1984) haben den Einfluss des Feststoffgehaltes auf den Verlauf der Schlammfaulung untersucht. Beide Autoren kommen zu dem Ergebnis, dass bis zu einem Feststoffgehalt von 10 % kein signifikanter Einfluss zu verzeichnen ist. Abbildung 3-4 zeigt die von Inden (1977) zusammengefassten Ergebnisse aus der Literatur, die die Auswirkungen verschiedener Feststoffgehalte auf die spezifische Gasproduktion darstellen. Einerseits wird es bei der hohen Viskositat schwieriger, die Transportund Diffusionslimitierung zu tiberwinden, andererseits wirkt ab ca. 8 % Feststoffgehalt bei kommunalen Faulschlammen die hohe Ammoniumkonzentration hemmend auf den Abbau.

3.4 Einfluss der Substratzusammensetzung

2

4

6

a 10

20 30 40 50 Feststoffgehalt f [%]

63

60 •-

Abb. 3-4. Einfluss des Feststoffgehaltes auf die spezifische Gasproduktion (Inden 1977).

3.4.3 Verhaltnis von CSB, Stickstoff und Phosphor Im Vergleich zu aeroben Prozessen wird bei anaeroben Verfahren sehr viel weniger Biomasse, bezogen auf die abgebaute organische Substanz, gebildet (siehe Kapitel 2.3.2). Demnach ist auch der Bedarf an Nahrstoffen fiir die anaeroben Mikroorganismen deutlich geringer als bei den aeroben Bakterien. Ftir den anaeroben Abbau ist ein Mindestnahrstoffverhaltnis von CSB:N:P von ca. 800:5:1 erforderlich. (Saake 1986). Das Verhaltnis von CSB, Stickstoff und Phosphor verdeutlicht, dass beim anaeroben Kohlenstoffabbau nur geringe Mengen Stickstoff und Phosphor eliminiert werden. Dementsprechend hoch sind auch die Abflusswerte ftir Stickstoff und Phosphor bei Anaerobanlagen; natiirlich immer unter Beriicksichtigung der Rohabwasser- bzw. Rohschlammbeschaffenheit. Dazu tragt auch die im anaeroben Milieu ablaufende Ammonifikation (org. geb. N —> NH3) und eine eventuelle Phosphor-Rticklosung aus den Bakterienzellen bei. Dieser Umstand kann fiir eine Stabilisiemng des pH-Wertes im Methanreaktor im alkalischen Bereich

64

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

durchaus willkommen sein. Es stellt aber sowohl Indirekt- als auch Direkteinleiter vor das Problem der Einhaltung der sehr niedrigen Grenzwerte fur NH4-N und Gesamtstickstoff. Da das Eutrophierungsverhalten von Gewassem maBgeblich von den Nahrsalzen Stickstoff und Phosphor gepragt wird, ist insbesondere bei Direkteinleitung von Industrieabwassem die Nachschaltung einer aeroben Reinigungsstufe im Anschluss an einen Anaerobprozess sinnvoU. Bei Vorhandensein von Ammonium, Phosphat und Magnesium im Abwasser kann es bereits bei relativ schwach alkalischen Bedingungen zu plotzlichen und unkontrollierten Ausfallungen von MAP kommen. Diese Erscheinung ist mitunter ftir ein rasches Verlegen von Rohrleitungen in Anaerobanlagen verantwortlich und daher eine geftirchtete Storursache. Organisch verunreinigte Industrieabwasser sind oft arm an Phosphor. Er muss daher haufig ftir die biologische Reinigung in Form von Phosphorsaure oder loslichem Phosphatdtinger zudosiert werden. Da der Phosphorbedarf der produzierten Biomasse proportional ist, wird bei Anaerobverfahren eine deutlich geringere Zugabemenge bezogen auf die abgebaute CSB-Fracht notwendig sein, als bei aeroben Reinigungsverfahren, was einen Kostenfaktor darstellt. Dies gilt genauso fiir Abwasser mit zu geringem Stickstoffgehalt. 3.4.4 Kalziumgehalt Der Kalziumgehalt des Rohabwassers ist deshalb von groBer Bedeutung, well es zufolge des hohen COi-Partialdrucks im Anaerob-Reaktor zur Bildung von Kalziumkarbonat (CaCOs) kommt. Wegen der geringen Loslichkeit von Kalziumkarbonat fallt dieses dann im Reaktor aus und kann somit zu verschiedensten Betriebsproblemen ftihren. Kalziumverbindungen werden in vielen Industriebetrieben im Prozess eingesetzt. Kalziumhydroxid ware auch die kostengiinstigste Verbindung zur Neutralisation schwach gepufferter saurer Abwasser und wird bei aerober Industrieabwasserreimgung auch vielfach eingesetzt. Bei der anaeroben Industrieabwasserreimgung ist die Anwendung wegen der moglichen Kalziumkarbonatausfallungen deutlich eingeschrankt. Die Anreicherung von inertem Material fiihrt zu einer Verktirzung des Schlammalters, wodurch die Reinigungsleistung und die Stabilitat des Prozesses verringert werden kann. Die Ablagerung dieses schweren anorganischen Materials im Faulbehalter, speziell in Festbettreaktoren, kann die anaerobe Reinigung eines kalziumhaltigen Abwassers unmoglich machen. Die wesentliche Frage bei der anaeroben Behandlung von kalziumhaltigem Abwasser ist, ob und in welchem AusmaB es im Faulbehalter zu Kal-

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

65

ziumkarbonatausfallungen kommt. Dariiber wurden umfangreiche Untersuchungen und Berechnungen angestellt (Svardal, 1991). Je hoher der CSB des Abwassers desto geringer ist der pH-Wert ab dem CaCOs-Ausfallungen im Anaerobbehalter zu befurchten sind. Das Kalziumkarbonatproblem sollte bei Kalziumkonzentrationen liber 100 mg/1 in jedem Fall besonders beriicksichtigt werden.

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe 3.5.1 Begriffserklarung Da es in der Literatur keine einheitliche Behandlung der Begriffe „Hemmung" und „Toxizitat" gibt, in der Praxis aber die Unterscheidung wichtig ist, wird hier eine Definition vorgeschlagen, die fur die folgenden Ausfiihrungen als gliltig vorausgesetzt wird. Unter „Hemmung" wird im Weiteren eine reversible Veranderung der kinetischen Parameter der beteiligten Bakterien verstanden. Sie kann durch Abwasserinhaltsstoffe verursacht sein, die nicht oder kaum am relevanten Stoffwechsel beteiligt sind, aber sie kann auch durch (notwendigerweise) auftretende Zwischen- oder Endprodukte des Abbaues verursacht werden, wir sprechen dann von Substrat- (Produkt-) hemmung. Von „toxischer Wirkung" von Abwasserinhaltsstoffen sprechen wir, wenn diese eine (irreversible) Abtotung von aktiven Bakterien hervorruft. Bei der Hemmung kann man zwei wesentliche unterschiedliche Formen unterscheiden: • die nicht-kompetitive Hemmung (haufigerer Fall) • die kompetitive Hemmung Bei der nicht-kompetitiven Hemmung wird die maximale Wachstumsgeschwindigkeit der Bakterien herabgesetzt und damit auch die maximal mogliche Umsatzrate (Abbaugeschwindigkeit). Wenn das Wachstum der Bakterien durch Mangel an Substrat begrenzt ist (hoher Wirkungsgrad des Abbaues) konnen maBige Hemmungen im praktischen Betrieb kaum erkannt werden. Wenn also das Schlammalter deutlich liber den Reziprokwert der maximalen Wachstumsrate der prozesssteuemden Bakterienart (meist acetogene oder methanogene Bakterien) liegt, konnen trotz Hemmung sehr gute Abbauleistungen erreicht werden. In der Literatur finden sich immer wieder Berichte, dass trotz deutlicher Uberschreitung von Hemmschwellen (z.B. Konzentration von NH3-N) gute Abbauergebnisse erzielt werden. Daraus wird haufig der mitunter falsche Schluss gezogen.

66

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

dass die in der Literatur angegebenen Hemmschwellen nicht zutreffen. Nur wenn die Bakterien bereits nahe der maximalen Umsatzrate arbeiten, fuhren Hemmungen zu einem markanten Rtickgang der Reinigungsleistung Kompetitive Hemmungen werden von Stoffen verursacht, die von den Bakterien als Substrat erkannt werden, aber dennoch nicht abgebaut werden konnen. Eine solche Hemmung fiihrt zu einem Anstieg des Ks-Wertes und haufig zu schlechteren Ablaufquahtaten. Allen diesen Hemmungen gemeinsam ist, dass bei Unterschreiten der Hemmschwelle die maximale Wachstumsgeschwindigkeit wiederum auftritt. Es muss jedoch beriicksichtigt werden, dass die Sterberate der Bakterien in der Regel nicht gehemmt wird. Daher muss man damit rechnen, dass nach einem langer andauemden starken Hemmereignis, z.B. der Methanbakterien, sich nach Verschwinden der Hemmung dennoch eine geringere maximale Abbaukapazitat eines betroffenen Anaerobreaktors einstellt als sie vor dem Hemmereignis vorhanden war. Nach toxischen Wirkungen, auch wenn sie nur kurz dauem, geht die maximale Aktivitat (Abbauleistung eines Reaktors) von Anaerobschlammen durch Sterbevorgange deutlich zuriick und kann nur durch Zuwachs von neuen Bakterien wieder ausgeglichen werden. Die eindeutige Ermittlung ob und welche Hemmung beim anaeroben Abbau oder Toxizitat auftritt oder zu erwarten ist, ist nicht einfach. Allerdings ist die richtige Beurteilung der Ursachen und Wirkungen fiir die Bekampfung von Betriebsproblemen oder fur die richtige Bemessung von Anlagen von entscheidender Bedeutung. Entsprechende Testverfahren zur Klarung eines Sachverhaltes werden vom ATV DVWK Ausschuss 7.5 behandelt bzw. sind in der Literatur beschrieben. Eine gewisse Hemmung des anaeroben Abbaues durch Abwasserinhaltsstoffe oder Substrate kann durch erhohtes Reaktionsvolumen aufgefangen werden, was insbesondere beim anaeroben Abbau von Industrieabwassem mit sehr hoher Konzentration zur Sicherung der Stabilitat des Abbauprozesses erforderlich ist. Wenn im praktischen Betrieb eine Hemmung und/oder Toxizitat zu einem Anstieg von leicht abbaubaren Stoffen im Ablauf des Anaerobreaktors kommt (z.B. CSB, organischen Sauren), dann muss ftir die Abschatzung der Hemmwirkung immer auch der Anstieg des gespeicherten Substrates im Reaktor (V.Ac) beriicksichtigt werden. Die haufigste Ursache von massiven Betriebsstorungen ist die Substrathemmung der acetoclastischen Methanbakterien, die nicht umsonst als „Primadonnen des anaeroben Abbaues" bezeichnet werden. Biologische Abwasserreinigungsverfahren zielen darauf ab, in moglichst kleinen Reaktoren einen moglichst hohen und stabilen Stoffumsatz zu bewirken. Die Sicherung der Stabilitat stellt dabei haufig das groBere

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

67

ingenieurtechnische Problem dar, insbesondere wenn im Abwasser bzw. Schlamm Stoffe enthalten sind oder sein konnen, die auf die Mikroorganismen hemmend oder toxisch wirken, und somit den Substratabbau verlangsamen oder gar stoppen. Zu diesen Substanzen konnen z.B. Stoffe (Chemikalien, Rohstoffe), die bei der industriellen Produktionen ins Abwasser gelangen, gezahlt werden. Die Beeinflussung der Mikroorganismen kann von einer leichten Hemmung des Wachstums iiber eine vollige, aber reversible Hemmung des Stoffwechsels bis zur Abtotung aller Mikroorganismen einer biologischen Abwasserreinigungsanlage gehen (Kroiss 1985). Toxische oder hemmende Wirkungen sind im Prinzip nicht Eigenschaften einer Substanz sondem hangt immer von ihrer Konzentration oder Dosis ab. Das heiBt, die Anwesenheit eines Stoffes an sich muss noch nicht zu einer Hemmung oder Abtotung der Biozonose fiihren, erst bei Uberschreitung eines bestimmten Konzentrationsniveaus werden biochemische Mechanismen gehemmt. Daher sind zur Beurteilung der biologischen Abbaubarkeit von Abwassem oder Schlammen nicht nur Kenntnisse iiber deren Inhaltsstoffe notwendig, sondem auch Aussagen uber moghcherweise hemmend oder toxisch wirkende Konzentrationen gewisser Inhaltsstoffe. Aus diesem Grunde werden nachfolgend die toxischen und hemmenden Einfliisse einiger Stoffe auf den anaeroben Abbau naher erlautert, die sehr haufig in der Praxis relevant sind. 3.5.2 Sauerstoff Wahrend der aerobe Abbau durch Mikroorganismen unter Verbrauch von Sauerstoff verlauft, erfolgt der anaerobe Abbau in Abwesenheit von gelostem Sauerstoff. Bei der obligat aeroben Atmung iibt der Sauerstoff die Funktion des Elektronenakzeptors aus und ist somit fiir alle aeroben Organismen essentiell. Fakultativ anaerobe Mikroorganismen wachsen sowohl in Gegenwart als auch in Abwesenheit von O2 und konnen ihren Stoffwechsel von der aeroben Atmung auf Gamngsatmung (bei 02-Abwesenheit) umschalten. Zu diesen Mikroorganismen zahlt z.B. ein GroBteil der versauemden Bakterien. Fiir strikt anaerobe Bakterien fuhrt Sauerstoff schon in geringen Konzentrationen zu einer Hemmung des Stoffwechsels. Auch biochemisch fiir fakultative Bakterien verfiigbarer Sauerstoff in z.B. Nitrat, oder Nitrit kann zu Hemmungen des erwiinschen anaeroben Abbaues fiihren. Bei anaeroben Verfahrenstechniken zur Abwasser- und Schlammbehandlung muss, wie der Begriff "anaerob" schon besagt, die abbauende Biozonose vor dem Kontakt mit gelostem Sauerstoff geschiitzt werden.

68

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

Der Zutritt von Luftsauerstoff wird durch die Verwendung geschlossener Reaktionsraume gewahrleistet. Der Gasraum zwischen der Oberflache der Fltissigkeit im Reaktor und dem Behalterdeckel wird von dem erzeugten Faulgas ausgeftillt und so von O2 freigehalten. Dies ist bei Inbetriebnahme von Anaerobreaktoren zu beachten, insbesondere auch weil bei luftgeftilltem Gasraum voriibergehend explosive Luft-Faulgasgemische auftreten. Der Eintrag von Sauerstoff in den Reaktionsraum kann auch tiber sauerstoffhaltiges Abwasser hervorgerufen werden, was aber wegen der geringen Loshchkeit von Sauerstoff im Allgemeinen kein Problem darstellt. Die zum Teil fakultativen Saurebakterien, verbrauchen den eventuell vorhandenen Sauerstoff sehr rasch. Nachdem zumindest die Methanbakterien (und die Sulfatreduzenten) strikt anaerobe Bakterien sind, kann zusammenfassend festgestellt werden, dass Sauerstoff beim Betrieb von Anaerobanlagen durch entsprechende konstruktive und betriebstechnische MaBnahmen ein Kontakt der Biozonose mit Sauerstoff weitgehend ausgeschlossen werden muss. Es gibt inzwischen groBtechnische Erfahrungen, durch gesteuerte Zugabe geringer Sauerstoffmengen direkt in den Anaerobreaktor Schwefelwasserstoff im Faulgas, allenfalls auch die Hemmung des anaeroben Abbaues durch Schwefelwasserstoff zu vermeiden. Es darf maximal so viel Sauerstoff zugegeben werden, dass die Oxidation von H2S zum molekularen Schwefel vollstandig verlauft. Nach der Reaktionsgleichung 2H2S + 0 2 ^ ^ 2H2O + S2 kann die stochiometrisch maximal erforderlich Sauerstoffmenge berechnet werden. Diese Methode wird sowohl bei kommunalen Schlammfaulbehaltem als auch bei gewissen Industrieabwasserreinigungsanlagen eingesetzt. Eine Uberdosierung muss mit groBer Sicherheit vermeiden werden um explosive Gasgemische und Hemmungen des anaeroben Abbaues zu vermeiden. 3.5.3 Schwefelverbindungen Schwefelverbindungen spielen bei vielen industriellen Produktionsprozessen (z.B. Hefe-, Viskose-, Kartonage-, Zitronensaure-, Faserplattenherstellung) eine wichtige Rolle, so dass die anfallenden Industrieabwasser hohe Konzentrationen an Schwefelverbindungen aufweisen konnen. Werden derartige Abwasser gemeinsam mit hauslichem Abwasser in einer kommunalen Klaranlage behandelt, sind erhohte Konzentrationen an Schwefelverbindungen auch im Klarschlamm zu erwarten. Ublicherweise liegen jedoch, aufgrund des Verdtinnungseffektes, die Konzentrationen in einer GroBenordnung vor, bei der noch keine Hemmung der anaeroben Klarschlammstabilisiemng zu beftirchten ist.

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

69

Bei der anaeroben Behandlung von Industrieabwassern, die hohe Konzentrationen an Schwefelverbindungen enthalten, kann die Anwendbarkeit der anaeroben Abwasserreinigungstechnik, infolge potentieller Sulfidtoxizitat, unwirtschaftlich werden. Daher ist eine Abschatzung der Hemmung des anaeroben Abbaues, insbesondere der Methanbildung aus Essigsaure, durch Schwefelwasserstoff erforderlich. Die Ursache fiir das Problem der Hemmung der anaeroben Biozonose infolge erhohter Sulfatkonzentrationen besteht darin, dass Methanbakterien und sulfatreduzierende Bakterien die gleichen Substrate verwenden. Methanbildung: CO2 + 4 Hz

f->

CH4 + 2H2O

AG = -135 kJ

CH3COOH

<^

CH4 + C 0 2

AG = -28,5 kJ

«->

H2S + 2 H2O + 2 OH"

AG = -154 kJ

1

H2S + 2 HCO3

AG = -43 kJ

1

Sulfatreduktion: S04^" + 4 H2

S04^" + CH3COOH <->

Wie die Bildungsenthalpie AG zeigt, sind sulfatreduzierende Bakterien gegentiber den Methanbakterien energetisch begtinstigt, so dass die Substrate Wasserstoff und Essigsaure bevorzugt fiir die Sulfatreduktion verwendet werden und nur der verbleibende Rest der Methanbildung zur Verfiigung steht. Nach dem heutigen Stand des Wissens ist weiter bekannt, dass die Konkurrenz um das Substrat zwischen sulfatreduzierenden und methanbildenden Bakterien auch von kinetischen Parametem beeinflusst wird. Substratart und -konzentration sowie Typologie des Biomasserlickhaltes im Reaktor konnen daher eine wesentliche Rolle im Konkurrenzkampf spielen. Es ist immerhin zu erwarten, dass zumindest nach einer langeren Einarbeitungszeit der gesamte verftigbare Schwefelgehalt des Abwassers in Schwefelwasserstoff umgesetzt wird. So wie bei einer Reihe von anderen Stoffen kann man davon ausgehen, dass nur der undissoziierte geloste Schwefelwasserstoff hemmend auf den anaeroben Abbau insbesondere auf die acetoclastischen Methanbakterien wirkt. Das durch die Sulfatreduktion entstehende Sulfid liegt in einem Reaktor in drei Formen vor: • als Schwefelwasserstoff im Gas (H2S)

70

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

• als geloster Schwefelwasserstoff in der Fliissigkeit (H2S), d.h. undissoziiert und hemmend • in dissoziierter geloster Form (HS , S )(Kroiss 1986) Das chemische Gleichgewicht zwischen der undissoziierten und dissoziierten Form =HS" + H^

H2S

ist vom pH-Wert abhangig. Abbildung 3-5 zeigt die deutliche Abhangigkeit des toxischen H2S--Anteils in dem fiir die Anaerobtechnologie typischen pH-Bereich zwischen pH 6,0 und 8,0. Bei pH 6,0 liegen tiber 90 % des Gesamtsulfides als H2S vor, bei pH 8,0 weniger als 10%. Dies bedeutet, dass mit sinkendem pH-Wert und der damit verbundenen Verschiebung des H2S-Anteils am Gesamtsulfidgehalt in Richtung undissoziierten H2S-Anteils die Hemmung, zunimmt. (Kroiss 1986). Es ist aus den bisherigen Erfahrungen anzunehmen, dass eine toxische Wirkung nicht zu erwarten ist, weil vorher auch die Sulfatreduktion selbst durch Schwefelwasserstoff gehemmt wird (Produkthemmung). 7* HS* 0

•/• HjS

uu 90

10

80

20

70

30

60

40

50

50

40

60

30

70

20

80

10

90 ^00 «p6;i 6>

S.8

S,8

7,0

7.2

7>

7,6 7,8 8p

9,0

Abb. 3-5. HS" - H2S-Gleichgewicht in Abhangigkeit vom pH-Wert (Kroiss 1986). AuBer durch einer Verschiebung des pH-Werts kann auch durch eine Anhebung der Prozesstemperatur bis in thermophilen Bereich (55 °C) eine

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

71

Verringerung der HiS-Hemmung angestrebt werden (Hulshoff et al. 1998), (Rintala u. Lepisto 1998). Da mit steigender Temperatur die Loslichkeit von Schwefelwasserstoff im Wasser abnimmt, kann somit die Konzentration an gelosten H2S im Reaktor gesenkt werden. Neben den Vorteilen miissten allerdings auch die Nachteile einer hoheren Prozesstemperatur (wie z. B. Prozessinstabilitat und Korrosion) bei jedem einzelnen Anwendungsfall berlicksichtigt werden. Einerseits bewirkt die Sulfatreduktion also eine Verminderung des Methanbildungspotentials, weil ein Teil des abbaubaren CSB im Abwasser fur die Schwefelwasserstoffbildung verwendet wird, andererseits kann der entstehende Schwefelwasserstoff auch die Aktivitat der Methanbakterien hemmen. Solange die Konzentration an undissoziiertem gelostem Schwefelwasserstoff keine Hemmung hervorruft, kann die Sulfatreduktion auch positive Wirkungen fiir den Abbauprozess haben. Einerseits wird, wie die Reaktionsgleichung zeigt, bei der Sulfatreduktion ein OH^-Ion frei, was zu einer pH-Anhebung fiihrt. Andererseits bewirken die Sulfatreduzenten einen besonders niedrigen H2-Partialdmck im Reaktor, was die Methanbildung (insbesondere den acetogenen Propionsaureabbau) begtinstigt. So konnten beispielsweise Speecs und Parkin () nachweisen, dass ein Fehlen von Sulfat und damit Sulfatreduzenten die Methanbildung negativ beeinflusst. Fiir die Praxis ist es wichtig zu wissen, welcher Gehalt an Schwefelverbindungen im Zufluss zum Anaerobreaktor zu einer Hemmung der Methanbildung durch Schwefelwasserstoff ftihren kann bzw. welche H2SKonzentration in der Fltissig- bzw. Gasphase maximal zulassig ist, so dass keine hemmende Wirkung auf die Methanbakterien zu befiirchten ist. Eine Hemmung der Methanbakterien fiihrt meist dazu, dass sich organische Sauren im Reaktor anreichem. Dies wiederum bewirkt einerseits einen Abfall des pH-Wertes andererseits einen Ruckgang der Gasproduktion. Ein Abfall des pH-Wertes verursacht eine Verschiebung des Gleichgewichtes in Richtung steigenden Anteils undissoziierten Schwefelwasserstoffs, was die Hemmung der Methanproduktion verstarkt. Zufolge des geringeren Gasanfalles steigt gleichzeitig der Anteil an Schwefelwasserstoff im Gas, der nach dem Henry'schen Gesetz (Gasgleichgewicht) einen weiteren Anstieg des undissoziierten H2S im Wasser bewirkt. Daraus kann man schlieBen, dass mit einer beginnenden Hemmung der Methanbakterien ein sich selbst verstarkender Prozess der Hemmung in Gang gesetzt wird, der sehr rasch zu einer totalen Hemmung der Methanbildung aus Essigsaure fiihren kann. Laborversuche von Kroiss (1986) und Wabnegg haben den in Abbildung 3-6 dargestellten Zusammenhang zwischen der Konzentration an undissoziiertem H2S und der Hemmung der maximalen Aktivitat der aceto-

72

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

clastischen Methanbakterien ergeben, der auch in der Praxis bisher immer wieder bestatigt werden konnte. Ab einer H2S-Konzentration von etwa 30 mg/1 (entspricht etwa 1-2 % H2S im Faulgas) muss bei mesophilen Bedingungen mit beginnender Hemmung gerechnet werden. Ab etwa 10 % H2S im Faulgas kommt die Methanbildung aus Essigsaure praktisch vollstandig zum Erliegen. Ab etwa 50 % Hemmung wird es extrem schwierig eine stabile Methanfaulung zu erhalten, well die maximale Wachstumsrate in die Nahe der Sterberate und der minimalen Auswaschrate liber den Schwebstoffgehalt des Ablaufes gelangt und damit keine Anreicherung von acetoclastischen Methanbakterien mehr moglich ist.

Vo Hemmung 100

200 mg/l undiss. H^S Abb. 3-6. Hemmung der maximalen Methanbildungsrate aus Essigsaure in Abhangigkeit der Konzentration an gelostem undissoziiertem Schwefelwasserstoff in der umgebenden Fliissigkeit (Kroiss 1986) Nach Kroiss (1986) besteht ein Zusammenhang zwischen der H2S Konzentration im Gas in Abhangigkeit des Verhaltnisses von abbaubarem CSB zu reduzierbarem Schwefel (CSBred/Sred)? auf das sich auch noch der pHWert im Reaktor und die CSB-Konzentration des zuflieBenden Abwassers auswirken. Abbildung 3-7 zeigt die H2S-Konzentration in der Gas- bzw. Fltissigphase in % in Abhangigkeit vom Verhaltnis CSBj-ed/Sred unter Berticksichtigung verschiedener pH-Werte. Es wird deutlich, dass der Einfluss des pH-Wertes auf die Hemmwirkung mit abnehmendem CSBred/SredVerhaltnis zunimmt.

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

%H2S im Gas

73

mgH; 5/1 300 200 100

30% CO 2 T 38' C CSBred lOg/l

CSBnoH / S^red

Abb. 3-7. H2S-Konzentration in der Gas- bzw. Flussigphase in Abhangigkeit vom CSBred/Sred-Verhaltnis bei verschiedenen pH-Werten (Kroiss 1986) Abbildung 3-8 zeigt den gleichen Zusammenhang aber in Abhangigkeit der Zulaufkonzentration. Es zeigt sich, dass mit steigender Zulaufkonzentration die Gefahr der Hemmung durch Schwefelwasserstoff umso starker zunimmt, je kleiner das CSBred/Sred-Verhaltnis ist. In den Abbildungen 3-7 und 3-8 sind drei Bereiche unterschiedlich hinterlegt. Bis etwa 2 % H2S im Faulgas liegt die Hemmung im Bereich der Messgenauigkeit, ab etwa 4 % H2S im Faulgas kann die Methanbildung aus Essigsaure und damit ein stabiler anaerober Abbau nicht mehr gesichert aufrechterhalten werden. Dazwischen liegt jener Bereich in man z.B. durch Beriicksichtigung des gehemmten Wachstums der acetoclastischen Methanbakterien noch einen stabilen Faulprozess erreichen kann.

%H2S im Gas 300

CO2 30 % pH ZO T 38^ A: 10g/l CSB B: i g/l CSB C: 2 g/l CSB

C^Bred / Sp^d

Abb. 3-8. H2S-Konzentration in der Gas- bzw. Flussigphase in Abhangigkeit iinterschiedHcher CSB-Zuflufikonzentrationen (Kroiss 1986)

74

3 Einflussfaktoren aiif die anaeroben biologischen Abbauvorgange

Eine Beseitigung der Hemmung durch Schwefelwasserstoff kann man prinzipiell dadurch erzielen, dass man das Faulgas im Gasraum des Reaktors liber eine H2S -Wasche im Kreislauf ftihrt und damit den H2S- Partialdruck in der Gasphase und damit auch die H2S-Konzentration im Reaktor verringert. Dies ist jedoch technisch nicht ganz einfach und ftihrt zu zusatzlichen Kosten. Neben chemischen Verfahren wie der Clauss-Prozess und die Aminwascher zur Faulgasentschwefelung, kommen heutzutage in der Praxis auch biologische Prozesse immer mehr in Anwendung. Dabei wird der geloste Schwefelwasserstoff nur bis zum Elementarschwefel biologisch oxidiert und in einer nachfolgenden Sedimentationsstufe vom behandelten Abwasserstrom getrennt. Fiir die Praxis empfiehlt Kroiss (1986) folgende Abschatzung: •

CSBred/Sred > 100

Kcinc Probleme durch H2S zu erwarten.

•

15 < CSBred/Sred < 100 Auacrobc Behandlung moglich, aber H2SProbleme mtissen beriicksichtigt werden.

•

CSBred/Sred < 15

Mcthauproduktion nur mit speziell angepassten Verfahren moglich.

Zahlreiche Literaturangaben deuten daraufhin, dass das AusmaB der Sulfidhemmung allerdings auch von vielen anderen Faktoren, u. a. von Substrat, Schlammart (z.B. suspendierte Biomasse, Pellets, etc.) und Reaktortyp, bedingt ist. Ein Vergleich der einzelnen Forschungsergebnisse ist aus diesem Grund oft nicht einfach. Visser (1995) fand in seiner Literaturstudie, dass fiir suspendierte Biomasse eine 50 %ige Hemmung der Methanbildung aus verschiedenen Substraten in einem Konzentrationsbereich zwischen 100 und 130 mg H2Sundiss./l auftrat. Andere Literaturstudien (Weijma 2000), (Colleran et al. 1995) berichten weiter, dass die hemmende Konzentration fur die mesophilen Methanbakterien zwischen 50 und 400 mg H2Sundiss/I schwankt. Der beste Betriebsparameter zur Uberwachung der H2S-Toxizitat ist der H2S-Gehalt des Gases. Treten erhohte Werte (z.B. > 3 %) auf, ist unverztigliches Eingreifen erforderlich. Folgende MaBnahmen sind geeignet: • • • •

Erhohung des pH-Wertes im Reaktor. Zugabe von Eisensalzen (FeCls) zur H2S-Fallung als Eisensulfid. Riicknahme der Raumbelastung zur Steigerung der CSB-Abbauleistung. Verdtinnung mit sulfatfreiem beziehungsweise sulfatarmem Wasser oder Abwasser. (Kroiss 1986)

Ist bereits bei der Planung einer Anaerobanlage bekannt, dass erhohte Zulaufkonzentrationen an Schwefelverbindungen zu erwarten sind, kann die

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

75

Wahl einer zweistufigen Verfahrensfuhrung vorteilhaft sein. Allerdings muss davor gewamt werden, solche Konzepte ohne entsprechende Modellrechnungen (Svardal 1991). und ohne entsprechende Pilotversuche mit dem Originalabwasser in die Praxis umzusetzen. Nach umfangreichen Untersuchungen uber die Versauerungsstufe bei der Abwasserreinigung einer Zitronensaurefabrik (Moser 2002) ist es nicht gesichert, dass im Versauerungs- und Ausgleichsbehalter (1. Stufe) iiberhaupt eine stabile Sulfatreduktion auftritt. Eine verstarkte Schwefelwasserstoffbildung bereitet nicht nur beim Reaktorbetrieb, sondem auch bei einer Verbrennung des Faulgases Probleme. Durch den erhohten H2S-Anteil entsteht bei der Verbrennung Schwefeldioxid (SO2) und damit eine erhebliche Belastung der Luft. Nicht nur aus diesem Grunde, sondem auch aus Griinden des Korrosionsschutzes (H2S wirkt stark korrosiv) ist zumeist eine entsprechende Faulgasreinigung erforderhch (siehe Kapitel 8). 3.5.4 Organische Sauren Organische Sauren gelangen entweder mit dem Substrat direkt in den Anaerobreaktor oder werden erst durch die Abbauprozesse im Reaktor selbst gebildet. Bei einem stabil verlaufenden Faulprozess halt sich das Saureangebot und der Saureabbau durch die Methanbakterien das Gleichgewicht und die Konzentration an organischen Sauren ist gering (< 200 mg/1). Wenn die maximale Methanbildungskapazitat deutlich iiber dem Saureangebot liegt, wird sie durch Substratmangel reduziert (Monodfunktion). tjbersteigt die Saurebildung die maximale Abbaukapazitat durch Methanbildung, kommt es zu einem Anstieg der Konzentration an fltichtigen organischen Sauren, die wiedemm hemmend auf den Stoffwechsel der Essigsaure abbauenden Methanbakterien wirken konnen/2.5/. Ahnlich wie beim Schwefelwasserstoff geht man heute davon aus, dass die Hemmung von der Konzentration des undissoziierten Anteils abhangig ist. Die allgemeine Gleichgewichtsbedingung zwischen der undissoziierten und der dissoziierten Form lautet: R - COOH ^ = =

R - COO " + H^

Der prozentuale Anteil der undissoziierten Sauren an den Gesamtsauren ist stark vom pH-Wert abhangig und von Kroiss (1986) am Beispiel von Essigsaure, Propionsaure und Buttersaure im pH-Bereich von 6 bis 8 aufgetragen worden.

76

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange % yndiss. S l u m 10.0

% diss. Saur^

0,01

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

pH W t f t

Abb. 3-9. Prozentualer Anteil der undissoziierten Sauren an den Gesamtsauren in Abhangigkeit vom pH-Wert (Kroiss 1986) Weiterhin hat Kroiss anhand von Messwerten von Duarte und Anderson (1983) das in Abbildung 3-10 dargestellte Diagramm berechnet, indem verschiedene Hemmungswerte in Abhangigkeit vom pH-Wert und der Gesamtessigsaurekonzentration (Ergebnis der Essigsaureanalyse) dargestellt sind. Es zeigt sich, dass mit zunehmender Essigsaurekonzentration im Anaerobreaktor die Hemmung steigt. Um dem entgegen zu wirken, sollte daher ein mogHchst weitgehender CSB-Abbau erfolgen, weil sonst die hohe Restkonzentration an organischen Sauren eine Hemmung der Methanbildung bewirken kann. Besondere Bedeutung gewinnt dies im Zusammenhang mit der anaeroben Behandlung hochkonzentrierter, leicht versauerbarer Abwasser, da hier die Gefahr einer Obersauerung und damit einer Hemmung der Methanbildung stark ansteigt. Gleichzeitig ist zu berucksichtigen, dass die Anhaufung fliichtiger organischer Sauren zumeist ein Absinken des pH-Wertes bewirkt, so dass der Hemmeffekt zusatzlich verstarkt wird (siehe Kapitel 3.2). Als Moglichkeiten einer bereits vorhandenen oder sich anktindigenden Hemmung der Methanbildung durch erhohte Saurekonzentrationen entgegen zu wirken, schlagt Kroiss (1986) folgende MaBnahmen vor: • Rticknahme der CSB-Belastung (Saurebelastung) des Reaktors. • Anhebung des pH-Wertes durch Zugabe von Neutralisationsmittel (Ca(0H)2, NasCOs, NaOH). Eine Hemmung der acetoclastischen Methanbakterien geht praktisch immer mit einem raschen Anstieg der Propionsaurekonzentration einher. Untersuchungen (Kroiss) haben den in Abbildung 3-11 dargestellten Zusam-

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

77

menhang zwischen der undissoziierten Propionsaurekonzentration und der Hemmung der maximalen acetoclastischen Methanbildung ergeben. mg/L Essigsaure 6000 Hemmung 507o / 5000 Hemmung 10 V o / AOOO

/ /

3000 2000 1000 7,5 pH-Wert Abb. 3-10. Hemmung der Methanbildung in Abhangigkeit vom pH-Wert und der Essigsaurekonzentration (Kroiss 1986)

7« Hemmung 100

20 mg/L Propfonsaure Abb. 3-11. Prozentuale Hemmung der Methanbildung aus Essigsaure in Abhangigkeit der Konzentration an undissoziierter Propionsaure Man sieht, das die Hemmung bereits bei sehr geringen Konzentrationen (ca. 3 mg/1) beginnt und bei etwa 5 mg/1 50 % erreicht. Bei einem pH-Wert von z.B. 6,5 ware also nach Diagramm 3-9 bereits eine Propionsaurekonzentration von ca. 150 mg/1 hochst alarmierend. Eine solche Konzentration kann bei hoher konzentrierten Abvv^assem sehr rasch auftreten, wenn eine Stoning (Uberlastung, Hemmung) den Abbau begrenzt. Bei der Essigsaure

78

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

wtirde erste eine Konzentration von ca. 1.000 mg/1 den gleichen Hemmeffekt verursachen. Der Abbau der Buttersaure ist gegeniiber Propion- und Essigsaure wesentlich stabiler, sodass Hemmungen durch Buttersaure in der Praxis kaum zu erwarten sind. Es muss angenommen werden, dass auch die hoheren organischen Sauren auch Hemmungen hervorrufen konnen, aber praktisch nur, wenn sie bereits im Abwasser in hohen Konzentrationen vorliegen. Nitrat- und Ammoniumstickstoff Bei kommunalen Klaranlagen mit geringer Schlammbelastung und mangelhafter Denitrifikation konnen auch hohe Nitratgehalte in den Uberschussschlammen oder den Mischschlammen aus dem Vorklarbeckentrichter auftreten. Werden solche Schlamme gemeinsam eingedickt, kommt es dabei zu einer weitgehenden Denitrifikation, wobei der Primarschlamm als Denitrifikationssubstrat dient. Anders Hegt die Gefahrdung wenn ein Industrieabwasser mit hohen Konzentrationen an oxidierten N-Verbindungen (Nitrat, Nitrit) anaerob gereinigt werden soil. Erstens ftihrt die Denitrifikation zu einem entsprechenden Verlust an Methanbildungskapazitat, weil der organische Kohlenstoff als Denitrifikationssubstrat abgebaut wird und zweitens fuhren die oxidierten Verbindungen zu einer Anhebung des Redoxpotentials, die den Methanbildungsprozess hemmen kann. Im Gegensatz zum einstufigen Betrieb ist bei einer zweistufigen Betriebsfuhrung eine Hemmung der Methanbildung kaum zu beflirchten, da geringe Mengen gebundenen Sauerstoffs direkt in der ersten Stufe verbraucht werden und somit die Methanstufe nicht negativ beeinflussen konnen. Eine Hemmung der hydrolysierenden bzw. versauemden Bakterien ist nicht anzunehmen. Industrieabwasser, die aufgrund der Produktionsprozesse hohe Ammoniumkonzentrationen aufweisen, konnen erhebliche Toxizitatsprobleme bei einer anaeroben Behandlung verursachen. Auch beim Ammonium bestimmt vomehmlich der undissoziierte Anteil, also Ammoniak (NH3), das MaB der Hemmung. Das chemische Gleichgewicht NH4'^

: ^ ^

NH3 + H^

ist ahnlich wie beim Schwefelwasserstoff und bei den organischen Sauren stark vom pH-Wert abhangig. Abbildung 3-12 verdeutlicht diesen Zusammenhang (Kroiss 1986). Allerdings fuhrt hier eine Abnahme des pHWertes zu einer Verringerung des undissoziierten Anteils und damit zu der Hemmwirkung ftir die acetoclastischen Methanbakterien. Bei vielen Faulprozessen wirkt Ammonium als pH-stabilisierender Faktor, so z.B. bei der Schlammfaulung, wo durch den Abbau der organischen Feststoffe, der gebundene Stickstoff als Ammonium frei gesetzt wird.

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

79

Auch bei Industrieabwassem werden oft organische N-Verbindungen bei der Hydrolyse (im Versauerungsreaktor) zu Ammonium umgesetzt. Das kann dazu ftihren, dass mit steigendem Versauerungsgrad der pH-Wert steigt statt fallt (Moser 2002). Im Methanreaktor kann dann Ammonium den pH-Wert im schwach alkalischen Bereich stabilisieren, was zur Vermeidung von Hemmung durch organische Sauren und Schwefelwasserstoff sehr vorteilhaft ist. Kroiss (1986) hat aus eigenen Untersuchungen und vergleichend aus Angaben von Koster und Lettinga (1983) zulassige Werte berechnet und dargestellt (Abbildung 3-13).

%

yndlis NH| 10 5

90,0 y.;,.-.,v,-,x.v,v.w,vm>r.T,v,,

19,0

1.0 0,B|

tp

o,os 0.01

6,0

mm

7.0

S,0 p M - W e r t

Abb. 3-12. Abhangigkeit des NH4*-NH3-Gleichgwichtes vom pH-Wert (Kroiss 1986)

m§HHi,~Hfi 6000 5000 H lyrnehmerttJt Hemmung

4000 3000 2000

? -m*i 7.0

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i.O pH-W?rt

Abb. 3-13. Zulassige NH4-N-Konzentration in Abhangigkeit vom pH-Wert und unterschiedlichen Temperaturen im Reaktor (iCroiss 1986)

80

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

Die hemmungsrelevante Konzentration an Ammoniak (NH3), nimmt wegen der damit einhergehenden pH-Wert-Anhebung, mit steigender Ammoniumkonzentration tiberproportional zu. Wenn die NH3- Konzentration die Hemmschwelle iiberschreitet, fiihrt die Hemmung der Essigsaure abbauenden Methanbakterien zu einer Zunahme der Konzentration an organischen Sauren. Diese bewirkt eine pH-Wert-Absenkung. Als Folge verringert sich die Hemmwirkung von Ammonium und die Saurekonzentration kann wieder vermehrt abgebaut werden. Eine Hemmung durch Ammonium kann also in gewissen Grenzen toleriert werden, weil sie keinen sich selbst verstarkenden Hemmungsprozess in Gang setzt. Allerdings wird der Abbauwirkungsgrad verschlechtert und die Geruchsintensitat des Ablaufes kann stark zunehmen. Fiir eine aerobe Nachreinigung kann diese Belastung zu Problemen ftihren, wenn der Effekt bei der Planung nicht beriicksichtigt wurde. Eine hohere Restkonzentration an organischen Sauren im Ablauf fiihrt auch zu vermehrter Gasproduktion in den Schlammabscheideeinrichtungen. Dabei entstehen Gasblasen an den Schlammteilchen, die sich dann erheblich schlechter vom gereinigten Abwasser trennen lassen und unter Umstanden zu hohe Verluste an Biomasse fiir den Anaerobprozess bewirken. Je hoher die Zulaufkonzentrationen werden, desto mehr hangt die Stabilitat des anaeroben Reinigungsprozesses davon ab, dass die Restkonzentration an abbaubaren organischen Verbindung im Ablauf gering bleibt, die Bakterien also alle substratlimitiert arbeiten. Damit kann man die Sicherheit gegentiber Kippvorgangen des Faulprozesses (Substrathemmung) zufolge von Belastungsschwankungen und leichten Hemmwirkungen erhohen. Bei diinnen Abwassem (< 3.000 mg/1 CSB) ist die Gefahr in den Bereich massiver Substrathemmung zu kommen auch bei mangelhaftem Wirkungsgrad des Abbaues geringer. 3.5.5 Schwermetalle Industrielle und gewerbliche Abwasser konnen je nach Herkunft mehr oder weniger mit Schwermetallen belastet sein. Bei der mechanischen und biologischen Reinigung derartiger Abwasser kommt es im allgemeinen zu einer Anreicherung der Schwermetalle im Schlamm, so dass z.B. die anschlieBende, anaerobe Stabihsierung zumindest teilweise gehemmt werden kann. Wie viele andere Stoffe wirken Schwermetalle nicht gmndsatzlich toxisch, sondem konnen auch in geringen Konzentrationen als wichtige Nahrstoffe stimulierend auf die Mikroorganismenaktivitat einwirken (siehe

3.5 Einfluss hemmender und toxischer Stoffe

81

Kapitel 3.5). Die Grenzen von einer Stimulation iiber ein gewisses MaB der Hemmung bis zur eigentlichen Toxizitat sind flieBend und je nach Metallart und -konzentration, sovv^ie den chemischen und physikalischen Milieubedingungen stark differierend. Ftir den praktischen Betrieb relevante Schwermetalle sind zum Beispiel Kupfer; (Cu), Nickel (Ni), Chrom (Cr), Quecksilber (Hg), Cadmium (Cd), Blei (Pb) und Zink (Zn). Die Storung des Anaerobprozesses durch iiberhohte Metallkonzentrationen auBert sich durch einen Ruckgang der Gasproduktion. Mit der Inaktivierung beziehungsweise Vergiftung der methanbildenden Bakterien geht ein Anstieg der Konzentration an fltichtigen organischen Sauren einher, was wiederum zu einer pH-Wert-Absenkung flihrt. Hierdurch wird die Mobilitat der Schwermetalle zusatzlich verstarkt. In diesem Zusammenhang ist der Prozess der Schwermetall-Sulfidfallung von Bedeutung, da dies auch eine Eingriffsmoglichkeit bei durch Schwermetalle gehemmten Biozonosen darstellt. Sind beispielsweise durch den Zufluss oder durch gezielte Zugabe gentigend hohe Sulfat- oder Sulfitkonzentrationen im Anaerobreaktor gegeben, so bilden z.B. die Metalle Zn, Ni, Pb, Cd und Cu schwer losliche Metallsulfide, die keinen toxischen Einfluss ausiiben. In der Praxis konnen also durch gezielte Zudosierung von Sulfat in den Zufluss zum Reaktor hemmend oder toxisch wirkende Metalle durch Sulfidfallung fur den Prozess unschadlich gemacht werden (Kroiss 1986), (Plahl-Wabnegg u. Kroiss 1984). Nur Chrom wird durch Sulfid nicht gefallt, ist also gesondert zu beachten. Dies kann auch bei anderen Metallen der Fall sein, wenn sie in sehr stabilen Komplexen vorliegen. Angaben in der Literatur iiber schadliche Konzentrationen verschiedener Metalle auf den Anaerobprozess sind sehr unterschiedlich. Eine Vielzahl von Untersuchungen befasst sich vomehmlich mit der Schadwirkung von Kupfer, Zink, Chrom und Nickel. In Tabelle 3-2 sind die Angaben verschiedener Autoren, unter MaBgabe unterschiedlicher Schadlichkeitsbereiche, zusammengefasst. Es ist zu beriicksichtigen, dass den Werten von Konzeli-Katsiri und Kartsonas (1986) zum Teil die Ergebnisse von Scherber und Steiner (1982) zugrunde liegen.

82

3 Einflussfaktoren aiif die anaeroben biologischen AbbauvorgarLge

Tabelle 3-2. Schadwirkimg von Schwermetallen Angaben verschiedener Autoren in mg/1 | Schwerme- Kohler 1966 Scherberu. Steiner 1982 Konzeli-Katsiri u. ICartsona, 1986 | talle Hemmung Toxizitat Hemmung Toxizitat Hemmung Toxizitat 150-250 40-250 kupfer 170-300 40-250 300 170-300 (Cu) Cadmium 20-600 150-600 (Cd) rd. 150 250-400 150-400 kink (Zn) 250-600 250 250 - 600 10-300 iNickel 100-300 10-300 30-1000 500 130-500 (Ni) 340 300-340 Blei (Pb) 340 340 100-300 200-500 120-300 Chromlll 120"- 300 500 260-500 (Cr) ChromVI rd. 100 200 100- 110 200-420 100-110 200-220

l(Cr) 3.5.6 Sonstige Hemmstoffe Neben den bereits aufgefuhrten Substanzen und Stoffgruppen gibt es eine Reihe von Giftstoffen, die schon in sehr geringen Konzentrationen hemmend beziehungsweise toxisch auf die Methanbildung wirken. Zu diesen Stoffen zahlen beispielsweise chlorierte Kohlenwasserstoffe, Cyanide, Desinfektionsmittel (Chlor-, Phenolverbindungen.) und Biozide (Kuhlkreislaufe). Ihre Konzentration in rein kommunalen Klarschlammen ist zumeist so gering, dass ein negativer Einfluss auf die anaerobe Stabilisierung der Schlamme nicht zu beflirchten ist. Bei der Industrieabwasserreinigung empfiehlt es sich immer alle Stoffe, die in das Untemehmen gelangen (Einkauf) hinsichtlich ihres Verbleibes in den Stoffstromen, die das Untemehmen verlassen (Produkt, Wasser, Luft, Abfall) zu tiberpriifen. Industrielle Abwasser hingegen konnen also durchaus hemmende und toxische Konzentrationen von derartigen Einzelstoffen enthalten. In der Praxis ist in diesen Fallen, da haufig auch eine aerobe Behandlung so belasteter Abwasser nicht moglich ist, in erster Linie eine Vermeidungsstrategie, d.h. die Unterbindung der Zusammenfiihrung hoch toxischer Stoffe mit dem Abwasserstrom, zu verfolgen. Insgesamt kann festgestellt werden, dass erst nach Uberschreiten bestimmter Konzentrationen Hemm- und Toxizitatswirkungen auftreten. So sind einige Stoffe in geringen Konzentrationen fiir das Wachstum von Mikroorganismen essentiell, wahrend sie in hoheren Konzentrationen als Giftstoff wirken konnen. Mit der Einzelstoffbetrachtung kann man eine

3.6 Spurenelemente

83

negative Synergiewirkung von mehreren Stoffen nicht ausschlieBen, aber sie stellt in den meisten Fallen ein sehr gutes Screeningverfahren dar. Ungeachtet solcher Einzelstoffbeurteilungen sind bei sehr vielen Abwassem grundliche Voruntersuchungen (Kroiss Handbuch) angeraten bevor eine Anlagenplanung abgeschlossen wird und bevor eine GroBanlage in Betrieb geht. Mit zunehmender Betriebserfahrung von GroBanlagen in vielen verschiedenen Brachen wird der Aufwand fiir die Voruntersuchungen zwar geringer werden, aber haufig kann das Risiko von Betriebsproblemen durch gute Voruntersuchungen erheblich vermindert und damit hohe finanziell Risken und Kosten vermieden werden.

3,6 Spurenelemente Spurenelemente sind Nahrstoffe, die in Spuren wirken und fur den normalen Ablauf von Lebensvorgangen unentbehrlich sind. Ein Mangel an Spurenelementen ftihrt zu einer Limitiemng des Wachstums der fur den Abbau erforderlichen Bakterien. Das kann dazu fiihren, dass die Ausschwemmrate deutlich tiber der eingeschrankten Wachstumsrate der Bakterien liegt, womit eine stabiler Abbau nicht mehr moglich ist. Einige der Spurenelemente sind in zu hohen Konzentrationen wiederum hemmend oder toxisch (z.B. Schwermetalle). Zu den wichtigsten Spurenelementen fiir anaerobe Prozesse zahlen Chrom, Mangan, Eisen, Kobalt, Kupfer, Zink, Selen, Molybdan, Jod, Nickel, Arsen und Fluor. Insgesamt kann davon ausgegangen werden, dass alle Elemente, die zum Aufbau der Zellsubstanz benotigt werden, in verwertbaren Verbindungen den Organismen zur Verfugung stehen mtissen. Neben den Spurenelementen sind auch Stickstoff, Schwefel, Phosphor, Kalium, Calcium und Magnesium von Bedeutung. Wahrend diese Substanzen in kommunalen Abwassern und Schlammen im Allgemeinen in ausreichenden Mengen vorhanden sind, kann es bei Industrieabwassem vorkommen, dass fiir eine anaerobe Behandlung essentielle Einzelstoffe fehlen, und daher eine Zudosierung erforderhch wird. Wie der Name Spurenelemente bereits aussagt, sind diese Stoffe nur in geringen Konzentrationen erforderlich. Sahm (1981) hat zu einigen wichtigen Elementen die erforderlichen Konzentrationen angegeben, wie sie fiir einen optimalen anaeroben Abbau benotigt werden. Die Angaben von Sahm (1981) sind in Tabelle 3-3 in Molaritat angegeben und in die Dimension (mg/1) umgerechnet worden.

