Einfluss unterschiedlicher Verfahrenskonzepte auf Substratabbau und Nährstoffverwertung in Membranbelebungsanlagen zur kommunalen Abwasserreinigung Vorgelegt von Dipl.-Ing. Kirsten Kubin aus Braunschweig Von der Fakultät III – Prozesswissenschaften der Technischen Universität Berlin zur Erlangung des akademischen Grades Doktor der Ingenieurwissenschaften – Dr.-Ing. - Promotionsausschuss: Vorsitzender: Professor Dr. rer. nat. U. Szewzyk Berichter: Professor Dr.-Ing. M. Kraume Berichter: Professor Dr.-Ing. P. Cornel Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 06. Februar 2004 Berlin 2004 D 83
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Einfluss unterschiedlicher Verfahrenskonzepte auf
Substratabbau und Nährstoffverwertung in
Membranbelebungsanlagen zur kommunalen
Abwasserreinigung
Vorgelegt von
Dipl.-Ing. Kirsten Kubin
aus Braunschweig
Von der Fakultät III – Prozesswissenschaften
der Technischen Universität Berlin
zur Erlangung des akademischen Grades
Doktor der Ingenieurwissenschaften
– Dr.-Ing. -
Promotionsausschuss:
Vorsitzender: Professor Dr. rer. nat. U. Szewzyk
Berichter: Professor Dr.-Ing. M. Kraume
Berichter: Professor Dr.-Ing. P. Cornel
Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 06. Februar 2004
Berlin 2004
D 83
Danksagung
Die Anfertigung einer solchen Arbeit ist ohne die Unterstützung der Betreuer, Kollegen,
Diplomanten, Freunden und Familie nicht möglich. Ihnen allen gilt mein herzlichster
Dank!
Besonders danken möchte ich:
� Herrn Professor Kraume dafür, dass er mich an das Institut geholt hat und während
der gesamten Zeit jederzeit für Probleme und Problemchen ansprechbar war. Die
Diskussionen und Anregungen haben zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen.
� Herrn Professor Cornel für die Tätigkeit als Gutachter sowie Herrn Professor
Szewzyk für die Übernahme des Amtes des Vorsitzenden.
� Herrn Professor Dorau und Herrn Rasim für die freundliche Unterstützung und
Hilfsbereitschaft während meiner Arbeit auf dem Versuchsgelände in Marienfelde.
� Meinen studentischen Hilfskräften Christian Adam, Jan Peter Meyer und Sarah
Glücklich. Ohne sie wäre die Arbeit nicht möglich gewesen!
� Allen Kolleginnen und Kollegen am Institut für Verfahrenstechnik, die jederzeit
ansprechbar waren. Insbesondere gilt mein Dank Sandra Rosenberger und
Christian Adam für die fachlichen Anregungen und Diskussionen.
� Ansgar Bambinek für die sprachliche Überarbeitung der Dissertation.
� Überhaupt allen Freunden und Freundinnen, die mich in der Zeit unterstützt und
zum Teil auch ertragen haben.
� Karin Salemann für die liebevolle Betreuung unserer Tochter Fiona während der
gesamten Zeit!
� „Schwiegervater“ Bernd und meiner Mutter, die ich ständig und spontan in Anspruch
nehmen konnte und Uli, der das akzeptiert hat.
� Und natürlich ganz besonders auch meinem „Mann“ Karsten, der trotz allem Stress
da war und noch da ist und Fiona und Mika, die alles ganz prima mitgemacht
haben!