84

3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

Tabelle 3-3. Erforderliche Konzentrationen einiger Spurenelemente ftlr einen optimalen anaeroben Abbau (nach Sahm 1981) Element

kobalt iMolybdan iNickel Selen Chrom Mangan Blei

Konzentrationen nach Sahm (1981) in mol MO-"^ 5-10-^ MO-'^ I'lQ-^ 10-^-1-10-^ 10-^-1-10-^ lO'^-MO'^

| Umgerechnet in mg/1 0,06 0,05 0,006 0,008 0,005-50 0,005-50 0,02-200

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3.6 Spurenelemente

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3 Einflussfaktoren auf die anaeroben biologischen Abbauvorgange

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

4.1 Klarschlammmengen und -beschaffenheit Bei praktisch alien kommunalen sowie industriellen Abwasserreinigungsprozessen bleiben die aus den Abwassem entfemten Inhaltsstoffe (mit wenigen Ausnahmen wie z.B. Stickstoff) quantitativ als Reststoffe der Reinigungsprozesse zuriick. tJblicher Weise wird unterschieden zwischen • Rechen-, Sandfang- und Siebgut, • Ole und Fette, • Klarschlamme. Demzufolge ist dieser Klarschlamm die gewollte Senke der im Abwasser enthaltenen Inhaltsstoffe. Daher gilt es, ftir die sachgerechte Auseinandersetzung mit den Aufgaben der Klarschlammbehandlung, moglichst zuverlassige Daten tiber die Klarschlammmengen und -beschaffenheiten zugrunde zu legen. Prinzipiell gilt, dass kein Klarschlamm dem anderen gleicht, auch wenn die sonstigen Rahmen- und Randbedingungen der Abwasserreinigung (gewahltes Verfahren, Struktur des Entsorgungsgebietes, Entwasserungsverfahren etc.) identisch scheinen. Aus dieser Sicht sind nachfolgend genannte Werte als Anhalt ftir den Fall zu sehen, dass konkrete Messergebnisse nicht oder noch nicht vorliegen. In DIN 4045 (1985) werden die Schlammarten, wie sie in Abhangigkeit vom Abwasserreinigungsprozess entstehen, definiert. Ein Uberblick gibt das VerfahrensflieBbild in Abb. 4.1-1. Im Folgenden wird die Menge, Art und Beschaffenheit der einzelnen Schlammstrome erlautert und auf deren Charakterisierung sowie auf die Moglichkeiten zur Behandlung eingegangen.

88

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

mechanische Reinigung

Vorklarung

Faulung

biologische Reinigung Nachklarung

Flockung

Fallung und Flockung

Entwasserung (z.B. Zentrifuge)

Abb. 4.1-1. Reststoffanfall auf einer Klaranlage in Abhangigkeit der Prozessstufen

4.1.1 Primarschlamm GemaB DIN 4045 (1985) entsteht Primarschlamm in der mechanischen Stufe einer Abwasserbehandlung. Primarschlamm ist somit ein Resultat der eingesetzten physikalischen Verfahren zur Abtrennung absetzbarer Stoffe aus dem Abwasser. Kommunaler Primarschlamm weist eine unterschiedliche, von grauschwarz iiber graubraun bis gelb variierende, Farbe auf. Er enthalt leicht erkennbare Bestandteile wie Kot, Gemtise, Obstreste, Papier, Korken, Toilettenpapier etc. und geht nach Entnahme aus dem System ohne weitere Behandlung schnell in stinkende Faulnis iiber. Die Beschaffenheit des Primarschlammes hangt in erster Linie von der Art der mechanischen Reinigung und hier insbesondere von der Verweilzeit ab. Auch ftir heutige Verhaltnisse gelten immer noch die von Sierp (ATV 1996) aufgestellten Sedimentationskurven, die in Abb. 4.1-2 dargestellt sind. Wie aus dem FlieBbild Abb. 4.1-1 ersichtlich ist, werden oftmals in der mechanischen Abwasserreinigung zwei Sedimentationseinheiten (Sandfang und Vorklarbecken) hintereinander angeordnet. Da die Sedimentation komiger sowie flockiger Abwasserinhaltsstoffe neben dem spezifischen

4.1 Klarschlammmengen und-beschaffenheit

89

Gewicht der Partikel- und der Oberflachenstmktur von den FlieBverhaltnissen abhangig ist, ist leicht nachvollziehbar, dass ein sauberer Trennschnitt zwischen Sanden und Primarschlamm durch simple Sedimentationsbecken nicht zu vollziehen ist. 7. 100 90 BO 70

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Abb. 4.1-2. Wirkung der Absetzzeit auf stadtisches Rohabwasser (ATV 1996) Insofem gilt es, den Trennschnitt zwischen diesen beiden Sedimentationseinrichtungen infolge praktisch technischer tJberlegungen festzulegen. Sandfange werden angeordnet, um vor allem die nachfolgenden technischen Einrichtungen wie Behalter, Rohrleitungen, Pumpen, Gerinne, Kanale etc. vor den negativen abrasiven Auswirkungen zu schtitzen. Insofem gilt hier die alte Faustregel: Lieber etwas Schlamm im Sandy als Sand im Schlamm! 4.1.2 Sekundarschlamm In alien kommunalen sowie in der tiberwiegenden Mehrzahl industrieller Klaranlagen ist den Anlagen zur mechanischen Abwasserreinigung mindestens eine Stufe zur biologischen Abwasserreinigung (liberwiegend zur Entfemung geloster organischer Substanzen) nachgeschaltet. Bei diesen Prozessen entsteht, unabhangig vom gewahlten Verfahren (z.B. Belebungsverfahren, Biofilteranlagen etc.), aus der Lebenstatigkeit der am Reinigungsprozess beteiligten Mikroorganismen infolge ihres Baustoffwechsels neue Zellsubstanz, die zur Erhaltung des Gleichgewichtes der biologischen Abwasserreinigung kontinuierlich bzw. chargenweise entnommen wird. GemaB DIN 4045 (1985) wird dieser, in der biologischen

90

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

Stufe durch Zuwachs gebildete Schlamm, IJberschussschlamm genannt. In der Bundesrepublik Deutschland hat sich in den letzten 60 Jahren das Belebungsverfahren weitestgehend durchgesetzt. Uberschussschlamm dieser Anlagen ist sehr viel homogener als Primarschlamm. Er weist in aller Regel eine braunliche Farbung auf und geht nach Entnahme aus dem System noch schneller als Primarschlamm in stinkende Faulnis tiber. 4.1.3 Tertiarschlamm Durch den Einsatz von Fallmitteln konnen unterschiedliche Abwasserinhaltstoffe durch eine chemische Fallungsreaktion aus kommunalen und industriellen Abwassem entnommen werden. In der kommunalen Abwasserreinigung ist dies vor allem der Tertiarschlamm aus der Phosphatfallung (in aller Regel mit Eisen- oder Aluminiumsalzen, seltener auch mit Kalk). In der industriellen Abwasserreinigung sind durchaus auch rein physikalisch-chemische Anlagen vorzufinden. In diesem Fall wird oft von „Fallschlamm" gesprochen. Da Fallungsprozesse oftmals nicht in einer gesonderten, baulich getrennten Behandlungseinheit durchgeftihrt werden, sondem ggf. gemeinsam mit der Vorklarung oder biologischen Abwasserreinigung, fallen dann Tertiarschlamme nicht getrennt, sondem im Gemisch mit Primar- oder Sekundarschlamm an. Tertiarschlamme unterscheiden sich sachbedingt als rein chemische Fallungsschlamme in ihren Eigenschaften deutlich von Primar- und Sekundarschlammen. Farbe und Beschaffenheit hangen direkt mit der entsprechenden stofflichen Reaktion zusammen. Sofem sie getrennt anfallen, sind sie in aller Regel stabil und bewirken keine gemchsmaBige Belastigung. 4.1.4 Rohschlamm Als Rohschlamme bezeichnet man Primar-, Sekundar- und Tertiarschlamme in jeder beliebigen Mischung, die auf einer Klaranlage zur Behandlung anstehen. Hierbei ist es fur die Bezeichnung nicht wesentlich, ob die Schlamme bereits einer Schlammwasserabtrennung unterworfen wurden oder nicht. Rohschlamme sind demzufolge Schlamme vor der Stabilisiemng.

4.1 Klarschlammmengen und-beschaffenheit

91

4.1.5 Stabilisierte Schlamme, Faulschlamm Als stabilisierte Schlamme werden alle Schlamme bezeichnet, die im Zuge einer geordneten Schlammbehandlung, einem Stabilisiemngsverfahren, sei es biologisch oder chemisch, unterworfen wurden. Als Faulschlamm bezeichnet man Schlamme in oder aus einer Anlage zur anaeroben Schlammstabilisierung. Gut ausgefaulter Schlamm ist infolge der Bildung von FeS in aller Regel schwarz und riecht leicht erdig, teerartig. 4.1.6 Stoffbedingte Eigenschaften von Klarschlammen Klarschlamme werden durch physikalische, chemische und mikrobiologische Parameter charakterisiert. In der Tabelle 4.1-1 sind die wichtigsten Kennwerte und ihre Zuordnung zu den angewendeten Schlammbehandlungsverfahren dargestellt. Tabelle 4.1-1. Zuordnung wichtiger Kennwerte zu Schlammbehandlungsverfahren(Bahrs 1997) in

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92

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

4.1,6,1 Bestimmung des Wassergehaltes und des TrockenriJckstandes Die Ermittlung des Trockenriickstandes geschieht durch mehrsttindiges Trocknen (erfahrungsgemaB > 24 h) einer gewonnenen Probe bei 105 °C bis zur Gewichtskonstanz (DIN 1985(2)). Der Trockennickstand bzw. Wassergehalt werden in Gewichtsprozent bezogen auf den Nassschlamm angegeben. Der Trockennickstand wird mit nachfolgender Gleichung ermittelt.

m 1- —rrirr^

L

-J

mit: mtr: Masse der getrockneten Probe inkl. Tiegelgewicht HIT: Tiegelgewicht nif: Masse der feuchten Probe inkl. Tiegelgewicht

4.1.6.2 Gliihverlust und Gluhruckstand Mit dem Gliihverlust soil der Anteil organischer Substanz im Schlamm bestimmt werden. Der mineralische Anteil - Gluhruckstand GR - wird durch Gltihen der Trockensubstanz bei 550 °C nach DIN (1985(3)) erfasst. Der organische Anteil - Gliihverlust GV - ist die Differenz der gesamten Trockensubstanz und dem Gliihriickstand. Der Gliihverlust wird als der prozentuale Anteil der organischen Trockenmasse bezogen auf die gesamte Trockenmasse angegeben.

GV =

^^-lO(l%]

mit: mtr: Masse der getrockneten Probe inkl. Tiegelgewicht mj: Tiegelgewicht mg: Masse der vergliihten Probe inkl. Tiegelgewicht Auch wenn nur ein Teil dieser organischen Substanz der Faulung zuganglich ist, stellt der organische Trockennickstand doch eine bessere KenngroBe zur Beurteilung eines Schlammes hinsichtlich der Belastung des Faulraumes dar, als der Trockenriickstand. Ferner ist mit dem Gliihverlust eine Beurteilung des Stabilisierungsgrades in der Faulung moglich.

4.1 Klarschlammmengen iind -beschaffenheit

93

4.1.6.3 pH-Wert Der pH-Wert von Schlammen aller Art sollte nur elektrometrisch mit einer Glaselektrode bestimmt werden. Die Messeinrichtung ist mit einwandfreier Pufferlosung regelmaBig zu kalibrieren. Nach Moglichkeit sollte eine frisch entnommene Probe unter Vermeidung von Luftzutritt und CO2Verlust gemessen werden. Die pH-Wert-Bestimmung mit Indikatorpapieren ist zu ungenau und wird daher nicht empfohlen (ATV 1996). Klarschlamme liegen meist im neutralen pH-Wert-Bereich. Der pH-Wert des Schlammes kann als Kontrollparameter bei der anaeroben Stabilisierung genutzt werden. 4.1.6.4 Saureverbrauch Der Saureverbrauch ist eine MaB fur die Pufferung des Schlammes gegen Sauren. Die Bestimmung dieser KenngroBe erfolgt in 100 ml des tiberstehenden bzw. filtrierten Schlammwassers, da suspendierte Carbonate die Bestimmung storen konnen. Verluste an CO2 durch hohe Turbulenzen beim Umfullen der Proben sind zu vermeiden. Angegeben wird der Verbrauch an Saure in mmol bis zum Erreichen eines pH-Wertes von 4,5 (Gesamtalkalinitat) (DIN 1996). Wahrend der Faulung steigt der Saureverbrauch durch die Zersetzung von EiweiBstoffen in u.a. HCO3 stark an. Durch den hohen Gehalt an HCOs-Puffer wird der pH-Wert stabilisiert. 4.1.6.5 Organische Sauren Die Bestimmung der niederen organischen Sauren erfolgt tiber eine Wasserdampfdestillation aus phosphorsauerer Losung und Titration des Destillats mit Natriumhydroxidlosung (DIN 1999) oder als Einzelbestimmung durch Gaschromatographie. Die organischen Sauren sind die Zwischenprodukte des anaeroben Abb aus und verbrauchen den HCO3-Puffer im Faulschlamm. Bei der weiteren Zersetzung der organischen Sauren wird dieser Puffer jedoch wieder zuriickgewonnen, so dass in Summe kaum Puffer verbraucht wird. Ist jedoch das Zusammenspiel der einzelnen Schritte des anaeroben Abbaus gestort, kann es zu einer Anreicherung von organischen Sauren und damit zur Unterbrechung des Abbauprozesses kommen. Die Konzentration von z.B. Essigsaure sollte 150 mg/1 (2,5 mmol/1) nicht tiberschreiten. Die Summe aller organischen Sauren sollte unterhalb von 5 mmol/1 liegen.

94

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

4.1.6.6 Spezifischer

Filtrationswiderstand

Der spezifische Filtrationswiderstand ist ein wichtiger Parameter zur Charakterisierung des Entwasserungsverhaltens von Schlammen insbesondere bei Filtrationsverfahren. Er ist ein MaB ftir die Fahigkeit, Wasser unter konstanten Druckverhaltnissen abzugeben. 4.1.6.7

Kompressibilitat

Die Kompressibilitat ist die Volumenanderung eines Stoffes unter Druckeinwirkungen. Bei Klarschlammen wird mit diesem Kennwert eine Aussage dariiber gemacht, wie stark der spezifische Filtrationswiderstand von den herrschenden Druckverhaltnissen abhangig ist. Je starker sich der spezifische Filtrationswiderstand bei Anderung des aufgegeben Druckes verandert, desto hoher ist die Kompressibilitat des untersuchten Klarschlammes. 4.1.6.8 Heizwert Der Heizwert von Schlammen wird auf kaloriemetrischem Wege ermittelt. Es handelt sich hier um die bei vollstandiger und vollkommener Verbrennung von 1 kg Brennstoff unter konstantem Druck nutzbare Warmemenge. Der auf die Trockensubstanz bezogene Heizwert von Klarschlammen hangt vom Gehalt der organischen Trockensubstanz ab, da nur dieser Teil der thermischen Umsetzung zuganglich ist. Der mittlere Heizwert von 100%-iger organischer Trockensubstanz betragt 23 MJ/kg. Angegeben wird meist der obere Heizwert HQ. Der untere Heizwert Hu beriicksichtigt den Energieverlust durch die Verdampfung des wahrend der Verbrennung von organischer Substanz chemisch gebildeten H2O. Der Heizwert ist dann ein relevanter Parameter, wenn der Schlamm (nach weitgehender Entwasserung) verbrannt werden soil. Tabelle 4.1-2 zeigt die Zuordnung der genannten Schlammkennwerte zu den jeweiligen Schlammarten. 4.1.7 Klarschlammmengen Wie einleitend erlautert, ist die Kenntnis der Klarschlammmengen zwingende Voraussetzung ftir die Dimensionierung von Schlammbehandlungsanlagen sowie die Planung der Logistik. Wie spater noch gezeigt wird, bildet die Auswertung langjahriger Messreihen der erforderlichen Daten die beste Grundlage ftir eine sachgerechte Beurteilung. Da jedoch oftmals derartige Messdaten nicht zur Verftigung stehen und/oder infolge zu erwar-

4.1 Klarschlammmengen und -beschaffenheit

95

tender Neuanschlusse bzw. geanderter Rahmen- und Randbedingungen seitens der Abwasserreinigung eine Prognose von Noten ist, kann der zu erwartende Klarschlammanfall aufgrund von Erfahmngswerten abgeschatzt werden. Tabelle 4.1-2. Zuordnung wichtiger Kennwerte zu den Schlammarten (Bahrs 1997) Schlammkennwert

Einheit

Rohschlamm (RS) Mischung aus Primar- und Uberschussschlamm grobe StRikUir gelb bis grau, stinkt, Schlammwasser triib

Uberschussschlamm (US)

Faulschlamm (FS) schlecht ausgefault

flockige Stmktur, braunlich. erdiger Geruch, klares Schlammwasser

zwischen Rohschlamm und gut ausgefaultem Schlamm

-

5,5 - 6,5

6,5-7,5

6,5-7,0

Faulschlamm (FS) gut ausgefault homogen. feinkomig schwarz. teerartiger Geruch, Schlammwasser klarer als RS 7,2-7,5

%

3-5

0,5-1,0

2,5-4,0

2,0-3,5

%

60-75

55-80

>55

45-55

Saureverbrauch

mval/1

10-20

<2-10

20-50

60-90

organ. Sauren

mval/1

30-60

nahe 0

10-70

< 5,0/ nur Essigsaure < 3,0

m/kg

lO'^-lO^^

lQl3,5_jQl4,5

10l3,5_iQl5

cal/g TM

3.500-4.500

3.500-5.000

> 3.500

Bereits mit den 5 Sinnen erkennbar

pH-Wert Trockenrtickstand TR Gliihver-

1 lust GV

spez. Filtrationswiderstand Heizwert

10^2'^-10'4

2.500-3.500 1

4.1.7.1 Einwohnergleichwerte fur Klarschlamme Aus der Tendenz zur Vereinfachung technischer wie auch verwaltungstechnischer Berechnungen ist als fiktive GroBe der „normierte" abwassertechnische Einwohnergleichwert entstanden. Wobei jeweils die BezugsgroBe wie z.B.:

96

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

• die einwohnerspezifische Abwassermenge, • die einwohnerspezifischen Schmutzfrachten (z.B. spezif. BSBs-Fracht) maBgebend ist. Wtinschenswert ware eine entsprechende Angabe fur Klarschlamm. Dies ist jedoch nicht ohne weiteres moglich, da insbesondere die jeweiligen Reinigungsverfahren die tatsachlich zu erwartenden und anfallenden Schlammmengen beeinflussen. Nachfolgend werden hierftir feststoffspezifische Angaben gemacht. 4AJ.2 Auswirkungen der Abwasserbelastung Fiir die Belastung hauslichen Abwassers besteht je nach den Randbedingungen fiir seine Sammlung und Ableitung eine nicht unerhebliche Bandbreite, die sich in Tages-, Wochen- und Jahresganglinien niederschlagt. Trotzdem lassen sich nach Praxiserfahrungen fiir die Inhaltsstoffe hauslichen Abwassers Mittelwerte bilden. Mit einer solchen mittleren Belastung korrespondieren die ebenfalls aus der Praxis gewonnenen Mittelwerte fiir den Klarschlammanfall. Um im Einzelfall von zutreffenden Werten auszugehen, ist daher zu priifen, ob die Voraussetzungen einer solchen mittleren Belastung oder davon wesentlich abweichende Verhaltnisse vorliegen. Eine aktuelle Zusammenstellung (Schlammliste) bei der die Zusammenhange zwischen den Betriebsbedingungen der Abwasserreinigung und den sich daraus ergebenden Daten fiir einen zu erwartenden Schlammanfall sowie die Beschaffenheit aufzeigt, hat der ATV-DVWK Fachausschuss AK-2 vorgenommen (Tabelle 4.1-3) Es wird deutlich, dass in Abhangigkeit von der jeweiligen Schlammart (Primar-, Sekundar- respektive Tertiarschlamm), den jeweiligen Betriebsbedingungen, den Reinigungszielen, der Erfordernis der zusatzlichen Kohlenstoffdosierung zur Denitrifikation sowie des gewahlten Fallmittels, drastische Unterschiede zu erwarten sind. 4.1J.3 Auswirkungen der Regenwassermitbehandlung Der Schlammanfall unterliegt in der Praxis immer einer klarwerksspezifischen statistischen Verteilung. Niederschlagsereignisse bedingen einen spiirbaren Einfluss auf die jeweils anfallenden Schlammengen, auch hier wieder klarwerksspezifisch in Abhangigkeit von den Gegebenheiten des jeweiligen Kanalisationsnetzes. Insbesondere bei Mischsystemen fiihren starkere, spiilende Regenereignisse nach langen Trockenwetterperioden zu Schwankungen in den anfallenden Klarschlammmengen. Diese Schwankungen konnen mehrere 100 % betragen.

4.1 Klarschlammmengen und-beschaffenheit

97

Tabelle 4.1-3. Rohschlammanfall und -beschaffenheit in Abhangigkeit unterschiedlicher Reinigungsverfahren und Betriebsbedingungen (ATV-DVWK 2003) Verfahren / Betiiebsbedingungen Schlammart VorklSrung: tA.vK = 0.5h'°^ VvK=1,0h^'*> tA.VK = 2.0 h ^"^ Belebungsverfahren (T = 15 °C) C-Eliminatlon (BSB5+ ggf. Denitriftkatlon) Mrs = 5 d, U.vx = 0,5 h ITS - 5 d. U.vK ~ 1,0 h ITS = 5 d, U.VK = 2.0 h tTs = 10d.tA.vK = 0.5h tTs=10d,U,vK = 1,0h tTs= 10d. tA.vK = 2,0h tTS= 1 5 d , tA,VK-0,5h tTs=15d,tA.vK- 1.0h tT5 = 15d,tA.vK = 2.0b ITS ~ 25 d (Stabilisienjngsanlage) Nitrifikation Denitrifikation infolge extemer C-Quelien Methanol (R =1,35) Ethanol (H = 1.35) EssigsSure (ft = 1.35) Btol. P-EHmination Biofilmverfahren Tropfk6rper (C-Elimination/Nitrif»kation) TauchkOrper Fliedbettreaktoren Simultanfailung (SF) Eisensalz R = 1,0:ASF«50% S = 1,0: ASF =. 1 0 0 % R = 1,5: ASF ^ 5 0 % R = 1,5; ASF =« 1 0 0 % Aluminiumsalz S = 1,0; A S F * 5 0 % S = 1,0; ASF ^ 1 0 0 % R = 1.5; ASF = 5 0 % a-1,5;ASF=>:100% 1 Flockungsfiltration (FF) 1 Eisen$al2 (ft = 1.5; ^P^ « 100 %) 1. 1a) lb) 1c) 2. 34. 5. 6. 7. 8.

Primerschlamm PS

Schiammanfall und -beschaffenheit TR-Gehaft I TR-Fracht oTRn*R I%TR| (g/(g-d)i [-] 2-8 2-8 2-8

30^> 35^> 40^>

0,67 0.67 0.67

Volumen P/(£'d)l i 1.0 1.2 1.4

Oberschussschlamm OSB

0.7 46.3'>^^ 6.7 0.75 0.7 41.r'^» 0,75 5,9 35,8'>^' 0,7 0.75 5,1 42,0 ^'^> 0,7 6,0 0.72 37,3 ^' ^' 0.72 0,7 5.3 0.7 3Z.4*^^> 0,72 4.6 39.3'>^^ 0,7 5.6 0.70 0.7 34,8''"> 0.70 5.0 30.2'^"^ 0.7 4.3 0,70 56,2'^^' 0.7 8,0 0,65 Praktisch keine OS-Mehrproduktion feststeJIbar

USDEN.ECQ

1,0 1,0 1,0 USBK>P

USBF

5.7^' 8.8'» 5,9 5' 2.75^'

> 0.95 '^ >0.95*' >0.95®' <0.05"

0,57 0.88 0,59

Schiammanfall und -beschaffenheit bei Biofilmverfahren ergibt sjch unter Berucksichtigung der jeweiligen Betriebsparameter analog zum Belebungsverfahren

FSIIschlamm USp 2,5^' 5.0 ^> 3,8'^ 7,6*' 2,0 4,0 2.95 5,90 paitschlamm OSFF

7,5

AFS- bzw. BSSs-Ffachten im Rohabwasser werden mil typischen Werten von 70 g TR/(Ed) bzw. 60 g BSB5/ (Ed) angesetzl. Typische Eliminationsraten: MPS = 43 %. ABSB5 = 16,7 % Typische Eliminationsraten; AAFS - 50 %, ABSB5 = 25,0 % Typische Eliminationsraten: AAFS = 57 %, ABSB5 = 33.3 % Bei eirwr Bemessungslemperatur von 10 *C nimmt die Qberscliusssc*ilammprDduklion urn aind 4 % zu. Bei eirwr Beme^ungstempenatur von 10 °C nimmt die ObersdiussschlammprodukUon um rund 5,5 % zu. Bei einer Bemessungslemperatur von 10 'G nimmt die Oberscfiussschlammproduklion um rund 6 % zu. Die mil extemen C-Quellen zu denitrifizierende NOS-N-Fracht AN03-N vArd mil 8 g/(Ed) angesetzt (z.B. nach volfst^ndiger Nitrifikation); bej geringeren AN03-N-Frachten vemngert sich der Ubersctiussschlammanfall anteifmaSig, Der Gehall an abfiltrierbaren Sloffen im Ablauf der Nachl^iarting wird mil TSE = 20 mg/l angesetzt. Die mit Bfo-P zu eiimtnierende P-Fracht APBIO-P wird unter BenQcKsichtigung einer P-Zulauffracht von 1.8 g/{E • d), der P-Elimination in der Vorkia/ung von ca. 0.25 g/{E'd) (t^vK = 1.0 h; P^ps = 0.7 %), der P-lnkorporation in Ot»erschussschtamm (tis = 15 d; P,,us = 1.7 %) von rund 0,59 g/<Ed), einer Abrauffrachl von 0.2 g P g/(E-d) mit 0,96 g P/(Ed) angesetzt. Die Pges-Fracht im Zulauf der bblogischen Stufe wird unter Berucksichtigung einer P-Zulauffrachl von 1.8 g/(Ed). der P-Elinoination in der VorklSrung von ca. 0,25 g/(E-d) urwJ durch Inkorporation in den biologiscJien Oberschussschlamm von rund 0.59 g/(Ed) = 1,16 g/(E-d) angesetzt.

4.1.7.4 Auswirkungen von Wasserinhaltstoffen aus Gewerbe und Industrieabwasser Nur in sehr kleinen Klarwerken fallen noch Klarschlamme ausschlieBlich hauslichen Ursprungs an. Die Entwicklung in praktisch alien groBeren

98

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

Gemeinden bringt es mit sich, dass in dem den Klarwerken zuflieBenden Abwasser fast immer Inhaltsstoffe aus Gewerbe und Industrie enthalten sind. Das AusmaB der Abweichung der Zusammensetzung des gewerblich und industriell gepragten Abwassers vom hauslichen Abwasser bestimmt die eingesetzten Reinigungsverfahren und damit Mengen und Eigenschaften der Klarschlamme. Eine Ubersicht liefert die Abb. 4.1-3. Kriterien zur Beurteilung von Menge und Zusammensetzung des Abwassers

Anteile von ungclostealcolloidalen/gelosten Inhaltsstoffen Anteile organischer und mineralischer Inhaltstoffe Anleile ungeloster sedimentierbarer Inhaltsstoffe Nahrstoffzusammensetzung und Nahrstoffgleichgewicht fiir biologische aerobe und anaerobe Prozesse Anteile anorganischer, kolloidaler und geloster Stoffe, die durch iibliche mechanische und biologische Prozesse nicht eliminierbar sind Einfluss der Abwasserinhaltsstoffe auf das Wasserbindungsvermogen der entslehenden Klarschlamme Einfluss der Abwasserinhaltsstoffe auf die rheologischen Eigenschaften der entstehenden Klarschlamme

Industrieabwasser entspricht in Menge und Zusammensetzung hauslichem Abwasser

Anwendung der gangigen Prozesse zur Abwasserreinigun g moglich

Menge und Zusammensetzung des Industrieabwassers weicht vom hauslichen Abwasser ab.

Anw^endung der gangigen Prozesse moglich, sind aber durch eine veranderte Bcmessung anzupassen

Anwendung der gangigen Prozesse nicht moglich

Anwendung der gangigen Prozesse moglich, sind aber durch eine veranderte Bemessung anzupassen zusatzliche 1 MaBnahmen \ ^ notwendig

Anwendung der gangigen Prozesse nicht moglich werden durch toxische oder andere kritische Stoffe gestort oder geschadigt

I /

Abb. 4.1-3. Auswirkung von Abwasserinhaltstoffen aus industriellem und gewerblichem Abwasser auf die angewendeten Abwasserreinigungsprozesse (Moller 1997)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme Die Behandlung kommunaler Schlamme und deren anschlieBende Beseitigung bzw. Verwertung ist ein wesentlicher Teilschritt der gesamten Abwasserreinigung. Besonders verdeutlicht wird dies durch den hohen Kostenanteil der Schlammbehandlung (ca. 30 bis 40 %) an den Gesamtkosten der Abwasserreinigung. Dabei richten sich Art und Umfang der Schlammbehandlung maBgeblich nach der spateren Verwertung bzw. Beseitigung. Flir die Beseitigung der Klarschlamme stehen grundsatzlich die Moglichkeiten einer Ruckftihrung in den Stoffkreislauf (landwirtschaftliche/landbauliche Verwertung)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

99

Oder die Ausschleusung aus dem Stoffkreislauf (Deponie) zur Verftigung. Fiir beide Beseitigungsmoglichkeiten gilt, dass nur in wenigen Ausnahmen auf eine vorherige Stabilisiemng verzichtet werden kann. Zur Verbesserung der Eigenschaften und Zusammensetzung der Klarschlamme stehen die Grundoperationen (Moller 1985) • Schlammstabilisierung, • Schlammwasserabtrennung und • Entseuchung zur Verfugung. Von besonderer Bedeutung innerhalb dieser grundlegenden BehandlungsmaBnahmen ist die Schlammstabilisierung. Ihr vorrangiges Ziel besteht in der Reduzierung organischer, geruchsbildender Inhaltsstoffe, Verringerung der Schlammfeststoffe, Verbesserung der Entwasserbarkeit und Verminderung von Krankheitserregem. In der Praxis sind hauptsachlich die biologischen Stabihsierungsverfahren in flussiger Phase von Bedeutung. Diese gliedem sich in aerobe und anaerobe Verfahren. Im vorliegenden Handbuch werden schwerpunktmaBig anaerobe Stabihsierungsverfahren behandelt. In Abb. 4.2-1 sind nach Moller die haufigsten Verfahrensketten zur Klarschlammbehandlung wiedergegeben. Es zeigt sich, dass in Abhangigkeit des endgiiltigen Verbleibs der Reststoffe unterschiedliche Verfahrensschritte von Noten sind, um zum gewtinschten Endprodukt zu gelangen. Die in Abb. 4.2-1 dargestellten Entsorgungswege sind bereits heute vom Gesetzgeber beginnend im Jahr 2005 insofem gekappt, als in Zukunft eine Deponierung von Schlammen untersagt ist, die den Anforderungskriterien der TA Siedlungsabfall (1993) (weitestgehende Reduktion des TOG bzw. der oTR auf 3 bzw. 5 %) nicht geniigen. Ungeachtet des Wegfalls der oben genannten Entsorgungsmoglichkeit durch Deponierung, behalten die in Abb. 4.2-1 genannten Verfahrensketten auch fiir die verbleibenden Entsorgungswege ihre Wichtigkeit und Berechtigung. Im Weiteren werden die Grundoperationen Klarschlammstabilisierung, Klarschlammentseuchung sowie Schlammwasserabtrennung behandelt. Eine Miteinbeziehung der thermischen Verfahren (Klarschlammtrocknung, Klarschlammverbrennung, thermische Sonderverfahren) findet im Rahmen dieses Handbuches nicht statt, da dies den Rahmen sprengen wiirde. Daftir sind zur Vervollstandigung der Befassung mit dem Thema Klarschlammbehandlung neue Ansatze im Bereich der Klarschlammdesintegration und Wertstoffruckgewinnung sowie erganzend Angaben liber die zu erwartende Klaranlagenrtickbelastung aus der Schlammbehandlung inklusive der Moglichkeiten ihrer Handhabung enthalten.

100

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm Rohschlamm

I

"1 r

Entseuchen (Pasteurisieren u.a.)

I

I

Entseuchen (Pasteurisieren u.a.) Biologische Stabilisierung anaerob (a) oder aerob (b) I I I" I I I

I

I Eindicken mitoderohne Vorkonditionieren I I I I I I I Konditionieren

I

I

I

I,

IZE

Kompost. (m.odero. Mull.)

INachbehandl. Entseuchung d. IKalkzug.

I

•^

Veraschen

Nachbe-

Nachbehandl. Verfesti-

Verfestigung

(2)(p(4)(5)(x)(X)(p® Abgabe an Landbau

Deponie

Abg. an Landbau

Deponie

Abgabe an Landbau

Abb. 4.2-1. Verfahrensketten zur Behandlung von Klarschlamm (Moller 1985)

4.2.1 Schlammstabilisierung 4.2.1,1 Stabilisierungskriten'en In DIN 4045 (1985) wird ein Schlamm dann als "stabilisiert" bezeichnet, wenn durch eine entsprechende Behandlung mindestens eines der beiden Hauptziele der Schlammstabilisierung erreicht ist. Diese Hauptziele sind eine weitgehende Verringerung von geruchsbildenden Inhaltsstoffen und die Reduzierung organischer Schlammbestandteile. Die quantitative Beurteilung von Verlauf und Ergebnis der Klarschlammstabilisierung erfolgt anhand von Stabilisierungskennwerten. In der betrieblichen Praxis und bei der ingenieurmaBigen Bearbeitung von Schlammstabilisierungsanlagen v^erden Stabilisierungskriterien fiir folgende Zwecke benotigt: • • • •

Erfolgskontrolle (Ergebniskontrolle), Betriebskontrolle (z.B. zum Erkennen von Storungen), Bemessungsparameter (zur Bemessung der Reaktoren), Vergleichsparameter (z.B. bei der Auswahl eines Stabilisierungsverfahrens) (Dichtl 1985)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

101

Bei der Formulierung von Stabilisierungskriterien ist jedoch eine Vielzahl von Randbedingungen zu beachten, so dass das Ziel, einen allgemeingtiltigen, trennscharfen, gut und schnell zu ermittelnden, reproduzierbaren, reprasentativen Kennwert zu definieren, bis heute noch nicht erreicht ist. Schon allein die verschiedenartige Zusammensetzung der zu behandelnden Schlamme und der Einsatz sehr unterschiedlicher Stabilisiemngsverfahren machen es vermutlich unmoglich, einen einzigen, alles umfassenden Stabilisiemngskennwert festzulegen. Daher sollten zur Beurteilung des Stabilisierungsergebnisses mehrere Kennwerte herangezogen werden (Dichtl 1985). Im Einzelfall wird das angestrebte Stabilisierungsziel maBgeblich durch die spatere Schlammverwertung bzw. -beseitigung gepragt. 4.2-1 zeigt erforderliche Stabilisierungsgrade ftir verschiedene Schlammbeseitigungsarten. Tabelle 4.2-1. Erforderlicher Stabilisierungsgrad in Abhangigkeit von der Art der Beseitigung (Dichtl 1985) Art der Beseitigung

Erforderlicher Stabilisierungsgrad

Landwirtschaft und Landbau im fltissigen Zustand, Schlammteiche

voll stabilisiert

Landwirtschaft und Landbau im entwasserten Zustand

bedingt stabilisiert

Deponie im entwasserten Zustand

bedingt bis teilstabilisiert

Deponie nach Verbrennung

teilstabilisiert

+

^r

•"

Tabelle 4.2-1 lasst jedoch die Frage offen, wann ein Schlamm als „voll stabilisiert" bzw. „teilstabilisiert" einzuschatzen ist. In der Vergangenheit wurden tiber 50 verschiedene Stabilisierungskriterien vorgeschlagen. Dichtl (1985) hat anhand einer Literaturauswertung die verschiedensten Kriterien tabellarisch zusammengefasst und beztiglich ihrer Aussagekraft beurteilt. In den Tabellen 4.2-2 und 4.2-3 sind lediglich Kriterien mit sehr guter Aussagekraft bzw. brauchbare Parameter aufgeftihrt und nach Art der Stabilisierung (aerob bzw. anaerob) getrennt dargestellt. Da fur den Geltungsbereich der Kennwerte in der Literatur nur in seltenen Fallen Grenzen, nach denen die Schlamme als stabil eingeschatzt werden konnen, angegeben werden, konnte Dichtl keine abgestufte Angabe des erforderlichen

102

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Stabilisierungsgrades in Abhangigkeit von der weiteren Schlammbehandlung und -beseitigung treffen. Tabelle 4.2-2. Kennwerte zur Beurteilung des Stabilisierungsgrades aerob behandelter Klarschlamme (nach Dichtl 1985) Quantifizierimg

Bewertung der Aussagekraft +

iNr.

Bezeichnung

1

Abnahme des rel. Feststoffgltihverlustes

2

C-Gehalt im Feststoff

Endwert 40 % Abnahme + 29,3%beiT=10°C 44,3 % bei T =20 °C 49,3 % bei T -30 °C

3 4

BSB5 / CSB BSB5/ org. C.

< 0,10 (< 0,15)

-

++ ++

5

BSB5/C

-

++

6 7 8

Faulnisfahigkeit Leitorganismen Schlammbelastung

siehe DEV H 22

+ + +

9

Schlammalter x Stab. -Temp.

10

Atmungsakt./ oTR

11

Atmungsaktivitat

12

13

25,6%beiT=10°C 38,0%beiT=20°C 43,6%beiT=30°C

0,05-0,10 kg BSB5 /(kgTS-d)

+

+ 0,12kgO2/(kgoTS-d) 0,10kg 02/(kgoTS-d) 0,0012-0,0024 kg 02/(kg oTS • d)

0,05 kg 02/(kg oTS • d) + 0,072kg 02/(kg oTS • d) ++ Reduktasen- Aktivi- Formazanbildung <10mg/goTS tat (TTC) teilstabihsiert < 5mg/goTS voUstabiUsiert ++ Rotfarbung nach TTC-Test 30', 40', 60' > 60' vollstabihsiert 35'-50'teilstabihsiert

Bemerkung

Quantifizierung anhand von Untersuchungen mit ausschheBhch Primarschlamm (Behandlungszeit tA = 32 Tage) Quantifizierung ftir aerobe Schlamme dargestelk untere Werte gehen flir Stabihsationszeit == 32 Tage ahnhch 3, jedoch weniger Erfahmng ahnhch 3, jedoch weniger Erfahmng Miheuwechsel auf Grund vieler Erfahmngen brauchbar wird als Bemessungsparameter verwendet Unterschiede in der Quantifizierung teilweise auf Grund verschied. Messverfahren besser 10 verwenden

Schnehtest zu 12 fur Vorortbetrieb geeignet

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme 14

TPF + HsS-Bildimg

< 3 mg TPF/g oTS + kein H2S innerhalb 1 Woche

103

+

++ sehr gute Aussagekraft + brauchbarer Parameter Tabelle 4.2-3. Kennwerte zur Beurteilung des Stabilisierungsgrades anaerob behandelter Klarschlamme (Dichd 1985) Nr.

Bezeichnung

1

Gltihverlust GV

2

GV/GR

3

Techn. Abbaugrad org. Stoffe

4

Abbaugrad (tiberschlagige Feststoffbilanziemng)

Quantifiziemng

Bewertung der Aussagekraft +

45 ± 5 % < 45 % + 45 ± 5 % 55 ± 5 % + RTo=- 1,37 0 = 3 2 % 0 = %-Gehalt org. Stoffe im Rohschlamm

100 r

100-TS,e^

TS„, t

100-TS„pJ

+

TSoB>TSoF TS,3 t TSJ < 0,10 (< 0,15)

-

+ +

BSB5 / C

-

+

8

Gehalt an organ. Sauren

++

9

Faulnisfahigkeit

als Essigsaure < lOOmg/1 < 300 bis 500 mg/1 siehe DEV H 22

5 6

BSB5 / CSB BSB5 / org. C

7

Bemerkung

Formel in der dargestellten Art gilt nur fur T - 32 °C: bei anderen Temperaturen Modifikation durch Faktoren als Betriebskontrollparameter vorgeschlagen (Schnellmethode)

ahnlich 5 jedoch weniger Erfahrung ahnlich 5 jedoch weniger Erfahrung

+

++ sehr gute Aussagekraft + brauchbarer Parameter

4.2. f. 2 Verfahren der Schlammstabilisierung a) Einstufige anaerobe Schlammstabilisierung Grundkennzeichen der einstufigen anaeroben Schlammstabilisierung ist, dass der gesamte Ausfaulungsprozess in nur einem Anaerobreaktor erfolgt. Sind aufgrund eines hohen Schlammanfalls mehrere Reaktoren erforderlich, so werden diese in der Regel einstufig parallel betrieben. Historisch

104

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

betrachtet sind gmndsatzlich drei Reaktoitypen beziehungsweise Faulbehaltertypen zu unterscheiden. • Durchflossener Faulbehalter: Faulbehalter, der gleichzeitig zum Faulen und Absetzen dient. • Offener Faulbehalter: unter Verzicht auf Beheizung und teilweise auch auf Faulgasgewinnung (DIN 1985). • Geschlossener Faulbehalter: Faulbehalter mit den Moglichkeiten der Faulgasgewinnung und der Beheizung. Sowohl „durchflossene Faulbehalter" als auch „offene Faulbehalter" sind heute nicht mehr ublich und werden daher im Weiteren nicht naher behandelt. Auffalliges Kennzeichen von Abwasserreinigungsanlagen mit anaerober Schlammstabilisierung sind heute ein oder mehrere meist iiber Gelandeniveau erstellte zylindrische, eiformige oder Kegel-Zylinder-Kegelformige "Geschlossene Faulbehalter" aus Stahl, Stahlbeton oder Spannbeton. Unabhangig von der Behalterform weisen derartige Faulbehalter folgende gemeinsame Merkmale auf: • geschlossene Bauweise zur gezielten Faulgasableitung, • maschinentechnische Einrichtungen zur Faulraumumwalzung und Schwimmdeckenzerstorung, • Einrichtungen zur Faulschlammaufheizung beziehungsweise zur Faulraumbeheizung. In Abb 4.2-2 ist ein „geschlossener Faulbehalter" mit den wichtigsten Betriebseinrichtungen dargestellt. Da die geschlossene Bauform in einstufiger mesophiler Betriebsweise der heute in der Praxis am weitesten verbreitete Anlagentyp ist, spricht man bei dieser Verfahrensfiihrung auch vom „konventionellen Faulverfahren" und von ,J<:onventionellen Faulbehaltem". Die oben genannten Formen haben sich zum einen aus den prozesstechnischen Rahmen- und Randbedingungen, zum anderen aus bautechnischen Erfordemissen im Laufe der letzten Jahrzehnte herauskristallisiert. Wahrend frliher vor allem auf kleinen und mittleren Klaranlagen geschlossenen Schlammfaulraumen mehrere Funktionen gleichzeitig zugewiesen wurden (Triibwasserabtrennung, Schlammstabilisierung, Schlammeindickung), werden heute Faulbehalter nahezu ausnahmslos reaktormaBig, d.h. voUdurchmischt, betrieben. Zur Handhabung, d.h. zur Entnahme anfallender Schwimmdecken in geschlossenen Behaltem ist es erforderlich, die Oberflache der Behalter moghchst klein zu gestalten, so dass auftretende

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

105

Schwimmdecken an dieser Stelle entweder zerstort oder gezielt entnommen werden konnen. Aus dieser Forderung leitet sich die Gestaltung in Deutschland tiblicher eiformiger sowie Kegel-Zylinder-kegelformiger Faulbehalter ab. Da die standige Durchmischung der Klarschlammsuspension prozessbedingt zwingend erforderlich ist und groBere Ablagerungen unerwiinscht sind, bietet sich daher im unteren Bereich von Schlammfaulbehaltem ebenfalls eine kegelformige Gestaltung an, was letztendlich ftir die beiden vorgenannten Faulbehaltertypen das Entwicklungskriterium war und ist. Ab einer gewissen BehaltergroBe (ca. 3.500 m^) weicht die in Deutschland klassische Faulbehalterform Kegel-Zylinder-Kegel auf Grundlage der statischen Erfordemisse bau- und kostentechnische Nachteile gegentiber einer eiformigen Gestaltung auf, was letztendlich zu deren Entwicklung geftihrt hat. Deutlich preiswerter sind jedoch zylinderformige Behalter die jedoch im Bereich von Schwimmdecken und Ablagerungen formbedingt Nachteile aufweisen. Biogas

Gashaube mit Sicherheitsvarlage

Abb. 4.2-2. Konventionelle Faulbehalter mit Betriebseinrichtungen Reaktordurchmischung Grundlage fiir einen guten anaeroben Abbau der organischen Schlamminhaltsstoffe ist eine ausreichende Durchmischung des Reaktorinhalts, so dass einerseits ein intensiver Stoffaustausch zwischen aktiver Biomasse und Substrat moglich ist und andererseits die biochemische Symbiose der

106

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

abbauenden Bakterienpopulationen nicht gestort wird. Daneben ist es Aufgabe der Durchmischungseinrichtung einer Schwimmdeckenbildung entgegen zu wirken und die Ablagemng von Suspensa im Reaktionsraum zu vermeiden. Die praktischen Erfahrungen beztiglich Intensitat und Dauer der Durchmischung sind widerspriichhch. So ist z.B. die Frage, ob eine kontinuierhche oder intermittierende Umwalzung zu wahlen ist, nicht eindeutig zu klaren. Generell werden zur Umwalzung groBtechnischer Faulanlagen folgende drei Verfahren eingesetzt: • hydraulische Umwalzung durch Pumpen, • mechanische Umwalzung durch Rtihr- und Mischwerke, Schraubenschaufler, • Umwalzung durch Gaseinpressung. Von besonderem Vorteil ist eine Durchmischung des Behalterinhaltes in vertikaler Richtung von unten nach oben. Dadurch wird sowohl das Aufsteigen der Gasblasen sowie einer vorhandenen Warmestromung unterstiitzt, als auch jegliche Schichtenbildung vermieden. Eine derartige Durchmischung kann durch Schraubenschaufler, durch Einpressen von Faulgas mittels Einpresslanzen oder Mammutpumpen (Bubble Guns) oder durch Umpumpen mit auBenliegenden Schlammpumpen erfolgen. Diese Systeme konnen einzeln angewendet werden. Kombinationen sind jedoch moglich und sinnvoll. Dabei ist jedoch darauf zu achten, dass die enge thermodynamische Symbiose zwischen acetogenen und methanogenen Bakterien, die mit einem engen raumlichen Kontakt notwendig verbunden ist, durch zu starke Turbulenzen und Scherkrafte nicht beeintrachtigt wird. Somit ergibt sich die divergierende Forderung nach einer schonenden und dennoch intensiven Durchmischung. Zur Bemessung der genannten Verfahren existieren keine einheitlichen Bemessungshinweise. Vielmehr basiert in der Praxis die Bemessung der Umwalzeinrichtung flir Faulbehalter auf den bisher vorliegenden Erfahrungen mit dem jeweiligen Umwalzsystem. Dennoch werden zum Vergleich der verschiedenen Umwalzverfahren folgende GroBen verwendet: • Leistungseintrag pro m^ Reaktorvolumen (W/m^), • Anzahl der theoretischen Reaktorumwalzungen pro Tag. Zum Vergleich der Leistungsfahigkeit der verschiedenen Umwalzverfahren hat Beckereit (1987) aus der Literatur bekannte Bemessungswerte zusammengetragen und deren mathematischen Zusammenhang zwischen dem spezifischen Umwalzenergieeintrag und Reaktorvolumen in Form von Kurven dargesteUt (Abb. 4.2-3 bis 4.2-5).

4.2 Behandkmg kommunaler Schlamme spezifischer

25

20

15

10

Energlee^ntrag

107

<W/m**3)

1 ^

iJ °

I>

i\ 1

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\

0

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0

750

1500 2250 3000 3750 4500 5250 GOOD 6750 7500 8250 BehaItGPvotumen (m**3) Abb. 4.2-3. Spezifischer Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvoliimen fur auBenliegende Pumpen (Beckereit 1987) spezifischer

EnergleeIntrag

(W/m**3)

25

20

15

10

0

750

1500

2250

3000

3750

4500

5250

6000

6750

75O0

BehaItervolumen

8250

<m**3)

Abb. 4.2-4. Spezifischer Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvolumen fur Ruhr- und Mischwerke (Beckereit 1987)

108

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

s p e z i f l s c h e r EnergLee I n t r a g

]

(W/m**3)

1 °

25

\ 20

\

0

15

\ 10

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0

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0

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0 "

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i}

0

3______^__j

750

1500

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3000

]

3750

4500

525Q

SOOQ

6750

75Q0

B e h a l t e r v o lumen

8250

(m'***3)

Abb. 4.2-5. Speziflscher Umwalzenergieeintrag in Abhangigkeit vom Reaktorvolumen fiir Gaseinpressung (Beckereit 1987) Nach Beckereit konnen die dargestellten Funktionen als Hinweis auf einen moglichen Bemessungsansatz fiir spezifische Leistungsbedarfswerte dienen. Fiir die Berechnung der zu installierenden Leistung mtissen die Funktionsgleichungen noch durch cos cp, der groBenordnungsmaBig zwischen 0,6 und 0,8 anzusetzen ist, dividiert werden. Weiterhin sind bei der Bemessung untypische Randbedingungen, wie z.B. ungiinstige Behalterform, schlechte rheologische Schlammeigenschaften etc. zu beriicksichtigen und gegebenenfalls Zuschlage anzusetzen. Fiir den Betrieb einer Faulanlage ist jedoch nicht nur eine ausreichende Dimensionierung der Umwalzaggregate an sich, sondem auch die Intensitat der Durchmischung, ausgedriickt in Anzahl der theoretischen Reaktorumwalzungen pro Tag, von Bedeutung. Analog zum erforderlichen Leistungseintrag (W/m^) finden sich auch iiber diese GroBe unterschiedliche Angaben in der Literatur. Grundsatzlich sollte die Umwalzeinrichtung fur einen kontinuierlichen Betrieb ausgelegt werden. Unter Beriicksichtigung spaterer Betriebserfahrungen kann gegebenenfalls eine Umstellung auf energiesparenden, intermittierenden Betrieb moglich sein. Die Angabe von konkreten Zahlenwerten fiir theoretische Reaktorumwalzungen pro Tag ist in aller Regel fiir Mischsysteme mit auBenliegenden Pumpen und einer entsprechenden Messung mittels MID aus praktischen Ergebnissen leicht ableitbar. Schon bei den in der Bundesrepublik Deutschland fiir GroBbehalter haufig eingesetzten Schraubenschaufiern (im Behalter liegend) ist dies in Folge messtechnischer Probleme meist

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

109

nicht moghch. Lediglich eine Schlammfaulungsanlage in der BundesrepubHk Deutschland (Klarwerk Bonn Salierweg) ist im Bereich der Schraubenschaufler mit einem MID ausgeriistet, so dass hieriiber eine Ermittlung der Volumenstrome und somit der theoretischen taglichen Reaktorumwalzung moghch ist. Bei Systemen mit Gaseinpressung oder einfachen Rtihrwerken lassen sich systembedingt keine Zahlen angeben. Vereinfachend kann ftir tiberschlagige Vorplanung von folgenden Werten ausgegangen werden: • Schraubenschaufler: Theoretische Reaktorumwalzung 5-20 mal/Tag, • AuBenhegende Umwalzpumpen: Theoretische Reaktorumwalzung 2 - 4 mal/Tag, • Gaseinpressung: Anschlussleistung der Verdichter 5 - 1 0 W/m^ Reaktorvolumen, • Rtihrwerke: Anschlussleistung 2 - 6 W/m? Reaktorvolumen. Wie diese vereinfachten Ansatze zeigen, ist offensichtlich die Qualitat der Reaktordurchmischung in der betrieblichen Praxis ausgesprochen unterschiedlich. Es wird deutlich, dass die Umwalzung der Reaktoren lediglich ein Faktor fur den geordneten Prozessablauf der Schlammfaulung ist und somit mit all den anderen Faktoren gemeinsam die Qualitat des Prozesses bestimmt. Nicht zu vergessen ist, dass heute tiblicherweise zum Zwecke der Faulraumbeheizung sowie Rohschlammaufheizung auBenliegende Umwalzpumpen mit auBenliegenden Warmetauschem Verwendung finden, tiblicherweise sind auch diese Systeme auf eine GroBenordnung von bis zu 2-maligem taglichen Schlammdurchsatz des Gesamtvolumens ausgelegt. Diese Umwalzschlammmengen dienen nattirlich nicht nur der Schlammaufheizung, sondem sind zu den vorgenannten Ansatzen ftir die Faulraumumwalzung zuzurechnen. Das in Abb. 4.2-2 dargestellte System der Gaseinpressung mit einem innenliegenden Steigrohr (Mammutpumpe) weist gegentiber den in aller Regel bei GroBbehaltem verwendeten Schraubenschauflern den Nachteil auf, dass lediglich eine Betriebsrichtung von unten nach oben realisierbar ist. Darliber hinaus untersttitzen Gaseinpressungen jedweder Art die Schaumbildung in Behaltem, so fern diese originar als Resultat der Schlammqualitat respektive des Prozesses gegeben ist. Demgegentiber kann mit Hilfe von Schraubenschauflern vor allem im Reversierbetrieb oftmals sogar eine Schaumdecke betrieblich sicher gehandhabt werden. Reaktorheizung Von wesentlicher Bedeutung ftir einen intensiven Faulbetrieb ist die Gewahrleistung einer innerhalb des gesamten Faulraumes moglichst konstan-

110

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

ten Temperatur. Konventionelle Faulanlagen arbeiten vorzugsweise im mesophilen Temperaturbereich bei 30 bis 37 °C, wobei die einmal eingestellte Temperatur nicht verandert werden sollte, da die mesophilen Bakterien durch Temperaturandemngen in ihrer Leistungsfahigkeit beeintrachtigt werden (ATV 1983). Des Weiteren sollte der Rohschlamm bereits vor der Beschickung auf die Faulraumtemperatur erwarmt werden, um die Entstehung ortlicher Kaltenester im Reaktor zu vermeiden. Im modemen Faulbetrieb sind grundsatzlich zwei Verfahren zur Ubertragung der erforderlichen Warmemenge auf den Schlamm zu unterscheiden: • direkte Eintragung der erforderlichen Warmemenge in Form von Wasserdampf, • indirekte Ubertragung auf den Schlamm mittels Warmetauscher (Stahlbaueretal. 1982). Bei direktem Dampfeintrag mittels einer Niederdruck-Dampfdtise (Injektor) wird der Dampf direkt in den Rohschlamm- und/ oder Umwalzkreislauf eingespeist. Dabei wird die der Dampftemperatur entsprechende Warme oberhalb des Siedepunktes, die Verdampfungswarme bei der Kondensation, sowie die aus dem Kondenswasser abgegebene Warmemenge bis zum Erreichen der Schlammtemperatur abgegeben. Bereits diese Beschreibung der Verfahrenstechnik zeigt auf, dass neben dem Vorteil der gezielten Temperaturregelung des Behalterinhaltes auch systemimmanente Nachteile bestehen. Diese sind: • ortliche Uberhitzung von Schlammbestandteilen beim Kontakt von Faulschlamm mit HeiBdampf (Entseuchung) einhergehend mit einer Verminderung der Leistungsfahigkeit des Gesamtprozesses • Verdiinnung des Schlammes durch die Kondensatwassermengen • Erfordemis der standigen Aufbereitung von Kesselspeisewasser Aus diesen Griinden hat sich in den letzten Jahren die indirekte LFbertragung von Warme auf den Schlamm mittels Warmetauschern durchgesetzt. Hierzu warden die unterschiedlichsten Systeme wie z.B. Eintauchheizrohre (ftir kleine Anlagen), Rohrmantelwarmetauscher, Rohrschlangenwarmetauscher, Spiralwarmetauscher, auBenliegende Heizzylinder etc. realisiert, wobei bis auf wenige Ausnahmefalle, Rohrmantelwarmetauscher ftir den robusten Betrieb auf unseren Klaranlagen, ihre Leistungsfahigkeit nachgewiesen haben. Bei diesen Doppelrohrwarmetauschern wird das Innenrohr mit Faulschlamm das AuBenrohr mit Heizwasser beaufschlagt, so dass im schlammdurchstromten Rohr Einbauten nicht von Noten sind.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

111

Dartiber hinaus konnen durch diese Technik auftretende Verkrustungen sowohl chemisch als auch mechanisch bekampft werden. Ftir die Dimensionierung von Doppelrohrwarmetauschem konnen folgende Eckwerte angesetzt werden: • Mindestdurchmesser ftir schlammdurchstromte Rohre: DN 60 • Stromungsgeschwindigkeiten in schlammdurchstromten Rohren: 1,01,5 m/s • Stromungsgeschwindigkeiten in warmwasserdurchstromten Rohren: 0,5-2 m/s • Warmedurchgangszahl fiir wasserdurchstromte Rohre: 4 0 0 1.000 kJ/(m2-h-K) Rechnerisch werden die Warmetauscher dann in aller Regel auf ftir Heizungssysteme tibliche Vor- und Rticklauftemperaturen (90 bzw. 70 °C) ausgelegt. In Folge der in aller Regel vorhandenen warmeseitigen Einbindung von Heizkesseln und Blockheizkraftwerken fiihrt dies ftir den Betrieb zu einem Temperatumiveau von 80 bis 85 °C im Heizwasservorlauf und 60 bis 65 °C im Heizwasserriicklauf. Die erforderhche Heizwassermenge kann dann tiberschlagig, wie im folgenden Beispiel gezeigt, ermittelt werden: Beispiel (Uberschlagsberechnung) Faulbehaltervolumen 5.000 m^ Hydraulische Aufenthaltszeit (ta) 20 d Rohschlammtemperatur 8°C Faulraumtemperatur 37 °C Abstrahlverluste des Faulbehalters 1.000 kJ/(m3-d) erforderliche Energie um 1 1 Wasserum 1 °C zu erwarmen lkcal = 4,19kJ 1. Warmebedarf der Faulstufe: • Rohschlammerwarmung 5.000: 20 = 250 mVd 250-4,19(37-8) • Abstrahlverluste • 5.000 m^- l,0MJ/m3-d • Warmebedarf

= 30.380 MJ/d = 5.000 MJ/d 35.380 MJ/d

2. spezifischer Warmegehalt, Heizwasser: 85-65

20 K

20 K - 4 , 1 9

(LK)

= 83,8 MJ/m^

112

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

3. Gesamtheizwasserbedarf: 35.380 : 83,8

= 422 mVa bzw. 17,6 mVh

Reaktorbeschickung Bei der Beschickung von Anaerobreaktoren mit Rohschlamm ist auf eine intensive Vermischung des zugeftihrten Schlammes mit dem Faulschlamm im Reaktor zu achten. Daher wird in der Praxis der zuzufuhrende Rohschlamm i.d.R. vor der Beschickung geimpft, d.h. heiBt, der Rohschlamm wird mit biologisch aktivem Faulschlamm entweder in einem speziellen Umwalzkreislauf oder tiblicherweise in den Heizkreislauf vor Eintritt in den Warmetauscher zugemischt. Als Mischeinrichtung werden injektorartig ausgebildete Mischdiisen oder verschiedenartige Mischkammersysteme verwendet. Auf diese Weise wird bereits vor dem Eintritt in den Faulbehalter ein intensiver Kontakt zwischen dem zugeftihrten Substrat und der aktiven Biomasse hergestellt, so dass die anaeroben Abbauvorgange direkt in Gang gesetzt werden. Das Mischungsverhaltnis von Rohschlamm zu Impfschlamm sollte mindestens 1:1 bis 1:4 betragen. Je hoher der Impfschlammanteil ist, umso schneller setzen die biologischen Reaktionen ein (ATV 1983) (Roediger 1967). Die giinstigste Form der Faulraumbeschickung ist die kontinuierliche Rohschlammbeschickung, da bei dieser Betriebsform der Faulraum iiber den gesamten Tag gleichmaBig belastet wird. Im Gegensatz dazu ftihrt eine Beschickung in Tageschargen zu einer erheblichen Spitzenbelastung und damit zu kurzfristigen, mehr oder weniger stark ausgepragten Storungen des Faulprozesses. Da der Klarwerksbetrieb haufig eine kontinuierliche Faulraumbeschickung nicht zulasst, sollte eine quasi kontinuierliche Beschickungsform, d.h. heiBt, Rohschlammzuftihmng mehrmals taglich in kleinen Chargen, angestrebt werden. Die Entnahme ausgefaulten Schlammes aus dem Faulraum, kann wahrend der Beschickung durch Verdrangung erfolgen. Hierbei ist zu beachten, dass Kurzschlussstromungen vermieden werden. In Faulbehaltem alter Konzeption wurde durch Schaffung eines Eindickraumes im Bereich der Behaltersohle sowie durch zeitweise Unterbrechung der Durchmischung versucht, den Faulschlamm durch Absetzen einzudicken und das iiberstehende Faulwasser abzuziehen. Infolge der starken Gasentwicklung wurde der Eindickprozess jedoch deutlich beeintrachtigt, so dass die Bezeichnung Faulwasser nicht gerechtfertigt war. Eher handelte es sich um einen ausgesprochenen Dtinnschlamm. Nach dem weiterentwickelten technologischen Verstandnis ist der Faulbehalter heute als volldurchmischter, homogener Bioreaktor zu verstehen, dessen Primaraufgabe der Abbau organischer Substanzen ist. Daher sollte die Durchmi-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamine

113

schung des Reaktorinhalts kontinuierlich erfolgen. Die Trennung von Feststoffen und Schlammwasser sollte in nachgeschalteten, unbeheizten Nacheindickem erfolgen. Einfahrphase Bevor ein Faulraum betriebsfahig ist und einen prozessstabilen Abbau des zugeftihrten Rohschlammes gewahrleistet, muss eine gentigend hohe Konzentration aktiver Biomasse im Reaktor vorhanden sein. Daher muss ein neu anzufahrender Faulraum zunachst in einer Einfahrphase schrittweise an den endgtiltigen Belastungszustand herangefiihrt werden. Ebenso wie fiir den eingefahrenen Faulraum sind wahrend der Einfahrphase alle Randbedingungen ftir einen intensivierten Betrieb einzuhalten, d.h. intensive Durchmischung, konstante Faulraumtemperatur und Beschickung in kleinen Chargen. Das Einfahren eines Anaerobreaktors erfolgt in den Schritten: • • • •

Erstbefiillung, Auflheizung, Impfung, Rohschlammbeschickung.

Erstbefiillung Zur Erstbefiillung des Faulbehalters wird Betriebswasser oder von Grobstoffen (Holz, Plastik etc.) befreites Abwasser verwendet. Eine vollstandige Beflillung ist erforderlich, well die Bildung eines explosionsgefahrlichen Gas-Luft-Gemisches im Faulraum vermieden werden muss und dariiber hinaus Mischsysteme wie z.B. Schraubenschaufler und je nach konstruktiver Anordnung auch die Umwalzsysteme fur eine auBenliegende Faulraumheizung nur bei Vollftillung einsatzfahig sind. Vorteilhaft ist die Verwendung schwach alkalischen Wassers im Bereich von pH 7,0 bis 7,5. Zu Beginn der anaeroben Umsetzungsprozesse erfolgt zunachst eine Versauerung, also eine pH-Wert-Absenkung, was bei der Verwendung von Wasser mit niedrigen pH-Werten oftmals die Zugabe von Alkali zur pHWert-Anhebung erfordert. Aufheizung Nach der Erstbefiillung wird der Faulbehalterinhalt auf die im Endbetriebszustand vorgesehene Temperatur aufgeheizt. Im Normalfall ist eine Temperatur von 36 bis 37 °C anzustreben. Bereits in dieser Phase muss die Funktionsfahigkeit der Faulraumbeheizung und der Faulraumdurchmischung gegeben sein.

114

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Impfung Hat der Faulraum die angestrebte Betriebstemperatur erreicht, kann mit der ersten Beschickung begonnen werden. Als Beschickungsmaterial sollte zunachst nur gut adaptierter Faulschlamm (Impfschlamm) aus einem Faulraum mit moglichst gleichem Temperaturniveau wie der einzufahrende Reaktor Verwendung finden. Je mehr Impfschlamm zugefuhrt wird, umso schneller ist der Faulbehalter eingefahren und betriebsbereit. Die Abhangigkeit der Einfahrzeit eines Faulraumes von der Impfschlammzugabe verdeutlicht Abb. 4.2-6. Sollte kein Impfschlamm zur Verftigung stehen, muss direkt mit der Rohschlammbeschickung begonnen werden. Hier empfiehlt sich die Zugabe sehr kleiner Chargen. Eine genaue Kontrolle des Faulbehalterzustandes tiber entsprechende Kontrollparameter wie Konzentration an organischen Sauren, Faulgaszusammensetzung und pH-Wert sind unerlasslich, will man der Gefahr des Ubergangs des Faulprozesses in die saure Garung vorbeugen. Rohschlammbeschickung Annen (1959) empfiehlt mit einer taglichen Rohschlammzugabe von 150 bis 200 g oTS/m^ Faulrauminhalt, das entspricht etwa einem Zehntel der Normalbelastung - bei einem gut angeimpften Faulraum - zu beginnen. Die Beschickung wird dann stufenweise erhoht, wobei jede Stufe solange beizuhalten ist, bis ein stabiler Betriebszustand erreicht wird und sich die Methanbildung durchgesetzt hat. Dies ist insbesondere an der Gaszusammensetzung zu beobachten, die einen sich verschlechtemden Prozessablauf durch einen C02-Anstieg signalisiert. In solchen Fallen muss direkt durch eine Rticknahme der Beschickung reagiert werden. Bis zum Erreichen der vollen Leistungsfahigkeit eines Faulbehalters ist, je nach Menge und Qualitat des eingesetzten Impfmaterials, mit einer Einfahrzeit von 20 Tagen bis zu 6 Monaten zu rechnen. Wahrend der gesamten Einfahrphase ist der Zustand des Faulprozesses durch geeignete Kontrollparameter zu uberpriifen. Dazu zahlen: • • • •

Bestimmung der organischen Sauren, pH-Wert-Messung, Ermittlung der produzierten Gasmenge und -zusammensetzung, Bestimmung der Trockensubstanz und des Gltihverlustes im Rohschlamm und im Faulschlamm.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

115

Gasentwicklung

100

120 Tage

Abb. 4.2-6. Verlauf der Gasentwicklung wahrend der Einfahrzeit (35 °C) bei unterschiedlichen Impfschlammzugaben (Annen 1959) Bei einem gut eingefahrenen Faulraum liegt die Konzentration der organischen Sauren im Faulschlamm bei etwa 100 bis max. 300 mg/1. Wahrend der Einfahrzeit sind Werte von 1.000 bis 1.500 mg/1 durchaus normal. Werden Konzentrationen von 1.500 bis 2.000 mg/1 erreicht, besteht die Gefahr, dass der Faulbehalter in die saure Garung tibergeht. Um dies zu vermeiden, muss die Rohschlammbeschickung zunachst ftir mehrere Tage ausgesetzt werden. Liegen bereits Werte tiber 2.000 mg/1 vor, empfiehlt sich die Zugabe von Alkah (z.B. Kalkmilch, besser Natronlauge), um die Verhaltnisse im Faulraum zu verbessem. Bei Werten tiber 4.000 mg/1 besteht zumeist kaum eine Chance, den Faulraum noch kurzfristig zu sanieren (Annen 1959). Der pH-Wert kann nur als eine orientierende KontrollgroBe angesehen werden, da er starken Schwankungen unterworfen ist und nicht immer eindeutige Schlussfolgerungen auf den Zustand der Faulung zulasst. Bedeutend aussagekraftiger ist die Entwicklung der Gasproduktion und der Gaszusammensetzung. Ein Rtickgang der Gasproduktion bei gleichzeitigem Anstieg der C02-Konzentration ist immer ein Wamzeichen ftir Storungen des Faulprozesses. Ubliche Werte ftir CO2 liegen beim eingefahrenen Betrieb im Bereich von 30 bis 35 %. Wahrend der Einfahrzeit sind CO2Werte um die 40 % normal. Wichtig ist aber nicht so sehr der Prozentwert an sich, sondem vielmehr die Tendenz. Bei ansteigendem C02-Gehalt im Gas ist entsprechende Vorsicht geboten, da dies auf eine Stoning der Methanbildung hinweist.

116

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Die Bestimmung von Trockensubstanz und Gliihverlust dient vor allem zur Bilanzierung des Abbaus organischer Substanzen im Faulbehalter und damit letztlich zur Quantifizierung der Abbauleistung. Diese Bestimmung sollte sowohl wahrend der Einfahrzeit als auch wahrend des Normalbetriebes erfolgen. Bemessung von Schlammfaulungsanlagen Trotz der Tatsache, dass die anaerobe Stabilisierung eine breite Anwendung findet, hat sich bis heute kein allgemein angewandter Bemessungsansatz durchsetzen konnen. Ursache hierfur ist offenbar, dass sich das Bestreben nach Sicherheit gegen toxische StoBe, auftretende Belastungsschwankungen und Betriebsstorungen auf der einen Seite und die Intensivierung des Faulprozesses mit dem Risiko einer erhohten Storanfalligkeit auf der anderen Seite die Waage halten (Hoffmann 1979). Durch Intensivierung des Faulprozesses, wie z.B. durch die bereits angesprochene schonende aber intensive Umwalzung, Rohschlammimpfling, Beheizung des Faulraumes, moglichst kontinuierliche Beschickung und Vermeidung von Temperatur- und/oder pH-Wert-Schwankungen kann die Aufenthaltszeit zur Stabilisierung kommunaler Abwasserschlamme erheblich reduziert werden. So dokumentieren viele Forschungsarbeiten, dass bei konstanten Betriebs- und Miheubedingungen derzeit iibhche Faulzeiten von 20 bis 30 Tagen und mehr bedenkenlos auf 15 bis 20 Tage gesenkt werden konnen (Hoffmann 1979, Kapp 1985, Wechs 1985). Eine andere Moglichkeit zur Einsparung von Faulbehaltervolumen hat Kapp (1984) untersucht. Durch Voreindickung der Rohschlamme auf Trockensubstanzgehalte von 9 % konnte erheblich Faulraumvolumen eingespart werden. Trotz positiver Versuchsergebnisse wird diese Verfahrenstechnik jedoch zurzeit nur vereinzelt angewendet. Weiterhin ist anzumerken, dass modeme, volldurchmischte Faulbehalter rein biologische Reaktoren sind. Wahrend in der Vergangenheit die Faulanlagen sowohl dem mikrobiologischen Abbau organischer Schlamminhaltsstoffe als auch der Trennung von Faulschlamm und Faulwasser dienten, erfolgt die Trennung der festen von der fliissigen Phase bei modemen Faulanlagen extern, d.h. durch nachgeschaltete Eindicker. Ftir die Bemessung von Faulraumen ist zunachst eine nahere Definition des angestrebten Behandlungsergebnisses erforderlich. Beschreiben lasst sich das Ergebnis der anaeroben Behandlung durch den "Abbaugrad", der ein MaB ftir den Fortschritt des Abbaus organischer Substanzen darstellt. Nach DIN (1985) sind zu unterscheiden:

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

117

• Theoretischer Abbaugrad Der Grad des Abbaus, der theoretisch erreichbar ist. Er entspricht dem Anteil der abbaubaren Substanz an den gesamten im Substrat enthaltenen organischen Substanzen. • Technischer Abbaugrad (Abbaugrenze) Der Grad des Abbaus organischer Substanz, der mit einem bestimmten Verfahren im praktischen technischen Betrieb nach den allgemein anerkannten Regeln der Technik erreichbar ist. Der technische Abbaugrad ist zum einen abhangig von der Zusammensetzung und vom prozentualen Anteil organischer Stoffe im Rohschlamm und zum anderen von den Prozessbedingungen, wie der Faulraumtemperatur, Reaktordurchmischung etc.. Fiir die Festlegung einheitlicher Bemessungswerte ist eine Abschatzung der in den Bemessungsansatz einflieBenden veranderlichen GroBen angebracht. Von Bedeutung ist hier insbesondere die Rohschlammzusammensetzung, schreibt man den Einfluss der Prozessbedingungen durch Vorgabe der allgemein anerkannten Regeln der Technik fest. Schlenz (zitiert von Keefer 1940) hat den Zusammenhang zwischen dem technischen Abbaugrad, dem Anfangsgehalt an organischen Stoffen im Rohschlamm und der Faulraumtemperatur erstmalig durch Auswertung von Betriebsdaten verschiedener Faulanlagen herausgestellt. Dimowski (1981) vervoUstandigte den funktionalen Zusammenhang durch Auswertung weiterer Betriebsdaten und eigenen Labomntersuchungen. Abb. 4.2-7 zeigt die Zusammenstellung der gefundenen Werte. Die von Schlenz ermittelte Gerade (strichpunktierte Linie) schneidet die Abszisse bei 37,5 % organischer Substanz im Rohschlamm, was bedeuten wtirde, dass die technische Abbaugrenze der Rohschlamme mit derart niedrigem organischen Feststoffgehalt praktisch Null ist. Da Schlenz nicht tiber gentigend Angaben, insbesondere im linken Teil der Abbildung mit niedrigen organischen Feststoffgehalten verftigte (die Werte wurden extrapoliert), sind hier die Werte von Dimowski heranzuziehen (Dimowski 1981). Ist der technische Abbaugrad erreicht, so kann davon ausgegangen werden, dass etwa 90 % der durch anaeroben Abbau maximal gewinnbaren Gasmenge freigesetzt ist. Da ein weiterer Abbau nur durch eine erhebliche Erhohung der Faulzeit in wirtschaftlich unrealistische Bereiche moglich ist, wird in der Praxis der Faulprozess vorzeitig abgebrochen. Der Zusammenhang zwischen Faulzeit und Gasentwicklung ist fiir deutsche Verhaltnisse den Kurven von Imhoff (Imhoff u. Imhoff 1976) (nach Fair u. Moore 1937) zu entnehmen (Abb. 4.2-8).

118

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

100 {oTR^ oTR. ) m [ % : oTR^ nOO > oTR^

3S

m

45

so

S5

60

6S

70

?s

ao

8s

oTR= organischer Trockenruckstand im Rohschiamm in %

Abb. 4.2-7. Abhangigkeit zwischen dem prozentualen Gehalt organischer Stoffe in Rohschlammen und dem erforderlichen Abbaugrad bis zum Erreichen der technischen Abbaugrenze fllr verschiedene Faulraumtemperaturen nach (Dimowski 1981) Der anaerobe biochemische Umsatz organischer Schlamminhaltsstoffe und die damit analog verlaufende Gasproduktion verlaufen asymptotisch. Die technische Abbaugrenze wird durch die Linie der iiblichen Faulzeiten bis zum Abklingen der Gasproduktion bei verschiedenen Prozesstemperaturen gekennzeichnet. Das Erreichen der technischen Abbaugrenze bedeutet, dass ein Schlamm vorliegt, der als stabilisiert anzusehen ist und in Bezug auf die Freisetzung von Geruchsstoffen ohne Bedenken weiterverwertet werden kann. Bei mesophilem Betrieb erscheint es deshalb nicht sinnvoll, die Faulzeit tiber 30 Tage hinaus zu verlangem, um u.U. den theoretischen Abbaugrad zu erreichen, da die abklingende Gasproduktion ein deutlicher Indikator ftir das Ende des Stoffumsatzes der Mikroorganismen ist. Daher steht der zusatzliche Faulgasgewinn in keinem wirtschaftlichen Verhaltnis zum zusatzlich erforderlichen Faulraumbedarf.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

0

10

20

30

40

50

60

Tage

119

90

Fauizeit

Abb. 4.2-8. Gasentwicklung aus 1 kg wasserfreien organischen Stoffen des in den Faulraum eingefuhrten frischen Schlammes im reifen Faulraum bei verschiedenen Temperaturen, bezogen auf die zugefuhrte organische Trockensubstanz (Imhoff u. Imhoff 1976) Bei der Bemessung von Faulraumen ist grundsatzlich zu unterscheiden zwischen: • Faulraumen einfacher Bauart, meist unbeheizt und ohne Umwalzung und • beheizten Faulraumen mit Umwalzung (Landesamt ftir Wasser und AbfallNRW1981) Als Bemessungsgmndlagen dienen folgende BezugsgroBen: • Faulzeit (d) • spezifisches Faulraumvolumen pro Einwohner (1/E) sowie die • Raumbelastung (kg oTR/(m^d). Da bei der Bemessung von Faulraumen insbesondere auch die Rohschlammzusammensetzung beriicksichtigt werden sollte, gelten die allgemeinen Bemessungsansatze in erster Linie nur fur die Faulbehalterauslegung rein kommunaler Klaranlagen. Ist ein erheblicher industrieller Anteil im Rohabwasser vorhanden, so sind die Bemessungsansatze entsprechend den ortlichen Anforderungen zu modifizieren. Falls die Moglichkeit besteht, sollten in jedem Fall Faulversuche mit halbtechnischen Versuchsanlagen durchgeftihrt werden.

120

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Entsprechend dem jeweils angewendeten Abwasserreinigungsverfahren bestehen erhebliche Unterschiede in der Rohschlammzusammensetzung. Daher sind bei der Festlegung von Bemessungswerten ftir die Schlammbehandlung sowohl die Verfahrenstechnik als auch die Belastung der Abwasserbehandlungsanlage zu berlicksichtigen. Imhoff (Imhoff u. Imhoff 1976) gibt die in Tabelle 4.2-4 aufgefiihrten Richtwerte fiir FaulraumgroBen an. Tabelle 4.2-4. Richtwerte fiir FaulraumgroBen nach Imhoff (zitiert in ATV 1983) Klarverfahren

mechanische Klarung mechanische Klaranlage und hochbelasteter Tropfkorper mechanische Klaranlage und hochbelastete Belebung

Erdbecken 1/E 150,

Emscherbrunnen (8-10 °C Winter) 1/E 50

Faulraum 30-33 °C 1/E 20

220

100

30

220

100

35

Die Verweilzeit des Schlaromes im Faulraum sollte bei offenen Faulbehaltern mehr als 100 Tage, bzw. bei Emscherbrunnen mehr als 60 Tage betragen (ATV 1983) (Tabelle 4.2-5). Zu den unbeheizten Faulraumen sind auch Kleinklaranlagen nach DIN 4261 (1970) zu zahlen. Die Bemessung erfolgt nicht nach dem gesamten Schlammfaulraum, sondem nach dem durchflossenen Raum (ohne Speicherraum). Bei einer anzusetzenden Durchflusszeit von 2 bis maximal 10 Tagen und einem Abwasseranfall von 150 1/(E • d) ergibt sich ein spezifischer Raumbedarf von 300-1.500 1/E. Kleinklaranlagen, die auf 1.500 1/E bemessen sind, werden auch Ausfaulgruben genannt, da bei ihnen neben dem sedimentierten Schlamm auch das Abwasser ausgefault wird (ATV 1983). Konstruktiv werden Ausfaulgruben haufig als Mehrkammergruben ausgebildet, wie z.B. in Abb. 4.2-9 dargesteUt (DIN 1970). Wie bereits erwahnt, haben unbeheizte Faulraume an Bedeutung verloren. Sie werden nur noch fiir kleine AnschlussgroBen oder in warmen Klimazonen (z.B. vor allem auch in Entwicklungs- und Schwellenlandem) angewendet. Wesentlich groBere Verbreitung fmdet der einstufig betriebene, volldurchmischte, beheizte Faulbehalter. Obwohl der Erkenntnisstand liber den Betrieb und die technischen Einrichtungen dieser sogenannten „Ausschwemmreaktoren" erhebliche Fortschritte gemacht hat, gibt es hierfiir derzeit immer noch keine allgemeingtiltigen und generell angewendeten Bemessungsgrundlagen, da sich insbesondere die BezugsgroBe „eingebrachte Rohschlammmenge" je nach Art der Rohabwasserzusammenset-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

121

zung, der Art der Abwasserreinigung sowie den Witterungsbedingungen erheblich verandem kann. Tabelle 4.2-5. Spezifische Faulraumvolumen in (1/E) fllr unbeheizte Faulbehalter in Abhangigkeit von der Schlammart und Belastung nach den Planungs- und Bemessungsgrundsatzen des Landes Nordrhein-Westfalen (Landesamt fllr Wasser und AbfallNRW 1981) Schlammart

Primarschlamm Mischschlamm, Primar und Sekundar,

Belastung der biol. Stufe^^ -

offene Faulbehalter 125

s

Emscherbrunnen < 50.000 E > 50.000 E 75

50

180

120

75

n

220

150

100

s

320

225

150

Belebung n 220 150 ^ s = schwach belastet, n = normal belastet als schwach belastet gelten: BTS < 0,15 kg BSB5/(kg TS • d) bei Belebungsanlagen BR < 300 g BSB5/(m^-d) bei Tropfkorpern Bp < 7,0 g BSB5/(m^-d) bei Scheibentauchkorpem Darliber liegende Belastungen gelten als normal

100

Tropf- bzw. Tauchkorper Mischschlamm, Primar und Sekundar,

Besondere Anstrengungen zur Ermittlung von Bemessungsparametem haben Roediger (1967), Popel (1969) und Noack (1959) untemommen. Aus Versuchsergebnissen und praktischen Erfahrungen wurden Berechnungsformeln zur Ermittlung der Faulzeit, des Faulraumvolumens, der maximal erzielbaren Gasmenge in Abhangigkeit von der Rohschlammmenge, der Raumbelastung mit organischen Stoffen und der Behandlungstemperatur abgeleitet. In der Praxis haben sich jedoch lediglich vereinfachte, empirisch ermittelte Bemessungsparameter durchgesetzt. Die Dimensionierung des erforderlichen Faulraumvolumens erfolgt fast ausschlieBlich mit den BezugsgroBen Faulzeit, Rohschlammmenge und Raumbelastung. Es ist einleuchtend, dass derartige Richtwerte nur dann mit gentigender Sicherheit angewendet werden konnen, wenn die Rohschlammzusammensetzung sowie die bautechnische Ausfiihrung und der Betrieb der Faulbehalter weitgehend aufeinander abgestimmt sind.

122

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm LLiftung nach DIN 1986 Blalt 1 ^ 0 600 Zulauf \ v \ \ '-k/jfJt/^/fyK

a^ | t

bei Schlitzen

WW W7A ^ ^ V vvr;

^

a = ^ t bei anderen Durchtrittsdffnungen

Z1- _ IL .p -y=5

.._T //////y///V/// <'/U<'///f/

'('

1 Ablauf I

Si

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7ZZZZZ2Z2ZZ2ZZZZZ.

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l(l')

)

////////////////ZZ

TTfTmr

Abb. 4.2-9. Mehrkammer -Ausfaulgrube (DIN 1970). Unter diesen Voraussetzungen, wie z.B. Voreindicken der Rohschlamme, Animpfen und Vorwarmen der Rohschlamme sowie Umwalzen der Faulschlamme gelten die in den Planungs- und Bemessungsgrundsatzen ftir Nordrhein-Westfalen angegebenen Bemessungswerte (Tabelle 4.2-6) (Landesamt ftir Wasser und Abfall NRW 1981). Tabelle 4.2-6. Bemessungswerte fur beheizte Faulraume (Landesamt fur Wasser und Abfall NRW 1981) angeschlossene EW 100.000 E 50.000 E Faulzeit (bezogen auf tagl. hochste eingetragene Rohschlammmenge) Raumbelastung Beschickung mit Rohschlamm

d

22

18

kg oTS m'd

2,0

3,5

h/d

>2

4

Kiess (1960) empfiehlt eine Bemessung unter Beriicksichtigung der jeweiligen ortlichen Verhaltnisse. Dazu gibt er fiir den Faulraum eine obere und untere Belastungsgrenze in Abhangigkeit von der Rohschlammbeschaffenheit, der Betriebsfuhrung und den von auBen auf den Prozess einwirkenden moglichen Storfaktoren an. Die obere Grenze, d.h. heiBt etwa 20 Tage Faulzeit entsprechend ca. 2,5 bis 3,0 kg TS/(m^-d), kann angesetzt werden, wenn: • Storungen in der Schlammfaulung zu erwarten sind (z.B. biologische Gifte aus industriellen Abwassem), • weitgehende Ausfaulung erreicht werden soil oder

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

123

• der Rohschlamm weder vorgewarmt noch vorgeimpft wird. Die untere Grenze, d.h. etwa 12 bis 15 Tage Faulzeit entsprechend 3,0 bis 4,0 kg TS/(m^-d), kann angesetzt werden, wenn: • gut faulfahiger (z.B. hauslicher) Rohschlamm anfallt, • entsprechende Installationen fur Vorheizung und Impfung eingebaut werden oder • der Schlamm auBerhalb der Faulbehalter, z.B. in Erdfaulbecken, nachfaulen kann (Ausnahme). Weiterhin empfiehlt Kiess (1960) die Faulbehalter nicht zu klein zu bemessen. Aus betrieblichen Griinden lasst sich haufig nicht die gtinstige Feststoffbilanz erreichen, wie sie sich bei der Berechnung, insbesondere bei der Annahme sehr hoher Belastungen, ergibt. Ahnlich wie in den Planungs- und Bemessungsgrundsatzen fiir Abwasserreinigungsanlagen des Landes Nordrhein-Westfalen (Tabelle 4.2-5) schlagt v.d. Emde (1974) die Dimensionierung von volldurchmischten Anaerobreaktoren in Abhangigkeit von der AnlagengroBe vor. Als Bemessungsparameter verwendet v.d. Emde die Mindestaufenthaltszeit, den spezifischen Faulraumbedarf bezogen auf den Einwohner und die organische Raumbelastung (Tabelle 4.2-7). Tabelle 4.2-7. Bemessungsvorschlage nach v.d. Emde (1974)

Mindestaufenthaltszeit Volumen des Faulbehalters Volumen des Faulbehalters organ. Belastung

Anlagen < 50.000 20 40 25 1,5

Anlagen > 50.000 15 30 33 2,0

Dimension d 1/E E/xrP

kg oTS/(m3-d)

Auch Bohnke (1977) empfiehlt die Bemessung von volldurchmischten Faulraumen in Abhangigkeit von der AnlagengroBe. Nach seiner Auffassung ist jedoch eine deuthchere Differenzierung zwischen den GroBen der Abwasserreinigungsanlagen erforderlich (Tabelle 4.2-8). Im Gegensatz zu v.d. Emde verzichtet Bohnke auf den Bemessungsparameter „spezifisches Faulraumvolumen pro Einwohner". Dies erscheint auch durchaus sinnvoll, da der Rohschlammanfall bezogen auf den Einwohner eine stark schwankende BezugsgroBe und vor allem auch von der Voreindickung abhangig ist. Die Verwendung dieses Parameters erlaubt i.d.R. nur eine grobe Abschatzung des erforderlichen Faulraumvolumens.

124

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Tabelle 4.2-8. Bemessung von Faulraumen nach Bohnke (Bohnke 1977) Einwohner Belastung fiir beheizte Faulraume bei 30-33 °C

50.000 50.000-100.000 100.000

Raumbelastung [kg oTS/m^-dl 2 3 4

Faulzeit [dl 20-30 15-20 10-15

Wie bereits erwahnt, benotigen die Methanbakterien die langste Zeit zur Bildung neuer Zellen. Daher wird von Helmer (1974) eine Mindestaufenthaltszeit oder auch Mindestfaulzeit in Abhangigkeit von der Generationszeit der Methanbakterien von 12 Tagen fur GroBanlagen angegeben. Aus Sicherheitsgriinden empfiehlt Helmer (1974) ftir kleine Anlagen eine erforderliche Faulzeit von 15 bis 20 Tagen und eine org. Feststoffraumbelastung von 1,5 bis 3,5 kg oTS/m^d. Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Literatur dem planenden Ingenieur zahlreiche Bemessungsansatze anbietet, die i.d.R. auf Erfahrungswerten basieren, welche hauptsachlich bei der anaeroben Behandlung vorwiegend hauslicher Abwasserschlamme ermittelt wurden. Es wird deutHch, dass die hier genannten Bemessungsansatze z.T. zu sehr unterschiedlichen FaulbehaltergroBen fiihren. Diese Tatsache mag manchen Planer verunsichem, so dass es notwendig erscheint, eine Gegentiberstellung der wesentlichen Bemessungsempfehlungen anhand der iiblichen Bemessungsparameter • spezifisches Faulraumvolumen (1/E), • Aufenthaltszeit (d) und • Raumbelastung (kg oTS/m^-d) vorzunehmen. Tabelle 4.2-9 verdeutlicht, dass trotz der zunachst verwirrenden Vielzahl von Bemessungsempfehlungen, mit wenigen Ausnahmen, eine weitgehende Ubereinstimmung hinsichtlich der zuvor genannten Bemessungsparameter besteht. Zur Vereinfachung der Faulraumbemessung sollen nachfolgend nochmals die verschiedenen Dimensionierungswerte aus Tabelle 4.2-9 zusammengefasst und ihr Gtiltigkeitsbereich abgegrenzt werden. Aufgrund der relativ hohen Ungenauigkeit wird auf die Angabe eines Wertes zum spezifischen Faulraumvolumen verzichtet.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

125

Tabelle 4.2-9. Zusammenstellung verschiedener Dimensiomemngsansatze aus der Literatur filr konventionelle Faulbehalter Literatur

Imhoff 1976

[1/E] 20 25-30 35-40

theoretische Aufenthaltszeit [d] -

[kg oTS/m^-d]

-

22 18

2,0 3,5

-

15-20

1,7-2,5

-

10-15

2,5-4,0

40 30 50 35 -

20 12-15 20 15 20-30 15-20 10-15 20 20 15

2,0 3,0 5,0 2,5-3,0 3,0-4,0 1,5 2,0 2,0 3,0 4,0 1,3 2,0 3,0-5,0

-

20

1,5-2,5

-

15

2,5-4,0

spezif Faulraumvolumen

Planung und Bemessungsgmndsatze NRW1981 Roediger 1967 Roediger 1960 Kiess 1960 Emde 1974 Bohnke 1977

iHelmer 1974

Hoffmann 1979

Raumbelastung

1,5-4,0

Bemerkung

mechan. Klamng Schlamm a. Tropfkoper Schlamm a. Belebungsanlage 50.000 E 50.000 E

mesophil bei Teilintensiviemng mesophil bei voller Intensiviemng bei kleinen Anlagen bei mittleren Anlagen bei groBen Anlagen obere Grenze untere Grenze 50.000 E 50.000 E 50.000 E 50.000-100.000 100.000 ohne Voreindickimg | mit Voreindickung groBe Anlagen mit Voreindickimg kleine Anlagen: Teilintensiviemng groBere Anlagen: Vollintensiviemng |

Tabelle 4.2-10. Richtwerte fiir die Faulraumbemessung (zusammengefasst) Anschlusswert Kleine Anlagen < 50.000 E Mittlere Anlagen von 50.000-100.000 E GroBe Anlagen >100.000 E

Hydraul. Aufenthaltszeit (IR) [d]

Organ. Feststoffraumbelastung [kg oTS/m^-d]

20

2,0

15-20

2,0-3,5

15

3,5-5,0

126

4 Verfahrenstechniken ZLir Behandlung von Klarschlamm

Giiltigkeitsbereich ftir Tabelle 4.2-10: • Kommunaler, voreingedickter Klarschlamm ohne besonderen, • industriellen Einfluss, • Schlammmenge und -beschaffenheit gemaB Tabelle 4.1-3 (ATVDVWK 2003), • Rohschlamm ohne bedeutenden Anteil abbauhemmender Stoffe, • Faulraumtemperatur 35 bis 37 °C, • Vorerwarmung des Rohschlammes auf Faulraumtemperatur, • Umwalzung des Faulrauminhalts ca. 5 mal pro Tag und mehr als 20 Betriebsstunden pro Tag, • Beschickung des Faulbehalters mit dem taglich anfallenden Rohschlamm in mehreren kleinen Chargen, mindestens jedoch 3/d, • bei Mitbehandlung von Regenwasser oder zusatzlicher chemischer Fallung sind weitere entsprechende Zuschlage zu machen (ca. 20 % VolumenvergroBerung). Diskussion der in der Literatur vorgeschlagenen Bemessungsparameter Wie aufgezeigt, beschranken sich die in der Literatur vorgeschlagenen Bemessungsparameter auf die theoretische Verweilzeit des Schlammes im Reaktor (d) sowie die Raumbelastung (kg oTR/m^d). Bei fast keinem der Autoren erfolgt cine kritische Auseinandersetzung mit den Bemessungsparametem selbst, sowie den realen Randbedingungen auf unseren Klarwerken und deren Auswirkungen auf die Bemessung. Die theoretische Verweilzeit ist definiert als tA = Vfb/Qd

mit tA = theoretische Aufenthaltszeit Vfb = Volumen des Faulbehalters Qd = tagliche Rohschlammmenge Diese einfache mathematische Darstellung der mittleren Verweilzeit kann durch Umstellung als Bemessungsformel verwendet werden sofem die erforderliche theoretische Aufenthaltszeit sowie die tagliche Rohschlammmenge bekannt sind. Da unsere Faulbehalter in aller Regel ohne Biomassenriickhalt arbeiten, sind sie somit nichts anderes als sehr groBe Fermenter, die im Auswaschbetrieb gezielt einen biologischen Prozess realisieren sollen. Hieraus ist abzuleiten, dass der Verweilzeit im Zusammenhang mit den Generationszeiten der am biologischen Abbau beteiligten unterschiedlichen Organismen eine ganz besondere Rolle zufallt. Bekannter-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

127

maBen liegen die Generationszeiten von Bakterien, die an den Teilschritten der Hydrolyse sowie der Versauerung beteiligt sind, deutlich unter den angegebenen Zeitraumen von 15 bis 30 Tagen. Im Bereich der methanogenen Bakterien sind jedoch durchaus Stamme bekannt, deren Generationszeit im genannten Verweilzeitspektmm liegt oder gar hoher. Die organische Raumbelastung im Bereich der Faulraumdimensionierung wird wie folgt definiert: )RS

BR (kg oTR/(m3-d) = • TSRS • GV (mVd • kg TR/m^-kg oTR/kg TR)

wobei gilt BR = Raumbelastung QRS "^ tagliche Rohschlammmenge TSRS ^ Feststoffgehalt des Rohschlammes GV = Gliihverlust in kg oTR/kg TR Diese Definition der zur Bemessung von Faulraumen herangezogene Raumbelastung impliziert, dass in einer Volumeneinheit eines Faulbehalters nur eine bestimmte Masse an organischer Trockensubstanz pro Zeiteinheit umgesetzt werden kann, ohne dass der Prozess durch Selbsthemmung geschadigt wird. Analysiert man alle vorgenannten Werte fiir die entsprechenden Bemessungsparameter und die oben genannten Definitionen, so wird deutlich, dass im Grunde genommen die Raumbelastung in den iiblichen Grenzen nicht als Bemessungsparameter, sondem lediglich als Rechenwert anzusehen ist. Sie hangt in hohem MaBe vom Gehalt an organischen Anteilen (GV) des Rohschlammes sowie dem Feststoffgehalt und damit dem Grad der Voreindickung ab. Insofem ist die Raumbelastung als BemessungsgroBe ohne gleichzeitige Angabe des Gltihverlustes sowie des Trockenruckstandes mehr als fragwlirdig, wohingegen die Logik der Bemessung tiber die Verweilzeit fiir einen Fermenter zwingend erscheint. Dies erklart, warum auch heute noch tiblicherweise die Bemessung nahezu ausschlieBlich tiber die Verweilzeit in einem Spektrum zwischen 15 und 30 Tagen vorgenommen wird. Weiterhin abstrahieren alle vorgenannten Bemessungsansatze von der alltaglichen Praxis des Rohschlammanfalles auf unseren Klaranlagen. In den Abb. 4.2-10 und 4.2-11 sind am Beispiel einer bundesdeutschen Klaranlage (AusbaugroBe ca. 1 Mio. EW) die Haufigkeitssummenverteilungen der taglichen Rohschlammmengen sowie der resultierenden Rohschlammfrachten fiir 4 aufeinanderfolgende Jahre (1995 bis 1998) wiedergegeben. Es wird deutlich, dass die taglichen Rohschlammmengen in einem Bereich

128

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm

zwischen 500 m^/d und 3.500 m^/d schwanken. Die zugehorigen Rohschlammfrachten liegen in einem Bereich von ca. 40 bis 240 t/d. Es ist mtiBig, angesichts derartiger Schwankungsbreiten tiber ein geringes Mehr oder Weniger an theoretischer Faulzeit oder organischer Raumbelastung der Faulbehalteranlagen zu diskutieren, da diese ganzjahrig, d.h. auch bei Auftreten von Spitzen, einen sicheren Betrieb gewahrleisten miissen. Zur konkreten Bemessung ist es daher vor dem Hintergrund der zu wahlenden Verweilzeit sinnvoll, den Schwankungsbereich einzuengen und fixr die praktische Bemessung des erforderlichen Volumens der Schlammfaulungsanlage tiber die 85 %-Fraktile zu restringieren. Beispielhaft ist ftir die Auslegung der Schlammfaulungsanlage entsprechend den Abb. 4.2-10 und 4.2-11 die Haufigkeitssummenverteilung fiir die Rohschlammmengen als gleitendes 21-Tage-Mittel in Abb. 4.2-12 ftir die entsprechenden Betriebsjahre dargestellt. Es wird deutlich, dass dieser Schwankungsbereich nunmehr erheblich reduziert ist und somit die konkrete Festlegung einer Bemessungsschlammmenge besser moglich wird. Das gleitende 3-Wochen-Mittel wurde in diesem Beispiel gewahlt, weil der Betreiber der Klaranlage flir die neue Schlammfaulung ein hohes MaB an betrieblicher Sicherheit sowie betriebliche Reserven far die Mitbehandlung von Co-Substraten realisiert wissen wollte.

1500

1500

2000

2000 2500 Q [m'/d]

2500

3000

3000

3500

3500

4000

4500

Abb. 4.2-10. Haufigkeitssummenverteilung fllr QRohschiamm einer deutschen GroBstadt(ca. 1.000.000 EW)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

129

Abb. 4.2-11. Haufigkeitssummenverteilung Rohschlamm TR-Fracht/d einer deutschen GroBstadt (ca. 1.000.000 EW) Wtirde man z.B. vor einer Verbrennung der Faulschlamme auf eine VoUstabilisierung verzichten und eine Aufenthaltszeit in der GroBenordnung von zwei Wochen wahlen, soUte anstatt des gleitenden drei-WochenMittelwertes ein zwei-Wochen-Mittelwert aufgetragen werden, um so zu einer sachgerechten Bemessungsrohschlammmenge zu gelangen.