I
INHALTSVERZEICHNIS
1 Einleitung 1
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung 3
2.1 Der Begriff „Abwasser“ 3
2.2 Zusammensetzung und Menge kommunalen Abwassers 4
2.3 Biologie der Abbauvorgänge 6
2.3.1 Elimination von organischer Substanz 9
Oxidation organischer Substanz 9
Adsorption und zellinterne Speicherung organischer Stoffe 9
2.3.2 Elimination von Stickstoff 11
Biologische Stickstofffixierung 12
Biologische Umwandlung von Stickstoffverbindungen 12
� Kombination der autotrophen Nitrifikation und heterotrophen Denitrifikation 12
YH Ertragskoeffizient der heterotrophen Bakterien [kg/kg]
Yx/s Zellertragskoeffizient [kg/kg]
Griechische Formelzeichen
τ Schubspannung [Pa]
τ0 Fließgrenze [Pa]
µ Wachstumsrate [1/d]
µmax. maximale Wachstumsrate [1/d]
ηD Wirkungsgrad der Nitrat-Elimination [-]
ηS Scheinbare Viskosität [Pa·s]
1 Einleitung
1
1 Einleitung
Wasser ist ein unentbehrlicher Grundstoff aller Lebewesen. Der Bedarf an Trinkwasser
sowie an Betriebswasser für die Industrie steigt ständig an. Für die Trinkwasserversorgung
muss in zunehmendem Maße auch Oberflächenwasser (Flüsse, Seen und
Trinkwassertalsperren) für die Wasserversorgung herangezogen werden, da das Grund- und
Quellwasser nicht mehr ausreicht. Abwasserreinigungsverfahren haben die Aufgabe,
Schäden durch Abwassereinleitungen in den Gewässern zu vermeiden bzw. zu vermindern.
Der konventionellen Abwasserreinigung gelingt es immer weniger, den steigenden
Anforderungen des Gewässer- und Gesundheitsschutzes gerecht zu werden. Ein
Schwachpunkt der konventionellen Technik ist die Abtrennung des Belebtschlammes vom
gereinigten Wasser mittels Sedimentation. Es kann keine Entfernung von Krankheitserregern
garantiert werden, weiterhin ist eine Kläranlage mit einer Sedimentationsstufe als
Nachklärung anfällig gegenüber hydraulischen Schwankungen. Eine natürliche Veränderung
der Zusammensetzung des Schlammes und eine unkontrollierte Denitrifikation in der
Sedimentationsstufe kann zur Blähschlammbildung und zum Schlammauftrieb in der
Nachklärung führen und eine verminderte Ablaufqualität zur Folge haben. Diese
Leistungseinschränkungen der konventionellen Technik können durch den Einsatz einer
Membrantrennstufe in Kombination mit dem Belebtschlammverfahren umgangen werden.
Innerhalb der letzten Jahre hat die Bedeutung von Membranbelebungsreaktoren (MBR) in
der kommunalen und häuslichen Abwasserreinigung stark zugenommen und stellt
zunehmend eine Alternative gegenüber der konventionellen Abwasserbehandlung dar (Melin
et al. 2001, Engelhardt et al. 2001, van Dijk 2001, Wozniak 2001, Stein et al. 2001).
Als weitere Vorteile sind hier der verminderte Platzbedarf durch den Wegfall der Nachklärung
und eine sehr gute Reinigungsleistung zu nennen. Durch die geringe Porenweite der
Membran wird praktisch ein vollständiger Rückhalt der Biomasse gewährleistet, sogar Viren
können im Belebungsbecken zurückgehalten werden. Durch die Möglichkeit der hohen
Aufkonzentrierung der Biomasse im Belebungsbecken können Membranreaktoren mit sehr
hohen Trockensubstanzkonzentrationen betrieben werden. Hierdurch ergibt sich prinzipiell
der Vorteil einer hohen volumenbezogenen Abbauleistung oder aber einer Verminderung
des Klärschlammanfalls, je nach dem, welche Ziele durch den Einsatz eines
Membranbioreaktors erzielt werden sollen (Rosenberger et al. 2000).
Nachteilig wirkt sich eine steigende Viskosität mit steigendem Trockensubstanzgehalt aus,
da eine Zunahme der Viskosität zu einer Verschlechterung des Sauerstoffeintrags führt. Als
weitere Nachteile des Membrantrennverfahrens sind höhere Investitions- und Betriebskosten
zu nennen, wobei es durch die Entwicklung neuer Membranen und Module in den letzten
1 Einleitung 2
Jahren gelungen ist, die Kosten bereits deutlich zu senken (Melin et al. 2001, Wagner 2000,
Rautenbach et al. 1998).
Für künftige Realisierungen von Membrantrennverfahren in der kommunalen
Abwasserreinigung ist die nähere Untersuchung der grundlegenden Prozesse einer
Membranbiologie notwendig. Auf der Basis eines tieferen Verständnisses für die Vorgänge in
einer Anlage mit hoher Zelldichte können Auslegungsansätze verifiziert und optimiert
werden, wodurch ein effizienter und damit wirtschaftlicherer Anlagenbetrieb möglich wird.