120 ff,ff<;ff<
111iliiiiiiii •llllllil liilB^^^

•111 IM^^^^

^H

IIIII&

iiiiiiliB^^^^^^^

IIBIilil^^ Abb. 4.2-12. Haufigkeitssummenverteilung fllr QRohschiamm uber das gleitende 21d-Mittel einer deutschen GroBstadt (ca. 1.000.000 EW)

130

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm

Wie aufgezeigt wurde, ist also der Bemessungsparameter „theoretische Aufenthaltszeit" nur im Zusammenhang mit den taglich anfallenden Rohschlammmengen, vor allem aber deren Varianz, das Kriterium fur die sachgerechte Bestimmung der erforderlichen Volumina. Ftir die Datensatze die den Abb. 4.2-10 bis 4.2-12 zu Grunde liegen, ergibt sich demnach folgendes Bemessungsbeispiel: Aus Haufigkeitssummenverteilung fur Rohschlamm 1995 bis 1998 (Abb. 4.2-10) ORS = 1.000 bis 3.500 mVd Planungsziel "Sicherheit durch ausreichendes Reaktorvolumen" Gewahlt tA = 20 d Aus Haufigkeitssummenverteilung fiir das gleitende 21-d-Mittel Abb. 4.2-12 ORS = 1.500 bis 3.000 mVd Aus der Haufigkeitsverteilungskurve 2.500 = 2.200 = 2.650 = 2.400

ORS:O,85 = ORSO85 ORS:O!85 ORS:O,85

mVd, mVd, mVd, mVd,

1995) 1996) 1997) 1998)

Da die erhohten gemessenen Schlammmengen und der daraus resultierende erhohte Fraktilwert fiir das Jahr 1997 auf betriebliche Ursachen zurtickgefuhrt werden konnte, wurde in diesem Fall als Bemessungsschlammmenge ein Wert von 2.500 m"^/d gewahlt. Somit ergibt sich fiir die Anlage ein erft)rderliches Faulraumvolumen von VFb= 2.500-20 = 50.000 m^ Gewahlt wurde konstruktiv: 3 Sttick Faulbehalter a 16.800 m^ Dies ergibt bei den aufgezeigten Varianzen der Haufigkeitssummenverteilung liber das gleitende 21-Tage-Mittel in der ReaHtat im Jahresverlauf schwankende Aufenthaltszeiten zwischen 16 und 31 Tagen. Wie dieses Rechenbeispiel verdeutlicht, kann iiber die Bildung von gleitenden Mittelwerten entsprechend der gewahlten theoretischen Aufenthaltszeit nachgewiesen werden, wie hoch sich zu bestimmten Jahres- und Belastungszeiten die Aufenthaltszeit in den Faulbehaltem tatsachlich einstellt. Aus Kenntnis der Prozessablaufe ist zu konstatieren, dass unabhangig von der gewahlten Bemessungsaufenthaltszeit gemessen am gleitenden Mittelwert eben dieses Zeitraumes, die Aufenthaltszeit in keinem Fall un-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

131

ter 9 Tage fallen sollte, da ansonsten erfahmngsgemaB erhebliche Betriebsstorungen auftreten. Rechnet man zu den oben beispielhaft genannten Daten die entsprechenden Raumbelastungen, zeigt sich, dass diese in einer GroBenordnung liegen (auch bei maschineller Uberschussschlammeindickung) die deutlich unter 5 kg oTR je mVd anzusiedeln sind. Aus diesem Grunde kann auf eine weitere Betrachtung des Parameters organische Raumbelastung verzichtet werden. Die beste Moglichkeit sachgerecht Faulbehalter zu Dimensionieren ist die Durchfuhrung halbtechnischer Vomntersuchungen tiber das anaerobe Abbauverhalten der vor Ort anfallenden Rohschlamme im Vorfeld einer groBtechnischen Planung. Sie stellen eine wichtige Planungshilfe und einen erheblichen Beitrag zur Erhohung der Bemessungssicherheit dar. Die Kosten derartiger Vomntersuchungen sind zwar nicht zu vemachlassigen im Vergleich zum gesamten Investitionskostenaufwand jedoch ausgesprochen gering. Sollten derartige Untersuchungen im halbtechnischen MaBstab aus zeitlichen, wirtschaftlichen oder sonstigen Grtinden nicht realisierbar sein, ist es erforderlich, den gewerblichen Einfluss auf die Klarschlammzusammensetzung entsprechend zu benicksichtigen. So sind z.B. Zuschlage zur zu wahlenden Faulzeit erforderlich, wenn • toxische oder hemmende Schlamminhaltsstoffe die Stoffwechselleistungen der Mikroorganismen beeintrachtigen oder • StoBbelastungen Faulraumreserven beanspruchen (ATV 1983) Faulgasanfall und -ausbeute Bei der anaeroben Behandlung von Schlammen entsteht, neben dem Endprodukt stabilisierter Faulschlamm, das bei den anaeroben Stoffwechselprozessen freigesetzte Faulgas, sowie eine mehr oder minder groBe Riickbelastung der Klaranlage durch zusatzlich durch den Faulprozess im Schlammwasser gelosten CSB, Stickstoff und Phosphor. Diese entstehende Gasmenge kann als Biogasproduktion (d.h. als mit einem definierten Reaktorvolumen pro Zeiteinheit produzierbare Biogasmenge in m^ Biogas pro m^ Reaktorvolumen und Tag), als Biogasanfall (d.h. aus einer bestimmten Substratmenge pro Zeiteinheit anfallende Biogasmenge in Litem pro Einwohner und Tag) oder als Biogasausbeute (spezifische Biogasausbeute), (d.h. aus einer bestimmten Substratmenge entstehende Biogasmenge in Liter/kg oTRzugefuhrt bzw. Litcr/kg oTRabgebaut) angcgebcn werden. Alle wertemaBigen Angaben fiir Schlammfaulungsanlagen sind gleichermaBen abhangig von der konkreten Schlammbeschaffenheit des Rohschlammes, von toxischen Einfltissen, die gegebenenfalls den Faulungsprozess beeintrach-

132

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

tigen konnen, von der optimalen Gestaltung der Verfahrenstechnik, den Belastungszustanden der Schlammfaulungsanlage sowie des Fauhaumvolumens. Erwartungswerte fur die spezifische Biogasausbeute lassen sich aus der stofflichen Zusammensetzung des Rohschlammes abschatzen, wobei sich die Gesamtausbeute nach den verfugbaren Kohlenhydraten, Proteinen und Fetten richtet. In Tabelle 4.2-11 sind Anhaltswerte fiir diese Komponenten wiedergegeben. Tabelle 4.2-11. Maximale Biogasausbeuten bei vollstandigem Abbau der organischen Inhaltsstoffe (ATV-DVWK 2002)

Kohlenhydrate Proteine Fette

Gasausbeute [mVkg oTRl 0,83 0,72 1,43

CH4-Gehalt 50 71 70

Energie [MJ/kg oTRl 15,1 18,4 36,0

[kWh/kg oTRl 4,2 4,2 10,0

Die tatsachliche Biogasausbeute sowie die Biogaszusammensetzung unterscheiden sich von den oben angegebenen theoretischen Werten, da einige der im Schlamm enthaltenen Substrate praktisch nicht vollstandig abgebaut werden. Wie oben dargelegt, hangt die praktische Biogasausbeute sowie die zugehorige Biogasproduktionsrate von einer Vielzahl von Randbedingungen ab, die im Einzelnen nicht zu quantifizieren bzw. zu wichten sind. Insbesondere durch die in den letzten Jahren auf unseren Klarwerken realisierten MaBnahmen zur weitestgehenden Nahrstoffelimination konnen alte Werte ftir den zu erwartenden spezifischen Biogasanfall nicht mehr herangezogen werden. Einen Anhaltspunkt tiber die heute zu erwartenden Werte gibt Tabelle 4.2-12. Aktuelle Fragen zur Herkunft, Aufbereitung und Verwertung von Biogasen sind im ATV-DVWK Arbeitsblatt M 363 (ATV-DVWK 2002) behandelt. Tabelle 4.2-12. Abhangigkeit des zu erwartenden Biogasanfalls von der praktizierten Verfahrenstechnik der Abwasserreinigung nach Kapp; erganzt durch den ATV-DVWK Fachausschuss AK 8 Biogas (ATV-DVWK 2002) Betriebsweise der biologischen Reinigungsstufe 1. Schlammalter in den Belebungsbecken (BB) tjs == 8 d (Nitrifikation im Sommer ggf. Teildenitrifikation)

Organische Belastung von Vorklamng und Belebungsstufe Zulauf Belebung 35 g BSB5/(EW • d) (groBe Vorklamng)

zu erwartender spezifischer Biogasanfall Mittelwert: 20,7 1/(EW • d) Schwankungsbreite: 16,5-25 l/(EW'd)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme | 2 . Schlammalter (BB) tjs = 15 d (weitgehende Nitrifikation u. Teildenitrifikation ganzjahrig) 3. Schlammalter (BB)tTs-15d

4. Schlammalter (BB)tTs-15d

5. Aerobe Stabilisationsanlage mit txs "= 25 d

Zulauf Belebimg 35 g BSBs/CEW • d)

Zulauf Belebimg 48 g BSB5/(EW • d) (kleine Vorklarimg, Grobentschlammung) Zulauf Belebung 60 g BSB5/(EW • d) (ohne Vorklamng) Zulauf Belebung 60 g BSB5/(EW • d) (ohne Vorklamng)

133

Mittelwert: 18,3 1/(EW-d) Schwankungsbreite: 14,5-22 1/(EW • d) Mittelwert: 13,21/(EW-d) Schwankungsbreite: 10,5-15,9 l/(EW-d) Mittelwert: 7,8 1/(EW • d) Schwankungsbreite: 6,2-9,4 1/(EW • d) Mittelwert: 4,4 1/(EW • d) Schwankungsbreite: 3,5-5,3 1/(EW • d)

1

1

1

b) VoUdurchmischter Faulbehalter im Kaskadenbetrieb anaerobanaerob In DIN 4045 (1985) ist der Begriff "Kaskade" defmiert als "Reaktor aus nacheinander durchflossenen einzelnen Reaktionsraumen". In der Praxis wird jedoch auch ein System von hintereinander geschalteten Reaktoren als Kaskade bezeichnet. Voraussetzung fiir den Kaskadenbetrieb ist, dass es keine Riickwirkungen von nachgeschalteten Reaktoren auf davor liegende Reaktoren, zum Beispiel durch Schlammruckftxhrung, gibt. Damit gelten fur volldurchmischte Faulbehalter im Kaskadenbetrieb fiir jeden einzelnen Behalter grundsatzlich dieselben reaktionskinetischen und hydraulischen GesetzmaBigkeiten wie fiir einstufige homogene Reaktoren. An dieser Stelle sei darauf hingewiesen, dass der Kaskadenbetrieb und ein zweistufiger Betrieb deutlich zu unterscheiden sind, wenngleich von Seiten der Reaktorkonstellation durchaus Parallelen bestehen. Wahrend sich beim Kaskadenbetrieb mehr oder weniger zufallsbedingt verschiedene Biozonosen in den einzelnen Reaktoren ausbilden, wird dies bei der zweistufigen Betriebsfuhrung gezielt angestrebt. Unter ganz speziellen Betriebsbedingungen erfolgt bei der Zweistufigkeit in der ersten Stufe vorzugsweise die Versauerung und Hydrolyse, wahrend sich die eigentliche Methanisierung in der zweiten Stufe vollzieht. Zur Vereinheitlichung soUen im Weiteren folgende Begriffe verwendet werden: • Einstufige Methanisierung Hydrolyse, Versauerung und Methanbildung in einem Reaktor (konventionelle Technik)

134

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

• Zweistufige Methanisierung Hydrolyse und Versauerung vorzugsweise in der ersten Stufe, Acetatbildung und Methanbildung vorzugsweise in der zweiten Stufe • Kaskadenbetrieb Keine einheitliche Zuordnung der biologischen Abbaustufen Zunachst soil hier die Verfahrenskombination „anaerob-anaerob" als Kaskade, also zwei hintereinander betriebene Anaerobreaktoren, behandelt werden. In Abb. 4.2-13 ist ein Verfahrensschema von zwei Faulbehaltem im Kaskadenbetrieb dargestellt. Faulgas

Faulgas

t Nacheindicker Rohschlamm

•=>

w Faulbehalter 1

Faulbehalter 2

U

Uberstands-

- ^ Zur Schlammentwasserung

— ^

Abb. 4.2-13. Verfahrensschema volldurchmischter Faulbehalter im Kaskadenbetrieb Die ersten, bewusst durch Zwischenwande in mehrere hintereinander geschaltete Stufen, aufgeteilten Schlammfaulungsanlagen waren die Faulraume „Neustadter Becken" und „Kremer-Klaranlagen" (Roediger 1967). Durch den Einbau der Zwischenwande konnten Kurzschlussstromungen verhindert werden, so dass kein schlecht ausgefaulter Schlamm in den Ablauf gelangen konnte. Die Weiterentwicklung dieser Technik war dann mehr zufalliger Natur. Waren einstufige Anlagen iiberbelastet, wurde ein zweiter Faulraum errichtet. Der zum Teil ausgefaulte Schlamm wurde dann in dem nachgeschalteten Faulraum ausgefault. Bei dieser Betriebsweise nimmt die organische Belastung von einer Stufe zur nachsten ab. Daraus ergeben sich ftir den Faulprozess einige erhebliche Vorteile, wie zum Beispiel: • Verhinderung von Kurzschlussstromungen und damit verbunden ein besseres Stabilisierungsergebnis, • reaktionskinetische Vorteile in Folge hoherer Substratkonzentrationen in der ersten Reaktorstufe,

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

135

• Schutz der nachgeschalteten Stufe vor Storungen, wie z.B. GiftstoBe, Anderung der Rohschlammzusammensetzung, pH-Wert-Schwankungen u.a., • groBe Impfschlammreserve in der zweiten Stufe, falls es zu Storungen in der ersten Stufe kommt und • bei Ausfall einer Stufe kann in dem noch fiinktionsfahigen zweiten Behalter der anfallende Rohschlamm weiterhin wenigstens teilweise ausgefault werden. Diese Vorteile des Kaskadenbetriebs bewirken - ausreichende Aufenthaltszeiten vorausgesetzt - eine hohe Betriebssicherheit und Prozessstabilitat dieser Anlagen. Der Durchflussbetrieb vom ersten bis zum letzten Behalter hat jedoch den Nachteil, dass bei gleicher BehaltergroBe die Raumbelastung im ersten Reaktor sehr hoch ist, wahrend sie, entsprechend dem inzwischen erzielten Abbau, ftir die folgenden Behalter immer kleiner wird (ATV 1983). Wird die letzte Stufe nur geringfiigig mit organischen Stoffen belastet, so findet nur noch eine maBige bis geringe Faulgasproduktion statt. Dariiber hinaus kann die Verweilzeitverkiirzung im ersten Behalter gegebenenfalls drastische Probleme im Alltagsbetrieb zur Folge haben. c) Zweistufige Verfahren Im Gegensatz zum Kaskadenbetrieb, bei dem sich der anaerobe Substratumsatz mehr oder weniger willkiirlich in den einzelnen Reaktoren vollzieht, wird bei zweistufigen Verfahren (zweistufige Methanisierung) gezielt eine raumliche Trennung, gemaB dem stufenweisen biologischen Abbau organischer Schlamminhaltsstoffe, angestrebt. Durch spezielle verfahrenstechnische MaBnahmen ist eine Anpassung der Milieubedingungen an die komplexen Wechselwirkungen der hydrolisierenden und versauemden Bakterien einerseits und der acetogenen und methanogenen Bakterien andererseits moglich. Durch Schaffung spezifischer Milieubedingungen fiir die am anaeroben Abbauprozess beteiligten Mikroorganismen in einer ersten, als Versauerungsstufe betriebenen, anaeroben Behandlungsstufe und einer zweiten, als Methanisierungsstufe betriebenen, anaeroben Behandlungsstufe werden in getrennten Reaktoren die Voraussetzungen fiir die Ausbildung spezialisierter, hochaktiver Biozonosen geschaffen. Gleichzeitig soUen gegenseitige Beeintrachtigungen der sehr unterschiedlichen, am anaeroben Abbauprozess beteiligten Mikroorganismen, ausgeschaltet werden. Aufgrund der unterschiedlichen Reaktions- und Generationszeiten der in separaten Reaktoren kultivierten, spezialisierten Mikroorganismen kann die erste Stufe (Versauerungsstufe) als hochbelastete Stufe betrieben wer-

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

den, wobei sowohl der mesophile als auch der thermophile Temperaturbereich Anwendung fmdet. Die auf biochemischem Wege gebildeten Zwischenprodukte der ersten Stufe werden dann im nachgeschalteten, als schwachbelastete Stufe betriebenen, zweiten Reaktor (Methanisierungsstufe) in Faulgas, mineralische Bestandteile und einen Rest schwer abbaubarer organischer Stoffe umgewandelt. Dabei erfolgt eine Anpassung der hydraulischen Aufenthaltszeit des Substrates in den beiden Stufen an die Generationszeiten der spezifischen Mikroorganismengruppen. Aus dieser Randbedingung ergeben sich in der Versauerungsstufe Aufenthaltszeiten von 1 bis 2 Tagen und in der Methanstufe Aufenthaltszeiten von 15 bis 20 Tagen. Ein mogliches Verfahrensschema zur zweistufigen Methanisierung zeigtdie Abb. 4.2-14. Faulgas

Faulgas

tr

tr Nacheindicker

Rohschlamm

>=>

i-H Faulbehalter 1

Faulbehalter 2

libers tandswasser

- ^ ZurSchlammentwasserung

.*_[

-O mogl. Rucklauffiihrungen

Abb. 4.2-14. Verfahrensschema zur zweistufigen anaeroben Klarschlammbehandlung. Wahrend bei der anaeroben Indus trieab was serbehandlung die raumliche Trennung von HydrolyseA^ersauerung und Methanisierung je nach Abwasserzusammensetzung sehr gut gelingt, ist eine derart deutliche Trennung der biologischen Abbauprozesse bei zweistufigen Schlammbehandlungsanlagen nicht moglich. Eine Erklarung fur diesen Sachverhalt ist, dass Klarschlamm aufgrund seiner komplexen Zusammensetzung schwerer als die meisten Industrieabwasser zu hydrolysieren ist, und somit die Hydrolyse oftmals als limitierender Schritt anzusehen ist. Daher konnen sich ein Teil der Hydrolyse und damit auch die anschlieBende Versauerung mit in die zweite Stufe verlagern. Ein weiterer Grund fiir die Verwischung

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

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der Grenzen ist darin zu sehen, dass bereits in der Vorklarung und eventuell vorhandenen Voreindickem ein erheblicher Stoffumsatz stattfmdet. Thermophil/mesophile Prozessfuhrung Obwohl keine strikte Trennung der Abbaustufen erreicht wurde, zeigen die Untersuchungen von Wechs (1985), dass durch zweistufige Prozessfuhrung der anaerobe Abbau von Klarschlamm wesentlich beschleunigt werden kann. Gegentiber einem mesophilen einstufigen Referenzprozess konventioneller Bauart konnte beim Betrieb einer ersten Stufe mit 55 °C, 33 °C bzw. 26 °C und einer zweiten Stufe mit 33° C beziiglich der Verweilzeit eine Einsparung von 50, 30 bzw. 20 % erzielt werden. Ftir die Bemessung einer zweistufigen Anlage zur anaeroben Klarschlammstabilisierung sind nach Wechs folgende Randbedingungen einzuhalten: • Alle Behalter werden vollstandig und permanent durchmischt und ohne Trlibwasserabzug betrieben, sie haben keine Funktion der Schlammeindickung • Die Temperatur in der zweiten Stufe wird im mesophilen Bereich zwischen 30 und 37 °C gehalten • Die Beschickung erfolgt moglichst gleichmaBig tiber 24 Stunden verteilt, mindestens aber dreimal wahrend des Tages • Die Schlamme stammen aus dem mechanischen und biologischen Teil einer mit tiberwiegend kommunalem Abwasser beaufschlagten Klaranlage Die Bemessung erfolgt nach den Gleichungen: Vl = V2 =

QR QR

• tRl • tR2

Vi,V2 = Nutzvolumen der 1. bzw. 2. Stufe in m^ QR = tagliche Rohschlammmenge in mVd tRbtR2 "^ Verweilzeit in der 1. bzw. 2. Stufe in d Die zur Bemessung herangezogene Rohschlammmenge sollte nach Wechs (1985) aus Sicherheitsgriinden folgendermaBen ermittelt werden: • Bei bestehenden Anlagen mit Betriebswerten ftir Vorklarschlamm- und ijberschussschlammmengen vor dem Voreindicker, • bei geplanten Anlagen mit einwohnerspezifischen Richtwerten.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Tabelle 4.2-13. Erforderliche Verweilzeiten bei der zweistufigen Klarschlammfaulung (Wechs 1985) Temperatur in der 1. Stufe

Erforderliche Verweilzeit tRl

1. Stufe d 2 4 2

°C 26 33

1

55

tR2 2. Stufe (33 °C) d 12 12

10

| 1

1

Diese Verweilzeitangaben beruhen auf den von Wechs ermittelten Versuchsergebnissen und erlauben einen Stabilisierungsgrad, der mit einem einstufigen, mesophilen Faulprozess mit 20 Tagen Verweilzeit erreicht werden kann. Die guten Ergebnisse beim Betrieb der ersten Stufe mit 26 °C konnten bisher nur von Wechs erzielt werden. Basierend auf den Untersuchungen von Wechs wurden bis heute in der Bundesrepublik Deutschland mehr als 10 zweistufig thermophil/mesophil betriebene groBtechnische Anlagen konzipiert. Wahrend in der ersten Stufe eine Aufenthaltszeit von ca. 3 Tagen bei einer Temperatur von 55 °C herrscht, wird die zweite Stufe im mesophilen Temperaturbereich unter 35 bis 37 °C und einer hydrauhschen Aufenthaltszeit von 12 Tagen oder mehr betrieben. Durch die niedrige Belastung der zweiten Stufe (Vorabbau in der ersten Stufe) und der mesophilen Temperaturfuhrung, wird ein sehr gut stabilisierter Schlamm mit den bekannten positiven Eigenschaften konventionell gefaulter Schlamme erreicht. Abb. 4.2-15 zeigt das Verfahrensschema einer groBtechnischen zweistufigen Faulanlage. zur Gasspeicherung

Warmetauscher 2 Aerobreaktor

3 Chargenbehalter 4 Notklihler

5 Faulbehalter

Abb. 4.2-15. Zweistufige Schlammfaulanlage thermophil/mesophil auf der Klaranlage Osterode/ Harz (Niehoff 1987)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

139

Nebeneffekt der thermophilen Betriebsweise der ersten Stufe ist, dass gleichzeitig eine Entseuchung des Schlammes im Hinblick auf eine weitere Verwertung erzielt werden kann. Voraussetzung fur eine sichere Entseuchung ist eine mindestens zweistiindige ungestorte Verweilzeit des Schlammes in der thermophilen Stufe unter Vermeidung von Kontaktmoglichkeiten mit noch unbehandeltem Rohschlamm. Daher ist eine entsprechende Beschickungstechnik einzuhalten oder es sind entsprechende Verweilbehalter vorzusehen. Insgesamt lassen sich die Verfahrensvorteile und Einsatzbereiche dieses zweistufigen Verfahrens wie folgt zusammenfassen: • Stabilisierung von kommunalen Rohschlammen bei einer Gesamtaufenthaltszeit von nur 15 Tagen • Simultane Klarschlammentseuchung bei der Stabilisierung ohne Gefahr von Reinfektionen • Faulgasproduktion trotz verkiirzter Faulzeit vergleichbar hoch wie bei der konventionellen Faulung • Kostengtinstige Sanierungsmoglichkeit fiir iiberlastete Schlammfaulungsanlagen Kombination mit aeroben Stufen Grundsatzlich kann die anaerobe Schlammstabilisierung auch in Kombination mit aeroben Stufen durchgefuhrt werden. Ziel dieser zweistufigen Verfahren ist eine Teilstabilisierung durch die erste Stufe und eine Vollstabilisierung durch die zweite Stufe zu bewirken. Entwickelt wurden derartige Verfahren, um einerseits bei Neuerrichtung von Anlagen oder bei der Erweiterung iiberlasteter Anlagen teueres Faulraumvolumen einzusparen bzw. die Investition unter Inkaufnahme hoherer Betriebskosten (durch Beltiftung) zu minimieren. Dariiber hinaus kann durch thermophile Prozessfiihrung der Aerobstufe - geeignete Verfahrenstechnik vorausgesetzt eine sichere Klarschlammentseuchung gewahrleistet werden. Da seit einigen Jahren in der Bundesrepublik Deutschland eine Entseuchung nicht mehr gefordert wird, ist die Bedeutung dieses Verfahrens (gemessen an den 1970iger und 1980iger Jahren des letzten Jahrhunderts) drastisch zurtickgegangen. Vor dem Hintergrund der bereits benannten Anktindigung einer entsprechenden rechtlichen Regelung auf europaischer Ebene ist jedoch zu erwarten, dass in den nachsten Jahren gegebenenfalls eine Renaissance dieser Verfahrenstechnik eintritt. Im Einzelnen ist sowohl eine aerobe Vorbehandlungsstufe als auch eine aerobe Nachbehandlungsstufe in Erganzung zur Anaerobstufe denkbar.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Aerob-Anaerob-Verfahren Bei dieser Verfahrenskombination wird der Rohschlamm zunachst in der aeroben Stufe durch Zugabe von Luftsauerstoff oder technischem Sauerstoff bei kurzer Aufenthaltszeit (ca. ein bis drei Tage) vorstabilisiert (Loll 1974). Die endgtiltige Stabilisierung erfolgt in der nachfolgenden anaeroben Stufe. Abb. 4.2-16 zeigt das VerfahrensflieBbild einer derartigen Verfahrenskombination. Durch den aeroben Betrieb der 1. Stufe erfolgt infolge aerober Stoffwechselprozesse eine Selbsterwarmung des Schlammes. Die sonst erforderliche Aufheizung des Schlammes ftir die nachfolgende Faulstufe kann in der Regel entfallen. In der anaeroben Stufe werden die verbleibenden organischen Stoffe unter Bildung von Faulgas weiter umgewandelt. Dabei kann jedoch nur ein verminderter Faulgasanfall erwartet werden, da bereits in der ersten Stufe ein Teil der organischen Schlamminhaltsstoffe oxidiert wurde. Diese Verfahrenskombination beinhaltet also immer einen Kompromiss zwischen Energieeinsatz (Luftzufuhr) und Warmegewinn (exotherme Reaktion) der aeroben Stufe und erzielbarer Faulgasausbeute im Anaerobreaktor. 1. Stufe aerob ^ meso-/thermophi!

2. Stufe anaerob

Entwasserung -

Abb. 4.2-16. VerfahrensflieBbild einer zweistufig aeroben/anaeroben Stabilisierungsanlage

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

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Ftir den Aerobreaktor sind folgende Betriebsmoglichkeiten zu unterscheiden: • mesophil bzw. thermophil • Beltiftung mit Luftsauerstoff bzw. Reinsauerstoff Mesophiler Betrieb des Aerobreaktors Der mesophile Betrieb des Aerobreaktors ist problemlos ganzjahrig moglich, da kommunale Klarschlamme gentigend abbaubare, organische Stoffe zum Erreichen des mesophilen Temperatumiveaus durch exotherme, aerobe Umsetzungsprozesse beinhalten. Damit kann eine zusatzliche Aufheizung des Rohschlammes ftir die anschlieBende Faulung entfallen Eine Reduzierung der organischen Belastung durch den biochemischen Abbau in der ersten Stufe vermindert die Belastung des Anaerobreaktors, d.h., dass durch Vorschalten einer aeroben Stufe anaerobe Reaktoren entlastet werden konnen. Die Ziele, die haufig mit einer dem Anaerobreaktor vorgeschalteten mesophil betriebenen aeroben Stufe verbunden sind, konnen wie folgt zusammengefasst werden: • Einsparung der Rohschlammerwarmung ftir den mesophilen Betrieb einer Faulung durch Nutzung der exothermen Umsetzungsprozesse in einem vorgeschalteten Aerobreaktor • Entlastung einer Faulstufe durch aeroben Abbau und Teilstabilisierung im vorgeschalteten Aerobreaktor Thermophiler Betrieb des Aerobreaktors Die thermophile Betriebsfiihrung der aerob betriebenen, ersten Stufe ist nicht ohne vorgeschaltete Schlammeindickung moglich. Nach Bau (1985) ist hinsichtlich einer ganzjahrigen Gewahrleistung eines selbstgangigen Temperatumiveaus von 55 °C eine Erhohung des Rohschlammfeststoffgehaltes auf iiber 5,5 % TR, entsprechend einem mittleren CSB von rd. 70 g/1, notwendig. Ein derartig hohes Temperatumiveau bietet jedoch den Vorteil der simultanen Entseuchung, wenn Kurzschlussstromungen verfahrenstechnisch ausgeschlossen sind. Der damit verbundene, relativ hohe Abbau in der ersten Stufe hat jedoch eine stark reduzierte Gasausbeute in der Faulstufe zur Folge. Der Gasertrag kann, je nach Umfang des aeroben Abbaus, um 10 bis 40 % niedriger liegen als bei einer vergleichsweise 20-tagigen mesophilen Faulung (Siekmann 1986). Aufgmnd des damit verbundenen Verzichts auf energiereiches Faulgas sollte die aerobe Stufe vorzugsweise dann thermophil betrieben werden, wenn eine Entseuchung ftir die weitere Schlammverwertung beabsichtigt ist.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandliing von Klarschlamm

Die Beliiftung der Aerobstufe 1st sowohl mlt Luftsauerstoff als auch mlt technlschen Relnsauerstoff mogllch. In aller Regel wurden groBtechnlsche Anlagen fur die Beliiftung mlt Luftsauerstoff konzlplert, auch wenn hlerbel Insbesondere In den Wlntermonaten durch hohe Luftmengen die Gefahr der Reaktorauskuhlung besteht. Insgesamt 1st die zwelstufig aerobe/anaerobe Verfahrenstechnlk dann eln lelstungsfahlges und wlrtschaftllches Stablllslerungsverfahren, wenn elne slmultane Klarschlammentseuchung beabslchtlgt 1st. Besondere Vortelle bletet dlese Technlk ftir den Elnsatz auf Klaranlagen klemerer und mlttlerer AusbaugroBen. Anaerob-Aerob-Verfahren Elne weltere Varlante komblnlerter Verfahren 1st die zwelstufige AnaerobAerob-Prozessftihrung. Die auf der Klaranlage anfallenden Rohschlamme werden In der 1. Stufe (anaerob-Stufe) bel reduzlerten Aufenthaltszelten (ca. 10 bis 15 Tage) konventlonell gefault und anschlleBend In der 2. Stufe (aerob-Stufe) beliiftet. Mlt dleser Verfahrensftihrung sollen folgende Zlele errelcht werden: • ausrelchende Stabllisierung des Rohschlammes, • VergroBerung des volumenbezogenen Stoffumsatzes In Verblndung mlt elner gestelgerten raumspezlfischen Gasausbeute, • Verbesserung der Entwasserbarkelt, • mogllcherwelse elne slmultane Entseuchung und • Verbesserung der Prozessstabllltat und Wlrtschaftllchkelt • Im Verglelch zur konventlonellen Faultechnlk (Rlegler 1981) Bel den blsher durchgefiihrten Untersuchungen zu dleser Verfahrensfiihrung konnte der zugeflihrte Rohschlamm bel Aufenthaltszelten von 15 Tagen Im Anaerobreaktor berelts ausrelchend stablllslert werden. Ktirzere hydraullsche Verwellzelten In dem bel 35 °C konventlonell betrlebenen Faulbehalter fiihrten zu elner merkllchen Verschlechterung des Stablllslerungsergebnlsses (Rlegler 1981). In der nachgeschalteten aeroben Stufe wurde bel Beliiftungszelten von 2 Tagen und mehr Immer elne ausrelchende Stabllisierung erzielt. Auffallig war, dass trotz des anaeroben Vorabbaus noch elne erhebllche CSBReduktlon In der 2. Stufe erfolgte. Dementsprechend konnte Im Aerobreaktor elne deutllche Temperaturanhebung Infolge exothermer Stoffwechselvorgange beobachtet werden. Inwleweit ganzjahrig eln ftir elne Entseuchung notwendlges Temperatumlveau alleln durch die blochemlschen Umsetzungsprozesse elnzuhalten 1st, 1st noch ungeklart. Eln groBtechnlscher Elnsatz dleser Verfahrenstechnlk steht noch aus.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

143

d) Thermophile einstufige Betriebsweise Ebenso wie im mesophilen Temperaturbereich (bis 40 °C) sind Biozonosen bekannt, die den anaeroben Abbau im thermophilen Temperaturbereich (45-60 °C) realisieren. Wahrend im Ausland (Klaranlage Moskau, Klaranlage San Francisco) mehrere GroBanlagen nach dieser Technik realisiert wurden, ist diese Verfahrensweise in der Bundesrepublik Deutschland bisher nur bei den vorgenannten 2-stufigen Anlagen in einer ersten thermophilen Vorstufe realisiert worden. BekanntermaBen laufen biologische Prozesse bei hoheren Temperaturen deutlich schneller ab, so dass durch die Uberfiihrung des Prozesses in den thermophilen Bereich zumindest eine Bescheunigung der Reaktion, ggf. auch ein weitergehender Abbau, zu erwarten ist. Dariiber hinaus konnte bei geeigneter Prozessftihrung eine simultane Klarschlammentseuchung moglich sein (z.B. als Kaskade). Ebenso ist bekannt, dass sich, bedingt durch die Veranderung der rheologischen Schlammeigenschaften in Folge erhohter Temperaturen, ftir thermophile Schlamme in aller Regel Vorteile bei der Klarschlammentwasserung ergeben. Diesen genannten Vorteilen stehen sachbedingt auch Nachteile gegentiber. Durch den thermophilen Betrieb ist entsprechend der genauen Betriebstemperatur linear ein groBerer Warmebedarf zur Rohschlammaufheizung sowie zum Ausgleich der Transmissionsverluste erforderlich. Weiterhin ist durch den erhohten Abbau mit einer deutlich hoheren Klaranlagenriickbelastung sowohl im Hinblick auf den Ammoniumgehalt als auch den CSB zu rechnen. Da praktisch die bautechnisch-statische Bemessung von Schlammfaulbehaltem durch den kritischen Lastfall Temperatur (At- innen/auBen) gepragt ist, ist mit hoheren Investitionskosten zu rechnen. All diese Argumente haben neben der allgemeinen Einschatzung, dass ein thermophiler Betrieb empfindlicher sei als ein mesophiler, dazu gefiihrt, dass diese Technik in Deutschland noch nicht angewendet wird. Aktuell werden auf der Klaranlage Steinhof des Abwasserverbands Braunschweig groBtechnische Versuche zur thermophilen Klarschlammstabilisierung durchgeftihrt. Der bisherige Betrieb (4 Monate) zeigt, dass im Hinblick auf die Stabilitat des Prozesses der thermophile Betrieb direkt mit dem mesophilen vergleichbar ist, also keine Nachteile aufweist, dass sich die thermophil stabilisierten Schlamme gut entwassern lassen, zusatzliche Geruchsprobleme nicht auftreten und somit aller Wahrscheinlichkeit nach Bedenken gegen die thermophile Prozessftihrung unbegnindet sind. Eine genaue Aussage hierzu ist aber erst nach Auswertung der Betriebsdaten (Mitte 2005) moghch.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlimg von Klarschlamm

4.2.2 Klarschlammdesintegration Zielvorstellung fur eine okonomisch und okologisch optimale Klarschlammbehandlung ist es, unter Einsatz minimaler Investitions- und Betriebskosten dafur Sorge zu tragen, die Belastung der Okosysteme zu minimieren oder zumindest auf ein vertretbares MaB zu reduzieren. Reflektiert man die generellen Moglichkeiten der Klarschlammbeseitigung, so ist zum einen die Wiedereinschleusung der Rtickstande in den natiirlichen Stoffkreislauf tiber die landwirtschaftliche und landbauliche Nutzung damit verbunden, dass in den Klarschlammen enthaltene Schadstoffe dem Okosystem dlrekt zugefuhrt werden. Zum anderen jedoch verblndet sich die thermische Entsorgung der Schlamme (z.B. Verbrennung) in aller Kegel mit der unwlederbringlichen Vemlchtung wertvoller Schlammlnhaltsstoffe (Kohlenstoff, Stickstoff, Phosphor etc.). Eine sachgerechte Problemlosung fur die Zukunft muss es sein, die Vortelle dleser belden Entsorgungsv^ege zu komblnleren. Das helBt in elnem ersten Schritt sollen die ntitzlichen Inhaltsstoffe (z.B. Kohlenstoff als Biogas, Phosphor als Dtingemlttel) dem Klarschlamm entzogen werden, so dass die in der Schlamm-Matrix verbleibenden Schadstoffe dann in elnem zwelten Schritt thermisch entsorgt werden konnen. Bel Realislerung dleser Vorgehenswelse wird dann gleichzeitig auch die zu entsorgende Reststoffmenge mlnimiert, was sich wiederum vorteilhaft auf die Kosten auswirkt. Ein derzeit diskutierter, wissenschaftlich bereits in vielen Facetten untersuchter und groBtechnisch vereinzelt bereits angewendeter Verfahrensschritt hlerzu 1st die Klarschlammdesintegration. Bel alien ganglgen blsher beschriebenen Verfahren zur Klarschlammstabillsierung werden die auf den Klarwerken anfallenden Prlmar-, Sekundar- und Tertiarschlamme ohne wesentllche Vorbehandlung, ggf. nach moderatem Schlammwasserentzug, den Stabllisierungsstufen zugegeben. Dabei kann slcherllch fur den Prlmarschlamm davon ausgegangen werden, dass dleser in Ganze als „Substrat" zur Verfugung steht. Fallungsschlamme entziehen sich dem gegentiber in aller Regel elnem biologlschen Umsatz und die Sekundarschlamme nehmen quasi eine Zwitterstellung ein, da davon auszugehen ist, dass zumindest ein Tell der lebenden Blozonosen Im Stabillsierungsreaktor selbst nlcht umgesetzt wird, sondem zum Substratumsatz beitragt. Insbesondere in Anaerobreaktoren 1st daruber hinaus der Teilabbauschritt der Hydrolyse oftmals der zeitlich llmltlerende Schritt. Genau an dleser Stelle setzt die Verfahrenstechnlk der Klarschlammdesintegration an. Dabei wird versucht, nlcht nur die Zellagglomerate des Uberschussschlammes, sondern die Zellen selbst durch geeignete technische MaBnahmen zu zerstoren, so dass das gesamte Zellmaterial in Anaerobreaktor umgesetzt werden kann.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

145

In Abb. A2-11 sind die Wirkmechanismen und Verfahren, die bisher zur Klarschlammdesintegration untersucht wurden bzw. bereits eingesetzt werden, geordnet und zusammengefasst. Es wird deutlich, dass sowohl thermische als auch chemische, biochemische, physikalische und mechanische Wirkmechanismen herangezogen werden konnen, um das Ziel der Zellzerstorung zu realisieren. Hierbei ergeben sich dann nattirlich verfahrensbedingt auch unterschiedliche Eigenschaften und Zusammensetzungen der jeweiligen Desintegrate. Um fur die vorgenannten unterschiedlichen Wirkmechanismen und Verfahrensweisen eine Vergleichbarkeit herzustellen, war es notwendig, eine quantitative Bestimmung des Aufschlussgrades zu definieren. Mittlerweile haben sich hierfiir zwei Kennwerte durchgesetzt, die auch international angewendet werden.

D es inte grations ve rfa hre n physikalisch/mechanisch - Riihrwerkskugelmuhle - Scherspalthomogenisator - Ultraschall - Elektroimpuls - Lysatzentrifuge

thermisch -< 100 °C -> 100 °C chemisch - Nassoxidation - Ozon - alkalische Hydrolyse (NaOH, NH3) - saure Hydrofyse (HCl, H2SO4)

biochemisch - Enzymzugabe - Autob^se

Abb. 4.2-17. Wirkmechanismen und Verfahren zur Klarschlammdesintegration Moglichkeiten ftir die Bestimmung des Aufschlussgrades ergeben sich aus der Messung der Sauerstoffsverbrauchsrate der Schlammsuspension sowie des chemischen Sauerstoffbedarfes (CSB) der fltissigen Phase des Schlammes. Die biologische Aktivitat eines Schlammes kann hierbei durch die Messung der Sauerstoffsverbrauchsrate ermittelt werden. Durch den mechanischen Zellaufschluss werden Mikroorganismen inaktiviert oder zerstort und verlieren somit ihre Fahigkeit, Sauerstoff zu verbrauchen. Konkret ergibt sich der Aufschlussgrad aus dem Verhaltnis der Sauerstoffsverbrauchsrate der aufgeschlossenen zu der der unaufgeschlossenen Schlammprobe.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm OV As-1-7^ OV,

[%]

Bei der Bestimmung des Aufschlussgrades nach der CSB-Methode werden die durch den Zellaufschluss in Losung gebrachten organischen Inhaltsstoffe quantifiziert, wobei zur Berechnung des Aufschlussgrades aus den Messwerten, die Bestimmung der maximalen freisetzbaren CSB-Menge notwendig ist. Hierfur wird der Schlamm durch Mischen mit einer einmolaren Natronlauge im Verhaltnis von 1:1 (10 Minuten Inkubation bei 90 °C) alkalisch hydrolysiert. Die CSB-Messung erfolgt dann in einer membranfiltrierten Probe (ATV-DVWK 2000). _ CSB-CSBQ

^^^ " C S B L - C S B Q

t'""']

Prinzipiell sind beide vorgestellten Messwerte fur die Beurteilung des Aufschlussgrades von Uberschussschlammen anwendbar, jedoch nicht fiir alle Desintegrationsverfahren. So kann z.B. der Aufschlussgrad von ozonisierten Schlammen nicht mit der Methode der Sauerstoffzehrung quantifiziert werden, da bei der Ozonisierung reaktive Radikale frei werden, die wichtige funktionelle Gruppen von Enzymen und Mikroorganismen oxidieren. Somit wird durch die Abtotung bzw.Hemmung der Mikroorganismen eine Zehrungsmessung quasi unmoglich. Die konkreten Werte lassen sich nicht interpretieren. Neben den beiden vorgenannten Kennwerten zur Quantifizierung des Aufschlussgrades wird in der Praxis oftmals vereinfachend lediglich der geloste CSB im Schlammwasser als Kontrollwert herangezogen. Thermische Desintegration Die ersten Verfahrenstechniken, die als Desintegrationsverfahren zu bezeichnen sind, wurden bereits vor tiber 50 Jahren eingesetzt, um auf den damals weit verbreiteten Kammerfilterpresse bessere Entwassemngsergebnisse zu erreichen. Diese sogenannte „thermische Konditionierung" wurde dann jedoch an alien Standorten der Bundesrepublik Deutschland wieder aufgegeben, da vor allem die Geruchsprobleme (bei hohen Temperaturen und Driicken werden erhebliche Mengen an Mercaptanen und Schwefelwasserstoff frei) sowie die Bildung inerten CSBs im praktischen Klaranlagenbetrieb nicht zu handhaben waren. Das von Brooks (1968) beschriebene Porteus-Verfahren hat zum Ziel, Klarschlamm thermisch zu konditionieren, die Zellwande zu zerstoren und Zellinnenwasser frei zu setzen. Hierbei wird zwischen 180 °C und 220 °C bei einer Verweilzeit von 30 bis 90 Minuten unter Druck der Aufschluss

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

147

vorgenommen. Die friiher betriebenen Anlagen bedurften einer separaten Schlamm-Wasser-Behandlung, sie waren ausgesprochen wartungsintensiv und mit den o.g. Problemen behaftet. Eine Erweiterung des Porteus-Verfahrens stellt das Zimpro-Verfahren (Zimmermann-Prozess) da, dass von Koster (Koster et al. 1975) beschrieben wurde. Hierbei wird unter Zugabe von reinem Sauerstoff bei Temperaturen zwischen 280 und 325 °C und einem Druck von 20 MPa unter Anwesenheit von Katalysatoren praktisch die gesamte organische Substanz in Losung gebracht oder suspendiert. Dieses Verfahren ist noch wirksamer als das vorher beschriebene Porteus-Verfahren, jedoch mit den gleichen Problemen behaftet. Dariiber hinaus traten bei den Anlagen erhebliche Korrosionsprobleme auf Es wird deutlich, dass das Zimpro-Verfahren schon kein rein thermisches Verfahren mehr ist, sondem seine Wirkung erst unter Zugabe von Chemikalien voll entfalten kann. Das Limus-Verfahren (Elbing u. Diinnebeil 1999) wurde zur Vermeidung tibermaBiger Geruchsbelastung sowie tibermaBiger Bildung inerten CSBs fur eine Aufenthaltszeit von 60 Minuten bei 135 °C dimensioniert, wobei in der anschlieBenden Schlammfaulung eine Steigerung des Abbaugrades von 35 % bei 20 Tagen Aufenthaltszeit nachgewiesen werden konnte. Das Cambi-Verfahren, beschrieben von Weisz (Weisz et al. 2000) wurde ftir bis zu 30 Minuten Aufenthaltszeit bei 130 bis 180 ^Celsius konzipiert. Hierbei wird entwasserter Schlamm mit einem Feststoffgehalt zwischen 15 und 2 0 % TR mit Wasserdampf beaufschlagt. Nach der Behandlung stellt sich ein Wert zwischen 10 und 12 % TR ein. In der nachfolgenden Faulstufe mit 17 Tagen Verweilzeit konnten CSB- Reduktionen von 60 %, eine sichere Hygienisierung erreicht und gute Entwasserungseigenschaften nachgewiesen werden. Weitere hochthermische Verfahren warden bisher nur in Pilotanlagen, z.B. von Dohanyos (Dohanyos et al. 2000) von Odegaard (Barlindhaug u. Odegaard 1996) sowie von Kopplow und Barjenbruch (2001) untersucht. Hierbei wurden sowohl die Temperaturen (zwischen 120 und 180 °C) sowie die Aufenthaltszeiten zwischen 1 und 60 Minuten variiert. Es konnten Aufschlussgrade zwischen 30 und 40 % festgestellt werden. Schaumbildungen wurden wirkungsvoll unterdriickt und in Einzelfallen eine Steigerung der Methanproduktion zwischen 35 und 50 % nachgewiesen. Von den genannten Verfahren entwickelt sich derzeit das CambiVerfahren, vor allem in GroBbritannien, sowie in Nordeuropa in unterschiedlichen Verfahrensvarianten zum Marktfuhrer. Derzeit sind ca. 15 Anlagen realisiert. Insgesamt muss bewertend festgestellt werden, dass alle hochthermischen Verfahren zum einen einen hohen Warmebedarf aufweisen und zum anderen aparativ mit entsprechenden Einrichtungen zur

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Warmemckgewinnung oder Riickktihlung ausgeriistet sein mtissen, die im Klaranlagenbetrieb besonderer Aufmerksamkeit bedtirfen. Oftmals werden die Verfahren dann eingesetzt, wenn aus anderen Quellen preiswerte oder kostenlose Warmeenergie auf entsprechendem Temperatumiveau vorliegt (Weisz et al. 2000). Einen qualitative!! Eindmck iiber die Leistu!!gsfahigkeit der thermischen Verfahre!!, dargestellt als geloster CSB i!n Schlammwasser, iiber der Behandlungstemperatur gibt Abb 4.2-18. Es verdeutlicht das mit steigei!der Te!!!peratur ebe!!SO, wie mit erhohter Verweilzeit fur die Temperaturei!!wirkung der geloste CSB im Schlammwasser uberproportio!!al steigt.

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50 bei T>150 °C

100 150 Temperatur, *^C Anstieg CSB/BSB, d.h. schlecht abbaubar

200

Abb. 4.2-18. Quantitativer Zusammenhang zwischei! CSB im Schlainmwasser und Behandlungstemperaturen bei der thermischei! Klarschlammdesintegration (Kopp 2004) Chemische Desintegration Neben der vorbeschriebei!en Desi!itegratio!! durch das Zimpro-Verfahren ist hier auch das Leprox-Verfahren der Firma BAYER zu nennen. Bei diesem Verfahren werden im Temperaturbereich zwischen 120 bis 220 °C und einem Druck von 0,03 bis 0,25 MPa bei einer Aufenthaltszeit von 1 bis 3 Stunden unter Zugabe dreiwertigen Eisen als Katalysator bis zu 90 % der Organik gelost, wobei 70 % vollstandig aufoxidiert werden. Dieses sehr weitgehende Desintegrationsverfahren fuhrt zu sehr geri!igen Reststoffmengen, ist jedoch in Folge des Sauerstoffeinsatzes sowie der

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

149

aufwendigen Verfahrenstechnik in den meisten Anwendungsfallen wirtschaftlich nicht darstellbar (Holzer u. Horak 1999). Bei der sauren Hydrolyse, realisiert bei der Firma DOW Deutschland GmbH in Stade, erfolgt der Aufschluss des LFberschussschlammes bei ca. pH 1 mit Salzsaure und unter einem Druck von 1-2 MPa im Temperaturbereich > 130 °C mit einer Aufenthaltszeit von ca. 30 Minuten. Durch diese Randbedingungen erfolgt ebenfalls eine CSB-Freisetzung von > 90 %, was letztendlich in praxi einer Reduzierung der Filterkuchenmenge um etwa 80 % entspricht. Diesen Vorteilen stehen als Nachteile die Aufsalzung des Wassers sowie die aufwendige apparative und materialtechnische Anlage (Korrosion) gegentiber (ATV-DVWK 2003 (2)). Gegeniiber dem sauren Aufschluss ist auch eine Desintegration als alkalische Hydrolyse moglich. Auch bei dieser Vorgehensweise wird in aller Regel die Reaktivitat durch Temperatureinwirkung erhoht. Die Zuftihrung von Alkalien hat eine verseifende Wirkung auf die Zellbausteine der Mikroorganismen, wodurch bei Proteinen eine Offnung der Peptidbindung erfolgt und Lipide durch Spaltung der Fettsaureester beeinflusst werden. Es kommt somit zu einer Freisetzung der Zellinhaltsstoffe und einer partiellen Hydrolyse von Polymerbausteinen. Uber die bisher genannten Ansatze hinaus wird derzeit auch oftmals der Versuch untemommen, die chemische bzw. chemisch-thermische Desintegration als Verfahrensschritt zur Phosphor-Rtickgewinnung zu integrieren. Als Beispiel sei hier der Krepro-Prozess der Firma Chemwater / Alpha Laval genannt (Recktenwald 2002). Die Vorgehensweise ist beispielhaft in Abb. 4.2-19 dargestellt. Bei diesem Prozess wird auf 5 bis 7 % TR eingedickter Uberschussschlamm mit Schwefelsaure bei einem pH-Wert von ca. 1,5, einer Temperatur von 150 °C und einem Druck von 4 bar tiber 30 Minuten behandelt. Dabei gehen 40 bis 60 % der organischen Inhaltsstoffe in Losung. Die Reststoffe lassen sich mittels tiblicher Trenntechnik (Zentrifugen) auf ca. 45 % TR einengen. Im Anschluss an diese Behandlung folgt eine stufenweise Anhebung des pH-Wertes auf pH 9,5, wobei dann ein phosphorreicher Schlamm (35 % TR) abgetrennt werden kann. Das Zentrat aus diesem Prozess kann als Kohlenstoffquelle fiir die Denitrifikation im Bereich der Abwasserreinigung Verwendung finden.

150

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Rohschlamm R©aktor 150 *C 4 bar

Zentrpt

30 min

xy Aystank

Zerilrat {Kohlonstoff-

quelle) FeP04,35%TS

org. Schlamm, 45% TS

Abb. 4.2-19. Chemischer Klarschlammaufschluss mit Phosphorriickgewinnung (Kopp 2004) Daruber hinaus besteht die Moglichkeit, eine chemische Desintegration mit Hilfe einer Ozonbegasung zu realisieren. Bei der Reaktion von Zellen mit Ozon werden die ungesattigten Fettsauren der Zellmembran angegriffen. Durch die so beschadigte Membran dringt dann Ozon in das Innere der Zelle und reagiert dort mit den vorhandenen Zytoplasmasubstanzen, was zu einer Zellzerstorung ftihrt. Weiterhin werden so ungeloste organische Makromolektile in kleine, wasserlosliche Verbindungen umgewandelt, was zu einer weitgehenden Hydrolyse ftihrt. Auch ftir diese Verfahrenstechnik scheint nach heutigem Kenntnisstand lediglich die Behandlung des Uberschussschlammes sinnvoll, wobei die Ozonbeaufschlagung in einem Bereich zwischen 0,01 und 0,06 g Os/g TR zu Aufschlussgraden zwischen 10 und 30 % ACSB ftihrt. Bei diesen Aufschlussgraden kann von einer Steigerung der Gasausbeute von ca. 20 % (in einer konventionellen einstufigen Schlammfaulung) ausgegangen werden (ATV-DVWK 2003 (2)). Biochemische Desintegration Zur Leistungssteigerung der anaeroben Schlammfaulung wurden in den letzten Jahren immer wieder Versuche untemommen, mit Hilfe von Enzym- sowie Bakterientrockenpraparaten eine aufschlieBende, d.h. desin-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

151

tegrierende Wirkung, auf den Klarschlamm auszutiben. Dabei kamen Enzympraparate durchwegs als Mehrkomponentenprodukte mit teilweise deutlich unterschiedlichen Wirkungsmustem zum Einsatz. Die Hauptbestandteile waren in alien Fallen hydrolytisch wirkende Enzyme, wie Proteasen, Zellulasen und Lipasen. Diese Enzyme sollen den im Regelfall bei der Schlammfaulung geschwindigkeitsbestimmenden Schritt, die Hydrolyse, unterstiitzen. Die durch die Enzyme freigesetzten Monomere, wie Zucker, Armino- und Fettsauren konnen dann im Zellinneren weiter methabolisiert werden. Aufgrund ihrer Spezifitat wirken derartige Enzyme tiberwiegend auf die Bestandteile des Primarschlamms, wobei der tJberschussschlamm nur marginal beeinflusst wird. Der Einsatz von Bakterientrockenpraparaten ist prinzipiell denkbar, wenn Bakterien mit hydrolytischer und/oder acetogener Wirkung verwendet werden (ATV-DVWK 2003(2)). Die bisherigen Resultate aus Laborversuchen und groBtechnischer Anwendung von Enzym- und Bakterientrockenpraparaten lassen den Schluss zu, dass eine weitere Leistungssteigerung nur schwer moglich bzw. marginal ist. Mechanische Klarschlammdesintegration Bei der mechanischen Desintegration von Klarschlammen werden grundsatzlich die gleichen Zielsetzungen verfolgt wie bei der chemischen und/oder thermischen sowie biologischen Desintegration. Mit Hilfe von unterschiedlichen Aggregaten wird versucht, die Zellstrukturen soweit zu zerstoren, dass entsprechend dem erzielten Aufschlussgrad der Mikroorganismen ein entsprechend weitergehender Abbau moglich ist und/oder gleichermaBen die fur den Abbau erforderliche Reaktionszeit reduziert werden kann. In Abb. 4.2-20 sind die prinzipiellen Moglichkeiten aufgezeigt, um Klarschlamm sinnvoll im Zuge der Stabilisierung durch Desintegration weiter aufzuschlieBen. Die mechanische Desintegration von Primarschlamm ist hierbei mittlerweile als praktisch anzuwendendes Verfahren auszuschlieBen, da die im Primarschlamm enthaltene organische Substanz a priori dem anaeroben Abbau leicht und schnell zur Verfugung steht und anhand vorliegender Untersuchungen im halbtechnischen MaBstab relativ gut nachgewiesen werden konnte. Die Primarschlammdesintegration lasst zum einen keinen deutlich weiteren Abbau zu und zum anderen ist sie wirtschaftlich nicht vertretbar. Die als Beispiel F in Abb. 4.2-20 dargestellte Moglichkeit der Faulschlammdesintegration wurde bereits verschiedentlich untersucht und ist ebenfalls als wenig zielftihrend einzustufen, da bei dieser Verfahrenstechnik natiirlich auch die Biozonose geschadigt wird, die letztendlich ftir den Stoffumsatz maBgebend ist. Da jedoch in den letzten Jahren bei vielen Schlammfaulbe-

152

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

haltem infolge der Anderungen in der biologischen Abwasserereinigung (Nahrstoffelimination) oftmals Probleme mit Fadenorganismen oder Schaumbildung aufgetreten sind, sollte diese Art der Desintegration nicht ganzlich auBer Acht gelassen werden, da in Bezug auf diese genannten Probleme eine ausgezeichnete Leistungsfahigkeit des Verfahrens besteht. Aus vorher genannten Griinden wird derzeit eine Uberschussschlammdesintegration tiberwiegend, wie in Abb. 4.2-20 unter D dargestellt, in die Verfahrenstechnik eingebunden. Hierbei kann dann der Uberschussschlamm vor der Desintegration je nach Anforderung des Verfahrens mehr oder minder eingedickt werden, so dass entsprechend dem jeweiligen Desintegrationsverfahrens die optimalen Randbedingungen geschaffen werden konnen. Schwimmschlamm

hm

W

G Konditionierung und Entwasserung

w

Desintegrationsgerat

Abb. 4.2-20. Anwendungsmoglichkeiten der Klarschlammdesintegration (ATVDVWK 2000) Nachfolgend werden ohne Anspruch auf Vollstandigkeit die wesentlichen Verfahren sowie Aggregate zur mechanischen Klarschlammdesintegration vorgestellt sowie ihre Wirkungsweise beschrieben und wo moglich quantifiziert.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

153

Ruhrwerkskugelmiihlen (RWKM) Ruhrwerkskugelmtihlen sind Aggregate, die aus der Zerkleinerungs- und Mahltechnik bekannt sind. Es handelt sich hierbei um in aller Regel bei Vollraummtihlen einen zylindrischen Mahlraum, in dem ein entsprechender Rotor die Schlammsuspension ebenso wie die im Mahlraum befindlichen Mahlkugeln standig durchmischt. Die auftretenden Scherkrafte werden von den Mahlkugeln auf die Mikroorganismen iibertragen und fiihren somit zu einer rein mechanischen Zellwandzerstorung. In Abb. 4.2-21 ist beispielhaft eine derartige Einrichtung schematisch dargestellt. Fiir den praktischen Betrieb kann eine Optimierung durch die Wahl unterschiedlicher Materialien sowie Durchmesser der Mahlkugeln erfi)lgen. Neben den Ruhrwerkskugelmtihlen sind ebenfalls Ringspaltmiihlen untersucht worden. GleichermaBen gilt es fiir alle Riihrwerks-Kugelmiihlen sowie Ringspaltmiihlen das Problem der Mahlkorperabtrennung sowie des Mahlkorperriickhalts zu losen. Hierzu wurden die unterschiedlichsten technischen Vorkehrungen realisiert und untersucht, wobei sich ein Ubertritt der Mahlkorper in den desintegrierten Schlamm offensichtlich in Gauze nicht verhindem lasst, so dass zum einen ein kontinuierlicher Ersatz von Mahlkorpem fiir den Mahlprozess und zum anderen die tibergetretenen Mahlkorper im weiteren Verlauf der Schlammbehandlung mit berticksichtigt werden mtissen.

Suspensionseintritt

Suspensionsaustritt

Mahlraum Abb. 4.2-21. Ruhrwerkskugelmiihle (Vollraummuhle)

154

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Hochdruckhomogenisatorn (HDH) Hochdruckhomogenisatoren sind aus der lebensmittelverarbeitenden Industrie bekannt. In diesen Aggregaten werden hoch verdichtete Suspensionen durch ein Homogenisierventil entspannt. Die dabei auftretenden Kavitationskrafte sind ausreichend, um die Zellen von Mikroorganismen in Ganze zu zerstoren. Prinzipiell sind Hochdruckhomogenisatoren ftir die Klarschlammdesintegration geeignet. Jedoch muss beriicksichtigt werden, dass durch die hohe Geschwindigkeit der Suspension bei der Entspannung im Homogenisierventil die im Klarschlamm enthaltene anorganische Substanz stark abrasiv wirkt, so dass diese Hochdruckhomogenisierventile als VerschleiBteile anzusehen sind, was wiederum Auswirkungen auf den Betrieb sowie die Kosten beinhaltet (ATV-DVWK 2000). Ultraschallhomogenisatoren (UH) Bei der Ultraschallhomogenisation erzeugen pietzo-keramische Wandler hochfrequente Schwingungen in der Schlammsuspension, so dass auch bei diesem Verfahren letztendlich Kavitationskrafte auf die Mikroorganismen in der Schlammsuspension wirken und sie so zerstoren. Auch diese Technik hat ihre prinzipielle Eignung fiir die Klarschlammdesintegration bereits unter Beweis gestellt. Die meisten, derzeit mit Desintegrationseinrichtung versehenen Schlammfaulungsanlagen arbeiten nach diesem Prinzip (ATVDVWK 2000). Lysat-Zentrifugen-Technik (LYZT) Bei der Lysat-Zentrifungen-Technik handelt es sich um eine Zentrifuge zur Eindickung von Uberschussschlammen, die in der Austragszone zusatzlich mit rotierenden sowie feststehenden Metallplatten besttickt ist. Ohne wesentlichen Mehraufwand an Energie soil zwischen diesen Metallplatten in Folge auftretender Scheerkrafte eine Zerstorung der in der Schlammsuspension enthaltenden Mikroorganismen stattfmden. Bis heute ist es noch nicht gelungen nachzuweisen, dass durch den Einsatz derartiger Zentrifugen nennenswerte Desintegrationserfolge gemessen als As oder ACSB erreicht wurden. In einzelnen Fallen konnte lediglich ein geringftigig besseres Faulverhalten nachgewiesen werden (ATV-DVWK 2000). Hochleistungspulstechnik (HLPT) Bei dieser Technik werden elektrische Durchschlage zwischen 2 Elektroden erzeugt. Die daraus entstehende Dmckwelle fiihrt zu Scheerkraften, die in der Lage sind, die in der Klarschlammsuspension enthaltenen Mikroorganismen zu perforieren, was praktisch einer Desintegration gleich kommt. Diese Verfahrenstechnik ist bisher in der Bundesrepubhk Deutsch-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

155

land lediglich in halbtechnischen Versuchen erfolgreich eingesetzt worden. In den Vereinigten Staaten von Amerika sind zwei groBtechnische Anlagen im Betrieb (ATV-DVWK 2000). Beispielhaft fiir die genannten Verfahrenstechniken ist deren Leistungsfahigkeit in den Abb. 4.2-22 bis 4.2-25 aufgezeigt. Wie aus Abb. 4.2-22 ersichtlich wird, ist ftir die unterschiedlichen verwendbaren Aggregate in Abhangigkeit des realisierten Energieeintrages mit unterschiedlichen Aufschlussgraden (As) zu rechnen. Es wird deutlich, dass neben dem gewahlten Aggregat selbst auch der Feststoffgehalt in der Schlammsuspension ganz wesentlich den fiir einen gewtinschten Aufschlussgrad erforderlichen Energieeintrag beeinflusst. In Abb. 4.2-23 ist gezeigt, wie der Abbaugrad (T]OTR) reinen Uberschussschlammes in Abhangigkeit vom realisierten Aufschlussgrad abhangt. Prinzipiell ist davon auszugehen, dass mit zunehmenden Aufschlussgrad der Abbaugrad in der nachfolgenden Faulung steigt. Diese Erhohung des Wirkungsgrades der Schlammfaulung muss zwangsweise eine Verminderung der verbleibenden Schlammfeststoffmenge sowie eine Mehrproduktion von Faulgas zur Folge haben. 100

90 80

^

„A-

H D H , TR = 38 g/kg

-O-

R W K M , TR = 10 g/kg

60

-•-

R W K M , TR = 42 g/kg

50


70

o^ w

< 03

H D H , TR = 10 - 15 g/kg

-A-

-•-^ U H , TR

= 8 - 2 2 g/kg

S H , TR = 1 0 - 2 4 g/kg

i>-

40

<>

13

^

30

M—

20

O C/) D


.^4^ O

HDH: Ap = 100 - 800 R W K M : d,,, = 0,35

10

-HHi 1000

1—i i i i i I

10000

Spezifische Energie E

bar

mm, v,, = 6 m/s

i i i iI 100000

[kJ/kg]

Abb. 4.2-22. Mit verschiedenen Aufschlussgeraten erreichte Aufschlussgrad in Abhangigkeit von der spezifischen Energie (Mtiller 1996) Allen bisherigen Untersuchungen ist es gemein, dass die Aufstellung geschlossener Bilanzen bisher nicht gelungen ist. Dies diirfte zum einen messtechnische Ursachen haben (Gasmengenmessungen, TR und oTRBestimmungen etc.) und zum anderen auch daran liegen, dass oftmals die

156

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

Versuche zu kurz oder zu gering adaptiert durchgeftihrt wurden. Prinzipiell kann der dem Faulungsreaktor zugefiihrte Kohlenstoff lediglich in gasformiger Form oder gelost als Ruckbelastung zur Klaranlage das System verlassen, so dass im Grunde genommen Bilanzen zu schlieBen sein miissten. 35 ozonisiert

30 254 ^

20 Hochdruckhomogenisator, Ap = 400 bar

"D

13 CD

<

15 Hochdruckhomogenisator, Ap = 200 bar

10 unaufgeschlossen

54 — i —

10

20 30 40 Aufschluflgrad A^gg [%]

50

Abb. 4.2-23. Erreichte Abbaugrade flir verschieden aufgeschlossene Faulschlamme bei anaerober Behandlung im submersen Betrieb (Kopp et al. 1997) In Abb. 4.2-24 ist die stoffliche Veranderung der Parameter CSB, Kjeldahlstickstoff und Phosphat in Abhangigkeit des Aufschlussgrades As beispielhaft fiir die Aggregate Hochdruckhomogenisator und Rtihrwerkskugelmtihle aufgezeigt. Mit zunehmendem Aufschlussgrad steigen alle drei Parameter, bei Verwendung des Hochdruckhomogenisators sogar linear, deutlich an. In Abb. 4.2-25 ist dargestellt, welche Auswirkung sich aus dem Aufschluss des Uberschussschlammes nach einer Faulung als tatsachliche Rtickbelastung der Klaranlage ergibt. Wahrend Phosphor praktisch unbeeinflusst die Anaerobstufe durchlauft, d.h. die Steigerung der Rtickbelastung direkt aus der Steigerung des Phosphorgehaltes im Schlammwasser des Desintegrates ermittelt werden kann, steigt der Stickstoffgehalt sachbedingt durch zusatzlichen EiweiBabbau weiter an. Demgegentiber ist der zusatzlich gebildete CSB offensichtlich anaerob sehr gut abbaubar, so dass davon auszugehen ist, dass dieser Kohlenstoff tiberwiegend in Biogas umgesetzt wird. Sowohl aus groBtechnischen Betriebsergebnissen als auch

4.2 Behandlimg kommunaler Schlamme

157

aus labor- und halbtechnischen Untersuchungen lasst sicti ableiten, dass durch die Klarschlammdesintegration zusatzlich umgesetzter Kohlenstoff zu ca. 85 bis 90 % in Form von Biogas und in etwa zu 10 bis 15 % als Klaranlagenrtickbelastung das Anaerobsystem verlasst. Insgesamt ist festzustellen, dass die Verfahren zur Klarschlammdesintegration in den letzten Jahren deutlich weiter entwickelt wurden, wobei jedoch anzumerken ist, dass die Sinnigkeit des Einsatzes in letzter Konsequenz von den tatsachlich auftretenden Kosten sowie Einspamngen durch diesen Verfahrensschritt abhangt. In aller Kegel ist davon auszugehen, dass durch den Mehrertrag aus der Verstromung des zusatzlichen Biogases diese Technik nicht finanziert werden kann. Jedoch ist bei hohen Entsorgungskosten fiir die entwasserten Klarschlamme je nach AnlagengroBe ggf. ein wirtschaftlicher Betrieb moglich. Einen groBtechnischen Vergleich unterschiedlicher Verfahren zur Desintegration im Hinblick auf den wirtschaftlichen Effekt hat Winter 2003 untersucht und kommt ebenfalls zum vorgenannten Ergebnis (Winter 2003).

158

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

80

E O^ CD JZ Q. C/) O

20

•

Hochd'ucWxmDgenisd:a

A

RL]h'AAa'tekgeiiTLlMe

40

60

80

100

Ajfschlufigrad A

Abb. 4.2-24. Chemischer Sauerstoffbedarf (CSBf), Konzentration des ges. Kjeldahl-Stickstoff (TKN) und des Phosphates (PO4-P) im Zentrat eines Uberschussschlammes nach Zellaufschluss (Milller u. Dichtl 1998)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

unaufgeschi ossen - A HDH200bar-A

s

HDH400bar-A

159

= 0%

=25% =40%

RWKM-A =43% s

uuu

1

^

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/ : : I.SlLfe 1 [iLStLfe ^ --+ - - - - " - " - " i — - " " f—^'^^^-^ — \ 10

s

= 0%

=25%

HDH400bar-A RWKM-A

s

=40% s =43%

-^ 12

14

16

18

300 unaufgeschi ossen - A HDH200bar-A HDH400bar-A

= 0%

=25%

s _=40%

O Q_

Q. O

6

8

18

10

Hydraulische Verweilzeit t

, [d]

Abb. 4.2-25. Schlammwasserbelastung in Abhangigkeit von der hydraulischen Verweilzeit (Kopp et al. 1997)

160

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm

4.2.3 Klarschlammentseuchung Die Entsorgung der beim Abwasserreinigungsprozess anfallenden Klarschlamme hat so zu erfolgen, dass das Wohl der Allgemeinheit nicht beeintrachtigt wird. Hieraus leitet sich ein besonderer Schutz von Mensch, Tier und Pflanze sowie der nattirlichen Lebensraume Gewasser, Boden und Luft ab. Diese Maxime gilt grundsatzlich fur alle Klarschlammentsorgungskonzepte, insbesondere also auch fur die landwirtschaftliche, gartnerische oder forstwirtschaftliche Verwertung, da hier ein direkter Kontakt von Entsorgungsgut und Lebewesen (Tier) moglich ist. Da die Riickfuhrung der Klarschlamme in den nattirlichen Stoffkreislauf nach wie vor ein sinnvolles und preiswertes Entsorgungskonzept darstellt, sollte diese Moglichkeit auch in Zukunft weiter verfolgt werden. Dies impliziert notwendigerweise technische MaBnahmen zur LFberfiihrung der Klarschlamme in eine Form, so dass kritische Folgewirkungen fiir die Umwelt ausgeschlossen werden konnen. Obwohl die derzeit gliltige Fassung der Klarschlammverordnung keine Entseuchung der Klarschlamme bei landwirtschaftlicher Verwertung fordert (Klarschlammverordnung 1997), kann dennoch zum Schutz des Personals eine Entseuchung vorgenommen werden. Dariiber hinaus ist zu erwarten, dass auf Grundlage des europaischen Rechts gegebenenfalls in Zukunft fiir die landwirtschaftliche und landbauliche Nutzung eine Entseuchung gefordert wird. Aus diesem Grunde ist der Klarschlammentseuchung auch in Zukunft eine gewisse Bedeutung zuzuordnen. Nachfolgend werden die Mechanismen und Verfahren der Klarschlammentseuchung kurz dargestellt. Klarschlamm enthalt praktisch alle Krankheitserreger, die im Einzugsbereich der Klaranlage in das Abwasser gelangen, soweit sie nicht bereits im Abwasser selber oder bei der Klarschlammgewinnung und -behandlung absterben (Bulling 1988). In Tabelle 4.2-14 sind beispielhaft einige der im Klarschlamm zu erwartenden Krankheitserreger zusammengestellt. Das MaB der vom Klarschlamm ausgehenden seuchenhygienischen Gefahr wird einerseits durch das direkt vom Krankheitserreger ausgehende Gefahrdungspotenzial (Schwere der moglichen Erkrankungen bei Mensch oder Tier), andererseits von der qualitativen und quantitativen Bedeutung moglicher Infektionswege bestimmt. Abb. 4.2-26 verdeutlicht in einfacher Form die epidemiologischen Zusammenhange der durch Abwasser oder Klarschlamm moglichen Infektionswege. Im Hinblick auf eine sichere Unterbrechung der Infektionskette sind demnach VorbehandlungsmaBnahmen zu fordem, die eine sichere Entseuchung bewirken.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

161

Tabelle 4.2-14. Im Klarschlamm zu erwartende Erreger, die zu Krankheiten filhren konnen Gmppe der Krankheitserreger Bakterien

Parasiten

Viren

Beispiele fiir Vertreter der Gmppe Salmonellen Clostridien Pseudomonaden Enterobacter Echerichia coH Protozoen Cestoden Nematoden Enteroviren Adenoviren

Mensch

i i I

Abwasser

Klarschlamm

Wasser

^

Lebensmittel

Ackerland

I

Frucht

• • Tier

Abb. 4.2-26. Durch Klarschlamm oder Abwasser mogliche Infektionswege Zur Beurteilung der Entseuchungsleistung und -sicherheit von Entseuchungsverfahren sind zunachst geeignete Kriterien und Anforderungen an die Entseuchung von Klarschlammen zu definieren. Diese Aufgabe hat sich die ATV / VKS - Arbeitsgruppe 3.2.2 „Entseuchung von Klarschlamm" bereits Anfang der 1980iger Jahre gestellt und unter Beriicksichtigung seuchenhygienischer Erfordernisse und deren praktischer

162

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Durchftihrbarkeit die Anforderungen an die Entseuchung von Klarschlamm wie folgt defmiert (ATV 1988): „Als seuchenhygienisch unbedenklich gilt ein Klarschlamm, der einem Entseuchungsverfahren unterzogen wurde, fiir welches durch eine geeignete Untersuchung nachgewiesen worden ist, dass • die Zahl urspriinglich vorhandener oder aber zugesetzter Salmonellen um mindestens vier Zehnerpotenzen vermindert wird und • vorhandene oder aber zugesetzte Askarideneier nicht mehr • ansteckungsfahig sind (= Verfahrenskontrolle). AuBerdem muss das Verfahren zu einem Klarschlamm flihren, der direkt nach der Behandlung in einem Gramm Schlamm • keine Salmonellen und • nicht mehr als 1.000 Enterobacteriaceen enthalt (= Prozesskontrolle). Die Bestimmung der Salmonellen, der Enterobacteriaceen und der Wurmeier erfolgt dabei durch von den zustandigen Landesbehorden bestimmte Institute" (ATV H 4.2.3.1 Mechanismen fur eine Entseuchung von Klarschlammen "Eine Entseuchung von Klarschlammen ist moglich unter Nutzung • einer ausreichenden Hitzeeinwirkung, sei es tiber Fremderhitzung z.B. bei der Schlammpasteurisierung, thermischen Konditionierung o.a., sei es tiber eine Selbsterhitzung bei der aerob-thermophilen Schlammstabilisierung oder der Schlammkompostierung, sei es bei der Hitzeentwicklung, wie diese durch Zugabe von ungeloschtem Kalk zum Klarschlamm zu gewahrleisten ist. • einer ausreichenden pH-Wert-Verschiebung, wie diese durch die Zugabe von Kalkhydrat zum Beispiel bei der Schlammkonditionierung oder durch die Zugabe von Branntkalk eintritt. • einer ausreichenden ionisierenden Bestrahlung" (ATV 1988). Abb. 4.2-27 verdeutlicht beispielsweise die abtotende Wirkung einer Hitzeeinwirkung auf unterschiedliche Krankheitserreger. Die dargestellten Geraden zeigen den fimktionalen Zusammenhang zwischen Totungswirkung auf die verschiedenen Krankheitserreger. Oberhalb dieser Geraden ist eine sichere Abtotung der jeweiligen Krankheitserreger gewahrleistet. Im Bereich der Sicherheitszone kann eine vollstandige Abtotung aller JCrankheitserreger erwartet werden (Bau u. Popel 1986).

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

163

Entamoeba hisfolytica

20 0,1

1

10 Zeif

\ 1 Tag

T

100 I 1 Woche

J_

I+1.000 1 Monat

20 f10,000 1 iahr

T-

(Stunden)

Abb. 4.2-27. Einfluss von Zeit und Temperatur auf einige Krankheitserreger nach Feachem et al. (Feachem et al. 1983) a) Verfahren zur Entseuchung von Klarschlammen Die oben genannte ATV/VKS-Arbeitsgmppe differenziert grundsatzlich zwischen Verfahren, die bereits als Entseuchungsverfahren anerkannt werden konnen und Verfahren, fiir die noch ein entsprechender Nachweis zu fiihren ist. Im Einzelnen stellt sich dieser Zusammenhang wie folgt dar:

164

4 Verfahrenstechniken ziir Behandkmg von Klarschlamm

1. Zu den Verfahren, "fiir die aufgrund der bereits auf breiterer Basis vorliegenden, auch in der Untersuchungsmethodik ausreichend gesicherten Ergebnisse bei bestimmten definierten Verfahrens- und Prozessbedingungen (ATV 1988) die Verfahrenskontrolle schon jeweils grundsatzlich als erftillt gilt," (ATV 1988) gehoren: • die Schlammpasteurisiemng (Vorpasteurisierung), • die aerob-thermophile Schlammstabilisierung (ATS), • die aerob-thermophile Schlammbehandlung mit anschlieBender Faulung, • die Behandlung von Klarschlamm mit Kalk als Ca(0H)2 (Kalkhydrat, Loschkalk), • die Behandlung von Klarschlamm mit Kalk CaO (Branntkalk, ungeloschter Kalk), • die Kompostierung von Klarschlamm in Mieten, • die Kompostierung von Klarschlamm in Reaktoren (ATV 1988). 2. Zu den Entseuchungsverfahren, „fur die noch der Nachweis zur Verfahrenskontrolle zu fiihren ist", (ATV 1988) gehoren: • Verfahren zur Entseuchung von Klarschlammen gemaB Punkt 1 mit davon abweichenden Verfahrens- und/oder Prozessbedingungen, • andere Verfahren bzw. Verfahrenskombinationen oder andere Verfahrensketten (ATV 1988). Um sicherzustellen, dass alle Schlammpartikel entseucht werden und um somit eine Rekontaminierung zu vermeiden, mtissen die im Schlamm enthaltenen groBeren Partikel abgesiebt oder maschinell zerkleinert werden ( 0 < 5 mm). Des Weiteren ist zur Sicherstellung des Entseuchungsprozesses die Trennung der Zulaufseite von der Ablaufseite unabdingbar. Kurzschlussstromungen sind konstruktiv zu vermeiden. Die Entseuchungsverfahren werden in Verfahren fiir die Entseuchung von • Fltissigschlamm und • entwasserten Klarschlammen gegliedert. b) Verfahren zur Fliissigschlammentseuchung Schlammpasteurisierung (Vorpasteurisierung) Bei der Pasteurisierung erfolgt eine Erhitzung des Rohschlammes unter Zufuhr von Warme auf Temperaturen unter 100 °C, mindestens jedoch auf 65 °C. Die Einwirkzeit betragt mindestens 30 Minuten. Eingesetzt werden Vorpasteurisiemngsanlagen, d.h. der Rohschlamm wird vor der Faulung

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

165

behandelt. Die Pasteurisierung von Faulschlamm (Nachpasteurisierung) sollte nicht angewendet werden, da die Gefahr der Rekontaminierung des pasteurisierten Schlammes durch pathogene Keime sehr groB ist. Andere mogliche Temperatur-ZZeitkombinationen sind: • 70 °C - 25 Minuten, • 75 °C - 20 Minuten, • 80 °C- lOMinuten. Auch bei noch hoheren Temperaturen darf eine Einwirkzeit von 10 Minuten nicht unterschritten werden. Pasteurisierungsanlagen beinhalten die Verfahrensschritte Erhitzen, Verweilen und Abkiihlen. Hierfiir werden verschiedene Systeme eingesetzt, z.B. das Dampfeinpressverfahren, System Roediger oder das MTS-Verfahren, System Klockner. Aerob-thermophile Schlammstabilisierung (ATS) Im ATS-Prozess tritt bei der Zufuhr von Luft- oder technischem Sauerstoff als Folge mikrobieller Stoffwechselprozesse eine Temperaturerhohung und ein Anstieg des pH-Wertes auf Werte um pH 8 auf. ATS-Anlagen sollten mindestens zweistufig (d.h. zwei Reaktionsbehalter in Reihe geschaltet) betrieben werden, um Kurzschlussstromungen und damit eine Rekontamination zu vermeiden. Die Aufenthaltszeit betragt mindestens fiinf Tage. Zur Entseuchung sind folgende Einwirkzeiten und Temperaturen erforderlich: • 23 Stunden bei 50 "C oder • 10 Stunden bei 55 °C oder • 4 Stunden bei 60 °C. Wahrend der Einwirkzeit darf nicht mit Rohschlamm beschickt werden. Das ATS-Verfahren eignet sich in der Regel fiir Klaranlagen mit Anschlusswerten von 10.000 bis 50.000 EW. Duale biologische Stabilisierung Hier wird eine aerob-thermophile Stufe mit einer nachgeschalteten anaeroben mesophilen oder thermophilen Faulungsstufe gekoppelt. In der aerobthermophilen ersten Stufe wird durch eine ausreichend hohe Temperatur, die durch selbstgangige exotherme Stoffwechselvorgange und durch Stiitzheizung mittels Fremdenergie erreicht wird, die Entseuchung sichergestellt. Die nachfolgende anaerobe mesophile oder thermophile Stabilisierung gewahrleistet gleichzeitig die notwendige Prozesssicherheit der Entseuchung. Bei diesem zweistufigen Verfahren gilt der behandelte Schlamm als entseucht, wenn in der ersten Stufe entweder die Anforderungen an ei-

166

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

ne Vorpasteurisierung erfiillt sind oder wenn die Einwirktemperatur von mindestens 60 °C wahrend einer Einwirkzeit von durchgehend mindestens vier Stunden eingehalten wird. Wahrend dieser Einwirkzeit darf kein Rohschlamm zugefiihrt werden. In der zweiten (anaeroben) Stufe mtissen Temperaturen von mindestens 30 °C eingehalten werden. Behandlung von Klarschlamm mit Kalk als Ca(OH)2 Ca(0H)2 (Kalziumhydroxid, Kalkhydrat, Loschkalk) dient bei Zugabe vor der Verwertung der Entseuchung, bei Zugabe vor der Entwasserung der Konditionierung. In beiden Fallen bewirkt die Zugabe von Loschkalk in Abhangigkeit von den Schlammeigenschaften und der zugefiihrten Kalkmenge eine Erhohung des pH-Wertes. Die Nasszugabe in Form von Kalkmilch ist der Trockenzugabe wegen der besseren Mischbarkeit und Entseuchungswirkung vorzuziehen. Ftir eine Entseuchung muss der AnfangspH-Wert des Kalk-Klarschlammgemisches bei 12,5±0,3 liegen. Das erfordert Kalkmengen von 7 bis 15 kg/m^ Das Gemisch sollte vor der Abgabe zur Verwertung mindestens drei Monate gelagert werden. Wahrend dieser Zeit darf kein neuer Klarschlamm zugefiihrt werden. Die Kalkhydratbehandlung ist wegen des geringen verfahrenstechnischen Aufwandes und der einfachen Bauweise und Betriebsflihrung fiir kleine bis mittlere Klaranlagen geeignet. Voraussetzung flir die landwirtschaftliche Verwertung des mit Kalkhydrat entseuchten Schlammes sind kalkbediirftige Boden in der aufnehmenden Landwirtschaft. c) Entseuchung entwasserter Klarschlamme Behandlung von Klarschlamm mit Kalk als CaO Bei Zugabe von CaO zu entwassertem Klarschlamm erwarmt sich das Kalk-Klarschlammgemisch infolge exothermer Reaktionen des CaO mit dem noch vorhandenen Wasser auf Temperaturen von 55 °C bis 70 °C. Ftir eine Entseuchung muss der Anfangs-pH-Wert des Gemisches bei 12,5±0,3 liegen und die Temperatur des Gemisches sollte mindestens 55 °C fiir zwei Stunden betragen. Die Kalkzugabemengen zur Einstellung des geforderten pH-Wertes sind von den Schlammeigenschaften abhangig und betragen 25 bis 35 % der Trockenmasse des Schlammes. Die Entseuchung mit Branntkalk ist flir alle Klarwerke mit Entwassemngsverfahren geeignet. Mietenkompostierung von Klarschlamm Die Entseuchung von Klarschlamm durch Kompostierung unter Zusatz von Strukturmaterial wie z.B. Stroh oder Siedlungsab fallen wird durch die Temperaturerhohung infolge der mikrobiellen Verrottungsprozesse bewirkt. Voraussetzung ftir einen einwandfreien Kompostieningsablauf ist ein Anfangswassergehalt des Gemisches von 40 bis 60 %. Neben der erreichten Temperaturerhohung und deren Einwirkzeit sind antibiotisch wir-

4.2 Behandlung koromunaler Schlamme

167

kende Stoffwechselprodukte von Bedeutung. Vorraussetzung fur den Entseuchungserfolg ist eine ausreichende Beltiftung des Mischgutes durch technische MaBnahmen wie z.B. durch Zwangsbeliiftung der Mieten. Eine Reaktionstemperatur von mindestens 55 °C muss in der gesamten Kompostmiete wahrend einer Einwirkzeit von drei Wochen gewahrleistet sein. Kompostierung von Klarschlamm in Reaktoren Die Entseuchung von Klarschlamm durch Kompostieren in Reaktoren unter Zusatz von Strukturmaterial wie z.B. Sagemehl/-spane oder Baumrinde wird durch die Temperaturerhohung infolge der mikrobiellen Verottungsprozesse bewirkt. Vorraussetzung fur den Entseuchungserfolg sind ein ungestorter Betriebsablauf und die richtige Bemessung der Luftzufuhr zu dem Mischgut durch technische MaBnahmen. Die Bestandigkeit der notwendigen Temperaturprofile in den Reaktoren kann durch die Beltiftungs-, Beftillungs- und Entleerungstechnik beeinflusst und gesteuert werden. Es muss dabei gewahrleistet sein, dass die wirksamen Temperaturen jeden Teil des Mischgutes fiir die erforderliche Zeitspanne erreichen. Die Anfangswassergehalte sollten nicht liber 70 % betragen. Das gesamte Mischgut sollte bei einer Reaktorpassagedauer von mindestens 10 Tagen einer Temperatur von mindestens 55 °C ausgesetzt sein. In diesem Zeitraum hat das Rottegut die HeiBzone mit einer Temperatur von mindestens 65 °C in nicht weniger als 48 Stunden zu durchlaufen. An die Reaktorpassage muss eine mindestens zwei Wochen dauemde zweite Rottephase des Rottegutes in Mieten oder Haufen bei wenigstens einmaliger Umsetzung nach einer Woche bzw. eine Nachrotte in einem zweiten Reaktor anschlieBen. Die Kompostierung von Klarschlammen in Reaktoren ist fiir groBere Klarwerke mit Entwasserungsanlagen einsetzbar. d) Andere Entseuchungsverfahren Fiir einige Entseuchungsverfahren sind nach Auffassung der ATV/VKSArbeitsgruppe 3.2.2 die Nachweise zur Verfahrenskontrolle auf seuchenhygienische Unbedenklichkeit des Schlammes noch zu fiihren. Dazu gehort z.B. die Entseuchung durch Langzeitlagerung von Klarschlamm oder durch Bestrahlung.

168

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

4.2.4 Schlammwasserabtrennung

4.2.4.1 Beurteilung des Entwasserungs- und Konditionierungsverhaltens von Schlammen Entwasserungskennwerte werden genutzt, um das Entwasserungsverhalten eines Klarschlammes moglichst quantitativ zu beschreiben bzw. Ursachen fiir ein verandertes Entwasserungsverhalten aufzusptiren. Dabei stehen die Ermittlung des erreichbaren Entwasserungsergebnisses und des Konditioniemngsmittelbedarfes im Vordergrund der Betrachtung. Zingler (Zingler 1969) formulierte die Anforderungen fur einen Entwasserungskennwert wie folgt: Der Entwasserungskennwert soil ein Parameter sein, der • von moglichst wenigen Veranderlichen beeinflusst wird, • objektive Vergleiche der Entwasserbarkeit verschiedener Schlamme zulasst und • nach Moglichkeit Schltisse auf den technischen Betrieb ermoglicht. Im Rahmen der ATV-Fachausschussarbeit wurde 1992 (ATV 1992) ein Arbeitsbericht formuliert, in dem relevante Entwasserungskennwerte zusammengefasst wurden. Inzwischen gibt es eine Reihe weiterer Entwasserungskennwerte mit unterschiedlichen Aussagefahigkeiten hinsichtlich der von Zingler (Zingler 1969) formulierten Anforderungen. In der Tabelle 4.2-15 werden Entwasserungskennwerte (ohne Anspruch auf Vollstandigkeit) vorgestellt und die wichtigsten davon anschlieBend erlautert. Die Kennwerte werden wie folgt unterteilt: • • • •

BasisgroBen und Grundkennwerte, Konditionierungskennwerte, Entwasserungskennwerte ftir die Zentrifugation, Entwasserungskennwerte fur die Filtration.

Basis- bzw. GrundkenngroBen sind Kennwerte, die direkt die Klarschlammeigenschaften beschreiben und oftmals als BezugsgroBen herangezogen werden. Folgende Entwasserungskennwerte werden den BasisgroBen zugeordnet: • • • • •

Trockenriickstand, Gltihverlust, Uberschussschlammanteil, PartikelgroBenverteilung, Wasseranteile im Klarschlamm.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

169

Der Trockenruckstand (TR) wird nach DIN 38414 (1985 (2)) durch Trocknen der Schlammprobe bei 105 °C bis zur Gewichtskonstanz ermittelt. Beim Trockenruckstand handelt es sich um den Trockenmassenanteil des Schlammes, d. h. die Masse an gelosten und ungelosten, nicht wasserdampffltichtigen Feststoffen bezogen auf die Suspensionsmasse. Die Einheit des Trockennickstandes ist [kg/kg] bzw. [Gew. %]. Der Trockenruckstand ist „die" Bezugs- und BasisgroBe im Bereich der Klarschlammentwasserung. Viele Kennwerte werden auf den Trockenruckstand bezogen bzw. spezifiziert und das Entwassemngsergebnis bei der Fest-Fliissigtrennung wird im Wesentlichen durch den im Austrag des Entwassemngsaggregates erreichten Trockenruckstand des Schlammkuchens gekennzeichnet. Der Gltihverlust (GV) wird ebenfalls nach DIN 38414 (1985 (2)) durch Veraschen der Schlammprobe bei 550 °C bis zur Gewichtskonstanz ermittelt, wodurch organische Klarschlammanteile zersetzt werden und nur anorganische Klarschlammanteile zuriickbleiben. Der Gltihverlust [%] eines Schlammes steht somit ftir den prozentualen organischen Anteil der Feststoffe und ist daher als BasisgroBe anzusehen. Er beeinflusst maBgeblich weitere Kennwerte. In diesem Zusammenhang sind die Dichte der Schlammpartikeln, die Kompressibilitat des Schlammkuchens, die Wasserbindung und der Bedarf an Konditionierungsmitteln zu nennen. I.d.R. weist ein Schlamm mit einem hohen Gltihverlust eine geringe Dichte auf, bildet kompressible Filterkuchen aus, bindet viel Wasser und hat einen relativ hohen Bedarf an Konditionierungsmitteln, d.h. der Schlamm ist oftmals schlecht entwasserbar. Tabelle 4.2-15. Zusammenstellung und Bewertung von Entwasserungskennwerten Kennwert | Einheit | Bestimmung A: BasisgroBen Nach DIN 38414-2 Trockenruck% (DIN 1985 (2)) stand (TR) Nach DIN 38414-2 Gltihverlust % (DIN 1985 (2)) (GV)

Uberschussschlammanteil (9us) PartikelgroBenverteilung (PGV)

-

Aus Betriebsdaten

-

z.B. Laserscanner (Zingler 1969)

Erlauterung / Bewertung quantitative Bezugs- und BasisgroBe Charakteristischer Kennwert, beeinflusst sowohl die Dichte als auch die Wasserbindung des Schlammes quantitativer Kennwert, der die Schlammzusammensetzung beschreibt Dokumentiert partikulare Klarschlammeigenschaften; Ergebnisse sehr stark abhangig vom verwendeten Messgerat, daher nur qualitative Aussagen moglich

170

4 Verfahrenstechniken zur Behandliing von Klarschlamm

1 Mittlere Partikel- | i m groBe (xj Partikelfeinanteil %

Laserscanner

Breite der PartikelgroBenverteihmg(c90/cl0) 1 Kennwert TR(A) %

Laserscanner

%

Dilatometer (ATV 1992)

Gebimdenes Wasser

Laserscanner

Thermogravimetrie (ATV 1992)

B: Klarschlammkonditionierung Zetapotenzial Elektrophorese mV (Nellenschulte 1996) (Zp)

qualitativer Kennwert; aus der PGV abgeleitet charakteristischer, aber qualitativer Kennwert; aus der PGV abgeleitet qualitativer Kennwert; aus PGV abgeleitet; beschreibt die Gleichformigkeit der Schlammpartikeln quantitativer Kennwert fur den freien Wasseranteil, da nur dieser maschinell abgetrennt werden kann; messtechnisch und zeitlich aufwendig quantitativer Kennwert, der das Zellinnen- und Oberflachenwasser summarisch erfasst; messtechnisch einfach aber fehlerbehaftet MaB fiXr die elektrostatischen AbstoBungskrafte der Partikeloberflachen, wird far die Bestimmung des Polymerbedarfes eingesetzt; messtechnisch aufwendig MaB flir die elektrostatischen AbstoBungskrafte der Partikeloberflachen, wird ftir die Bestimmung des Polymerbedarfes eingesetzt; auch online einsetzbar quantitativer Kennwert; Ermittlung in Versuchsreihen

Stromungspotenzial

mV

Stromungsinduziertes Potenzial (Dentel u. Abu-Orf 1995)

Konditionierungsmittelbedarf Flockensinkgeschwindigkeit

g/kg

Versuchsreihen (Kopp u. Dichtl 2000)

m/s

qualitativer Kennwert zur Abschatzung des Polymerbedarfes, da die Konditionierung die Wasserabgabegeschwindigkeit und die Sedimetationsgeschwindigkeit der Flocken beeinflusst charakteristischer, aber qualitatiLadungstitration ver Kennwert, der den Polymerbedarfbestimmt; messtechnisch aufwendig Extraktion mit lonen- charakteristischer, quantitativer austauscher, Detektion Kennwert, der die Oberflachennach ANTHRON ladung und rheologischen (Domenico u. Diedrich Eigenschaften bestimmt; 1989) messtechnisch sehr aufwendig |

Relative Oberfla- % chenladung

EPS-Gehalt

mg/kg

Versuchsreihen (Hemme 1994)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme Viskositat

mPA s

Rotationsviskosimeter

Versuchsreihen CST-Messungen (Hingetal. 1992)

Flockenscherstabilitat

C: Kennwerte fiir die Zentrifugation Becherglaszentrifage Laborentwasse[%] (Denkert 1995) rung Laborschleuderaustrag Dichte (P)

g/m^

z. B. Pyknometer

Grenzkorndurchmesser

fim

PartikelgroBenmessung

Abscheidegrad (AG)

%

Quantifiziemng der Feststoffe

D: Kennwerte fiir die Filtration nach ATV m/kg Spez. Filtrati(ATV 1992) onswiderstand (r) Kompressibilitat nach ATV (ATV 1992) (s) Kapillare FlieBzeit (CST)

s

nach ATV (ATV 1992)

171

charakteristischer Kennwert, der Pumpfahigkeit und Entwasserangsverhalten beeinfliisst; kann auch zur Ermittlung des Polymerbedarfes eingesetzt warden (Dentelu.Abu-Orf 1999) qualitativer Kennwert, der geeignet ist um die Scherstabilitat verschiedener Polymere zu vergleichen qualitativer Kennwert zur groben Abschatzung der Entwasserbarkeit, TR im Sed. nach Zentrifugation fiir 5 min bei l.OOOg quantitativer Kennwert, der die Sedimentationsgeschwindigkeit beschreibt; Partikeldichte messtechnisch schwer zu erfassen, wird vereinfachend durch den Gltihverlust ersetzt (Luggen 1976) die PartikelgroBe, die in einem Dekanter noch abgeschieden wird; durch Belastbarkeit der PGVMesstechnik eingeschrankt quantitativer Kennwert zur Beurteilung der Qualitat der Fest-Fliissig-Trennung quantitatives MaB fur die Entwasserbarkeit in Filterpressen; messtechnisch und zeitlich aufwendig qualitativer Kennwert, der die Kompressibilitat des Filterkuchens beschreibt einfacher Test zur Messung der Wasserabgabegeschwindigkeit; HilfsgroBe fur die Konditionierung; oftmals fehlerbehaftet

In DIN 38414 S2 (1985 (2))wird darauf hingewiesen, dass die Proben bis zur Gewichtskonstanz zu trocknen bzw. zu gltihen sind. Erfahrungswerte zeigen, dass dies bei Klarschlammproben oftmals erst nach mindestens 24 Stunden Trocknen bzw. mindestens sechs Stunden Gltihen erreicht werden kann. Das Mischungsverhaltnis eines Roh- resp. Faulschlammes d.h. der Uberschussschlammanteil eines Schlammes, ist ebenfalls BasisgroBe fiir die Schlammentwasserung, da Primar- und Uberschussschlamme grundsatzlich verschiedene Entwassemngseigenschaften aufweisen.

172

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm

Primarschlamme enthalten viele Strukturstoffe und sind dadurch leichter entwasserbar. Denkert (1995) gibt ftir Primarschlamme an, dass Entwasserungsergebnisse von 3 2 ^ 0 % TR bei einem relativ geringen Konditioniemngsmitteleinsatz von 3-6 g/kg (bez. auf den Wirksubstanzgehalt) erreichbar sind. Uberschussschlamme sind durch einen hohen Bakterienanteil gepragt, d.h. die fehlenden Strukturstoffe sowie die Kompressibilitat der Bakterien fiihren dazu, dass diese Schlamme schlechter entwasserbar sind. Der erreichbare Feststoffgehalt liegt bei 1825 % TR mit einer erforderlichen Polymermenge von 8-15 g/kg (WS) (Denkert 1995). Nellenschulte (1996) formuliert basierend auf dem Gliihverlust und dem Uberschussschlammanteil ein vereinfachtes Entwassemngsmodell und bewertet hierin den Uberschussschlammanteil als einen elementaren zustandsbeschreibenden Entwassemngskennwert. Die PartikelgroBenverteilung wird von vielen Autoren als ein maBgeblicher, das Entwasserungsergebnis beeinflussender Kennwert angesehen. Der Partikelfeinanteil wird oftmals zur Charakterisierung herangezogen, da feine Partikeln ein groBes Verhaltnis von Oberflache zu Volumen und somit kolloidale Eigenschaften aufweisen. Infolge dessen wird das Sedimentationsverhalten solcher kolloidalen Partikeln be- bzw. verhindert, da die durch Grenzflacheneffekte verursachten elektrostatischen AbstoBungskrafte dominieren. Die Schwierigkeit beim Ableiten von Entwasserungskennwerten aus der PartikelgroBenverteilung besteht darin, dass die absoluten Messergebnisse sowohl von der verwendeten Messmethode als auch von dem verwendeten Messgerat abhangig sind; d. h. die gemessenen Verteilungskurven ahnlich sind, nicht jedoch die PartikelgroBen. Die verschiedenen Wasseranteile im Klarschlamm unterscheiden sich Art und Starke der Bindungskrafte zu den Feststoffen. Anschaulich kann die Bindungskraft als Zugkraft zwischen den Feststoffteilchen und den angelagerten Wassermolektilen verstanden werden. In einer Klarschlammsuspension konnen vier verschiedene Wasseranteile gemaB ihrer physikalischen Bindung an die Schlammpartikeln unterschieden werden. Diese sind: • das freie Wasser, das keine Bindung an die Schlammpartikeln besitzt, • das Zwischenraumwasser, das durch Kapillarkrafte zwischen den Klarschlammpartikeln in der Flocke gehalten wird, • das Oberflachenwasser, das durch Adhasionskrafte gebunden ist und • das Zellinnenwasser. Der freie Wasseranteil stellt den groBten Wasseranteil in Klarschlammsuspensionen dar. Das Wasser bewegt sich zwischen den einzelnen Feststoffpartikeln, ist nicht an diese angelagert oder gebunden und wird nicht durch

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

173

Kapillarkrafte beeinflusst. Dieser Wasseranteil ist durch das Aufbringen mechanischer Krafte, z.B. im Zentrifugalfeld oder durch Filtration abtrennbar. Der Zwischenraumwasseranteil wird in den Zwischenraumen der Schlammpartikeln und Organismen in den Schlammflocken gehalten. Das Wasser ist physikalisch durch wirkende Kapillarkrafte gebunden. Das kapillar gehaltene Wasser kann u. a. in Grobkapillarwasser, kapillare Steigfliissigkeit und Zwickelkapillarfltissigkeit unterteilt werden (Melsa 1999), wobei eine Differenzierung derzeit messtechnisch nicht moglich ist. Der Anteil des Oberflachenwassers umgibt die Oberflache der Feststoffpartikeln in Form mehrerer Schichten von Wassermolekiilen und ist dort durch Adsorptions- und Adhasionskrafte gehalten. Das Oberflachenwasser ist physikalisch fest an die Partikeln gebunden und nicht frei beweglich. Das Zellinnenwasser umfasst die Zellflussigkeit und inneres Kapillarwasser. Das Zellinnenwasser kann i.d.R. nur in Summe mit dem Anteil des Oberflachenwassers erfasst werden und wird oftmals als gebundener Wasseranteil bezeichnet (Jones u. Gortner 1932). Das gebundene Wasser ist der kleinste Wasseranteil und physikalisch-chemisch am starksten an die Partikeln gebunden. Es kann nur thermisch entfemt werden. (Kopp 2002) Anhand thermogravimetrischer und dilatometrischer Versuche konnen die Wasseranteile in einer Suspension messtechnisch erfasst werden. Die Methoden wurden soweit angepasst und kalibriert, dass eine direkte Aussage liber das maximal erreichbare groBtechnische Entwasserungsergebnis moglich ist (Kopp u. Dichtl 2000). Durch die Thermogravimetrie wird der freie Wasseranteil und durch die Dilatometrie der gebundene Wasseranteil bestimmt. Der kapillar gehaltene Wasseranteil ergibt sich aus der Differenz der beiden gemessenen Wasseranteile. Bei der thermogravimetrischen Bestimmung der Wasseranteile wird eine Schlammprobe unter defmierten und konstanten Randbedingungen getrocknet. Die Zuordnung der Wasseranteile basiert auf der graphischen Auswertung der Trocknungskurven. In Abb. 4.2-28 ist der Trocknungsverlauf einer Faulschlammprobe dargestellt. Zeitlich gesehen beginnt die Trocknungskurve oben rechts bei einem hohen Feuchtegehalt (Masscwasser/MasscxR) und endet, wenn alles Wasser aus der Probe getrocknet ist. Punkt A kennzeichnet das Ende des freien Wassers. Von besonderem Interesse fur die Entwasserung ist die exakte Bestimmung des freien Wasseranteils, d. h. Punkt A der Trocknungskurve. Dafiir ist es sinnvoll, den Trocknungsverlauf tiber einer arithmetisch skalierten Abszisse aufzutragen (Abb. 4.2-28). Solange freies Wasser in der Klarschlammprobe vorhanden ist, verlauft die Trocknungsrate linear. An Punkt A vermindert sich die Trocknungsrate aufgrund der starkeren Bin-

174

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

dungskrafte des kapillar gehaltenen Zwischenraumwassers an den Schlammpartikeln und die rechnerisch angelegte Tangente beschreibt nicht mehr den Kurvenverlauf. Aus dem Feuchtegehalt der Probe am Punkt A lasst sich auf den Feststoffgehalt des Schlammes TR(A) schlieBen. TR(A) ist der aus dieser Messung abgeleitete Kennwert und reprasentiert indirekt den freien Wasseranteil Je groBer der freie Wasseranteil ist, desto hoher ist TR(A) und desto geringer ist das Massenverhaltnis m(A). TR(A) = 100/(l+m(A)) mit: TR(A): Trockenriickstand an Punkt A der Trocknungskurve m(A): Massenverhaltnis an Punkt A [gwasser/giR]

[%]

0.10 Y = 0.0656 + 0.00205296X EMS = 8.93501 e-008i R2 = 0.970

freies Wasser

0.08-f O) ^ CO

0.06

(/) c 0.04

o

o 0.02

TR(A) = 100/( 1 +2,15) = 31,8% I I

0.00 0.0

1.0

2.0

3.0

Masse, / Masse-, ^Wasser' ' ^ • " — j R

4.0

5.0

^^'^^

Abb. 4.2-28. Trocknungsverlauf eines Faulschlammes (Kopp 2002) In Abb. 4.2-29 ist fiir kommunale Klarschlamme der Kennwert TR(A), d.h. der TR nach Abtrennen des freien Wasseranteils, den groBtechnisch in Hochleistungsdekantem und Kammerfilterpressen erreichten Entwasserungsergebnissen gegenubergestellt. Es ist zu erkennen, dass sich die Werte nahezu direkt entsprechen. D.h. liber den Kennwert TR(A) kann das maximal erreichbare groBtechnische Entwasserungsergebnis mit einer Genauigkeit von ±1,5 % TR prognostiziert werden.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

175

40-1 0

sz o CO

SZ o^ o •—' 0 CO CO 0 O N O —

i_

o

CO

CD

35H

30

O)

0

25 H

o > c llJ 0

±1,5% 20

.^ oo

15 15

25

30

40

Kennwert TR(A) [%] Abb. 4.2-29. Korrelation zwischen dem Kennwert TR(A) iind dem Trockenrilckstand nach groBtechnischem Entwasserungsprozess TRentw [%] (Kopp 2002) In Tabelle 4.2-16 sind die Ergebnisse umfangreicher groBtechnischer Untersuchungen zusammengefasst. Es werden die Mittelwerte, die Standardabweichung sowie der GroBenbereich (Minimal- und Maximalwerte) der untersuchten Schlamme ftir die Parameter Feststoffgehalt, Gltihverlust, Polymerbedarf und die Wasseranteile angegeben. Es wurden zum einen 58 Klaranlagen beprobt, bei denen mit Dekantem Faulschlamme entwassert wurden. Zum anderen wurden 15 Anlagen mit simultaner aerober Schlammstabilisiemng untersucht. Die Faulschlamme wiesen bezogen auf den Kennwert TR(A) ein mittleres Entwassemngsergebnis von 27,7 % TR, einen freien Wasseranteil im Mittel von 91,7 % und einen mittleren Polymerbedarf von 7,7 g/kg auf. Im Gegensatz dazu erreichten die aerob stabilisierten Uberschussschlamme nur ein Entwassemngsergebnis von 22,8 % TR(A) bei einem Polymerbedarf von 5,9 g/kg. Sowohl die Mittelwerte als auch der angegebene Wertebereich decken sich mit den groBtechnisch erreichten Entwassemngsergebnissen (TRentw), d. h. die Aquivalenz zwischen TR(A) und TRentw ist sehr hoch. Die Varianz der Minimal- zu den Maximalwerten ist jedoch aufgmnd der unterschiedlichen Entwasserbarkeit der untersuchten Faul- und Uberschussschlamme verschiedener Klaranlagen sehr groB.

176

4 Verfahrenstec miken zur Behandlung von Klarsch amm

Tabelle 4.2-16. Mittlere Verteilung der Wasseranteile fiir Faulschlamme (FS) und fur simultan aerob stabilisierte Uberschussschlamme (US) Probe

TR [%1

FS (n=58) Mittel 2,8 1 Stand.abw. 0,8 0,9 1 Min Max 5,9 l i s (n=15) 2,6 Mittel 0,5 Stand.abw. Min 1,5 1 Max 5,5

[%1

Polymer [g/kg]

[%]

TR(A) [%]

m(A) [g/g]

Wfref [%]

55 5,0 41 68

7,7 2,8 4,5 13,3

26,3 4,4 19,6 37,5

27,7 4,1 20,0 37,7

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

91,7 1,7 87,6 94,9

7,5 1,6 4,5 11,6

0,8 1,3 0,1 1,3

66 5,3 61 78

5,9 2,6 2,0 10,0

21,4 3,6 15,3 26,7

22,8 3,3 16,4 27,0

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

89,4 2,3 84,2 91,7

9,6 2,2 7,4 13,9

1,1 0,4 0,5

GV

ntw

Wgeb^ 1

[%1

2,0 1

a) Kennwerte fiir die Konditionierung Die Aufgabe der Schlammkonditionierung ist eine Beschleunigung des Entwasserungsvorganges, um hohe Durchsatzleistungen bei hohen Abscheidegraden mit einer ausreichenden Betriebssicherheit bei der maschinellen Entwasserung erreichen zu konnen (Melsa 1999). Am Gebrauchlichsten ist die Polymerkonditionierung fur die Entwasserung auf Bandfilterpressen und in Dekantem. Bei der Entwasserung in Kammerfilterpressen wird oftmals mit Eisensalzen und Kalk bzw. einer Kombination mit Polymeren konditioniert. Im Folgenden werden einige wichtige Konditioniemngskennwerte vor allem fur die Polymerkonditionierung vorgestellt. Der Konditionierungsmittelbedarf kann sehr exakt in Versuchsreihen ermittelt werden. Die optimale Polymerdosis wird erreicht, wenn die elektrostatischen AbstoBungskrafte zwischen den Klarschlammpartikeln nicht mehr wirksam sind, d.h. der Wert des elektrophoretisch gemessenen Zetapotenzials im Zentrat nahe 0 mV liegt. Den Verlauf des Zetapotenzials und des dazugehorigen Feststoffgehaltes nach Laborentwasserung zeigt Abb. 4.2-30. Die Kurvenverlaufe konnen in die Bereiche Unterflockung, optimaler Flockbereich und Uberflockung eingeteilt werden. Im Bereich der Unterflockung ist durch eine geringfugige Steigerung der Polymerdosis eine signifikante Verbesserung des Entwasserungsergebnisses und des Abscheidegrades (nicht dargestellt) zu erzielen, wobei sich der absolute Wert des Zetapotenzials nur marginal andert. Im Ubergangsbereich ist die Verbesserung des Entwasserungsergebnisses geringer, wobei sich das Zetapotenzial dem Nullpunkt annahert.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

177

4030-

> "S E

204

optimaJe Oosierrrienge

1—•—r Unterflockung

Ubergang

T—'—r Uberflockung

12.0O

^

^

^

c

c

0

11.5-

0

10

12

14

16

18

20

Polymerdosis [g/kg] Abb. 4.2-30. Abhangigkeit des Zetapotenzials und des Laborentwasserungsergebnisses von der Polymerdosiermenge (Kopp 2001) Nahe bzw. beim Nullpunkt ist die Schlammsuspension vollstandig destabilisiert und es wird das beste Entwassemngsergebnis erzielt. Wird weiterhin Polymer dosiert, kommt es zur Uberflockung, d. h. kationische Polymermolekiile belegen die gesamten Partikeloberflachen und es kommt zu elektrostatischen AbstoBungskrMen der nun kationisch geladenen Partikeln, wodurch sich das Entwassemngsergebnis deutlich verschlechtert. In der Praxis konnen die Steigungen in den Flockungsabschnitten je nach Klarschlammeigenschaften deutlich von den in Abb. 4.2-31 dargestellten Verhaltnissen abweichen, so dass ohne vorherige Untersuchungen die Festlegung eines wirtschaftlichen Polymereinsatzes zu Beginn des Uber-

178

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

gangsbereiches voreilig und nicht tragbar ist. Eine Ubertragbarkeit des optimalen Polymerbedarfes als Anhaltswert fiir die Praxis ist jedoch gegeben. Der in Abb. 4.2-30 dargestellte Zusammenhang lasst sich auch mit der MessgroBe des Stromungspotenzials darstellen. Die Eignung der MessgroBen des Stromungs- bzw. Zetapotenzials zur Ermittlung des Konditionierungsmittelbedarfes ist gleichwertig. Zum Beispiel kann tiber das Stromungspotenzial eine Steuerung der Polymermitteldosierung bei Bandfilterpressen und Dekantem online realisiert werden (Fa. Milton Roy), wobei das Stromungspotenzial im Schlammwasser gemessen und die Polymerdosierung so eingeregelt wird, dass das Stromungspotenzial Werte im Bereich des Nullpunktes annimmt. Dentel und Abu-Orf (1997, 199) beschreiben in ihren Arbeiten grundlegend die Moglichkeiten zur Steuerung der Polymerkonditioniemng tiber das Stromungspotenzial. Weiterhin zeigen die Autoren die Zusammenhange zwischen dem Feststoffaustrag und dem Abscheidegrad in Abhangigkeit der Polymerdosiermenge und des Stromungspotenzials auf. So konnte unter anderem gezeigt werden, dass sich die Triibung des Schlammwassers bei optimaler Polymerkonditioniemng vermindert, da bessere Abscheidgrade erreicht werden. Hingegen kommt es bei einer Uberflockung zum Anstieg der Triibung, d. h. es werden weniger Partikeln abgeschieden. Prinzipiell kann daher tiber die Trtibungsmessung im Schlammwasser der Polymerbedarf nur abgeschatzt werden. Der Vorteil der Trtibungsmessung liegt in der einfachen Messtechnik. Der entscheidende Nachteil ist jedoch, dass der Abscheidgrad nicht ausschlieBlich von der Polymerdosiemng, sondem vor allem auch von der Betriebsweise des Entwassemngsaggregates abhangig ist. Es ist daher besser, MessgroBen wie das Zeta- und Stromungspotenzial zu erfassen, die eine direkte Aussage tiber die elektrostatischen AbstoBungskrafte erlauben. Es gibt eine ganze Reihe an weiteren verschiedenen Messparametem zur Bestimmung des Polymer- bzw. Konditionierungsmittelbedarfes. So kann mit der Messung des spezifischen Filtrationswiderstandes bzw. annahemngsweise des CST-Wertes in Abhangigkeit der Polymerdosierung eine Abschatzung des Konditioniemngsmittelbedarfes durchgefuhrt werden. Im Bereich des totalen Ladungsausgleiches nehmen beide MessgroBen minimale Werte an (Dentel u. Abu-Orf 1999). Andere Mess- und Steuergerate ftir Kammerfilterpressen beobachten mit so genannten Flocsonden (Fa. Passavant, Fa. Uhde) photooptisch die Flockenbildung und steuem iiber empirische StellgroBen die Dosis und die Einmischenergie des Polymers. b) Entwasserungskennwerte fiir die Zentrifugation Gebrauchliche Entwassemngskennwerte fiir die Entwassemng in Zentrifugen sind:

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme • • • •

179

der Laborentwassemngstest, der Grenzkomdurchmesser, die Dichte und der Abscheidegrad.