Ausgehend von den in dieser Arbeit vorangestellten theoretischen Grundlagen allgemein zur
biologischen Abwasserreinigung (Kapitel 2) und zu den Verfahren der biologischen aeroben
Behandlung von Abwässern einschließlich der Membrantechnik (Kapitel 3) wird in Kapitel 4
die Zielsetzung der Arbeit formuliert. Anschließend werden die Anlagen, an denen die
Untersuchungen durchgeführt wurden, näher beschrieben und die Versuchsdurchführungen
sowie Methoden erläutert (Kapitel 5). Die im Vorausgegangenen dargestellten Grundlagen
sollen eine Basis für die Auswertung der praktischen Untersuchungsergebnisse (Kapitel 6)
bilden. Nachdem in Kapitel 7 die Schlussfolgerungen aus der Arbeit gezogen werden und ein
Ausblick auf den weiteren Forschungsbedarf gegeben wird, werden in Kapitel 8 die
wichtigsten Erkenntnisse der vorliegenden Arbeit zusammengefasst.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
3
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
2.1 Der Begriff „Abwasser“
Unter Abwasser versteht man nach der Definition in der DIN 4045 „Durch Gebrauch
verändertes abfließendes Wasser und jedes in die Kanalisation gelangende Wasser“. An
Hand dieser Definition wird deutlich, wie weit gefasst dieser Begriff „Abwasser“ ist und das
eine genauere Klassifizierung der Abwasserarten notwendig ist, abhängig davon, woraus die
Verschmutzung resultiert. Nur so kann ein für das spezielle Abwasser geeignetes
Reinigungskonzept ausgewählt werden.
Zunächst kann zwischen industriellem Abwasser und kommunalem Abwasser unterschieden
werden. Industrielles Abwasser fällt in Industriebetrieben im Zusammenhang mit den
Produktionsprozessen an. Entsprechend der Vielzahl industrieller Produktionsverfahren
existiert auch eine große Zahl unterschiedlich zusammengesetzter industrieller
Abwasserarten. Für die spezielle Behandlung industriellen Abwassers wird auf die
Fachliteratur verwiesen (ATV-Handbuch 1999, Pöppinghaus et al. 1994, Rüffer et al. 1991).
Kommunales Abwasser setzt sich wiederum aus häuslichem Abwasser (Abflüsse aus
Haushalten, Büros und kleingewerblichen Betrieben), gewerblichem Abwasser (aus
Gewerbe- und Industriebetrieben) und Fremdwasser infolge des Eindringens von Sicker- und
Grundwasser zusammen (Abbildung 2-1).
50%
36%
14%
industrielles undgewerbliches Abwasser
häusliches Abwasser
Fremdwasser
Abbildung 2-1: Zusammensetzung kommunalen Abwassers (Pöppinghaus et al. 1994)
Auch bei dieser groben Unterteilung wird deutlich, dass allein durch eine begriffliche
Definition ein Abwasser nicht charakterisiert werden kann, da es neben der Herkunft noch
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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von einer Vielzahl weiterer Faktoren wie z.B. Tageszeit, Jahreszeit oder Wetter abhängig ist.
Auch die Sammlung des Abwassers spielt eine Rolle. In einer Mischkanalisation wird
Schmutz- und Niederschlagswasser in einer Leitung abgeleitet, eine Trennkanalisation leitet
Schmutz- und Niederschlagswasser getrennt ab. Beim Mischverfahren stellt
Niederschlagswasser einen der wichtigsten Bestandteile dar und dementsprechend ist die
Menge entscheidend für eine Dimensionierung der Kläranlage (Pöppinghaus et al. 1994).