Eine Vielzahl von Laborentwasserungstests wurde mit Becherglaszentrifugen durchgefuhrt, um das Zentrifugalverhalten von Klarschlammen abzuschatzen. Niemitz (1968) entwasserte Klarschlamme ohne vorherige Konditionierung sowohl 5 min bei 1.000 upm als auch 15 min bei 300• - — - ^ Endfeststoffgehalte konventioneller Entwasserungsaggregatel O-—^

Endfeststoffgehalte von Hochleistungszentrifugen

•

03

t=
200-

03 0 •D

13

_a)

sz o

CO

o 03

entw Abb. 4.2-31. Zusammenhang zwischen dem Laborschleuderaustrag und groBtechnisch erreichten Entwasserungsergebnissen (Denkert 1995) 45.000 upm (ohne Angaben der Schleuderziffer) und bildete den Quotienten vom TR-Gehalt des Anfangschlammes zu den TR-Gehalten der abzentrifugierten Sedimente, um die Anreicherung der Feststoffe im abzentrifugierten Schlamm auszudrticken. Er stellte in seinen Untersuchungen fest, dass das erreichte Entwasserungsergebnis von dem Feststoffgehalt des Ausgangsschlammes linear abhangig ist. Eine Beziehung zwischen dem groBtechnischen TR-Gehalt im Austrag der Zentrifuge, sowie eine Abhangigkeit zum Gliihverlust bestand jedoch nicht. Denkert (1995) vergleicht den Laborschleuderaustrag, d. h. den Feststoffgehalt des Sedimentes nach Entwasserung in einer Laborbecherglaszentrifuge (fiinf Minuten bei 1.000 g) mit groBtechnisch erreichten Ent-

180

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

wasserungsergebnissen fur Zentrifugen. Die Konditionierung der Schlamme erfolgte mit den Produkten und Dosiermengen, wie sie auf der jeweiligen Klaranlage eingesetzt wurden. In Abb. 4.2-31 ist eine direkte Abhangigkeit der beiden Parameter voneinander zu erkennen. Nellenschulte (1996) hat in Anlehnung an die Arbeiten von Denkert (1995) ebenfalls den Laborschleuderaustrag bestimmt, wobei der Schlamm stets mit einer festen Dosiermenge von 3,5 g/kg Polymer konditioniert wurde. Die Schwierigkeit bei Laborentwasserungsversuchen mit Becherglaszentrifugen besteht darin, dass die Sedimentation der Partikeln ungestort erfolgen kann. In kontinuierlich betriebenen Dekantem liegen dagegen ganz andere Stromungsverhaltnisse und Beanspruchungen der Flocken vor. Auch bei der Laborentwasserung in kontinuierlich betriebenen halbtechnischen Tischdekantem (Mtiller 1996) ist das Scale-up von Ergebnissen aufgrund anderer Stromungsverhaltnisse und der Beanspruchungen im Dekanter i. d. R. nur stark eingeschrankt moglich. Der Grenzkorndurchmesser ist die PartikelgroBe, deren zugehorige Sinkgeschwindigkeit im Sedimentationsfeld des Dekanters so groB ist, dass alle Teilchen dieser GroBe gerade noch abgeschieden werden, d. h. den Trommelboden vor Verlassen der Zentrifuge erreicht haben. Ftir anorganische Schlamme ist dies sicherlich ein geeigneter Parameter ftir die Auslegung der Dekantertechnik. Bei Klarschlammen erfolgt die Konditionierung des Schlammes unmittelbar vor dem Kopf der Zentrifuge, d. h. die PartikelgroBenverteilung im Inneren des Dekanters ist nicht bekannt und wird zudem noch durch Scherbeanspruchungen maBgeblich verandert. Die Dichte beschreibt als charakteristische StoffkenngroBe das Verhaltnis zwischen der Masse und dem Volumen eines Korpers und ist ein wichtiger Kennwert ftir die Beschreibung des Zentrifugalverhaltens. Ftir die Messung der Dichte stehen verschiedene Messverfahren zur Verftigung, wobei die Dichtemessung oftmals fehlerbehaftet ist. Die einfachste Methode zur Dichtemessung von Fliissigkeiten und Suspensionen ist der Einsatz von Aerometern. Messfehler treten vor allem dann auf, wenn die Klarschlamme hoch viskos sind oder die Schlammpartikeln schnell sedimentieren, weil sich die Eintauchtiefe des Aerometers nicht exakt einstellt. Mit Pyknometem kann nach Leschonski (1995) die Dichte von trockenen Feststoffen recht genau bestimmt werden. Luggen (1976) und Hemme (1994) untersuchten den Zusammenhang zwischen der Dichte und dem Gliihverlust eines Schlammes. Beide Autoren fanden einen direkten Einfluss des organischen Anteils auf die Schlammdichte. Die Dichteangaben der Autoren liegen zwischen 1,021,10-10^ kg/m^ ftir Klarschlamm. Die Dichte der organischen Anteile ist mit 1,00-10^ kg/m^ und die Dichte der anorganischen Anteile mit 2,8510-10^ kg/m^ (ahnhch der von CaCOs) angesetzt. Andere Autoren

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

181

(ATV 1992) geben fiir den anorganischen Anteil Dichten von 2,002,5010-10^ kg/m^ an. Diese Abhangigkeit fiihrte dazu, dass die Dichte der Schlammpartikeln oftmals durch den Gltihverlust substituiert wird. Der Abscheidegrad gibt den Prozentsatz derjenigen Feststoffe an, die im Zulauf enthalten sind und die mit dem Dickstoffaustrag entfemt werden. Der Abscheidegrad ist somit ein Kennwert, der die Gtite der FestFltissigtrennung beschreibt. Der Feststoffgehalt in der Fliissigphase wird durch Filtrieren mit Schwarzband-Papierfiltem bzw. besser mit Membranfiltem (< 0,45 jiim) bestimmt. Bei der Filtration werden Abscheidegrade nahe 100% erreicht. Dekanterzentrifugen erreichen Abscheidegrade zwischen 98-99 %. c) Entwasserungskennwerte fiir die Filtration Die gebrauchlichsten Entwasserungskennwerte fur die Filtration von Klarschlammen in Kammerfilter- oder Bandfilterpressen sind: • der spezifische Filtrationswiderstand, • die Kompressibilitat und • die kapillare FlieBzeit. Der spezifische Filtrationswiderstand ist zwar in der Bestimmung zeitaufwendig, aber ein brauchbares, well quantitatives MaB fiir die Filtrierbarkeit und somit fur die Entwasserbarkeit eines Klarschlammes. Dieses Messverfahren kann heute als Standardverfahren betrachtet werden, auch wenn es bislang noch nicht genormt ist (ATV 1992). Bei der Messung des spezifischen Filtrationswiderstandes wird der Schlamm bei konstantem Druck filtriert und die anfallende Filtratwassermenge kontinuierlich erfasst. Durch den sich aufbauenden Filterkuchen nimmt bei gleich bleibendem Druck die Filtrationsleistung mit zunehmender Filtrationszeit ab (Coakley u. Jones 1956). Zur Auswertung der Versuche wird der Quotient aus Zeit und Filtratmenge tiber das Filtratvolumen aufgetragen. Die Vorfiltratwassermenge bis zum Erreichen des Filtrationsdmckes ist dabei abzuziehen (ATV 1992). Die Steigung der Ausgleichsgraden geht zur Berechnung des spezifischen Filtrationswiderstandes ein. Schwierigkeiten bei der Messung des spezifischen Filtrationswiderstandes konnen bei Schlammen mit hohen Feinpartikelanteilen entstehen, da durch diese die Filterporen verstopfen bevor sich ein Filterkuchen aufbauen kann. Die Kompressibilitat als Kennwert wird aus Messungen des spezifischen Filtrationswiderstandes bei verschiedenen Druckdifferenzen abgeleitet und beschreibt, inwieweit sich der Schlammkuchen in Abhangigkeit unterschiedlicher Drticke komprimieren lasst. Die Kompressibilitat wird durch die Auswertung mehrerer Filtrationsversuche mit unterschiedlichen Drticken ermittelt und durch die Steigung der Geraden ausgedriickt, die

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4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

sich ergibt, wenn der Logarithmus des spezifischen Filtrationswiderstandes gegen den Logarithmus des bei der Messung verwendeten Filtrationsdruckes aufgetragen wird. Als Standarddmckdifferenz zur Bestimmung der Kompressibilitat werden die Filtrationsdruckdifferenzen von 0,5, 7 und 10 bar vorgeschlagen (ATV 1992). Nach Leschber und Haake (1975) sowie Niemitz (1968) liegt die Kompressibilitat fur konventionell behandelte kommunale Klarschlamme zwischen 0,6 und 0,9. Bei sehr hohen Kompressibilitaten nimmt der spezifische Filtrationswiderstand bei hohen Filtrationsdnicken so stark zu, dass der Einsatz von Filterpressen nicht wirtschafthch ist. So kann anhand der Kompressibilitat eine Aussage liber die Eignung des Filtrationsverfahrens getroffen werden. Die Kompressibilitat eines Schlammes ist abhangig von der Schlammart und dem Gltihverlust. tJberschussschlamme mit hohen Bakterienanteilen und einem hohen organischen Anteil sind aufgrund ihrer Kompressibilitat schlecht entwasserbar. Eine Abhilfe ftir schlecht entwasserbare und kompressible Schlamme ist die Konditionierung mit Kalk und anderen inkompressiblen Zuschlagstoffen (z. B. Kohle, Asche). Altemativ zur Messung des spezifischen Filtrationswiderstandes bietet sich die Messung der kapillaren FlieBzeit (Capillary Suction Time = CST) an. Das Messverfahren wurde in England von Baskerville und Gale (1968) entwickelt und ist aufgrund seiner einfachen Handhabung weit verbreitet. Gemessen wird die Geschwindigkeit der Wasserabgabe der Schlamme. Das Prinzip dieser Messmethode besteht darin, dass der Filtrationseffekt nicht durch Uber- oder Unterdruck, sondem durch die kapillare Saugkraft eines standardisierten Filterkartons bewirkt wird. Da das Messergebnis vom Feststoffgehalt der Schlammprobe beeinflusst wird, wird die kapillare FlieBzeit auf den TR in Prozent bezogen und als spezifischer CST/TR in [s/%] angegeben. Bahrs (ATV 1992) gibt als Richtwerte fur die Geschwindigkeit der Wasserabgabe (CST/TR) und den spezifischen Filtrationswiderstand (r) Folgendes an: gut entwasserbar CST/TR < 30 s/% TR mittelmaBig entwasserbar CST/TR - 30-150 s/% TR schlecht entwasserbar CST/TR > 150 s/% TR

r<10

12,5

m/kg

r^lO'^'^-10'^'^

m/kg

r>10^'''

m/ks

Zwischen dem CST-Wert und dem spezifischen Filtrationswiderstand eines Schlammes besteht ein direkt proportionaler Zusammenhang (Bahrs 1978). Vesilind und Ormeci (1999) veroffentlichten eine Methode, mit der

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

183

aus dem CST-Wert der spez. Filtrationswiderstand berechnet werden kann. Die Messergebnisse sind stets abhangig von dem verwendeten Filterkarton. Die ATV (1992) empfietilt die Sorte Whatmann No. 17. Nach Bahrs (1978) kann altemativ die Sorte Schleicher & Schtill Nr. 2668 verwendet werden. Hinsichtlich des CST-Wertes und des spezifischen Filtrationswiderstandes ist anzumerken, dass ausschlieBlich die Geschwindigkeit der Wasserabgabe gemessen wird und die Parameter keine Aussage zum erreichbaren Entwasserungsergebnis liefem. Der CST-Test als auch der spez. Filtrationswiderstand kann dennoch als HilfsgroBe fur die grobe Abschatzung des Polymerbedarfes und die Scherstabilitat von konditionierten Schlammen genutzt werden (Dentel u. Abu-Orf 1995). d) Zusammenfassende Bewertung Zur Beurteilung von Klarschlammentwasserungseigenschaften folgende Kennwerte als besonders wichtig eingestuft:

werden

• der erforderlichen Konditionierungsmittelbedarfes des Schlammes, • der Feststoffgehalt (TR) des Schlammes und des maschinell entwasserten Schlammkuchens als Bezugs- und VergleichsgroBe, • der Gliihverlust (GV), da sich sowohl die Dichte, die Kompressibilitat, die Oberflachenladung und die Wasserbindung organischer und anorganischer Schlammbestandteile grundlegend unterscheiden, • die Schlammart bzw. der Uberschussschlammanteil, da sich Primar- und Uberschussschlamme auch nach einer biologischen Stabilisierung unterschiedliche Partikelstrukturen aufweisen, • die PartikelgroBenverteilung, da insbesondere kleine Partikeln nicht nur signifikant die gesamte Schlammoberflache bestimmen, sondern auch die Anzahl von Zwischenraumen im Schlammkuchen, in denen Wasser durch kapillare Krafte gebunden wird. Wobei das Quantifizieren des Einflusses der PartikelgroBe auf das Entwasserungsverhalten durch die benannten messtechnischen Probleme stark eingeschrankt ist und • die Verteilung der Wasseranteile in einer Schlammsuspension, da durch den Energieeinsatz bei der maschinellen Entwasserung nur bestimmte Wasseranteile abgetrennt werden konnen. Wasseranteile, die durch starkere Bindungskrafte an die Schlammpartikel gebunden sind, verbleiben in dem entwasserten Schlammkuchen. Die thermogravimetrische Messmethode zur Bestimmung der Wasseranteile eines Klarschlammes und des daraus abgeleiteten Kennwertes TR(A) ermoglicht es, das maximal erreichbare Entwasserungsergebnis mit einer Genauigkeit von ± 1,5% TR zu prognostizieren (Kopp 2002).

184

4 Verfahrenstechniken ziir Behandkmg von Klarschlamm

Die vorgestellte Messtechnik ist aufwendig, liefert aber im Einzelfall sowohl fur den Klaranlagenbetrieb als auch fiir den Maschinenhersteller wichtige und vor allem quantitative Informationen. 4.2.4.2 Eindickung Bei der statischen Eindickung erfolgt die Sedimentation der Feststoffe aus der Schlamm-Wasser-Suspension und die weitere Konsolidierung unter dem Einfluss der Schwerkraft. Werden Schlamme in einen Eindicker gefordert, wird sich im oberen Bereich des Eindickers eine Wasserzone bilden, in der ein freies Absetzen von Feststoffpartikeln oder Schlammflocken erfolgen kann. Schlammeindicker werden im Durchlaufbetrieb oder im Chargenbetrieb gefahren. Der Schlamm durchlauft bei dieser Betriebsweise von oben nach unten Zonen mit zunehmendem Kompressionsdruck. Damit ist beim Durchlaufbetrieb der Feststoffgehalt in der unteren Zone, aus der der Schlamm im Allgemeinen abgezogen wird, immer hoher als der mittlere Feststoffgehalt tiber die gesamte Schlammschichthohe eines gleich hochbelasteten Eindickers im Chargenbetrieb. Abb. 4.2-32 verdeutlicht die Trennvorgange in einem Eindicker. ^

^

J

Wasserspiegel Trubwosserzone

Tfubwasser -

Schlammspiegef Behindertes Absetzen

Trennzone

Bildung von EntwasserungskandlchGn

Ubergangszone

SchEammzulauf Kompression, Konsol
Schlammraumers Eingedickter Schtamm

Feststoffgehalt

Eindickzone

des

Raumzone

—•-

Abb. 4.2-32. Vorgange in einem Eindicker (Seyfried 1986) Schlammeindicker entsprechen hinsichtlich der Abtrennung der festen Schlammstoffe in der oberen Schicht iiblichen Absetzbecken. Sie werden meist als Rundbecken gebaut. Die Schlammeinstromenergie kann sowohl durch Pralltafeln, Tauchzylinder oder spezielle Einlaufsysteme vermindert werden. Das Schlammwasser wird entweder am Beckenumfang durch Uberlaufwehre oder gesonderte Entnahmevorrichtungen abgezogen. Kleine Eindicker werden auch mit Stufenablassen ausgeriistet, die in verschiedenen Hohen angebracht sind. In manchen Fallen sind auch schwenkbare o-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

185

der absenkbare Entnahmerohre vorgesehen, um im Chargenbetrieb das iiberstehende Schlammwasser abziehen zu konnen (Abb. 4.2-33). Da bei der Schlammeindickung haufig Schwimmschlamm auftreibt, erfolgt bei rotierenden Raumerbriicken in den meisten Fallen die Installation einer Schwiirmischlanunraumeinrichtung oder bei Eindickem ohne Schlammraumem ein Schwimmschlammabzug im oberen Bereich des Eindickers. Die Beckensohle ist bei kleinen Eindickem ohne Schlammraumung trichterformig mit einer Neigung steiler als 1,5 : 1 ausgebildet. Schlammeindicker mit maschinellen Schlammraumeinrichtungen erhalten Sohkieigungen wie mnde Absetzbecken und zentrische Entnahmetrichter. Der eingedickte Schlamm wird mit Raumschilden in diese Entnahmestellen geschoben. Ftir starker eingedickte Schlamme werden Schlammkrahlwerke mit Zentralantrieb bevorzugt. Bei sperrigen Schlammen und bei zur Gasbildung neigenden Schlammen empfiehlt es sich, an der Raumbriicke bzw. an den Krahlarmen senkrechte Rtxhrstabe anzuordnen, um sicher zu stellen, dass aus den unteren Kompressionszonen abgetrenntes Schlammwasser nach oben entweichen kann. Abb. 4.2-34 zeigt einen Rundeindicker mit Krahlwerk. Sfijfmodiasse i Sd^lcnwwoss^r

Sch iam/Tf wosser

Abioufrtnae

Schlamrnwasssr i. finiotjf ijberluuf

schWEfihljores fnfnahmerohr f Si'hlommwasser Z fjniovf Uber^ouf

OiCkschlomnii-

Oicksclilamm

sn(nohm& Zulouf Abb. 4.2-33. Eindicker ohne Schlammraumer (ATV 1983)

iulGuf

186

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm Zulauf

^Ablaufrinne fur das abgetrennte Trijbwasser

Abzugsleftung fur den eingedickten ScMQfnm

Abb. 4.2-34. Rundeindicker mit Krahlwerk (Seyfried 1986) Die maximal zulassige Aufenthaltszeit des Schlammes in der Eindickzone wird maBgeblich durch die Zeitspanne bestimmt, die biologische Vorgange im Eindicker benotigen, um negative Einfltisse auf den Eindickvorgang hervorzurufen. Bei relativ frischen Rohschlammen (frisches Abwasser, kontinuierliche Schlammraumung im Vorklarbecken) konnen fur die zulassige Konsolidierungszeit bis zu drei Tage angesetzt werden. Rohschlamme von angefaultem Abwasser oder schlecht geraumten bzw. zu groB bemessenen Vorklarbecken sollen weniger als ein Tag in der Konsolidierungszone verweilen. Diesbeztiglich sind Durchlaufeindicker gegentiber Standeindickem vorteilhafter, da sich durch Heben und Senken des Schlammspiegels die Aufenthaltszeit variieren lasst. Da zurzeit noch keine wissenschaftlich fundierten Erkenntnisse vorliegen, mit deren Hilfe eine sichere Abschatzung des Absetzverhaltens des im Einzelfall vorliegenden Schlammes moglich ist, ist ftir die Bemessung von allgemeinen Erfahrungswerten auszugehen, wie sie in Tabelle 4.2-17 dargestellt sind. Die oft in relativ weiten Grenzen schwankenden erreichbaren Feststoffgehalte zeigen, dass diese Zahlen noch von etlichen weiteren inner- und auBerbetrieblichen Einfliissen abhangig sind. Dem planenden Ingenieur bleiben deshalb genauere tJberlegungen und Abschatzungen nach den jeweiligen Gegebenheiten nicht erspart. Im Zweifelsfall sollten immer die niedrigeren Werte herangezogen werden (Seyfried 1986) oder die Bemessung auf Grundlage von halbtechnischen Absetzversuchen vorgenommen werden. a) Bemessung Die Aufenthaltszeit der Feststoffe in der Schlammschicht wird von der Schlammschichthohe, dem Eindickervolumen und der Flachenbelastung BA (kg TS/(m^-d) bestimmt. Dabei sind die Schlammschichthohe als maB-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

187

gebliche EinflussgroBe auf den effektiven Kompressionsdruck und die Flachenbelastung die bestimmenden BemessungsgroBen. Sofem keine Versuchsergebnisse vorliegen, sind die in Tabelle 4.2-18 angegebenen Flachenbelastungen anzusetzen. Die Hohe der Eindickzone ergibt sich, wie bereits aufgefuhrt, in Abhangigkeit von der zulassigen Aufenthaltszeit. Tabelle 4.2-17. Durch Eindickung erreichbarer Trockenmassenanteil Schlammart

Vorklarschlamm und schwerer Industrieschlamm Vorklarschlamm Gltlhverlust tlber 65 % Vorklarschlamm Gluhverlust unter 65 % Vorklarschlamm und belebter Schlamm mit Index > lOOml/g Vorklarschlamm und belebter Schlamm mit Index < lOOml/g Belebter Schlamm mit Index > lOOml/g Belebter Schlamm mit Index < lOOml/g Schlamm aus Stabilisationsanlagen Vorklar- und Tropfkorperschlamm Faulschlammvorklarung Faulschlammvorklarung und Belebungsanlage Thermisch konditionierter belebter Schlamm

Durch Eindickung ohne Konditionierimg erreichbarer Trockenmassenanteil (TR) [%] 10-30 5-8 6-12 4-6 5-10 1-3 3-5 3-5 6-10 8-14 5-9 10-15

Tabelle 4.2-18. Maximal zulassige Eindicker-Flachenbelastung (Seyfried 1986) Gruppe

Eigenschaften

1 2 3

gut entwasserbar mittelmaBig entwasserbar schlecht entwasserbar

maximal zulassige Flachenbelastung [BA (kg TS/(m^ d))l 100 50-80 20-50

b) Flotation Die Flotation von Schlammen ist ein Verfahren, bei dem die Schlammstoffe durch anhaftende feine Gasblasen zum Aufschwimmen gebracht werden. Das Zwischenraumwasser flieBt nach unten ab, so dass teilweise ein hoherer Eindickeffekt als bei der statischen Eindickung erreicht wird. Der Flotationsvorgang verlauft wesentlich schneller als die statische Schwerkrafteindickung. Ftir die Eindickung von Schlammfeststoffen hat sich die Entspannungsflotation als besonders geeignet erwiesen. Bei diesem Verfahren wird Gas, zumeist atmospharische Luft, im Wasser oder im Feststoff-Wasser-Gemisch unter Uberdruck eingebracht, wobei sich infolge

188

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

der Entspannung im Becken gleichmaBig verteilte, kleinste Gasblaschen bilden, die eine besonders wirkungsvolle Phasentrennung ermoglichen. Bei Flotationsanlagen unterscheidet man im WesentUchen das Vollstromverfahren, bei dem die gesamte, zur Phasentrennung vorgesehene Fltissigkeit in der Druckstufe mit Gas gesattigt wird und das Riicklaufverfahren, bei dem ein Teil des entschlammten Abwassers aus der Flotation unter Druck angereichert und dann mit dem Einlauf vermischt in das Flotationsbecken zuriickgeftihrt wird. Zur Ausrlistung einer Flotationsanlage gehort, neben dem eigentlichen Flotationsbecken mit zugehorigen Wasserund Schlammabzugseinrichtungen, ein Druckwasserbehalter mit vorgeschalteter Druckpumpe, ein Dmckkessel einschlieBlich Kompressor sowie die erforderlichen Regelungs- und Entspannungsventile und die elektrischen Schaltanlagen. Abb. 4.2-35 zeigt das Verfahrensschema einer Flotationsanlage nach dem Rticklaufverfahren. Die Raumung der flotierten Schlammstoffe von der Wasseroberflache erfolgt durch Bandraumer oder heute vorzugsweise durch Raumerbriicken mit hohenmaBig einstellbaren Raumschilden. Sind die abgeschobenen Schlammstoffe nicht mehr flieBfahig, so mtissen sie durch Transportschnecken oder ahnliche Einrichtungen gefordert werden. In alien Fallen sind Flotationsbecken mit zusatzlichen Bodenraumem auszuriisten, da in aller Regel in der Schlammsuspension auch immer schwere, trotz der Anwesenheit feinster Luftblasen, sedimentierende Bestandteile vorhanden sind. c) MaBnahmen zur Verbesserung der Absetzeigenschaften von Klarschlammen Anaerob behandelte Klarschlamme weisen in der Regel schlechte Absetzeigenschaften auf Das spezifische Gewicht der ungelosten Schlamminhaltsstoffe unterscheidet sich nur unwesentlich von der fliissigen Phase, so dass bereits geringe Stromungen im Absetzbecken ein Sedimentieren verhindem konnen. Ein zweiter Storfaktor ist der Nachgaseffekt. Folgende Vorgange bewirken diesen Effekt: • Peine, an den Schlammpartikeln anhaftende Gasblaschen behindern das Sedimentieren dieser Feststoffe. • Kleine Gasblaschen schlieBen sich zusammen, um anschlieBend zur Wasseroberflache aufzusteigen. Die dabei entstehenden Turbulenzen behindern das Absetzen. • Der anaerobe Umsetzungsprozess geht im Absetzbecken unter Bildung geringer Gasmengen weiter. Die Folge sind geringfiigige Turbulenzen im Absetzbecken. • Je nach Geometric des Beckens sowie der Betriebsweise treten beachtliche Warmestromungen auf.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

->a-

189

(X)

J 10 39

u 1 2 3 4 5 6 7

cL:>

^ f

L Zulaufpumpe

U>

Q.

ID

U-t

^ »

2

Flockungsbecken I Flockungsbecken II Blasen-Feststoff-Kontaktzone Flotationszone Flotatschlammraumer Flotatschlammabzugsrinne

8 9 10 11 12 13

Ablauf Druckerhohungspumpe (Riicklauf) Injektor (Luftbeimischung) Dmckkessel Kompressor Chemikalienbehalter und -dosieruns

A b b . 4.2-35. Verfahrensschema einer Flotationsanlage mit Flotationsbeeken

MaBnahmen zur Verbesserung der Absetzeigenschaften haben zum Ziel, diese Stormechanismen zu unterbinden bzw. die Schlammpartikel durch Koagulations- und Konglomerationseffekte positiv zu verandem. Mogliche MaBnahmen sind: • • • • •

Krahlwerke, Ktihlung, Vakuumentgasung, Zugabe von inerten Tragermaterialien und Zugabe von Flockungshilfsmitteln.

Die Erfolge, die mit den einzelnen MaBnahmen erzielt wurden, sind sehr unterschiedlich. Eine wesentliche Rolle spielen in diesem Zusammenhang, neben der Schlammzusammensetzung, die jeweihgen speziellen Betriebsverhaltnisse. Daher ist eine Verallgemeinerung der wenigen Ergebnisse, die zu dieser Thematik vorliegen, nicht moglich.

190

4 Verfahrenstechniken ziir Behandlung von Klarschlamm

Krahlwerke Das Absetzen oder besser gesagt das Eindicken von Klarschlamm in Sedimentationsbecken ist abhangig vom Feststoffgehalt. Die Absetzbedingungen wechseln mit zunehmendem Feststoffgehalt, wobei grundsatzlich zwei Phasen zu unterscheiden sind. In der ersten Phase erfolgt ein weitgehend unbehindertes Absetzen. Dieser Phase folgt die Phase des behinderten Absetzens, in der durch die Auflast des sich verdichtenden Schlammes im unteren Bereich des Absetzbeckens infolge steigenden Kompressionsdruckes eine weitere Verdichtung bewirkt wird. Das in der Kompressionszone ausgepresste Wasser kann aufgrund der dariiber lagemden Schlammschichten oftmals nicht nach oben gelangen. Wasserlinsen in diesem Bereich sind die Folge. Langsamdrehende Krahlwerke haben die Aufgabe, feine Kanale in der Schlammschicht zu erzeugen. Das ausgedrtickte Schlammwasser kann durch diese Kanale nach oben dringen, so dass die Bildung von Wasserlinsen weitgehend unterbunden wird. Diese Technik hat sich in der Vergangenheit bereits bewahrt. Deshalb sind Durchlaufeindicker neuerer Zeit in der Regel mit Krahlwerk ausgeriistet (Abb. 4.2-34). Kiihlung Die Kiihlung hat sich in der Praxis bisher nicht durchsetzen konnen, obwohl recht positive Versuchsergebnisse vorliegen. In Bezug auf eine Veranderung des Losungspotenzials einiger Gase ist eine Temperaturabsenkung um nur wenige Grad Celsius sehr effektiv (Abb. 4.2-36). Ftir Kohlendioxid erhoht sich das Losungspotenzial pro Grad Celsius Temperaturabsenkung um rd. 7,2 1/m^ Das Losungspotenzial fiir Methangas (CH4) bleibt dagegen nahezu konstant, was diese Methode zur Verhinderung des Nachgaseffektes zunachst als fragwtirdig erscheinen lasst. Neben dem physikalischen Effekt wirkt die Abkuhlung jedoch auch auf die biologischen Mechanismen, was von ausschlaggebender Bedeutung ist. Wie bereits angesprochen zeigen anaerob behandelte Klarschlamme nach Verlassen des Faulbehalters eine Restaktivitat, die sich in Form von geringftigiger Gasbildung auBert. BekanntermaBen geht die biologische Aktivitat der methanbildenden Biozonose bei sinkenden Temperaturen, insbesondere wenn die 30 °C Marke unterschritten wird, stark zuriick. Folglich muss auch die Gasproduktion abnehmen.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

191

250

im 6 6 ^ 8 ¥ol--% COg =

26,0

7,2

¥D1-«%

Vol^%

^0 Temp, f^Cl

Abb. 4.2-36. Gas-Sattigungskurven in Abhangigkeit von der Temperatur (p=1.033mbar). Vakuumentgasung Als Vakuumentgasung bezeichnet man technische Einrichtungen, mit deren Hilfe im Ablauf von Schlammfaulungsanlagen befmdlicher Schlamm unter Vakuum zusatzlich ausgast. Derartige Apparate konnen z.B. als konzentrische Rohre ausgebildet sein, wobei im inneren Rohr der ablaufende Faulschlamm aufsteigt und an der AuBenwand des inneren Rohres in einer dtinnen Schicht nach unten flieBt. Der Gasraum zwischen innerem und auBerem Rohr stellt dabei ein Vakuum von 400 bis 600 mbar dar und wird entsprechend abgesaugt. Durch Turbulenzen oder andere technische MaBnahmen kann der Ausgasungseffekt weiter unterstiitzt werden. In Bezug auf den Gasanfall kann in einzelnen Fallen ein Mehrertrag von 3 bis 10 % der Gesamtgasmenge moglich sein. In Bezug auf das hier interessierende Absetzverhalten der Faulschlamme kann die Vakuumentgasung in aller Regel nur dann nachhaltig eingesetzt werden, wenn gleichermaBen eine zumindest moderate Abkiihlung bis um einige °C erfolgt. Dartiber hinaus ist der Riickgang von Schwimmdeckenbildung auf Eindickem durch den Einsatz von Vakuumentgasungsanlagen haufig beobachtet worden und somit ein wtinschenswerter Nebeneffekt.

192

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Zugabe von inerten Tragermaterialien Unter dem Begriff „inerte Tragermaterialien" sind hier in erster Linie Aktivkohle, Braunkohlenkoks oder Flugaschen zu verstehen. Versuche zu dieser Verfahrenstechnik haben vor allem bei der Verwendung von Kammer-Filter-Pressen Anwendung gefunden, wo sie neben ihren positiven Effekten in statischen Eindickem dann zusatzlich als geriistbildende Materialien zu einer positiven Entwasserung beitragen. In aller Regel sind sie nur sinnvoll, wenn nacti der Entwasserung eine Verbrennung/Veraschung oder eine andere thermische Behandlung erfolgt. Bemessungswerte fur diese Verfahrenstechnik oder RichtgroBen stehen nicht zur Verftigung. Hier sind prinzipiell Versuche durchzufuhren. Zugabe von Flockungshilfsmittein Einhergehend mit der Umriistung unserer modemen Klarwerke auf Nahrstoffelimination im Bereich der Abwasserreinigung ging die Leistungsfahigkeit von statischen Eindickem, die friiher in aller Regel fur Mischschlamme aus Primar- und Sekundarschlamm geplant wurden, drastisch zuriick. Daruber hinaus wurden viele vor allem groBe Klarwerke mit der Verfahrenstechnik vermehrte biologische Phosphorelimination ausgeriistet, was den Betrieb von Mischschlamm-Voreindickem a priori ausschlieBt, da es in diesen sonst zu deutlichen Phosphorriickloseerscheinungen kommt und somit immense Phosphatfrachten im Kreis gefiihrt wiirden und nicht eliminiert werden konnten. Dies hatte zur Folge, dass insbesondere dann bei der reinen Uberschussschlammeindickung nur noch sehr unzureichende Feststoffgehalte in den Eindickem erzielt werden konnten (z.B. 1 bis 3 % TR). Sowohl fiir Primarschlamm-, tJberschussschlamm- als auch Mischschlamm-Eindicker bietet es sich daher an, deren Leitungsfahigkeit durch den Zusatz von Polymeren als Flockungshilfsmittel zu steigem. Prinzipiell gelten fiir die Konditioniemng von Schlammen fiir den Betrieb von Eindickem die selben Rahmen- und Randbedingungen, wie sie fur den Einsatz zur Entwassemng beschrieben wurden. Lediglich die erforderlichen Mengen an Flockungshilfsmittein weichen deutlich ab. Es empfiehlt sich fiir den Betrieb von Eindickem entsprechende Versuche durchzufiihren und die erforderlichen Flockungshilfsmittelmengen fiir den gewiinschten Eindickgrad (bei gegebenen Schlammmengen und Eindickzeiten) zu ermitteln. Hierbei werden in aller Regel Flockungshilfsmittelmengen zwischen 0,5 und 3,0 kg FHM (Wirksubstanz) pro Tonne TR erforderlich.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

193

Mechanische Konditionierung Von besonderer Bedeutung fur die Entwasserungsfahigkeit der Abwasserschlamme ist die Kompressibilitat. Durch die Zugabe von chemisch nicht reaktiven geriistbildenden Stoffen wird die Kompressibilitat des Schlammes vermindert. Als Konditioniemngsmittel werden Aschen, Kohle und mineralische Stoffe wie Sande und Kieselgut verwendet. Fiir die Entwasserung nach mechanischer Konditionierung sind zwar alle Entwasserungsmaschinen geeignet, doch werden in den meisten Fallen Kammerfilterpressen bevorzugt. Denn eine Veranderung der Kompressibilitat wirkt sich besonders giinstig bei mit hoheren Driicken arbeitenden Kammerfilterpressen aus. Dariiber hinaus wirken diese Zuschlagstoffe in Rotationsmaschinen stark abrasiv, so dass deren Verwendung meist aus Griinden der Betriebssicherheit und der Wartungs- und Instandhaltungskosten unterbleibt. Entscheidenden Einfluss auf das Entwasserungsergebnis hat die Art und KomgroBe des verwendeten Filterhilfsmittels. Mit geringer werdender KomgroBe tritt eine Verbesserung des Filterverhaltens bei gleichen Gewichtsmengen an verwendeten Zuschlagstoffen ein. So libertrifft zum Beispiel Flugasche in ihrer Wirksamkeit alle anderen Aschearten. In den meisten Fallen wird arteigene Asche verwendet, die bei der Verbrennung des Abwasserschlammes anfallt. Durch Zerkleinerung und Mahlvorgange lasst sich der Partikelfeinstanteil erhohen. Die optimale KomgroBe richtet sich letztendlich nach der GroBe der vorhandenen Schlammpartikel. Werden dem Schlamm Aschepartikel in tibermaBiger Menge zugesetzt, die eine kleinere KomgroBe als die kleinsten Schlammpartikel haben, so bestimmt schlieBlich der feinste Ascheanteil den Filterwiderstand und es tritt u.U. keine Verbessemng der Filtrationseigenschaften des Schlammes ein. Eine derartige Konditioniemng erfolgt meist bereits im Zulauf der Eindicker, so dass auch das Eindickverhalten positiv beeinflusst wird. 4.2.4,3 Entwasserung a) Natiirliche Entwasserung von Klarschlammen Im Vergleich zu anderen Verfahren der Klarschlammentwassemng erfordert die natiirliche Entwassemng in Bau und Betrieb nur einen geringen Aufwand und hatte bis in die SOiger Jahre hinein vor allem fiir kleinere, vielfach auch noch fiir mittlere Klarwerke eine groBe praktische Bedeutung. Bei der natiirlichen Entwasserung wird der Klarschlamm auf Trockenbeeten oder in Schlammteichen abgelagert und durch Schwerkraft und Verdunstung auf 25 % bis 35 % TR entwassert.

194

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Durch die Schlammkonsolidierung ergibt sich ein selbstdichtender Effekt des Schlammes nach unten, so dass der Hauptanteil des Wassers nach oben aufsteigt und dort austritt. Die in Schlammbeeten tibliche Sohldrainage spielt daher im Hinblick auf das Entwasserungsergebnis nur zu Beginn eine wichtige, spater aber eine untergeordnete Rolle. Diese Drainschicht ist i.d.R. aus mehreren Lagen Material aufgebaut, dessen KorngroBe nach unten, in Richtung eingelassener Drainagerohre, zunimmt. Die oberste Lage besteht aus einer sogenannten VerschleiBsandschicht und wird bei der Schlammraumung sukzessive mit abgehoben. Eine weitaus hohere Bedeutung bei der nattirlichen Entwasserung hat der kontinuierliche Abzug des uberstehenden Schlammwassers. Hierfiir mtissen Ablaufkonstruktionen gewahlt werden, deren Ablaufschwelle mit dem Schlammpegel variabel ist. Im einfachsten Fall konnen dies Uberfallschwellen sein, die je nach Konsolidierung erhoht oder verringert werden konnen (Abb. 4.2-37).

Schlamm

Abb. 4.2-37. Abzug des Schlammwassers liber Offnungen in seitlich begrenzenden Betondielen (ATV 1996) Verbreitet ist ebenfalls eine Konstruktion senkrecht stehender Drainagemonche. Diese Monche bestehen aus einem doppelwandigen, geschlitzten Rohr, dessen Zwischenraum mit einer Schtittung aus Schlacke oder Kies gefullt ist. Das Innenrohr fiihrt das gefilterte Schlammwasser direkt in Sammeldrainleitungen in der Beetsohle ab. Der Nachteil dieser Konstruktion besteht darin, dass die Monche zur Raumung des Beetes entfemt werden mtissen. Oftmals werden in die so ausgertisteten Schlammbecken 0,2 bis 0,3 m dicke Schlammschichten in Intervallen eingebracht, bis eine Ge-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

195

samtmachtigkeit von 0,8 bis 1,0 m erreicht ist. Nach anschlieBender Raumung erfolgen dann emeut mehrere Beschickungszyklen (ATV 1996). Klarschlammvererdung Das natumahe Verfahren der Klarschlammvererdung in Pflanzenbeeten zahlt zu den naturlichen Schlammentwasserungsverfahren von biologisch stabilisierten oder teilstabilisierten Klarschlammen und stellt eine Weiterentwicklung der herkommlichen Trockenbeete dar. Aufgrund des groBen Flachenbedarfs wird dieses Verfahren vorzugsweise in landlichen Regionen eingesetzt. Die Klarschlammbehandlung in mit Schilf bepflanzten Filterbeeten wurde 1967 erstmalig von Seidel (Bittmann u. Seidel 1967) im Kemforschungszentrum Karlsruhe eingesetzt. Die Untersuchungen zeigten, dass das Rohricht die Entwasserung und Mineralisation der aufgebrachten Schlamme fordert und die Qualitat des Filtratwassers verbessert. Weitere Forschungen im In- und Ausland bestatigten die positiven Ergebnisse der Klarschlammvererdung. Jedoch sei an dieser Stelle darauf verwiesen, dass es sich bei den untersuchten Klarschlammen vorrangig um simultan aerob stabilisierte Uberschussschlamme handelte. Somit beschrankt sich der Anwendungskreis zunachst auf Klaranlagen mit einem Anschlusswert < 20.000 EW. Beztiglich der Vererdung von anaerob stabilisierten Schlammen, wie sie auf groBeren Klaranlagen anfallen, liegen bis dato noch keine wissenschaftlich gesicherten Erkenntnisse vor. Weitere Forschungen sind notig, um nachzuweisen, dass die Vererdung prinzipiell auch fur diese Art von Klarschlammen geeignet ist. Aufbau einer Vererdungsanlage Der prinzipielle Aufbau von Vererdungsbeeten besteht im Allgemeinen aus einer Filterschicht aus Sand und Kies, einer in der Filterschicht liegenden Drainage, einer Beschickungsvorrichtung, einem Ablaufschacht mit Filtratpumpe sowie einer Abdichtung gegen das anstehende Bodenmaterial. Beztiglich der Bauausftihrung stehen prinzipiell mehrere Altemativen zur Verfiigung, wie beispielsweise abgedichtete Erdbecken oder umfunktionierte Schlammtrockenbeete aus Holz oder Beton. Auf die baulichen Aspekte und Besonderheiten soil an dieser Stelle jedoch nicht naher eingegangen werden. Die Beschickungsvorrichtungen bestehen zumeist aus einfachen Dmckrohrleitungen. Als Pflanzenmaterial kann sowohl Schilf als auch Gras zum Einsatz kommen, wobei die Bepflanzung mit Schilf am weitesten verbreitet ist.

196

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Funktionsweise von Vererdungsanlagen Klarschlammvererdung mit Schilf Das Schilfrohr Phragmites communis TRIN. (Artname: Phragmites australis (CAV.) TRIN. ex) gehort zur Familie der SiiBgraser und ist eine der am weitesten verbreiteten Sumpfpflanzen der Welt (Rodewald-Rudescu 1974). Als Sumpfpflanze hat Schilf ein starkes Wasserbedtirfnis. Dariiber hinaus ist es bzgl. des Chemismus im Boden und im Wasser relativ widerstandfahig. Vor der Erstbeschickung wird das Schilfrohr in eine Bodensubstratschicht oder direkt in den Filterkorper gepflanzt. AnschlieBend erfolgt die Aufgabe von Nassschlamm in periodischen Abstanden. Zwischen den Beschickungszyklen wird dem Schlamm einerseits durch Versickerung und Ablauf iiber die Drainage und andererseits durch Verdunstung iiber Pflanze und Boden das Wasser entzogen. Die Wurzeln des Schilfrohrs durchdringen den auflandenden und sich verfestigenden Schlamm. Diese Durchwurzelung ermoglicht eine Auflockerung der Schlammschichten und halt den Porenraum offen bzw. vergroBert diesen sogar. Die durch Wind erzeugte Drehbewegung der Halme fordert zudem eine oberflachige Rissbildung im Boden. Durch diese Auflockerung und das AufreiBen des Schlammbodens werden neue, feine Drainkanale flir das Schlammwasser geschaffen. Gleichzeitig vergroBert sich die der Verdunstung zur Verfugung stehende Schlammoberflache, was ebenfalls zu einer weiteren Entwasserung des Schlammes ftihrt. Dariiber hinaus kann durch die Rissbildung Sauerstoff in tiefe Bereiche des sich bildenden Bodenkorpers gelangen, welcher fiir eine weitergehende Mineralisation des Schlammes durch die im Boden vorhandenen bzw. sich entwickelnden Bakteriengesellschaften erforderlich ist. Die Schlammbeschickung der Beete erfolgt im Allgemeinen in einem Abstand von zwei Wochen, um ein Abtrocknen und Durchwurzeln des Schlammkorpers zu ermoglichen. Prinzipiell kann die Beschickung sowohl ausschlieBlich wahrend des Vegetationszeitraumes von April bis November als auch ganzjahrig durchgefiihrt werden. Bei ganzjahriger Beschickung wird zwar der Bodenkorper durch verringertes Pflanzenwachstum nicht weiter durchwurzelt, jedoch erzeugt die wittemngsbedingte Halmbewegung weiterhin fiir das AufreiBen des Bodens und der Schaffung der Sickerkanale. Dariiber hinaus fordert der im Winterhalbjahr in unseren Breitengraden haufige Frost-Tau-Wechsel die Entwasserung des Schlammes (Bahrs 1978). Das im Winterhalbjahr abgestorbene Schilf verbleibt in der Regel im Beet. Durch das Umknicken des Schilfrohres, dem allmahlichen Absterben des oberirdischen Pflanzenteils und der weiteren Beschickung der Beete werden die Pflanzenreste Bestandteil des Bodenmaterials und sorgen fiir eine stmkturelle Verbesserung des Bodenkorpers.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

197

Klarschlammvererdung mit Gras In der Kegel wird bei der Vererdung mit Gras das Weidelgras (Lolium perenne) eingesetzt. Bei diesem Verfahren wird jedoch kein Pflanzensubstrat verwendet. Nach EinMlen des Nassschlammes in das Beet trocknet der Schlamm zunachst durch die Ableitung von Sickerwasser tiber die Drainage und Verdunstung von Wasser oberflachig ab. Danach wird das Gras direkt auf die zu behandelnde Schlammschicht aufgebracht. Das schnell wachsende Gras durchwurzelt den gesamten Schlammkorper. AnschlieBend erfolgt die emeute Beschickung mit Fltissigschlamm, wobei das Gras vollstandig von zulaufendem Schlamm tiberdeckt wird. Das Gras stirbt ab und wird Bestandteil des Bodens und tragt somit ebenfalls zur Strukturverbesserung bei. Der Beschickungszyklus liegt bei dieser Verfahrensvariante je nach Witterungsbedingungen zwischen sechs und neun Monaten. Bemessung von Vererdungsanlagen Gmndlage der Bemessung von Vererdungsbeeten ist die jahrlich anfallende Nassschlammmenge, der Trockenrtickstand sowie der organische Anteil des Trockenriickstandes. Die BemessungsgroBe ist die Flachenbelastung in kg Trockensubstanz pro m^ Beetflache und Jahr. GemaB der einschlagigen Literatur schwanken diese Werte von 30-35 kg TS/(m^-a) bis hin zu 6070 kg TS/(m^a). Dies entspricht ungefahr einer vorzuhaltenden Beetflache von 0,5 mVEW bis 0,2 mVEW. Es wird an dieser Stelle nochmals darauf hingewiesen, dass sich diese Angaben lediglich auf aerob stabilisierten Uberschussschlamm kleinerer Abwasserreinigungsanlagen beziehen. In der Kegel ist aufgrund der Auflandung des Bodenmaterials eine nutzbare Hohe von rund 1,5 m vorzuhalten. Entsorgung des vererdeten Materials Nach einem Zeitraum von ca. sechs bis neun Jahren werden die Beete geraumt. Im Sinne der Kreislaufwirtschaft ist eine stoffliche Verwertung des vererdeten Bodenmaterials in der Landwirtschaft oder Landschaftsbau anzustreben. Dazu ist als weiterer Behandlungsschritt jedoch eine Siebung und Kompostierung des Endproduktes erforderlich. Hinsichtlich der Beseitigung des Endproduktes scheidet die thermische Behandlung i.d.K. aufgrund des relativ hohen mineralischen Anteils und des daraus resultierenden geringen Heizwertes faktisch aus. Unabhangig von der Art des Entsorgungsweges muss jedoch stets bedacht werden, dass das vererdete Material per Definition weiterhin Klarschlamm bleibt und somit den entsprechenden gesetzlichen Bestimmungen unterliegt (ATV-DVWK 2001).

198

4 Verfahrenstechniken ziir Behandkmg von Klarschlamm

b) Ma^chinelle Entwasserung von Klarschlammen Grundsatzlich lassen sich die angewandten Verfahren hinsichtlich ihrer Wirkungsweise in zwei Gruppen aufteilen. • Trennung der Feststoffe vom Schlammwasser durch Filtration • Trennung der Feststoffe vom Schlammwasser durch die Erzeugung eines kunstlichen Schwerefeldes Im Weiteren werden fur diese Verfahren Beispiele benannt und erlautert. Kammerfilterpressen Kammerfilterpressen bestehen aus einem Paket von Filterplatten, die so ausgebildet sind, dass benachbarte Filterplatten jeweils eine abgeschlossene Filterkammer bilden. Die tibliche Kammertiefe betragt 30 mm. Die auf den Filterplatten aufgezogenen Filtertucher trennen durch den Filtrationsdruck die Feststoffe vom Schlammwasser nach dem Prinzip der kuchenbildenden Filtration. Das statische Gefalle am Filtertuch ftihrt zur Durchstromung des Filtertuches und des sich davor aufbauenden Filterkuchens. Abb. 4.2-38 zeigt die schematische Darstellung eines Filterplattensystems (Jungeetal. 1995).

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3 Filterkuchen

4 Filterplatten

5 Filteitucher

Abb. 4.2-38. Schematische Darstellung eines Filterplattensystems (Junge et al. 1995)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

199

Die Dichtung zwischen den Flatten wird durch das Filtertuch selbst hergestellt. In den meisten Fallen wird fiir die Filtertticher Polyamid-Gewebe in monofiler Webart verwendet. Andere Kunststofffasem aus Polyester oder Polypropylen konnen ebenfalls eingesetzt werden. Die Flatten bestehen i.d.R. aus beschichtetem Spharoguss. Auf der Oberflache sind Ablaufrillen eingearbeitet, in denen das durch das Filtertuch abflieBende Filtrat abgeleitet wird. Die Filterplatten werden auf seitlichen Holmen gefuhrt, die das Gewicht der Flatten und die Zugkrafte aufnehmen. Die Flatten werden mit etwa 400 bar zusammengepresst. Bin Filtrationsvorgang dauert etwa 1 bis 3 Stunden und setzt sich aus folgenden automatischen Arbeitsschritten zusammen: • Zusammenfahren der Filterplatten, bis hydraulischer SchlieBdruck (400 bar) erreicht ist, • Beschickung (Ftillvorgang) i.d.R. mit Excenterschneckenpumpen (groBe Menge/kleiner Druck), • Aufbringen des Filtrationsdruckes (Fressvorgang) mit Druckpumpen (Membranpumpen, kleine Menge/groBer Druck, 8-20 bar), • Ablauf des Filtratwassers durch ein offenes oder geschlossenes Ablaufsystem, • Entlastung und Ausblasen der Schlammzulaufbohrung mit Luft, • Verminderung des hydraulischen SchlieBdmckes, • Auffahren des Druckstiickes, Auffahren der einzelnen Druckplatten zum Abwurf des Filterkuchens. Der Abwurf des Filterkuchens muss personell iiberwacht werden. Beim Eingriff des Personals wird die Filterpresse automatisch iiber eine Lichtschranke gestoppt. Zur Reinigung der Filtertticher werden automatisch arbeitende Abspritzeinrichtungen eingesetzt. Die Filtertticher werden mit einem Spritzdruck von 70 bis 100 bar gereinigt. Bei inkrustierten Filterttichem infolge der Schlammkonditioniemng mit Kalk und Eisensalzen ist eine regelmaBige Behandlung mit 3 bis 5 %iger Salzsaure notwendig. Heute werden Kammerfilterpressen oftmals auch mit Polymerkonditionierung verwendet. Wahrend diese Art der Konditionierung frtiher auf Kammerfilterpressen oftmals zu erheblichen Schwierigkeiten, wie z.B. Anbacken der Schlammplatten oder unzureichende Endfeststoffgehalte, ftihrte, hat die Entwicklung angepasster polymerer Flockungshilfsmittel soweit Fortschritte gemacht, dass nach Durchftihrung sondierender Pilotversuche in aller Regel auch diese Art der Konditionierung auf Kammerfilterpressen sicher eingesetzt werden kann. Die wesentlichen Vorteile einer Kammerfilterpresse sind die hohen erreichbaren Feststoffgehalte im Schlammkuchen und die hohe Trennscharfe

200

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

zwischen der Fest- und Fltissigpiiase, d.h. das Sclilammwasser ist weitgehend feststofffrei. Des Weiteren ist das Entwassemngsaggregat sehr robust, so dass Abschreibungszeitraume von 25 Jahren und langer moglich sind. Wesentliche Nachteile von Kammerfilterpressen sind die im Vergleich zu anderen Entwasserungsaggregaten hohen Investitionskosten, die diskontinuierliche Betriebsweise, die geringen Moglichkeiten betrieblicher Optimierung und die starke Geruchsbelastigung durch Ammoniak infolge Konditionierung mit Kalkmilch (Junge et al. 1995). Membranfilterpressen Eine Weiterentwicklung der Kammerfilterpresse ist die Membranfilterpresse. Die Entwasserung des Klarschlammes erfolgt in zwei Stufen. In der ersten Stufe wird der Schlamm wie in einer herkommlichen Kammerfilterpresse mit ca. 8 bar filtriert. In der zweiten Stufe wird der Schlammkuchen bei 15-25 bar nachentwassert. Dies erfolgt durch das Aufblasen einer Gummimembran, die sich unter dem Filtertuch befindet. Als Druckmittel zum Aufblasen der Membran eignen sich Wasser, Luft, andere Gase oder Hydraulikfliissigkeiten. Die Membran wird in den meisten Fallen mit einer Noppenprofilierung aus Polypropylen hergestellt. Die Schlammzufuhr erfolgt im Gegensatz zur Kammerfilterpresse nicht in der Plattenmitte, sondem in der Plattenecke, um eine moglichst groBe Membranflache zu gewahrleisten. Der wesentliche Vorteil dieses Verfahrens ist das Erreichen hoherer Trockensubstanzgehalte und die Verktirzung der Filtrationszeit. Damit verbunden ist eine Steigerung der spezifischen Filtrationsleistung [l/(m^-h)]. Abb. 4.2-39 zeigt die Filtrationsleistung und den erreichten Trockennickstand im Schlammkuchen in Abhangigkeit der Filtrationsdauer fur eine Kammerfilterpresse und eine Membranfilterpresse. Der hohere Trockenriickstand bei der Membranfilterpresse wird quasi durch ein nachtragliches Auswringen des Filterkuchens erreicht (Junge et al. 1995). %

% Trockensubstanz

Trockensubstanz

30 - 40%

- 50 - 45

- SS

45 - 55%

- 50

- 40

- 45 - 40

- 35

- 35 - 30

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Abb. 4.2-39. Spezifische Filterleistung und Trockenruckstand im Schlammkuchen einer Kammer- (links) und Membranfilterpresse (rechts) (Junge et al. 1995)

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

201

Bandfilterpressen Bandfilterpressen sind kontinuierlich arbeitende Aggregate. In vier hintereinander geschalteten Schritten wird der Schlamm bei steigendem Druck und wechselnden mechanischen Beanspmchungen entwassert. In Abb. 4.240 ist der Schnitt durch eine Bandfilterpresse dargestellt. Ftir die Konditionierung werden bei Bandfilterpressen ausschlieBlich organische Polymere verwendet. Diese sind i.d.R. kurzkettig, um das Verkleben der Bander zu verhindem. Kalkprodukte werden nicht verwendet, da es zu einer erhohten Abrasion der Bander kommen wtirde. Der zu entwassemde Schlamm reagiert mit dem Polymer in einer Mischeinrichtung und wird anschlieBend auf das Siebband gegeben. Zu diesem Zeitpunkt muss eine Totalflockung vorliegen. 1 Vorentwasserungsstrekke mit „Schikanen" 2 keilformiger Entwasserungsschacht mit variabier Offnung 3 Schaufelegoutteur, PreSzone mit Entwasserung nach innen und auBen 4 PreBwalzen mit Walkwlrkung M Schlammeinlauf 0 Obersieb U Untersieb R Siebreinigungsstation F Filterkuchenabwurf I Siebspannung "—Siebregulierung

Abb. 4.2-40. Schema einer Bandfilterpresse (Firma Klein) (Junge et al. 1995) Nur so ist eine sofortige Freisetzung eines GroBteils des Schlammwassers in der Seih- bzw. Vorentwasserungszone moglich. Die Seihzone ist der erste Teil des Siebbandes, in ihr wirkt ausschlieBlich Gravitation auf den Schlamm. Am Ende der Vorentwasserungszone muss der Schlamm eine ausreichend hohe Stabilitat aufweisen, so dass er nicht seitlich vom Sieb ablauft. Das erreichbare Entwassemngsergebnis hangt maBgeblich von der Qualitat der Konditionierung ab. Wird zu wenig Polymer dosiert, ist die erreichte Stabilitat am Ende der Seihzone oft nicht ausreichend. Ist der Schlamm iiberflockt, verschmieren die Filterbander. Der zulassige Eingangstrockenrlickstand ist auf 3 bis 9 % TR begrenzt, um eine gleichmaBige Verteilung auf dem Siebband zu gewahrleisten (Junge et al. 1995). In der zweiten Entwasserungsstufe, der so genannten Keilzone, wird der auf den Schlamm einwirkende Druck durch die Verengung des Bandabstandes zwischen dem oberen und dem unteren Siebband stetig erhoht. Durch Dichtlippen wird verhindert, dass der Schlamm im seithchen Bereich austreten kann. In der folgenden ersten Presszone wird der Druck da-

202

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

durch gesteigert, dass die Siebbander mit groBem Umschlingungswinkel um wasserdurchlassige Walzen gefuhrt werden. In der zweiten Presszone werden die Bander s-formig um Walzen gefuhrt. Die dadurch erzwungene Relativbewegung des Oberbandes zum unteren Filterband fiihrt zur Umlagerung des Schlammes. Das zunachst noch eingeschlossene Wasser wird auf diese Weise durch das Filterband gedriickt. Der maximal erreichbare Pressdruck liegt bei ca. 2,5 bar. Der Filterkuchen fallt direkt an der Austragsstelle an, wo die Bander wieder auseinandergefiihrt werden. Schlammreste werden von Schabem automatisch entfemt. Im Verlauf der Bandrtickfuhrung werden die Filterbander mit einem Spiildruck von ca. 6 bar mit Filtratwasser gereinigt. Das erreichbare Entwasserungsergebnis ftir Faul- und Rohschlamme ist oft fur die Deponierung nicht ausreichend, so dass eine Nachentwasserung oder eine Nachbehandlung mit Branntkalk notwendig ist (Junge et al. 1995). Eine Weiterentwicklung der Bandfilterpresse stellen die so genannten Hochdruckbandfilterpressen dar. Diese zeichnen sich durch eine Trennung der Seih- und Druckzone mit jeweils ftir diese Zwecke angepassten Filterbandem aus. Der Vorentwasserungszone folgt eine Hochdruckentwasserungszone. Letztere besteht aus mehreren Presskammem, die taktweise beschickt werden. Zwischen den Presskammem befinden sich Umlenkwalzen, die fiir eine Umschichtung und Scherung des Schlammes sorgen. Der Pressdruck nimmt von Kammer zu Kammer zu und erreicht maximal 15 bar. Die erreichbaren Entwasserungsergebnisse liegen etwa 10-20% TR iiber den Ergebnissen konventioneller Bandfilterpressen (Junge et al. 1995). Zentrifugen Zentrifugen arbeiten nach dem Prinzip eines maschinell erzeugten Schwerefeldes. Die Phasentrennung erfolgt iiber den Dichteunterschied zwischen den Feststoffen und dem Zentratwasser. Ein Dekanter ist ein kontinuierlich arbeitendes Entwasserungsaggregat. Eine in der Horizontalen liegende und um die Langsachse rotierende Trommel erzeugt ein kiinstliches Schwerefeld, welches zur Fest-FliissigTrennung des polymerkonditionierten Schlammes fiihrt. Eine innenliegende Austragsschnecke transportiert die auf den Trommelwandungen abgesetzten Feststoffe in Richtung Konus (verjiingtes Ende der Trommel). Die Schnecke muss sich dazu um die Differenzdrehzahl schneller drehen als die Trommel. Die Ableitung des Zentrates erfolgt iiber Wehrscheiben bzw. Ablaufkanale, die in der Regel unterhalb des Konus liegen. Je nach Bewegungsrichtung des Zentratstromes und des Feststoffes werden Gegen- und Gleichstromzentrifugen unterschieden. Abb. 4.2-41 zeigt eine Prinzipskizze eines Gegenstromdekanters (Junge et al. 1995).

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

203

Auffalligstes Merkmal eines Gegenstromdekanters ist, dass der Einlauf des polymergeflockten Schlammes in der Mitte der Trommel erfolgt. Die groben Feststoffteilchen setzen sich sofort im Einlaufbereich ab und werden in den Konusbereich transportiert. Der Feinanteil wird mit dem Fliissigkeitsanteil mitgenommen und setzt sich im zylindrischen Teil der Trommel ab. Bei Gleichstromdekantern wird der Schlamm an der dem Konus entgegengesetzten Seite eingetragen. Der Feststoff und der Fltissigkeitsanteil werden in Richtung Konus transportiert. Das Zentrat flieBt liber innenliegende Rohre ab. Es entstehen dadurch weniger Turbulenzen und Storungen der Absetzvorgange als bei Gegenstromzentrifugen. k

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Abb. 4.2-41. Prinzipskizze eines Gegenstromdekanters (Westfalia Separator) (Jungeetal. 1995) Infolge von Verstopfungen der Ablaufrohre kann es jedoch zu einem erhohten Wartungsaufwand kommen. Die erreichbaren Entwasserungsergebnisse von Gleich- und Gegenstromdekantem sind in der Praxis identisch. Auf das Entwasserungsergebnis kann tiber die Veranderung von Trommel- und Differenzdrehzahl, die Hohe der Wehrscheiben, den Schlammvolumenstrom durch den Dekanter und die verwendete Menge an Polymer Einfluss genommen werden (Abb. 4.2-42) (Junge et al. 1995). Die maschinentechnische Weiterentwicklung flihrte zu den so genannten Hochleistungszentrifugen. Mit diesen werden durch hohere Trommeldrehzahlen und einer Verbesserung der Differenzdrehzahlregelung verlangerte Aufenthaltszeiten im Zentrifugalfeld und damit bessere Entwasserungsergebnisse erreicht. Die Vorteile von Dekantem sind die kontinuierhche Arbeitsweise in relativ kleinen, leistungsstarken Einheiten, die Entwasserbarkeit relativ diinner Schlamme und die Moglichkeit, schwankende Schlammqualitaten durch betriebliche Optimierung sicher zu beherrschen. Nachteilig sind der hohe spezifische Energieverbrauch und die Larmbelastung (Junge et al. 1995).

204

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm AUSWIRKIING

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FJockungsstabilitit

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niedrtg Abschejdegrad - Fiiisstg / Fest Plockyngs-

Lgistung

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FiockungshtHsmtttei « WtrlschaftMc^kett genng

Abb. 4.2-42. Moglichkeiten zur Verandemng von Betriebsparametem bei Dekantem (Junge et al. 1995) In Tabelle 4.2-19 sind die Entwasserungsmerkmale der o.g. Entwasserungsaggregate noch einmal zusammengefasst. Tabelle 4.2-19. Gegenuberstellung der Entwasserungsaggregate (Junge et al. 1995) Entwasserangsaggregat

Kammerfi Iterpre s s e Membranfilterpresse Bandfilterpresse Hochdmckbandf.presse Dekanter/Zentrifuge Hochleistungszentrifuge

Konditionierangsmittel

Ca(0H)2 kg/m^ 15 3-4

^^abhangig von der Entwasserbarkeit ^^ abhangig vom Durchsatz [mVh]

FeCl3 kg/m^ 5-7,5 1-1,5

Polymer g WS/kg TR

3,5-5,0

2,5-5,0 2,5-50 3,8-8,0 4,0-8,0 des Schlammes

EiTeichbarer Trockenriickstand^'*

Spezif. Energieverbrauch^^

%

kWh/m^ 1,5 1,2 0,3-0,5 0,5 1,8-2,0 1,8-2,2

28-40 35-45 20-32 30-40 20-32 28^0

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

205

4.2.5 Rtickbelastung der Klaranlage aus der Schlammbehandlung Die Anforderungen an die Reinigungsleistung kommunaler Klaranlagen haben im letzten Jahrzehnt eine dynamische Entwicklung durchgemacht. So musste nach der Richtlinie des Rates der Europaischen Gemeinschaft ftir empfmdliche Gebiete bis zum 31.12.1998 der Nachweis erfolgen, dass Pgesamt und Ngesamt um jeweils 70 % in den kommunalen Abwassem vermindert worden sind. Seit dem 1.1.1992 ist in Deutschland die 5. Novellierung der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift zum § 7a des Wasserhaushaltsgesetzes gtiltig, wonach Klaranlagen mit einer AnschlussgroBe von liber 5.000 Einwohnerwerten (EW) eine weitgehende Stickstoffelimination durchfuhren mtissen. Zusatzlich ist Phosphor auf Klaranlagen in der GroBenordnung von 20.000 EW bis 100.000 EW auf eine Ablaufkonzentration von 2 mg/1 und ftir Anlagen tiber 100.000 EW auf 1 mg/1 zu eliminieren. Diese Verscharfung der Ablaufanforderungen zog in den 90er Jahren eine Welle von Erweiterungen der Reaktionsvolumina in der biologischen Reinigungsstufe von Klaranlagen nach sich. Im Betrieb vieler erweiterter Anlagen zeigte sich, dass der Abstand zwischen der Leistungsfahigkeit von Klaranlagen und den einzuhaltenden Grenzwerten durch die Verscharfung kleiner geworden ist. Fortgeschriebene Wasserrechtsbescheide aber auch eine Zunahme der Belastung im Klaranlagenzulauf erfordem daher auch heute noch Klaranlagenerweiterungen und -optimierungen. Die angespannte finanzielle Situation der Stadte und Gemeinden und der dadurch bedingte eingeschrankte finanzielle Spielraum fur Investitionen fiihren bei Klaranlagenbetreibem aber auch bei Planem zu verstarkten tjberlegungen beziiglich Kosteneinspamngen bei notwendigen ErweitemngsmaBnahmen. Immer mehr ist dabei in den letzten Jahren die Rtickbelastung kommunaler Klaranlagen durch Prozesswasser aus der Schlammbehandlung ins Interesse der Betreiber geriickt. Dieses Prozesswasser fallt als Uberstandswasser aus Eindickem, Triibwasser aus dem Faulturm, Zentrat aus den Entwassemngsaggregaten, Kondensat aus der Trocknung und Waschwasser aus der Verbrennung in verschiedenen Mengen und Konzentrationen an. Wahrend der Einfluss der Schlammwasserriickftihmng auf die Kohlenstoffelimination der Klaranlage eher als gering einzustufen ist und die Grenzwerte fur den Parameter Gesamtphosphor mit Hilfe von Fallungsverfahren und der biologischen Phosphorreduziemng im Allgemeinen eingehalten werden konnen, benotigt die Reduziemng der Stickstofffrachten

206

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

im Hauptstrom der Klaranlage einen nicht unbedeutenden Anteil des Belebungsbeckenvolumens. Die in den Hauptstrom der Klaranlage zuriickgefuhrte Stickstofffracht stellt eine Rtickbelastung von ca. 20 % bezogen auf die Stickstoffzulauffracht dar. Insbesondere bei kleineren und mittelgroBen Klaranlagen mit ausgepragter Tagesganglinie kann diese Riickbelastung zu einer Uberlastung der Klaranlage fiihren. Da die Teilstrome des Prozesswassers mengenmaBig klein, aber hochkonzentriert anfallen, lasst sich durch ein sinnvolles Prozessw^assermanagement bzw. durch eine effektive Prozesswasserbehandlung die zum biologischen Reaktor zuruckgefiihrte Fracht aktiv beeinflussen, um so die Leistungsfahigkeit des Reaktors optimal auszunutzen. Voraussetzung hierftir ist, dass entsprechende MaBnahmen bereits im Planungsstadium bei der Bemessung der entsprechenden Anlagenteile beriicksichtigt werden.

4.2,5,1 Prozesswasseranfall und Riickbelastung In Tabelle 4.2-20 sind fiir die Abwasserreinigung relevante Rtickbelastungen der unterschiedlichen Prozessschritte aufgelistet. Es wird deutlich, dass die Schlammwasser stark mit CSB, Stickstoff und je nach Verfahren auch mit Phosphat belastet sein konnen. Tabelle 4.2-20. Schwankungsbreiten und Erwartungswerte fiir Konzentrationen an Kohlenstoff- und Nahrstoffbelastungen im Prozesswasser der Schlammbehandlung (modifiziert nach ATV 1996) Quelle

Primarschlamm Voreindicker statisch Rohschlammentwassemng, Zentrifuge/Bandfilter (polymerkonditioniert) Rohschlammentwassemng Kammerfilterpresse (Kalk-Eisen) Faulschlammentwassemng (polymerkonditioniert) Faulschlammentwassemng Kammerfilterpresse (Kalk-Eisen)

Parameter BSBs [mg/11 2.000-6.000

6.000-12.000

NH4-N [mg/11 100-1.000

1.000-4.000

2.000-8.000

50-800

CSB

fmg/Il

500-3.000

1.000-5.500

100-800

200-800

2.000-5.000

800-1.200

300-1.500

1.200-3.500

400-1.000

ges P [mg/l]

je nach Verfahren der P- Elimination und Schlammstabilisiemng bis zu ca. 100 mg/l

1) Die Phosphatgehalte bei Kalk-Eisen-Konditionierung sind aiifgriind der auftretenden Fallungseffekte auBerst gering

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

207

Werden die Rtickbelastungen aus der Schlammbehandlung in den gesamten Prozess eingeordnet (Abb. 4.2-43), zeigt sich, dass die Zusammensetzung der Prozesswasser vor allem bzgl. ihres C/N-Verhaltnisses vom Rohwasser abweichen. Wird das Prozesswasser mit im Belebungsbecken behandelt, ergibt sich eine ungtinstige Verschiebung des C/N-Verhaltnisses. Hierdurch wird insbesondere die Denitrifikation beeinflusst, da die Denitrifikationskapazitat und das damit ermittelte Denitrifikationsvolumen durch das Verhaltnis von leicht abbaubaren Kohlenstoffverbindungen zum zugefuhrten Nitrat bestimmt wird. Bei einer im Vergleich zum leicht abbaubaren Substrat hohen Nitratfracht aus dem Riicklaufschlamm und der intemen Rezirkulation steht fiir die Denitrifikation nicht gentigend Substrat zur Verfugung. Dadurch kommt es zwangslaufig zu einem Riickgang der Denitrifikationsleistung.

Zulauf

Volumen

100

CSB

100

Sekundarstrome aus Schl ammb ehandlun g

10 20

NH4-N

100 100

TS

100

Abb. 4.2-43. Prozentualer Vergleich der Stoffstrome in Abwasser- und Sekundarstrom aus der Schlammbehandlung (modifiziert nach Neis 1994)

4.2,5.2 Moglichkeiten der Prozesswasserbewirtschaftung behandlung

und -

Prozesswasser konnen entweder im Hauptstromverfahren gemeinsam mit dem Klaranlagenzulauf oder separat im Teilstromverfahren behandelt werden. Die Moglichkeit einer Optimierung der Behandlung im Hauptstromverfahren ergibt sich durch eine sinnvolle Prozesswasserbewirtschaftung. Altemativ zur Prozesswasserbewirtschaftung im Hauptstrom kann eine

208

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

Teilstrombehandlung des Prozesswassers biologisch oder chemischphysikalisch erfolgen. a) Prozesswassermanagement im Hauptstromverfahren Prozesswasser aus der Schlammbehandlung werden heute iiberwiegend im Hauptstrom der Klaranlage mitbehandelt, weil • Belebungsanlagen aufgrund von Schwankungen der Frachten im Tagesverlauf Kapazitatsreserven aufweisen, die ftir eine gezielte Riickbelastung genutzt werden konnen, • Klaranlagenbetreiber dariiber hinaus oftmals einfache bzw. einheitlich strukturierte Behandlungsverfahren den komplizierten, chemischphysikalischen Teilstrombehandlungen vorziehen und • die chemisch-physikalischen Teilstrombehandlungsverfahren wie Strippung und Fallung Riickstande erzeugen, die gesonderte Verwertungsbzw. Entsorgungspfade bedingen. Bei bestehenden Anlagen kann jedoch bei gegebenen Zulaufmengen und vorgegebenen Ablaufkonzentrationen eine Mitbehandlung von Prozesswassem im Hauptstrom der Klaranlage nur in dem MaB stattfinden, wie es die Gesamtkapazitat der bestehenden Anlage zulasst. Bei Neuanlagen sind folglich Kapazitaten zur Prozesswassermitbehandlung in die Bemessung der Belebungsanlage einzubeziehen. Die Auswirkungen der Ruckftihrung von Schlammwasser sind getrennt ftir die Nitrifikation und die Denitrifikation zu betrachten. Durch die Rtickfiihrung von Schlammwasser wird die Stickstofffracht im Zulauf der Belebung erhoht und ist entsprechend bei der Bemessung des Volumens zu berucksichtigen. Ist keine Zwischenspeicherung vorgesehen, muss ein StoBfaktor fur die Schlammwasserzugabe beriicksichtigt werden. Bei einer Zwischenspeicherung und gleichmaBiger Zugabe tiber den Tag verteilt ist hingegen kein zusatzlicher StoBfaktor erforderlich. Beriicksichtigt werden muss auBerdem der zusatzliche Sauerstoffbedarf ftir die Oxidation des Ammoniums aus dem Schlammwasser. Besteht keine Schlammwasserspeicherung und gelangt das Schlammwasser somit stoBweise in die Belebungsanlage ist aufgrund der Wachstumskinetik der Nitrifikanten eine erhohte Ammonium-Ablaufkonzentration moglich. Dieses Problem tritt hauptsachlich bei kleinen und mittleren Anlagen auf, da die Entwasserung des auf der Anlage anfallenden Schlammes tiblicherweise nur an den Werktagen wahrend der Tagesschicht durchgeftihrt wird. Im Gegensatz zur Nitrifikation ist bei der Denitrifikation durch eine VergleichmaBigung der Schlammwasserbeaufschlagung nicht unbedingt eine Verbesserung der Nitrat-Ablaufkonzentration gewahrleistet, da in al-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

209

ler Regel die BSB5 und NH4-N Spitzenbelastung in etwa gleichzeitig auf unsere Klaranlagen zukommen. Im Prozessablauf der Belebungsanlage wird die NH4-N-Zulaufkonzentration zeitversetzt als Nitrat in die Denitrifikationszone zurlickgefordert. Wird das Prozesswasser der Belebtschlammanlage in den belastungsschwachen Nacht- und friihen Morgenstunden zugegeben, besitzt der Nitrifikationsteil die maximalen Reserven, um zusatzliches Ammonium zu nitrifizieren. Der Zeitpunkt der Zudosierung ist dabei so festzulegen, dass das nitrifizierte Prozesswasser tiber die Nitratriickfuhrung gemeinsam mit der erhohten BSBs-Zulauffracht in die Denitrifikationszone der Anlage gelangt, damit dort dann genugend leicht abbaubares Substrat ftir die Denitrifikation zur Verfugung steht. Durch ein entsprechendes Management muss verhindert werden, dass die Denitrifikation aufgrund fehlender leicht abbaubarer Kohlenstoffverbindungen zum Erliegen kommt. Sind diese leicht abbaubaren Substrate nicht in gentigender Menge im Klaranlagenzulauf vorhanden, konnen zur Losung dieses Problems exteme Kohlenstoffquellen eingesetzt werden. Falls bei einem ungunstigen N/BSBs-Verhaltnis keine extemen Kohlenstoffquellen zugegeben werden, muss das Denitrifikationsvolumen iiberproportional vergroBert werden. Die Auswirkungen unterschiedlich hoher N-Belastungen sind flir eine Beispielanlage mit vorgeschalteter Denitrifikation in Abb. 4.2-44 dargestellt. 3,0 Gesamtvolumen

L

2,5 4

-— - NrtfilikaHonsvolumen - - « Denltrrfikationsvolumen

^. ^ ' ' :0 2,0

E

« _———

1.6

^ ^ .-

_^ ^ . - - -"'

u. 1,0

0,5

0,0

'

10

'

*

«

i

«

*

1

15

)U—.

20

1

>

X

1

•

25

30

N"Ruckbeiastuiig [%]

Abb. 4.2-44. VolumenvergroBerung bei zunehmender N-Riickbelastung (ATVDVWK 2000 (2))

210

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Fiir die Bewirtschaftung der Prozesswasser sind neben dem erforderlichen Speichervolumen aufwendige Online-Mess- und Simulationsverfahren erforderlich. Entsprechende Algorithmen zur Regelung werden u.a. von Schmidt (1995) vorgestellt. b) Prozesswassermanagement im Nebenstromverfahren Ein Prozesswassermanagement im Hauptstromverfahren stoBt dort an seine Grenzen, wo samtliche Kapazitaten der Klaranlage ausgeschopft sind. In diesem Fall kann die Behandlung der Prozesswasser im Teilstromverfahren die Moglichkeit bieten, eine erforderliche Erweiterung der Belebungsanlage zu vermeiden. Bei der Planung von Neuanlagen sprechen folgende Punkte fur eine getrennte Aufbereitung der Prozesswasser: • Ein bereits aus dem Hauptstrom separierter, aufkonzentrierter Abwasserstrom kann bedarfsorientiert und gezielt behandelt werden; • Der Hauptstrom der Klaranlage wird nicht mit untypischen Inhaltsstoffen und Belastungen zusatzlich beansprucht; • Teilstromverfahren weisen in der Regel einen geringeren Platzbedarf auf als es bei der Mitbehandlung im Hauptstromverfahren der Fall ware. Im groBtechnischen MaBstab bzw. in Pilotversuchen wurden bisher biologische Verfahren sowie physikalisch-chemische Verfahren (Strippung, Fallung) zur Stickstoffreduktion durchgefiihrt. Biologische Verfahren Die biologischen Verfahren zur Prozesswasseraufbereitung besitzen einen ahnlichen Verfahrensablauf wie die biologischen aeroben Verfahren zur Behandlung des Abwassers im Hauptstrom. Die Wahl des Verfahrens bzw. das Reinigungsziel ist auf ortliche Randbedingungen abzustimmen. Bei ausreichender vorhandener Denitrifikationskapazitat der Klaranlage im Hauptstrom ist nur eine Nitrifikation im Nebenstrom notwendig. Bei ungentigender Denitrifikationskapazitat muss auch im Nebenstrom denitrifiziert werden. Aufgrund der Prozesswasserzusammensetzung (hohe Stickstoffkonzentration, geringer Anteil an leicht abbaubarem Substrat) sind exteme Kohlenstoffquellen erforderlich. Als Kohlenstoffquelle kann, wenn moglich, Primarschlamm genutzt werden oder es mtissen exteme Kohlenstoffquellen wie Methanol oder Essigsaure zugekauft werden. Bei der biologischen Reinigung von Prozesswasser kommen sowohl Belebtschlammverfahren als auch Verfahren mit sessiler Biomasse zur Anwendung. Die Verfahren werden kontinuierlich oder diskontinuierlich betrieben.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

211

Das Belebtschlammverfahren wird meistens in Form einer Abfolge aus volldurchmischten oder kaskadenformig durchflossenen Becken mit anschlieBender Abtrennung der Biomasse in Nachklarbecken, Dtisenseparatoren, Membranfiltem oder Lamellenabscheidem ausgeftihrt. Daneben wird auch das SBR-Verfahren (Sequencing Batch Reactor) eingesetzt. Die Bemessung von Teilstrombiologien mit volldurchmischten oder kaskadenformig durchflossenen Becken erfolgt auf der Grundlage der maximalen Wachstumsrate der Nitrifikanten (|Limax). Diese liegt bei 15 °C bei 0,47 d"^ Die durchschnittliche Prozesstemperatur bei der Triibwasserbehandlung betragt infolge des Einflusses der Erhitzung bei anaerober Schlammstabilisierung und Schlammentwasserung mindestens 20 °C. Zur Vermeidung der Auswaschung der Nitrifikanten wird gemaB ATV Arbeitsblatt A 131 (ATV-DVWK 2000 (3)) ein Faktor von 1,6 eingefiigt. Durch weitere Multiplikation mit dem Sicherheitsfaktor SF werden Schwankungen der Zulauffracht beriicksichtigt. Aufgrund der geringen Veranderungen der Zulauffracht kann dieser entgegen der Empfehlung des ATV Arbeitsblattes A 131 (SF = 1,45-1,8) auf 1,25 reduziert werden. Das erforderliche Schlammalter fiir die Nitrifikation (tTs,aerob,erf.) ergibt sich somit zu: tTS,aerob,erf. == S F • 1,6 • - 1 - • F , == 1 , 2 5 • 1,6 • - 1 - • 1 ,1 03^^^-^°^ = 2 , 6 d Mmax 0,47

mit: Temperaturfaktor FT = 1,103^^'^^^ Bei zusatzlicher Denitrifikation muss das Schlammalter noch um den Anteil der unbeliifteten Phase vergroBert werden. Die Verfahren mit sessiler Biomasse zeichnen sich dadurch aus, dass Mikroorganismen auf Aufwuchsflachen angesiedelt sind. Biofilmsysteme werden oftmals dann eingesetzt, wenn entweder der ftir Belebtschlammsysteme erforderliche Platz nicht zur Verftigung steht oder mit der Bildung von schwer sedimentierbaren Schlammen zu rechnen ist. Derzeit kommen FlieBbett- und Wirbelbettreaktoren sowie Festbettreaktoren zum Einsatz. Neben Anlagen zur Nitrifikation/Denitrifikation sind auch Techniken zur Nitritation/Denitritation wissenschaftlich untersucht, jedoch groBtechnisch nicht umgesetzt worden. Ftir die Zukunft scheint das Verfahren der Deammonifikation, wie bei Hippen (2001) beschrieben und auf der Klaranlage Hattingen des Ruhrverbandes technisch realisiert, cine interessante Variante zu sein.

212

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Fallung Ammonium verbindet sich zusammen mit Magnesium und Phosphat zu dem schwerloslichen Salz Magnesium-Ammonium-Phosphat (MAP). Die Reaktionsgleichung ftir die Entstehung von MAP lautet: H3 PO4 + MgO + N H / - > Mg N H4 PO4 +H2 O + H^ Bei der Prozesswasserbehandlung kristallisiert das MAP nach Zugabe der erforderlichen Menge an Phosphat und Magnesiumsalz in schwach alkalischem Milieu aus (pHoptimai = 9,2) und kann aus dem Wasser entfemt werden. Bei dieser Reaktion fallen bei der Elimination von 1 kg Ammoniumstickstoff stochiometrisch ca. 17 kg Fallschlamm an. Durch die Mitfallung anderer Verunreinigungen sowie durch das pflanzen-physiologisch ungunstige N/P-Verhaltnis ist eine direkte landwirtschaftliche Verwertung dieser Produkte nahezu ausgeschlossen, jedoch konnen sie als Rohstoffe zur Diingemittelherstellung verwendet werden. Positiv wirkt sich bei diesem Verfahren jedoch aus, dass es sich auch bei schwankender Ammoniumkonzentration kontinuierlich betreiben lasst. Die Zudosierung von Phosphat und Magnesium kann durch entsprechende Messungen im Zulauf einfach geregelt werden. Eine Erweiterung des MAP-Fallungsprozesses ist der CAFR-Prozess (Mihopulos 1996). Ein Teil des Magnesium-Ammonium-Phosphats ftir den MAP-Prozess wird durch Erwarmung wiederaufbereitet, wobei Magnesiumhydrogenphosphat und Ammoniak entstehen. Das Magnesiumhydrogenphosphat ist wiederum ftir die MAP-Fallung verwendbar. Das Ammoniak kann durch Luftstrippung oder Dampfstrippung behandelt werden. Bei durchgefiihrten Versuchen (Mihopulos 1996) ergaben sich jedoch Probleme bei der Nachbehandlung des Ammoniaks, da ein groBer Teil in geloster Form zum Kristallisationsreaktor zuriickgefiihrt wurde. Eine Wiederverwendung des Magnesiumhydrogenphosphates ist durch zunehmende Verunreinigungen im Schlamm begrenzt. Daher muss ein Teil des Schlamms abgelassen und Magnesium sowie Phosphor hinzugeftigt werden. Weder das MAP-Verfahren noch der CAFR-Prozess haben sich vor dem Hintergrund der verfahrenstechnischen Probleme oder der Weiterverwendung bzw. Entsorgung der entstehenden Fallschlamme groBtechnisch bisher durchsetzen konnen.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

213

Strippung Bei der Ammoniakstrippung wird das Ammoniak mit Hilfe eines Tragergases aus dem Abwasser entfemt und kann in einer verwertbaren Form zurlickgewonnen werden. Vorteile dieser Technik liegen in dem geringen Platzbedarf und in den vergleichsweise geringen Investitions- und Betriebskosten. Das Strippen von Ammoniak wird im Wesentlichen in drei Verfahrensschritten durchgeftxhrt (Abb. 4.2-45): • In der Vorbehandlung wird der pH-Wert des Prozesswassers durch Zugabe von Lauge angehoben. • Bei der Ammoniakstrippung wird das im Prozesswasser vorhandene Ammoniak ausgetrieben und in die Gas- bzw. Dampfptiase ixberfuhrt. • In der Nachbehandlung werden die in der Ammoniakstrippung entstandenen Brliden aufkonzentriert und somit das Ammoniak in wieder verwertbarer Form zurtickgewonnen. Altemativ konnen die Briiden verbrannt werden. -O NH3 -Verbrenntng -O NH3-Atikonzenlneryng O NH3 -Absorpt^x^

DampfXdl NH3-Strippkoiobie Lauge

(b—c>

Trybwasser

Reinwasser —O

Alkaiisierung

Schlammi'indckiing

Pufferbehayer

SchlammabzuQ O

Abb. 4.2-45. Schematischer Aufbau einer Ammoniak Strippanlage (Geipel u. Hoffmann 1996) Das Strippen von Ammoniak ist ein rein physikalischer Vorgang. Voraussetzung hierftir ist, dass das Ammonium in seiner undissoziierten Form als gelostes Ammoniak vorHegt. Die Dissoziation des Ammoniums im Triibwasser ist von der Temperatur und dem pH-Wert abhangig. Bei neutralen

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

pH-Werten liegt Ammoniumstickstoff nahezu vollstandig in dissoziierter Form vor. Bei einer pH-Wert Erhohung verschiebt sich das Dissoziationsgleichgewicht vom Ammonium (NH4^) zum Ammoniak (NH3): N H, + H2 O ^ N H4'^ + O H^ Die pH-Wert Erhohung erfolgt im Allgemeinen durch Zugabe von Kalkmilch oder Natronlauge. Weniger bekannt auf Klaranlagen ist die CO2Strippung mit anschlieBender Laugendosierung. Beim Einsatz von Natronlauge stehen geringere apparative Anforderungen und ein wartungsfreundlicherer Betrieb hohen Betriebsmittelkosten gegeniiber. Da der Fallschlammanfall bei der Zugabe von Natronlauge vernachlassigbar ist, wird in einigen Anlagen auf eine separate Fallschlammabtrennung verzichtet. Durch eine vorgeschaltete Dekarbonisierung lasst sich der Chemikalienverbrauch senken. Da bei der Faulung CO2 entsteht, besitzen Prozesswasser eine hohe Pufferkapazitat. Wird das CO2 durch eine vorgeschaltete Strippung entfemt, ist fiir die anschlieBenden pH-Wert Anhebung deutlich weniger Lauge erforderlich. Kalkmilch ist kostengtinstiger als Natronlauge und oftmals bereits auf der Klaranlage vorhanden. Jedoch erfordert die Alkalisierung mit Kalkmilch den Einsatz von Mischreaktoren mit ausreichender Verweilzeit und in jedem Fall ein anschlieBendes Sedimentationsbecken. Hierbei erfolgt gleichzeitig eine Fallung von Carbonat und Phosphor sowie durch die Entfemung unloslicher organischer Bestandteile eine Reduzierung des CSB. Zur Strippung des Ammoniaks werden in einer Kolonne Wasser und Gasphase im Gegenstrom geftihrt. Das Triibwasser wird am Kolonnenkopf eingeleitet und durchrieselt die Kolonne gleichmaBig iiber ein geeignetes Verteilsystem. Im Sumpf der Kolonne wird es als Reinwasser gesammelt. Das Tragergas wird am Sumpf in die Kolonne eingeblasen. Bei der Luftstrippung besteht die Gasphase aus Luft, bei der Dampfstrippung besteht die Gasphase aus Wasserdampf In der Kolonne erfolgt ein intensiver Gasaustausch. Dabei wird das Ammoniak in die Gas- bzw. Dampfphase aufgenommen. Bei der Planung einer entsprechenden Anlage sollte eine moglichst groBe Phasengrenzflache bei geringem Druckverlust und hoher Unempfindlichkeit gegeniiber Verschmutzung gefordert werden. Die Dimensionierung der Kolonne ist abhangig von den spezifischen Eigenschaften des Triibwassers, der Wahl der Ftillkorper und der konstruktiven Gestaltung der Kolonneneinbauten (Maier et al. 1998).

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

215

Eine Strippung mit Dampf bietet sich an, wenn bei hohen Abwassertemperaturen auf der Anlage Dampf und Klihlwasser kostengiinstig zur Verfugung stehen. Aufgrund der hohen Temperaturen muss eine aufwendige Verfahrenstechnik eingesetzt werden, die unvermeidlich zu hohen Investitionen fuhrt. Bei niedrigen Abwassertemperaturen und niedrigen Ammoniakkonzentrationen bietet sich eine Strippung mit Luft an. Der wichtigste Parameter zur Bemessung einer Anlage zum Strippen mit Luft ist das Verhaltnis von eingesetzter Strippluftmenge zur Prozesswassermenge. Dabei wird die Anlage im Allgemeinen auf ein QL/Qw-Verhaltnis von 1.000 bis 2.000 bemessen. Der wichtigste Unterschied zwischen der Strippung mit Dampf und mit Luft besteht in der Nachbehandlung der ammoniakreichen Gasphase. Bei der Luftstrippung wird die Gasphase meistens mit einer Saure unter Entstehung von Ammoniumsalz gewaschen oder die ammoniakhaltige Luft wird ohne Rtickstande verbrannt. Zum Ansauern der Waschlosung wird u.a. Schwefelsaure eingesetzt. Hierbei entsteht als Endprodukt Ammoniumsulfat. Nach der Dampfstrippung wird der ammoniakreiche Dampf in einem Briidenkondensator abgektihlt und anschlieBend in einer Rektifizierkolonne konzentriert. c) Zusammenfassende Bewertung Bei der Behandlung des auf Klaranlagen anfallenden Schlammes fallen Prozessabwasser an, die, soweit sie nicht mit Hilfe eines gezielten Prozesswassermanagements oder tiber eine wirksame Prozesswasserbehandlung in den Hauptstrom der Klaranlage eingeleitet werden, eine Verschlechterung der Ablaufqualitat verursachen konnen. Eine Verschlechterung der Ablaufqualitat wird vor allem durch die im Prozesswasser vorhandene hohe Stickstofffracht verursacht. Die Riickbelastung mit organischen Kohlenstoffverbindungen und Phosphaten ist von nachrangiger Bedeutung fiir die Reinigungsleistung der Hauptanlage. Bei einem ungtinstigen N/BSBs-Verhaltnis im Hauptstrom kann bei einer Mitbehandlung des Prozesswassers im Hauptstrom und einer N-Rtickbelastung in Hohe von 25 % eine VergroBerung des Belebungsbeckenvolumens um 50 % notwendig werden. Diese Zahl verdeutlicht die Notwendigkeit einer detaillierten Untersuchung zur Optimierung der Prozesswasserbehandlung. Prozesswasser werden heute im Allgemeinen in den Hauptstrom der Klaranlage zuruckgegeben und dort behandelt. Vermehrt gelangen aber auch heute Teilstrombehandlungsverfahren zur Anwendung. Die Entscheidung zugunsten der Behandlung im Hauptstrom oder im Nebenstrom ist abhangig von anlagen- und ortspezifischen Randbedingungen. Die Auf-

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

stellung einer Bewertungsmatrix steUt ein Instrument zur Entscheidungsfmdung beziighch eines bestimmten Verfahrens dar. Letztendhch soUte jedoch die Betrachtung der Jahreskosten der in Frage kommenden Varianten einen maBgebhchen Einfluss auf die Entscheidungsfindung haben. Ein nicht zu vemachlassigender Aspekt ist dabei die Beriicksichtigung des Einsparpotenzials bei der Abwasserabgabe. Vor dem Hintergrund der MogHchkeit, die Investitionskosten einer geziehen Teilstrombehandlung mit der Abwasserabgabe zu verrechnen und spater Einsparungen bei den Betriebskosten zu ermoghchen, konnte sich eine Teilstrombehandlung auch bei Anlagen rechnen, die derzeit den behordlichen Reinigungsanfordemngen gentigen. 4.2.6 WertstoffriJckgewinnung aus Klarschlamm Die Klarschlammverordnung verhindert die Aufbringung von schadstoffbelasteten Schlammen. Die Deponierung von Klarschlammen wird durch die TA Siedlungsabfall fiir die Zukunft weitgehend ausgeschlossen. Daher wird die Verbrennung ein wichtiger Pfad der Klarschlammentsorgung bleiben. Durch die Einhaltung bzw. Ubererfiillung der Anforderungen der 17. BImSchV werden dabei die Schadstoffe weitgehend aus der Abluft entfemt. Damit ist das Ziel erreicht, die Schadstoffe von der Umwelt fern zu halten. Wertstoffe werden jedoch bei der Verbrennung vemichtet. Wahrend bei der Behandlung und Entsorgung fester Abfalle oftmals die Vermeidungs- und Wiederverwertungskonzepte schon erfolgreich eingesetzt werden, ist dies bei der Klarschlammentsorgung noch nicht zu beobachten. Einzig durch die landwirtschaftliche Verwertung ist derzeit ein nennenswertes Recycling der Wertstoffe moglich. Aufgrund der Schadstoffe im Klarschlamm ist aber nicht damit zu rechnen, dass zukiinftig ein hoherer Anteil der Schlamme landwirtschaftlich genutzt werden kann. Zwar ist durch das Greifen der Indirekteinleiterverordnung mit weiterhin abnehmenden Schadstoffbelastungen des Schlammes zu rechnen, jedoch dtirften in Zukunft die Schadstoffgrenzwerte aufgrund neuerer Erkenntnisse und Analysenverfahren weiter heruntergesetzt werden. AuBerdem sind ganze Schadstoffklassen derzeit noch liberhaupt nicht in den Verordnungen erfasst (z.B. endokrin wirkende Substanzen). Bei steigendem Klarschlammaufkommen sowie einer prognostizierten Zunahme der Klarschlammverbrennung ist in Zukunft insgesamt von einer Abnahme der in den Stoffkreislauf zuruckgefiihrten Wertstoffe des Klarschlamms auszugehen. Dies ist umso kritischer anzusehen, als es sich z.B. bei Phosphor um einen auf unserem Planeten beschrankt verfiigbaren Stoff handeh (Miiller u. Dichtl 1998).

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

217

4.2.6.1 Stoffmengen und Wertstoffpotenziale Uberschlagig kann davon ausgegangen werden, dass in der BRD jahrlich zwischen 2,4 und 3,0 Mio. t Trockenmasse Klarschlamm anfallt. Hieraus ergeben sich folgende Wertstoffpotenziale: Tabelle 4.2-21. Jahrliche Humus- und Nahrstoffgehalte im Klarschlamm in der Bundesrepublik Deutschland (Poletschny 1995) Gesamtmenge Trockenmasse org. Trockenmasse Stickstoff[N] Phosphat [P2O5] Kalium [K2O] Kalk [CaO] Magnesium [MgO]

t/a 60.000.000 3.000.000 1.300.000 150.000 180.000 12.000 240.000 27.000

%TR ~ 100 30 5 6 0,4 8 0,9

Vergleicht man den Nahrstoffbedarf in der BRD mit Tabelle 4.2-21 wird deutlich, dass das in den Klarschlammen enthaltene Potenzial je nach Nahrstoff von teilweise mehreren 100.000 t einen erheblichen Beitrag zur Dtingemittelbereitstellung und somit zu einem echten Stoffkreislauf darstellen kann. Ftir die wesentlichen Wertstoffe ist im Einzelnen zu konstatieren: Phosphor Phosphor ist der bedeutendste der betrachteten Wertstoffe, insofem die globalen Phosphorressourcen endlich sind und bereits heute abzusehen ist, dass in Zukunft groBere Anstrengungen untemommen werden mtissen, um mittels entsprechender Kreislauffiihrung die Versorgung der Landwirtschaft mit Phosphat-Dtinger sicher zu stellen. Phosphor wird bergbaulich gewonnen und in einem industriellen Verfahren aufbereitet. Wahrend das elektrothermische Verfahren sehr energieintensiv ist (ftir die Herstellung von weiBem Phosphor werden etwa 13 kWh/kg P aufgewendet), erfordert die nasschemische Aufbereitung Schwefelsaure und eine aufwendige Aufbereitung der Grtinsaure (Keudel et al. 1999). Die ftir den Aufbereitungsprozess erforderlichen Aufwendungen werden im Folgenden tiber den Marktpreis des Phosphatdiingers Thomas-Phosphat in Hohe von 0,782 €/kg P (Dainet 1998) ermittelt. Fiir die Elimination von Phosphor in herkommlichen Klaranlagen mtissen dann abermals Rohstoffe eingesetzt werden, wie z.B. Metallsalze zur chemischen Phosphat-Fallung. Die eingesetzten Rohstoffe werden dabei in der Regel nicht zuriick gewonnen, sondem mit dem Klarschlamm entsorgt.