Die Abwasserinhaltsstoffe können mit Blickpunkt auf ihre Wirkungen im Vorfluter in vier
Gruppen eingeteilt werden:
- Zehrstoffe (Substrat): diese belasten den Sauerstoffgehalt eines Gewässers, indem sie
den biochemischen Sauerstoffbedarf vergrößern,
- Nährstoffe: enthalten Stickstoff und/oder Phosphor, diese verursachen die Eutrophierung
stehender oder langsam fließender Gewässer,
- Giftstoffe oder gesundheitsschädliche Stoffe: diese wirken auf die Mikroorganismen des
Abwassers hemmend und toxisch auf die Lebewesen im Gewässer sowie
gegebenenfalls auf den Menschen,
- Störstoffe: diese Stoffe wirken in verschiedener Weise störend, ohne dass sie den
oberen drei Gruppen zugeordnet werden könnten.
Ziel der Abwasserreinigung ist es nun, diese Stoffe möglichst weitgehend aus dem Wasser
zu eliminieren, um so den Vorfluter zu entlasten.
2.2 Zusammensetzung und Menge kommunalen Abwassers
Die anfallende Menge kommunalen Abwassers ist stündlichen, täglichen und jährlichen
Schwankungen unterworfen. Die Tagesganglinie zeigt ein Minimum in der Nacht und ein
Maximum in den Morgenstunden. Regenereignisse überlagern diese Ganglinie. Frimmel
(1999) gibt eine auf einen Einwohner entfallende Abwassermenge mit 200 L/d an, wobei
dieser Wert bedingt ist durch einen Fremdwasseranteil. Der Frischwasserbezug wird mit 150
L/d abgeschätzt. Nach Höll (2002) liegt der derzeitige Wasserbedarf aufgrund von
Wassersparmaßnahmen bei ca. 130 L/d pro Einwohner, wobei sich durch diese
Wassereinsparung lediglich die anfallende Wassermenge reduziert, die Konzentrationen der
Abwasserinhaltsstoffe erhöhen sich. Bei Bemessungen der Abwassermenge wird
üblicherweise von mindestens 150 L/(E·d) ausgegangen (Pöppinghaus et al. 1994).
Kommunales Abwasser stellt ein Vielstoffgemisch dar, dessen Hauptbestandteil mit ca.
99,9 % Wasser ist (ATV Handbuch 1997 b). Die weitere Zusammensetzung ist stark von der
Tages- und Jahreszeit sowie von den jeweiligen Haushalten bzw. zuleitenden Betrieben
abhängig. Die exakte chemische Zusammensetzung kommunaler Abwässer ist aufwendig zu
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
5
bestimmen. Um die Verschmutzung eines Abwassers beurteilen zu können wurden
Summenmessgrößen eingeführt. Ein kommunales Abwasser ist damit durch die Angabe der
in Tabelle 2-1 aufgeführten Parameter genau genug charakterisiert.
Tabelle 2-1: Wichtige Parameter zur Kennzeichnung der Verschmutzung eines Abwassers
Parameter Symbol Einheit Verfahrenskennzeichen, Definition
absetzbare ungelöste Stoffe mg/L DIN 38 409 –H9; H10
abfiltrierbare Stoffe mg/L DIN 38 409 –H2
Biochemischer Sauerstoffbedarf BSB mg O2/L DIN 38 409 –H51Sauerstoffmenge, welche durch mikrobielleStoffwechselprozesse beim Abbau derSchmutzstoffe bei +20°C verbraucht wird
Chemischer Sauerstoffbedarf CSB mg O2/L DIN 38 409 –H41; H43
gelöster org. geb. Kohlenstoff DOC mg/L DIN 38 409 –H3
Organischer Stickstoff Norg. mg/L Differenz von TKN und NH4-N
Anorganischer Stickstoff Nanorg. mg/L Summe aus NH4-N, NO2-N, NO3-N
Gesamtstickstoff TN; Nges. mg/L DIN 38 409 –H27
Kjeldahl-Stickstoff TKN DIN 38 409 –H11Summe aus organischem Stickstoff undAmmonium-Stickstoff
Ammonium NH4 mg/L DIN 38 406 –E5
Nitrit NO2 mg/L DIN 38 405 –D10
Nitrat NO3 mg/L DIN 38 405 –D9
Gesamt-Phosphor Pges. mg/L DIN 38 405 –D11
Weitere Inhaltsstoffe sind Tenside, Schwermetalle, hochchlorierte organische Verbindungen,
adsorbierbare bzw. extrahierte organisch gebundene Halogene (AOX, EOX) sowie
unterschiedliche Salze (z. B. Chloride, Sulfate).