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4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

Stickstoff Die groBtechnische Herstellung von Ammoniak verbraucht bei dem Steam-reforming-Verfahren 9,6 kWh Strom/kg NH3-N sowie nach der Stochiometrie des Prozesses rund 570 g CHVkg NH3-N. Andererseits werden bei der Nitrifikation des Stickstoffs in einer Klaranlage rechnerisch 3,07 kWh Strom/kg NH3-N verbraucht. Damit ergibt sich je kg StickstoffDtinger, der direkt aus einem Abwasserteilstrom genutzt werden kann, allein flir die Energiebilanz insgesamt ein Einsparpotenzial von 12,7 kWh/kg NH3-N. Das Wertstoffpotenzial von Stickstoff lasst sich anhand des Marktpreises des Dtingers Ammonsulfatsalpeter in Hohe von 0,706 €/kg N (Dainet 1998) berechnen. Kalium Kalium stellt ein global haufig vorkommendes Element dar, insofem mag seine Bedeutung im Hinblick auf den Ressourcenschutz nicht ganz so hoch wie im Falle des Phosphors sein. Dariiber hinaus akkumuliert das gut losliche Kalium lediglich durch den Aufbau von Biomasse im Klarschlamm. Der GroBteil bleibt also gelost und musste dann ggf durch die Nutzung der fltissigen Phase verwertet werden. Dennoch stellt Kalium als Diinger ein Wertstoffpotenzial von 0,297 €/kg K dar (Dainet 1998) und wird somit in die Wertstoffbilanz einbezogen. Organische Verbindungen Die im Klarschlamm enthaltenen organischen Verbindungen stammen aus dem Abwasser, wobei durch die Prozesse der Abwasserreinigung bereits ein signifikanter Anteil dieser organischen Wertstoffe eliminiert wird. Im Folgenden wird die Betrachtung der organischen Wertstoffe ausgehend vom Abwasserstrom dargestellt, wobei sich die dargestellten Zusammenhange direkt auf das Medium Klarschlamm iibertragen lassen. Die im Abwasser enthaltenen organischen Verbindungen lassen sich in erster Linie energetisch bei der anaeroben Behandlung nutzen. Hinsichtlich der Wirtschaftlichkeit ist es diesbeztiglich unbedingt erforderlich, hohe Ausgangskonzentrationen im zu behandelnden Teilstrom zu realisieren, da das Abwasser zur Behandlung aufgeheizt werden muss. Fixr den aeroben Abbau organischer Verbindungen, wie er in herkommlichen Abwasserreinigungsanlagen praktiziert wird, werden tiberschlagig 0,35 kWh/ kg CSBabgebaut ^u clcktrischer Energie benotigt. Beim anaeroben Abbau mit anschlicBender Verstromung des Biogases hingegen lasst sich in etwa der gleiche Ertrag an clcktrischer Energie erzielen. Somit ergibt sich ein Gesamtpotenzial von rund 0,7 kWh/kg CSBabgebaut- Bezogen auf die eingesetzte Primarenergie lage das Potenzial sogar bei 2 kWh/kg CSB. Flir die ae-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

219

robe wie anaerobe Behandlung der organischen Fracht wurden die folgenden Annahmen getroffen. Tabelle 4.2-22. Kennzahlen fllr die aerobe und anaerobe Behandlung organischer Stoffe CSB-Abbaugrad anaerobe Behandlung Verhaltnis CSB/BSB5 spezifische Methanbildung spezifischer 02-Bedarf aerober Abbau spezifischer 02-Ertrag Strom Bezug konventionell Strom Einspeisung regenerativ Wirkungsgrad der Gasmotoren

80% 2,3 0,15kgCH4/kgCSBabeebaut l,2kg02/kgBSB5 l,5kg02/kWh 0,065 €/kWh 0,087 €/kWh 32%

4.2.6,2 Verfahrenstechniken zur Wertstoffnutzung Nachfolgend werden die derzeit verftigbaren Verfahren zur Wertstoffnutzung aus Klarschlamm benannt und an einigen Stellen exemplarisch erlautert. Es handelt sich hierbei tiberwiegend um die etablierten, lang erprobten Techniken, deren gmndsatzliche Vor- und Nachteile als bekannt vorausgesetzt werden. Die einleitend auch genannte Moglichkeit der Klarschlammbeseitigung liber Deponierung wird nicht weiter betrachtet, da sie in keinster Weise als „Nutzung" angesehen werden kann und im Ubrigen ab Mai 2005 in Folge der Restriktionen durch die TA Siedlungsabfall in der Bundesrepublik Deutschland nicht mehr praktiziert werden wird. a) Stoffliche Verwertung in der Landwirtschaft Im Nachgang der BSE- und MKS-Seuchen des Jahres 2001 sind die Fragestellungen der Klarschlammverwendung in der Landwirtschaft erneut ins Rampenlicht, nicht nur der fachlichen, sondem auch der offentlichen Diskussion geruckt. Nach wie vor gilt, dass die Schlamme, wie sie bei der kommunalen Abwasserreinigung zwangsweise entstehen in aller Regel den gesetzlichen Rahmen- und Randbedingungen zur landwirtschaftlichen Nutzung gentigen. Vor allem auch durch das Greifen der Indirekteinleiterverordnungen sowie die Selbstbeschrankung bei vielen Produktionsprozessen ist festzustellen, dass im Hinblick auf die durch die Klarschlammverordnung restringierten Schadstoffe die Schlammqualitat sich von Jahr zu Jahr verbessert. Nichtsdestotrotz haben einzelne Bundeslander (z.B. Bayem) bereits heute die landwirtschaftliche Klarschlammverwertung untersagt oder praktisch eingestellt. Andere Bundeslander halten nach wie vor an dieser Entsorgungs-ZVerwertungstechnik fest, da sie nicht nur die dem Kreislaufwirtschaftsgedanken am besten entsprechende Losung zu sein

220

4 Verfahrenstechniken zur Behandkmg von Klarschlamm

scheint, sondem dariiber hinaus in den meisten Fallen die wirtschaftlichste Entsorgung darstellt. Auch wenn, wie oben dargestellt, das Wertstoffpotenzial in unseren Klarschlammen eine Wiederverwertung anzeigt, darf nicht auBer Acht gelassen werden, dass Klarschlamme an sich im Klarprozess die Schadstoffsenken darstellen und somit neben den Wertstoffen auch Schadstoffe enthalten. Die durch die Klarschlammverordnung restringierten Inhaltsstoffe sind heute sicher kein Problem mehr, wobei nicht vergessen werden darf, dass noch eine Vielzahl anderer Schadstoffe im Schlamm enthalten sind, die sich einer quantitativen Beurteilung entziehen oder deren Schadlichkeit bis heute noch nicht bekannt ist. Aus diesem Grunde hat der Gesetzgeber bekanntermaBen einen Klarschlammentschadigungsfond geschaffen, um den Landwirten im Falle moglicher Bodenkontaminationen zumindest eine finanzielle Sicherheit zu geben. Bis heute wurde dieser Fond noch kein einziges Mai in Anspruch genommen, so dass in der Tat davon ausgegangen werden kann, dass insbesondere in landlich strukturierten Gegenden die direkte Nutzung der Wertstoffe in Klarschlammen auch in Zukunft praktiziert werden wird. b) Verbrennung zur thermischen Verwertung Die Gesetzgebung sieht vor, dass organische Reststoffe in Abhangigkeit von ihrem Heizwert einer „thermischen Verwertung" zugeftihrt werden sollen. Dies wird in Bezug auf Klarschlamm haufig diskutiert. Verdeutlicht man sich jedoch, dass Klarschlamme als dtinne Suspensionen mit lediglich 1 % Feststoff (Uberschussschlamm) bis 7 % Feststoff (Primarschlamm) anfallen und teilweise unter hohem Energieeinsatz aufkonzentriert werden, so ist diese Diskussion im Grunde genommen obsolet, auch wenn rein rechtlich danach verfahren wird. Die radikalste Moglichkeit zur verfahrenstechnischen Minimierung der zu entsorgenden Feststoffmassen stellt ohne Zweifel die Verbrennung aller anfallenden Schlamme dar. Die Technik, um Klarschlamme nach ihrer Entwasserung und einer gegebenenfalls erforderlichen Trocknung sachgerecht und verantwortungsbewusst thermisch aufzuoxidieren, steht in der Bundesrepublik Deutschland unter Beachtung der Emissionsgrenzwerte der 17. BImschV zur Verfugung. Trotzdem kann diese Art der Behandlung nur als Ultima Ratio verstanden werden, wenn entweder kritische Schlamminhaltsstoffe eine weitere Nutzung verbieten oder in vertretbarer Umgebung andere Entsorgungswege im Sinne eines Recycling nicht vorhanden sind. Im Hinblick auf die genannten Restriktionen der TA Siedlungsabfall in voller Scharfe beginnend mit dem Jahre 2005 - sowie der Erkenntnis folgend, dass zur flachenmaBigen Realisierung von Mono-Klarschlamm-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

221

verbrennungsanlagen im verbleibenden Zeitraum nicht hinreichend Zeit zur Verftigung steht, wird die Mitverbrennung von Klarschlammen in Kohlekraftwerken vermehrt diskutiert. Verbrennungskapazitaten stehen in ausreichendem MaBe zur Verfugung. Zur Beurteilung einer derartigen Entsorgungsschiene ist sicherlich eine differenzierte Betrachtungsweise von Noten. Eine Mitverbrennung von Klarschlammen in konventionellen Kohlekraftwerken ohne aufwendige Rauchgasbehandlung erscheint nach heutiger Sicht nicht vertretbar. Die fur Sonderbrennstoffe geforderten gesetzlichen Emissionsgrenzwerte konnten zwar bei geringftigiger Mitverbrennung von Klarschlammen eingehalten werden, jedoch nur nach dem Verdtinnungsprinzip, was per Gesetz untersagt ist. Einige Kohlekraftwerke in der Bundesrepublik Deutschland sind bereits seit mehreren Jahren mit zusatzlichen MaBnahmen zur Rauchgasreinigung ausgertistet und in Betrieb. Ergebnisse dieser Anlagen zeigen, dass die Mitverbrennung in derartigen Kraftwerken mit entsprechend aufwendiger Abgasreinigung aus okologischer Sicht keine nennenswerten Nachteile im Vergleich zu einer Monoverbrennung beinhalten und somit als zielfiihrende Alternative flir die Zukunft anzusehen sind. c) Komponentenrecycling Aus der Erkenntnis, dass bei der landwirtschaftlichen Klarschlammverwertung die ntitzlichen Stoffe verwertet werden, aber wissentlich in Kauf genommen wird, dass Schadstoffe flachig auf die Boden gebracht werden, demgegentxber aber bei der Verbrennung Schadstoffe sicher zu handhaben sind, nixtzliche Stoffe jedoch vemichtet werden, liegt eine okologisch sinnvolle Losung sicherlich darin, die Wertstoffe gezielt zu recyceln und die Schadstofffraktionen zu verwerfen. Im Hinblick auf die wesentlichen Wertstoffe werden die heute zur Verfugung stehenden Verfahren nachfolgend aufgezeigt. Kohlenstoff Die biologische Stabilisierung von Klarschlammen ist seit Jahrzehnten in der Bundesrepublik Deutschland anerkannte Regel der Technik. Wahrend ftir kleine Klaranlagen die aerobe Stabilisierung deutlich vorteilhafter ist, hat sich fur mittlere und groBe Klaranlagen die anaerobe Variante des Verfahrens, die Schlammfaulung, nahezu flachendeckend durchgesetzt. Es ist bekannt, dass bei dieser Technik ca. 50 % der organischen Schlamminhaltsstoffe in Biogas und Wasser tiberfiihrt werden, so dass dieser Verfahrensschritt zu einer Schlammmassenreduktion - normale Rohschlammzusammensetzung vorausgesetzt - von ca. 1/3 fiihrt. Die Reduktion der Schlammtrockenmasse ist jedoch bei diesem Verfahrensschritt nur ein Pro-

222

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

zessziel, das i.d.R. gleichwertig mit anderen Prozesszielen (Erzeugung eines stabilen Endproduktes, das die Umwelt geringstmoglich beeinflusst, Biogasgewinnung, Verbesserung der Entwasserbarkeit) verfolgt wird. Zunehmend werden jedoch in den letzten Jahren Anstrengungen unternommen, im Bereich der Schlammbehandlung gezielt zu einer Verminderung der Schlammmengen zu gelangen. Hier sind vor allem Ansatze in folgenden Bereichen zu sehen: • Optimierung der klassischen Schlammfaulung durch mehrstufigen z.T. thermophilen Betrieb • Desintegration von Klarschlamm mit Hilfe unterschiedlicher technischer Einrichtungen • Enzymatische und/oder thermische Vorbehandlung • chemische und/oder thermische Behandlung bzw. Hydrolyse Ftir alle Ansatze gilt gleichermaBen das Ziel, die letztendlich zu entsorgenden Schlammtrockenmassen zu minimieren, um sowohl okologische als auch okonomische Nachteile durch diese Erfordemisse zu vermeiden oder zu minimieren. Beispielhaft ist in Abb. 4.2-46 die Einbindung einer Einrichtung zur Klarschlammdesintegration dargestellt. Vorklarung

biol. Abwasserreinigung

>

Nachklarung

>

>

Rucklaufschlamm Primarschlammbehandlung (PS)

3iogas

UberschuRschlamm (US) Desintegration

XK Schiammstabirssierung

Eindickung Entwasserung

>mm-

- ^ Entsorgung / Unterbringund

Schlammwasser = Ruckbelastung

Abb. 4.2-46. Einbindung einer technischen Einrichtung zur Desintegration von Uberschussschlamm in die Verfahrenstechnik der Schlammbehandlung (Kopp et al 1997) Die in Abb. 4.2-46 dargestellte Verfahrenstechnik ist sowohl ftir Rtihrwerkskugelmtihlen, Scherspalthomogenisatoren, Ultraschall oder anderes denkbar. GleichermaBen ist es Ziel der Schlammbeeinflussung, das Zell-

4.2 Behandlung koinmunaler Schlamme

223

material des Uberschussschlammes einem weitergehenden biologischen Abbau zuganglich zu machen respektive die Feststoffe ganzlich zu verfltissigen. Auch wenn in den letzten Jahren auf diesem Gebiet vielfaltige Forschungsaktivitaten gerade in der Bundesrepublik Deutschland stattgefunden haben, sind bisher nur sehr wenige Anlagen groBtechnisch mit Teilstufen zur Klarschlammdesintegration ausgeriistet worden. Die gewonnenen Erfahrungen lassen sich wie folgt knapp zusammenfassen: • Der Desintegrationserfolg ist oftmals, aber nicht immer, proportional zur eingesetzten Energie. • Geschlossene Massen- und Energiebilanzierung ftir den Teilschritt der Desintegration sind bisher noch nicht endgiiltig erarbeitet. Ein aktuell abgeschlossenes BMBF-Forschungsvorhaben gibt hierzu weitere Informationen (Winter 2003). • Bei vertretbaren Aufschlussgraden bzw. dem damit verbundenen Energieeinsatz kann ein Gasmehrertrag von 10 bis 20 % je nach Randbedingungen erwartet werden. Gleiches gilt ftir die Minderung der Schlammfeststoffmasse in Bezug auf deren organischen Anteil. • Selbst bei optimaler Desintegration ist eine ganzliche Vermeidung von zu entsorgendem Klarschlamm unmoglich, da zumindest die anorganischen Bestandteile bleiben miissen. In aller Regel wird es nicht gelingen, die organischen Inhaltsstoffe des Schlammes so weit zu minimieren, dass die Qualitatskriterien der TA Siedlungsabfall zur Lagerung der Reststoffe auf Deponien eingehalten werden konnen. • Verfahrenstechnisch muss in jedem Fall benicksichtigt werden, dass durch einen weitestgehenden Abbau der organischen Schlamminhaltsstoffe nicht nur die CSB Riickbelastung aus der Schlammbehandlung fiir die Klaranlage steigt, sondem dass vor allem auch die inerten Anteile des CSB in der Riickbelastung ebenso wie Stickstoff und Phosphor zunehmen, was auch bei der kostenmaBigen Bewertung Beriicksichtigung fmden muss. Stickstoff Im Zuge der gesetzlich geforderten Stickstoffelimination aus Abwassem wurden Verfahren zur Elimination von Stickstoff entwickelt, die vereinfacht in biologische und physikalisch-chemische Verfahren unterteilt werden konnen. Biologische Verfahren z.B.: • Inkorporierung von Stickstoffverbindungen in die Bakterienmasse mit einem Austrag als Uberschussschlamm, • Nitrifizierung mit anschlieBender Denitrifizierung. Physikahsch-chemische Verfahren z.B.:

224

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

• Strippung des Ammoniaks aus dem Abwasser nach einer Alkalisierung, • Strippung des Ammoniaks aus einem Klarschlamm nach vorherigem Aufschluss, • Einsatz von selektiven lonenaustauschem, • Knickpunktchlorung, Umkehrosmose, • MAP-Fallung. Eine Ubersicht tiber die verschiedenen Verfahren wird in Tabelle 4.2-23 gegeben. In der kommunalen Abwasserreinigung werden in erster Linie die biologischen Verfahren angewandt, vomehmlich die Nitrifikation/Denitrifikation. Diese Verfahren wie auch die Knickpunktchlorung wandeln Ammoniumstickstoff in molekularen Stickstoff um. Dies hat den Nachteil, dass groBe Mengen von flir den Pflanzenwuchs wichtigen Stickstoffverbindungen verloren gehen, well sie als N2 in die Luft entweichen. Menschen und Tiere scheiden weltweit pro Jahr mehr als 100 Mio. t an gebundenem Stickstoff aus. 90 Mio. t Ammonium werden jahrlich durch Bodenbakterien auf naturlichem Weg aus Luftstickstoff synthetisiert. Weitere 75 Mio. t werden pro Jahr an Stickstoffdtinger produziert, der groBteils im Haber-Bosch-Verfahren katalytisch aus Luftstickstoff und Wasser unter Einsatz von Kohle gewonnen wird (Schulze-Rettmer u. Yawari 1988). Es sind verschiedene Verfahren zur Rtickgewinnung von Ammonium als konzentrierte Ammoniaklosung (Ammoniak-Starkwasser) oder als Ammoniumsalz entwickelt worden. In den meisten Fallen ist dazu eine Anhebung des pH-Wertes auf pH 11,5 bis 12 notwendig, um eine weitgehende Umwandlung des Ammoniums in Ammoniak zu erreichen. Zu diesen Verfahren gehoren die Strippverfahren sowie die Flussigmembran-Permeation. Ohne pH-Wert-Anhebung lassen sich der lonenaustausch, die Umkehrosmose und die Elektrodialyse betreiben. Aus okologischen Griinden sind jene Verfahren zu bevorzugen, die Ammonium direkt abtrennen und in eine verwertbare Form uberftihren. Diese Prozesse befinden sich einerseits erst in einem Stadium der Entwicklung oder sind andererseits ftir industrielle Einsatze derzeit noch zu teuer. Bei der Umkehrosmose und der Elektrodialyse konnen auBerdem die gewtinschten Produktkonzentrationen meist nicht erreicht werden, weshalb sie sehr oft nur in Kombination mit Austreibeverfahren eingesetzt werden. Die Aufkonzentrierung des Strippereinsatzstromes bewirkt aber eine bedeutende Chemikalien- und Energieeinsparung, so dass solche Prozesse insgesamt kostengtinstig arbeiten konnen. Die geringe Selektivitat muss als weiterer Nachteil bei Umkehrosmose und Elektrodialyse genannt werden. Das letztgenannte Verfahren trennt alle Ladungstrager ab, welche die Membran passieren konnen und reichert sie in der Produktlosung an. Bei

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

225

der Umkehrosmose werden die meisten Wasserinhaltstoffe von der Membran zurtickgehalten und so im Konzentrat angereichert. Durch die Kombination mit dem Dampfstrippprozess wird dieser Nachteil bei beiden Prozessen weitgehend aufgehoben. Tabelle 4.2-23. Vergleich der Stickstoff-Riickgewinnungsverfahren (nach Marr u. Koncar 1990) Verfahren

Produkt

Anreicherung

Luftstippen

Ammoniumsalzlosung

bis zur Sattigung

Dampfstrippen

Ammoniak -losung

10-fache Abwassereintrittskonzentration bis zur Sattigung

1 FltissigmembranPermeation

Ammoniumsalzlosung

1 Adsorption Umkehrosmose

Ammoniaklosung Ammoniumsalzlosung

Elektrodialyse

Ammoniumsalzlosung

lonenaustausch

Ammoniumsalzlosung

MAP-Fallung Magnesiumammoniumphosphat (fest) AmmoniumReaktivextraktion salzlosimg

keine Erfahrungswerte begrenzt durch osmotischen Druck und Membranfestigkeit, Ammoniumsalz, 15Gew.-% Verhaltnis Anreicherung : Abtrennung =100 bis zur Sattigung

pH-WertAnhebung ja

ja ja (nein)

ja nein

Bemerkungen bei hohen Abwasserkonzentrationen sind hohe Luftmengen umzusetzen saure Wasche moglich, wodurch Ammoniumsalz gewonnen wird durch Einsatz fltissiger lonenaustauscher kann die pH-Anhebung entfallen im Entwicklungsstadium keine selektive Abtrennung von Ammonium moghch

nein

keine selektive Abtrennung von Ammonium moglich nein Produktlosung enthalt auch Regenerationsionen (Na+) entsprechend der Falhmgs-pH bei Anwesenheit giftiVerfugbarkeit von ger Begleitstoffe ist MetalHonen, das Produkt unbrauchAmmonium bar bis zur Sattigung nein im Entwicklungsstadium

Der lonenaustauscherprozess mit CHnoptiloht zeigt hingegen eine relativ gute Selektivitat beztiglich des Ammoniaks. Durch die hohen Anteile an Regenerationskomponenten in der Produktlosung wird die Verwendbarkeit des Ammoniumsalzes jedoch sehr eingeschrankt (MaiT u. Koncar 1990). Wirtschaftlichkeitsuntersuchungen zeigen, dass die Dampfstrippung vor der Fltissigmembran-Permeation und der Luftstrippung das gtinstigste Ver-

226

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

fahren darstellt (Rautenbauch u. Machhammer 1988). Kiinftig muss die Effizienz der angegebenen Verfahren ohne pH-Wert-Anhebung verbessert und nach ganzhch neuen Methoden gesucht werden. Phosphor Die gesetzhch geforderte Phosphorehmination wird auf kommunalen Klaranlagen zunehmend durch die biologische Phosphorehmination realisiert. Hierzu sind umfangreiche Untersuchungen durchgefiihrt worden; Ubersichten fmden sich z. B. bei Boh (1988) und Teichfischer (1994). Dabei wird der Phosphor von den Phosphat speichemden Mikroorganismen aufgenommen und liber den Uberschussschlamm aus dem Prozess ausgeschleust. Damit ist der Phosphor aus dem Abwasserstrom abgetrennt, aber eine Nutzung erfolgt erst bei einer Ausbringung der Schlamme auf landwirtschaftliche Flachen. Ftir eine Wiederverwertung als Dtingemittel muss das rlickgewonnene Phosphatprodukt bestimmte Anforderungen erfiillen. Zum einen muss der Phosphatgehalt des Produktes mindestens 5 % betragen, zum anderen muss es in pflanzenverfiigbarer Form vorliegen. Das bei den meisten Verfahren anfallende Calciumphosphat wird erst durch einen Saureaufschluss weiterverarbeitet, wahrend Magnesium-AmmoniumPhosphat biologisch besser verfligbar ist. Soil sich das Produkt aus dem Phosphat-Rtickgewinnungsprozess ftir eine elektrothermische Herstellung von Phosphor eignen, soUte es einen P-Gehalt von mindestens 10,5 % und einen geringen Eisengehalt aufweisen (Antusch u. Diening 1997). Tabelle 4.2-24. Zusammenstellung gangiger VerfahrensmogHchkeiten zur Phosphorehmination (Dichtl u. Dockhorn 2002) Verfahren Kalziumphosphatfallung

Reaktor

Einsatzstoffe/ Produkte ImpfkristallfLU- PO4, Laugen, lung; z.B. Wir- Impfkristalle / belbett wasserfreie Kristallisate (Kalziumphosphat)

lonentausch Festbett

PO4 / Konzentrat

Vor-/ Nachteile - pH-Einstellimg erforderlich - je nach Impfkristall Storeinfltisse durch Karbonate und Aufbrauch der Impfkristalle - Chemismus der Abscheidung und Kristallbildungen noch unklar + konzentriertes Produkt in Pelletform - Elimination von lonen fuhrt zu Konzentrat mit vielen Salzen als Verunreinigungen - Verwertbarkeit des Produktes fraglich

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme Adsorption

Festbett

MAPFallung

Mischbecken, Absetzbecken

Biologische Anreichemng imd Nebenstromelimination Biologisch, Verbrennung, Aschenutzung

div. Mischbecken, Absetzbecken

Metallsalzfallung imd Sulfidfallung

Mischbecken, Absetzbecken

div. Mischbecken, Absetzbecken

227

+ gtinstige Adsorptionsmittel im Vgl. zii lonentaiTSch venvendbar - wg. Beladung beschrankt auf 3. Reinigungsstufe mit geringen Abwasserkonzentrationen - Rtickgewinnimg durch Storstoffe fraghch MgO, NH4, PO4 / +/- gleichzeitige AmmoniumeHmination; muss eventiiell auch dosiert werStmvit (MAP) den + landwirtschaftHch verwertbares Festprodukt hoher Konzentration - pH-Einstellung erforderhch PO4 / Konzentrie- 4- in biologischen Klaranlagen bewahrt - Konzentriemng durch Riicklosung rung um den Faktor 10 mogHch (anaerob im Nebenstrom) - fur EHmination extra Verfahren einsetzen (MAP, Ca-Fallung) PO4 / Anreiche- + EHmination auf konventionellen Klaranlagen mng in der - thermische Verwertung erforderhch Schlammasche (Kosten) - P-Konz. fiir Ascheverwertung in elektrotherm. Herstellungsprozess zu gering Metall-P04, H2S / - Phosphat kann aus Metallfallschlamm verfahrensbedingt nicht diP04-Losimg rekt recycliert werden -/+ Fallschlamme eignen sich ftir Rtickgewinnung mit Sulfidfallung (Organik stort) - toxischer Schwefelwasserstoff als Edukt - P-Produkt ist gering konzentriert (Losung) + Schwermetalle werden liber Fallung eliminiert FO4, kalkhaltige Produkte techn. QuaHtat oder Metalloxide / Anlagemng, evtl. chem. Regenerat

Anderenfalls macht der ftir die Herstellung notwendige Energieaufwand eine Nutzung unwirtschaftlich. Um die hohen P-Gehalte zu erreichen, ist bei vielen Verfahren vor der P-Rtickgewinnung eine Aufkonzentrierung erforderlich. Aus der groBen Anzahl von Verfahren, die sich zur Phosphorabtrennung eignen, seien im Folgenden nur die wichtigsten Verfahren aufgezahlt. Pflanzenverfugbarkeit von Phosphat in Klarschlammen Die Pflanzenverfugbarkeit von gebundenen Phosphorverbindungen, die im Zuge der Abwasserreinigung eliminiert wurden, ist wesentlich von dem

228

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

verwendeten EUminationsverfahren abhangig. Hinsichtlich der Ehminationsverfahren stehen sowohl die chemischen Fallverfahren (mit Eisen- und Aluminiumsalzen, mit Magnesium- und Kalziumsalzen) als auch die vermehrte biologische Phosphatanreicherung in den Bakterien zur Verfugung. Hinsichtlich der direkten Pflanzenverftigbarkeit der im Klarschlamm gebundenen Phosphate bestehen Unklarheiten. Furrer und Candinas (Furrer u. Candinas 1984) berichten anhand der Rticklosung in 2 %-iger Zitronensaure von der durchweg guten Verfugbarkeit des Phosphors aus Klarschlammen in der GroBenordnung zwischen 80 und 95 %, wobei keine Abhangigkeit von der Art der P-Elimination auf der Klaranlage (chemische Fallung, biologische Anreicherung) erkannt wurde. Booker (1998) ftihrt dagegen an, dass der bei der Metallsalzfallung im Klarschlamm festgelegte Phosphor nicht mehr pflanzenverftigbar sei. Ein Recyclingkreislauf liber chemisch aufbereitete Phosphatsalze, die auch sonst als Mineraldiinger verwendet werden (z.B. Kalziumphosphate), konnte fiir diesen Verwendungszweck Vorteile aufweisen und Unklarheiten hinsichtlich der Pflanzenverftigbarkeit des Phosphors beseitigen. Suntheim (2001) fand in Vegetationsversuchen eine gute Pflanzenverftigbarkeit des in Klarschlamm enthaltenen Phosphors. d) Kombinierte Verfahren Zur Handhabung der Gesamtproblematik liegt es nahe, dass aus den oben genannten Verfahren zur Rtickgewinnung einzelner Komponenten Kombinationen entwickelt werden konnen, die gleichermaBen die Nutzung aller Wertstoffe aus der Klarschlammmatrix erlauben. Ein neuer Ansatz hierzu ist beispielsweise im Seaborne-Verfahren zu sehen (Dichtl u. Dockhom 2002). Das Verfahren besteht aus unterschiedlichen Stufen zur Stickstoffriickgewinnung, sulfidischer Schwermetallfallung mit anschlieBender Separation der Schadstoffe sowie der Moglichkeit mit Hilfe weitestgehend im Verfahren selbst produzierten Hilfsstoffen unterschiedliche Phosphordiinger zu erzeugen. Es beinhaltet eine Klarschlammverbrennung und Ascheaufbereitung. Im Einzelnen wird der ausgefaulte Schlamm mit Saure versetzt, wodurch ein Teil der Schwermetalle, des Phosphors und der organischen Substanz in Losung geht. Die organischen Feststoffe werden abgetrennt und konnen beispielsweise verbrannt werden. Die Asche kann in den Prozess zuriickgefiihrt werden. In einer nachsten Verfahrensstufe mtissen die Schwermetalle gefallt und vom phosphorhaltigen Fltissigkeitsstrom abgetrennt werden. Die Schwermetallfallung kann ggf durch Zufiihrung von H2S-haltigem Faulgas erfolgen. Das Faulgas wiirde dabei gleichzeitig entschwefelt.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

229

Aus der schwermetall-abgereicherten Fltissigphase werden Stickstoff und Phosphor nach pH-Wert-Anhebung durch Di-Natriumcarbonat als MAP gefaUt. In einem Trocknungs-ZEntgasungsprozess wird aus dem MAP NHs-Gas gewonnen, das gemeinsam mit dem MagnesiumHydrogen-Phosphat fur die Produktion von Diinger verwendet werden kann. In diesem Prozess wird Di-Natriumcarbonat aus Natriumhydrogencarbonat unter Abspaltung von CO2 gebildet, das ebenfalls in die Dtingersynthese geht. Das Natriumhydrogencarbonat seinerseits kann durch Reaktion von NaCl und CaO mit dem CO2 des Faulgases gebildet werden. Dabei fallen Methangas sowie CaCl2-Salz an (Muller u. Dichtl 2003). Das Seabome-Verfahren besteht also im Wesentlichen aus drei neu angepassten Verfahrensschritten zur Aufbereitung des Faulgases, zur Fallung von Schwermetallen sowie zum Stickstoffrecycling, deren Zusammenwirken in Verbindung mit bekannten Verfahren aus der Schlammbehandlung erfolgt. Die unterschiedlichen Bausteine des gesamten Verfahrens konnen sowohl einzeln als auch im Verbund angewandt werden. Erst die groBtechnische Umsetzung, sowie die aus dem Betrieb resultierenden Erfahrungen konnen zeigen, ob eine derart aufwendige Verfahrenstechnik auf dem Standort einer Klaranlage heute schon mit der gebotenen Sicherheit betreibbar ist. 4.2.6,3 Weitergehende Uberlegungen zu Wertstoffen im Abwasser Alle bisherigen Uberlegungen zielen darauf ab, die Wertstoffe am Ende der Behandlungskette aus dem Klarschlamm zuriickzugewinnen. Gegebenenfalls miissen wir diese Denkweise fur die Zukunft modifizieren, um bereits an der Quelle, d.h. in den einzelnen Abwasserstromen bzw. Teilstromen, an ein Wertstoffrecycling zu denken. a) Wertstoffpotenzial unterschiedlicher Abwasser Im hauslichen Abwasser liegen die Konzentrationen der einzelnen Wertstoffe tiblicherweise in geringen Konzentrationen vor, die eine Rtickgewinnung unter wirtschaftlichen Gesichtspunkten kaum sinnvoll erscheinen lassen. Gelingt es hingegen, einzelne hochkonzentrierte Teilstrome zu separieren, ergibt sich in diesen ein sehr viel hoheres Wertstoffpotenzial. Im Folgenden wird ftir ein hausliches Abwasser sowie die Teilstrome Gelb- und Schwarzwasser das Wertstoffpotenzial in Bezug auf die Nahrstoffe Stickstoff, Phosphor und Kalium sowie die organischen Verbindungen ermittelt. Hierzu wurden far Phosphor, Stickstoff und Kalium die entsprechenden Dtingeraquivalente angesetzt. Das Wertstoffpotenzial der organischen Fracht (ausgedruckt als CSB) wurde iiber eine anaerobe Be-

230

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

handlung des Abwassers mit Biogasgewinnung und anschlieBender Verstromung gemaB den Ansatzen aus Tabelle 4.2-21 ermittelt. Die ftir die Berechnungen zu Grunde gelegte Abwasserzusammensetzung wurde gemaB Tabelle 4.2-25 iibemommen. Parallel dazu wurde iiber einen Ansatz zur Berechnung von Starkverschmutzerzuschlagen der Aufwand fur die Reinigung der drei Abwasserstrome mittels herkommlicher Klartechnik berechnet. Hierbei wurde der Aufwand ftir die Behandlung von Stickstoff, Phosphor und organischen Inhaltsstoffen separat ermittelt und anschlieBend aufsummiert. Tabelle 4.2-25. Wertstoffpotenzial und Reinigungskosten fllr verschiedene Abwasserstrome (Dockhom u. Dichtl 2003)

Wertstoffpotenzial

N [€/m^] P [€/mT K [€/m'] CSB [€/m^] Summe [€/m^] Kosten Abwasserreinigung [€/m^] Kosten/Wertstoffpotenzial [-]

kommunales Abwasser 0,04 0,01 0,01 0,03 0,09 1,83 20,3

Gelbwasser

Schwarzwasser

4,95 0,42 0,58 0,50 6,45 30,08 4,7

0,25 0,15 0,06 0,86 1,32 18,64 14,1

Bei einem Vergleich der Abwasserstrome zeigt sich, dass das Wertstoffpotenzial des herkommlichen kommunalen Abwassers gering ist. Das Gelbwasser hingegen sticht sowohl durch sein Wertstoffpotenzial als auch durch seine hohen Entsorgungskosten beim Einsatz konventioneller Technologic hervor. Interessant ist, dass das Wertstoffpotenzial des Stickstoffs deutlich die Bilanz dominiert. Obwohl dem Phosphor aus Sicht des Ressourcenschutzes die groBte Bedeutung zukommt, erlangt der in der Atmosphare praktisch unlimitiert vorliegende Stickstoff unter den derzeitigen marktwirtschaftlichen Randbedingungen okonomisch die groBte Bedeutung. Dieses Gefiige wtirde sich natiirlich bei einer Ressourcenverknappung des Phosphors deutlich verschieben. Das Wertstoffpotenzial des Schwarzwassers fallt hingegen deutlich geringer aus, da hier insbesondere Stickstoff und Phosphor in geringeren Konzentrationen vorliegen. Die in Form von Energie nutzbare organische Fracht des Schwarzwassers nimmt zwar den groBten Anteil des Wertstoffpotenzials ein. Dieses reicht jedoch bei Weitem nicht an das Potenzial des Gelbwassers heran. Gleichwohl verursacht eben diese organische Belastung bei der konventionellen Abwasserreinigung einen erheblichen Anteil der Kosten.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

231

b) Wertstoffpotenzial des Abwassers von 350.000 Einwohnern Im Folgenden wurde exemplarisch das Wertstoffpotenzial des Abwassers der Stadt Braunschweig mit 350.000 EW betrachtet, um in einer realistischen GroBenordnung die Kosten der Abwasserreinigung mit dem korrespondierenden Wertstoffpotenzial vergleichen zu konnen. Ftir den betrachteten Fall konnten die tatsachlich anfallenden Abwassermengen und Frachten sowie die reellen Kosten genutzt werden. Zusammensetzung der einzelnen Teilstrome Im Folgenden wird die Abwasserzusammensetzung fur die einzelnen Teilstrome (Gesamtabwasser sowie die daraus „generierten" Teilstrome Gelb-, Schwarz- und Grauwasser) beschrieben (Tabelle 4.2-25). Ftir den Strom Gelbwasser wurden 500 1/(EW • a) und ftir den Schwarzwasseranfall 50 1/(EW • a) sowie 3 1/(EW • d) an Spulwasser angesetzt (Otterpohl 2000). Tabelle 4.2-26. Frachten und Konzentrationen des Gesamtabwassers sowie von Gelb- und Schwarzwasser von 350.000 EW. (* berechnet nach Angaben von Otterpohl, 2000 mit 4,9 g K/(EW • d)) Parameter CSB Stickstoff Phosphor TS K* Abwasseranfall [mVa] CSB Stickstoff Phosphor TS K* Gelbwasseranfall [mVa] CSB Stickstoff Phosphor TS K* Schwarzwasseranfall [mVa]

Fracht [t/a] Konzentration [mg/1] Teilstrom 15.695 689 1.409 61,9 190 8,3 Gesamtabwasser 5.694 250 630 27,7 22.776.000 1.883 10.762 1.226 7.005 95 543 Gelbwasser 0 0 1.944 340 175.000 7.377 18.407 141 352 76 190 Schwarzwasser 2.847 7.104 76 189 400.750

Die Aufteilung der einzelnen Abwasserinhaltsstoffe auf die jeweiligen Teilstrome wurde u.a. nach den Angaben von Otterpohl (2000) vorgenommen (Tabelle 4.2-26).

232

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

Wertstoffpotenzial der einzelnen Teilstrome Anhand der spezifischen Zusammensetzung der einzelnen Teilstrome wurde das jeweilige Wertstoffpotenzial fiir die Parameter CSB (organische Verbindungen), Stickstoff, Phosphor sowie Kalium ermittelt. Dabei wurde fiir den Parameter CSB ein anaerober Abbau mit Biogasgewinnung und anschlieBender Verstromung gewahlt. Die Nahrstoffe Phosphor, Stickstoff und Kalium wurden in Dtingeraquivalente umgerechnet und mit handelstiblichen Dtingerpreisen angesetzt. Momentan lassen sich zwar fiir die in dieser Form vorliegenden Nahrstoffe iiblicherweise nicht die Preise von Handelsdiinger erzielen, jedoch ist es unbestritten, dass dieser marktwirtschaftliche Vorteil dem Landwirt zu Teil wird, der eben diese Wertstoffe zur Dtingung seiner Felder einsetzt, insofem er das Aquivalent an Handelsdiinger einspart. Tabelle 4.2-27. Angaben in %/100. (*die Aufteilung des TS wurde angenommen) (Dockhom u. Dichtl 2003) CSB N P TS* K

Grauwasser 0,41 0,03 0,1 0,5 0,34

Gelbwasser 0,12 0,87 0,5 0 0,54

Schwarzwasser 0,47 0,1 0,4 0,5 0,12

Somit ergibt sich der betriebswirtschaftliche Aspekt an dieser Stelle allein aus der Definition der Systemgrenzen. Um das gesamte vorhandene Wertstoffpotenzial zu ermitteln, wurden zunachst die entsprechenden Stoffstrome im gesamten kommunalen Abwasser ermittelt. Tabelle 4.2-28. Wertstoffpotenzial eines kommunalen Abwassers von 350.000 EW bezilglich organischer Verbindungen, Stickstoff, Phosphor und Kalium (*elektrische Energie aus Verstromung von Biogas) (Dockhom u. Dichtl 2003) CSB* N P K Summe

731.700 €/a 994.700 €/a 148.600 €/a 187.100 €/a 2.062.100 €/a

Summa summarum werden zur „Vemichtung" dieser Wertstoffe im Wert von rund 2 Mio. €/a mittels herkommlicher Klartechnik im vorliegenden Fall jahrlich 22 Mio. € fiir Kanal und Klaranlage (davon 10 Mio. € ausschlieBlich fiir die Klaranlage) aufgewendet.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

233

Rechnet man diese Zahlen gar bmidesweit auf 82 Mio. kommunale Einwohnerwerte hoch, so ergibt sich ein enormes Wertstoffpotenzial bezuglich der ausgewahlten Parameter von rund 496.400.000 €/a. Dem stehen bundesweit Kosten fiir die Reinigung von 4,997 Mrd. m^ Schmutzwasser (EWA 2003) von jahrhch rund 9,4 Mrd. € entgegen (bei 1,88 €/m^; (ATV-DVWK 2002 (2)). Tabelle 4.2-29. Wertstoffpotenzial des kommunalen Abwassers auf ganz Deutschland hochgerechnet (Dockhom u. Dichtl 2003) CSB N P K Summe

1,9 Mrd. kWh elektrisch, entsprechend 344.200 t N, entsprechend 53.900 tP, entsprechend 147.600 t K, entsprechend

167.500.000 €/a 243.000.000 €/a 42.100.000 €/a 43.800.000 €/a 496.400.000 €/a

Hinsichtlich der monetaren Bewertung der organischen Belastung (ausgedriickt als CSB) ist zu berticksichtigen, dass beim konventionellen aeroben Abwasserreinigungsverfahren fiir die Oxidation der organischen Abwasserinhaltsstoffe von 82 Mio. EGW der Einsatz von rund 1,2 Mrd. kWh an Strom erforderlich ist. Dariiber hinaus waren fiir die Nitrifikation der entsprechenden Stickstofffrachten nochmals rund 1 Mrd. kWh erforderlich. Zusammen mit den rund 1,2 Mrd. kWh (elektrisch), die sich aus der organischen Fracht mittels anaerober Behandlung gewinnen lieBen, ergibt sich ein gesamtes Einsparpotenzial von 3,4 Mrd. kWh an elektrischer Energie. Umgerechnet in Primarenergie errechnet sich gar ein Einsparpotenzial von gut 10 Mrd. kWh. Dies entspricht etwa 0,25 % des gesamten Energieverbrauchs der Bundesrepublik, der im Jahr 2000 bei 14.180 Petajoule lag (Statistisches Bundesamt 2002). Der Dtingemittelabsatz in Deutschland betrug im Wirtschaftsjahr 2000/2001 (Angaben jeweils in Bezug auf die reinen Nahrstoffe) 1.848.000 t N, 351.000 t P sowie 544.000 t K (Landhandelsverband Bayem 2002). Somit lieBe sich bei vollstandiger Rtickftihrung der in den hauslichen Abwassem vorhandenen Nahrstoffe in den landwirtschaftlichen Nutzkreislauf der Diingerbedarf an Stickstoff zu 18,6 %, der an Phosphor zu 15,4 % sowie derjenige an Kalium zu 27 % decken. Im Folgenden sind die Wertstoffpotenziale der einzelnen Teilstrome fiir das betrachtete Fallbeispiel von 350.000 EW aufgeftihrt Selbstverstandlich lassen sich mit vertretbarem Aufwand nicht samtliche Inhaltsstoffe aller aufgefiihrten Abwasserteilstrome gewinnbringend nutzen. So wird sich eine separate anaerobe Behandlung von Gelbwasser zur Biogasgewinnung vermutlich ebenso wenig sinnvoll reahsieren lassen wie eine anaerobe Behandlung des Grauwassers. Eine Nutzung des im Grau-

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4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

wasser enthaltenen Nahrstoffpotenzials wird auch nur dann moglich sein, wenn beispielsweise eine landwirtschaftliche Nutzung des vorbehandelten Abwassers erfolgt. Tabelle 4.2-30. Wertstof^otenzial einzelner Abwasserinhaltsstoffe in den einzelnen Teilstromen berechnet fiir 350.000 EW (Dockhom u. Dichtl 2003) CSB [€/a] N [€/a] P [€/a] K [€/a] Summe

Grauwasser 300.000 29.800 14.900 63.600 408.300

Gelbwasser 87.800 865.400 74.300 101.000 1.128.500

Schwarzwasser 343.900 99.500 59.400 22.500 525.300

4.2,6.4 Zusammenfassende Bewertung Unter dem Gesichtspunkt des Ressourcenschutzes ist es in Zukunft dringend geboten, die im Klarschlamm enthaltenen Nahrstoffe einer weiteren Verwertung und Nutzung zuganglich zu machen, da Klarschlamm die primare Senke der im Abwasser enthaltenen Nahr- und Wertstoffe (insbesondere Phosphor, Stickstoff sowie organische Verbindungen) darstellt. Dies gilt aus Sicht des Ressourcenschutzes insbesondere ftir den endlichen und fiir die Landwirtschaft essentiellen Rohstoff Phosphor. Gleichzeitig gilt es hierbei, die ebenfalls im Klarschlamm enthaltenen Schadstoffe aus den spateren Verwertungspfaden fern zu halten. Zur Wertstoffruckgewinnung aus Klarschlammen gibt es bereits eine Reihe geeigneter Verfahren, die allerdings im Hinblick auf die Anforderungen in der Abwassertechnik oftmals noch entsprechender Anpassungen bediirfen. Da diese Verfahren verfahrenstechnisch und kostenmaBig zusatzliche Aufwendungen verursachen und andererseits die Wertstoffruckgewinnung aus Abwasser bzw. Klarschlamm vom Gesetzgeber noch nicht zwingend vorgeschrieben ist, gibt es derzeit in Deutschland kaum groBtechnische Realisierungen mit entsprechenden Betriebserfahmngen. Der derzeitige Stand der Diskussion, insbesondere auch vor dem Hintergrund der zunehmenden Klarschlamm-Entsorgungsproblematik ab 2005 sowie in Anbetracht der derzeitigen Entwicklung in einigen skandinavischen Landern, legt jedoch nahe, dass auch in Deutschland diese Verfahren in naher Zukunft vermehrt zur Realisierung gelangen werden. Hierbei sind insbesondere die Technologien im Vorteil, die bei einem minimierten Ressourceneinsatz neben einer Nutzung der Wertstoffe eine gleichzeitige Ausschleusung von Schadstoffen ermoglichen. Zur Entwicklung, Anpas-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

235

sung und Optimierung derartiger Verfahrenstechniken werden in Zukunft vermehrt Anstrengungen erforderlich sein. Ein aus okologischer wie auch okonomischer Sicht besonders interessanter Ansatz stellt die fnihzeitige Abtrennung und stoffliche Verwertung einzelner hoch konzentrierter Abwasserteilstrome (z.B. Gelb- und Schwarzwasser) dar. Diese enthalten hohe Frachten an Wertstoffen aber deutlich geringere Mengen an Schadstoffen (wie z.B. Schwermetalle). Bei einer separaten Erfassung dieser aus abwassertechnischer Sicht hochbelasteten Teilstrome lasst sich deren Wertstoffpotenzial bei gleichzeitiger signifikanter Entlastung der bestehenden Klaranlagen weitergehender nutzen, als wenn zuvor der gesamte Prozess der Abwasserreinigung durchlaufen wird, bei dem ja bereits ein signifikanter Anteil der Wertstoffe eliminiert wurde. Um langfristig einen zukunftsfahigeren Umgang mit unseren naturlichen Ressourcen sicher zu stellen, ist neben den noch zu leistenden technischen Entwicklungen und Anpassungen die Einbeziehung samtlicher gesellschaftlicher Akteure erforderlich. Hier gilt es insbesondere die gesetzlichen Randbedingungen zu schaffen, die auch ftir den Bereich Abwasser eine Prioritatenfolge „vermeiden vor verwerten vor entsorgen" in den Vordergrund stellt. Dariiber hinaus miissen unter soziookonomischen Gesichtspunkten die Randbedingungen identifiziert werden, die bei den beteiligten Akteuren die groBtmogliche Akzeptanz finden, denn bei entsprechend hoher Akzeptanz werden sich neue Verfahren zur Wertstoffriickgewinnung besonders wirkungsvoll und flachendeckend realisieren lassen. 4.2.7 Schlammfaulung auf deutschen Klaranlagen Im Gegensatz zu den rechtlichen Vorgaben, die im Bereich der kommunalen und industriellen Abwasserreinigung die Verantwortlichen zur Durchfiihrung technischer MaBnahmen zwingen, gibt es fiir den Bereich der Klarschlammstabilisierung keine klaren gesetzlichen Vorgaben. Die Betreiber von Klaranlagen folgen im Bereich der Klarschlammbehandlung also der Not, den Klarschlamm ganzjahrig sicher entsorgen zu mussen. Hierbei sind neben der Frage der sicheren Entsorgungsmoglichkeit vor allem auch Fragen zur Redundanz der Entsorgungsmoglichkeiten sowie zu den wirtschaftlichen Konsequenzen oftmals das Motiv zur Wahl einer bestimmten Behandlungstechnik. Als Alternative zur anaeroben Schlammfaulung im Bereich der Klarschlammstabilisierung stehen neben den beschriebenen kombinierten Verfahrenstechniken die simultane aerobe Schlammstabilisierung (gemeinsam

236

4 Verfahrenstechniken ziir Behandkmg von Klarschlamm

mit der Abwasserreinigung durchgefiihrt), die getrennte aerobe Schlammstabilisiemng im mesophilen sowie im thermophilen Temperaturbereich sowie die Entsorgung von Rohschlammen zur Verfiigung. Langlaufig hat sich bei der Auswahl des geeigneten Stabilisierungsverfahrens die Auffassung durchgesetzt, dass fur GroBanlagen die anaerobe Schlammfaulung prinzipiell und ftir kleine bis sehr kleine Klaranlagen die aerobe Schlammstabilisiemng als kostengtinstigste Variante anzusehen ist. Ende der 1990er Jahre wurde anhand einer statistischen Auswertung fur die Bundesrepublik Deutschland festgestellt, wie hoch in der Praxis der Anteil der unterschiedlichen Stabilisierungsverfahren zum Zwecke der Schlammbehandlung ist. Als Datengrundlage wurden die Nachbarschaftslisten der ATV-Landesgruppen ausgewahlt, da sie die in Deutschland vorhandenen Klaranlagen nahezu vollstandig erfassen. Die Landesgruppen Baden-Wtirttemberg, Nord-Ost, Hessen-Rheinland-Pfalz, SachsenThiiringen, Nord und Nordrhein-Westfalen enthalten neben der AnschlussgroBe und den Verfahren zur Abwasserreinigung auch Informationen zur Schlammbehandlung und -stabilisiemng. Bei der Landesgruppe Bayem sind keine Informationen zur Schlammbehandlung enthalten, so dass die Daten bayerischer Klaranlagen bei der Auswertung nicht berucksichtigt wurden. Insgesamt wurden mit dieser Methode die Daten von 5.502 Klaranlagen erfasst. In der Abb. 4.2-47 sind die auf die Klaranlagenanzahl bezogenen Anteile der Schlammstabilisierungsarten ftir verschiedene GroBenklassen dargestellt. Erkennbar ist, dass die kleinen Klaranlagen unterhalb von 5.000 EW mit tiber 3.200 Anlagen den GroBteil der betriebenen Anlagen ausmachen. Bei der Betrachtung der Anteile der Schlammstabilisierungsarten muss darauf hingewiesen werden, dass durch Mehrfachnennungen (z.B. simultane aerobe Stabilisiemng und Faulung) die Summen der Anteile in der Regel oberhalb von 100 % hegen. Die lOO-Prozentmarke entspricht in der Abb. 4.2-47 der in dem jeweihgen Balken dargestellten Anzahl der Klaranlagen, die innerhalb der GroBenklasse erfasst wurde. Der Anteil der getrennten aeroben Stabilisiemng liegt in der GroBenklasse 5.000 bis 10.000 EW bei etwa acht Prozent. Oberhalb und unterhalb dieser GroBenklasse treten jeweils geringere Anteile auf Ab 20.000 EW sinkt der Anteil der Anlagen mit getrennter aerober Stabilisiemng mit steigenden AusbaugroBen immer weiter ab. Insgesamt ist diese Stabilisiemngsart von untergeordneter Bedeutung. Dies ist auch verstandlich, da der verfahrenstechnische Hauptvorteil einer Entseuchung bei den heute praktizierten Entsorgungswegen derzeit nicht mehr gefordert wird. Die simultane aerobe Stabilisiemng wird vorwiegend bei Anlagen mit kleinen AusbaugroBen eingesetzt. Mehr als 20 % der Anlagen unterhalb von 20.000 EW sind mit dieser Verfahrenstechnik ausgestattet. In den folgen-

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

237

den GroBenklassen 20.000 bis 30.000 sowie 30.000 bis 50.000 EW verfugen noch etwa acht Prozent der Anlagen tiber eine gemeinsame aerobe Stabilisierung. Bei noch groBeren Anlagen werden etwa drei Prozent der Anlagen mit simultaner aerober Stabilisierung betrieben. Unerwartet hoch ist der Anteil von immerhin noch ftinf Prozent in der GroBenklasse 500.000 bis 1 Mio. EW. - getrennt aerob

- gemeinsam aerob

I

I

- beheizte Faulung

- ohne Stabilisierung

llllll

- unbeheizte Faulung

100

c (D CO

E E _cu

10-15

15-20

20-30

30-50

50-100

100-500 500-1000

>1000

GroBenklasse [ 1 0 ^ EW]

Abb. 4.2-47. Anteile der Schlammstabilisierungsarten von Klaranlagen unterschiedlicher GroBenklasse in Abhangigkeit der Anlagenanzahl (Dichtl u. Keudel 1998) Den unbeheizten Faulbehaltem wurden auch die Emscherbrunnen zur kalten Ausfaulung von Primarschlamm zugerechnet. Sowohl kleine als auch groBe Anlagen wurden mit unbeheizten Faulbehaltem ausgestattet. Eine ausgepragte Abhangigkeit tiber die AusbaugroBe ist nicht erkennbar. Der maximale Anteil liegt in der GroBenklasse 10.000 bis 15.000 EW bei etwa 11,5 % der Anlagen. Der minimale Anteil ergibt sich zu 5,5 % in der EWGroBenklasse 20.000 bis 30.000. Beheizte Faulbehalter weisen mit steigender AusbaugroBe einen immer groBeren Anteil an den Schlammstabilisierungsarten auf. Ab der GroBenklasse 10.000 bis 15.000 EW ist die beheizte Faulung die am haufigsten vertretene Stabilisierungsart. Die Anteile steigen von 25 % (10.000 bis 15.000 EW) bis auf 79 % (500.000 bis 1 Mio. EW). Bei den GroBanlagen (> 1 Mio. EW) sinkt der Anteil der Anlagen mit beheizter Schlammfaulung auf 33 % ab. Ursache daftir ist die geringe Anzahl der Klaranlagen in dieser Klasse, wobei ein GroBteil der Anlagenbetreiber innerhalb dieser

238

4 Verfahrenstechniken zur Behandlung von Klarschlamm

GroBenklasse keine Angaben zur Art der Schlammstabilisierung gemacht haben. Insgesamt verfugt ein betrachtlicher Teil der Anlagen tiber keine Verfahrenstechnik der Schlammstabilisierung. Mit mehr als 60 % der Anlagen wird diese Beobachtung besonders bei sehr kleinen und bei sehr groBen Klaranlagen deutlich. Ausgehend von kleinen Anlagen sinkt der Anteil von 44 % (5.000 bis 10.000 EW) auf 32 % (15.000 bis 20.000 EW). Ab der GroBenklasse 20.000 bis 30.000 EW sinkt der Anteil der Klaranlagen ohne Schlammstabilisierung mit steigenden AusbaugroBen von 39 % auf etwa zehn Prozent (500.000 bis 1 Mio. EW). Grundsatzlich kann aus dem geschilderten Zusammenhang geschlossen werden, dass die Bedeutung der Schlammstabilisierung bei groBeren Klaranlagen zunimmt. In dieses Bild passen die Daten der GroBanlagen (> 1 Mio.) nicht hinein, was auf die geringe Anlagenanzahl innerhalb der GroBenklasse bzw. die direkte Schlammverbrennung ohne vorhergehende Stabilisierung zunickgefiihrt werden kann. In der Abb. 4.2-48 sind die auf die angeschlossenen Einwohnerwerte bezogenen Anteile der Schlammstabilisierungsarten dargestellt. Im Vergleich der Abb. 4.2-47 und 4.2-48 fallen kaum Unterschiede in der Verteilung der Schlammstabilisierungsarten auf. Die Verteilung der eingesetzten Stabilisierungsverfahren ist innerhalb der gewahlten GroBenklassen nur unwesentlich von der KlaranlagengroBe abhangig, da sich in Abhangigkeit der Anlagenanzahlen und der Einwohnerwerte nahezu identische Verteilungen ergeben. In der kleinsten GroBenklasse (< 5.000 EW) zeigt sich cine geringe Abweichung im Vergleich der Abb. 4.2-47 und 4.2-48. Es ist erkennbar, dass in dieser GroBenklasse der Anteil der Klaranlagenanzahlen ohne Stabilisierung (Abb. 4.2-47) um etwa zehn Prozent hoher liegt als der Anteil der Einwohnerwerte (Abb. 4.2-48), die an Klaranlagen ohne Verfahren zur Stabilisierung angeschlossen sind. Daraus lasst sich ableiten, dass es sich bei diesen Klaranlagen ohne Stabihsierung vorwiegend um Anlagen handelt, deren mittlerer angeschlossener Einwohnerwert geringer ist als die mittlere EinwohneranschlussgroBe innerhalb dieser Klasse. Insgesamt zeigt sich trotz des dominierenden Anteils der Faulung an den Stabilisierungsverfahren, dass ein relevanter Anteil der Klaranlagen derzeit noch keine Stabilisierung vornimmt. Der mit der AnschlussgroBe sinkende Anteil der Schlammfaulung an den Stabilisierungsverfahren lasst erwarten, dass weitere Verbesserungen der Wirtschaftlichkeit der Faulung bei kleineren Anlagen eine weitere Verbreitung des Verfahrens zur Folge haben wird.

4.2 Behandlung kommunaler Schlamme - getrennt aerob

fSSii - gemeinsam aerob

I

I

- ohne Stabilisierung

- beheizte Faulung

239

- unbeheizte Fauiung

100

0

10-15

15-20

20-30

30-50

50-100

100-500 500-1000

>1000

Gr6(ienklasse[10^EW]

Abb. 4.2-48. Anteile der Schlammstabilisierungsarten von Klaranlagen unterschiedlicher GroBenklasse in Abhangigkeit der Einwohnerwerte (Dichtl u. Keudel 1998)

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4.2 Behandlung kommunaler Schlamme

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