Um nun den Abwasseranfall eines Industriebetriebes zu dem einer Kommune oder eines
anderen Industriebetriebes in Beziehung zu setzen, wurde der Begriff Einwohnergleichwert
(EGW) eingeführt. Dieser ermittelt sich aus der BSB5- Fracht des Betriebes bezogen auf die
mittlere tägliche BSB5- Fracht eines Einwohners von 60 g BSB5 pro Tag:
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
6
)dE/(BSBg
d/FrachtBSBgEGW
⋅−=
5
5
60(2-1)
Weiterhin sind noch andere Bewertungsmaßstäbe gebräuchlich. Um eine Aussage über die
Zusammensetzung eines Abwassers bezüglich leicht abbaubarer und persistenter
Substanzen treffen zu können, wird das Verhältnis CSB zu BSB5 herangezogen. Wenn der
CSB-Wert wesentlich höher ist als der BSB5-Wert ist dies ein Zeichen dafür, dass das
Abwasser einen großen Teil an nicht abbaubaren Substanzen enthält. Bever et al. (1993)
geben als üblichen Wert für das Verhältnis CSB/BSB5 1,7 an, im ATV-Handbuch (1997 a)
wird für kommunales Rohabwasser CSB/BSB5 = 2 angegeben.
Die Abwasserzusammensetzung ist neben der Abwassertemperatur und -menge maßgeblich
für die Bemessung von Abwasserbehandlungsanlagen. Zur Auslegung werden Daten der
einwohnerspezifischen Frachten bezüglich BSB, CSB, Phosphor und Stickstoff sowie der
abfiltrierbaren Stoffe vom Zulauf zur biologischen Stufe benötigt. Liegen hierzu keine Daten
vor, werden im Arbeitsblatt ATV-DVWK-A 131 (2000) zur Abschätzung die in Tabelle 2-2
angegebenen Frachten vorgeschlagen.
Tabelle 2-2: Einwohnerspezifische Frachten nach ATV-DVWK-A 131
Parameter häusliches Abwasser/ Rohabwasser
[g/(E·d)]
BSB5 60
CSB 120
abfiltrierbare Stoffe (TS0) 70
TKN 11
P 2,5
2.3 Biologie der Abbauvorgänge
Die eigentliche Reinigungsleistung erfolgt hauptsächlich durch die Stoffwechseltätigkeit von
Bakterien. Somit können auf biologischem Wege nur solche Substanzen aus dem Abwasser
entfernt werden, welche Nährstoff- bzw. Zehrstoffcharakter haben. Der Abbau dient den
Organismen entweder zum Aufbau körpereigener Substanz oder zur Energiegewinnung.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
7
Die meisten Bakterien, die für die biologische Abwasserreinigung nutzbar gemacht werden
können, werden der Gruppe der chemotrophen Bakterien zugeordnet. Im Gegensatz zu den
phototrophen Bakterien, welche als Energiequelle Strahlungsenergie nutzen, bedienen sich
die chemotrophen Bakterien, chemischer Energie (aus chemischen Reaktionen) zur
Aufrechterhaltung der Lebensfähigkeit. Wird die chemische Energie nun aus der Oxidation
anorganischer Substanzen gewonnen, handelt es sich hierbei um Lithotrophie, die Oxidation
organischer Substanzen wird Organotrophie bezeichnet. Bei der Oxidation werden
Elektronen von den Substanzen abgespalten (Elektronendonatoren) und auf andere
übertragen (Elektronenakzeptoren). Elektronenakzeptor ist im Falle der aeroben Atmung
Sauerstoff, fakultative Anaerobier bevorzugen eine aerobe Lebensweise, können aber auf
eine anaerobe Lebensweise umschalten und nutzen dann statt Sauerstoff Nitrit oder Nitrat
als Elektronenakzeptor.
Ein weiteres Unterscheidungskriterium ist die Kohlenstoffquelle, auf welche die Bakterien für
den Aufbau körpereigener Substanz zurückgreifen. Heterotrophe Bakterien verwenden
organische, autotrophe Bakterien anorganische Komponenten als Baustoffe zur
Zellsynthese. Einen Überblick über die Klassifikation der in biologischen
Abwasserreinigungssystemen vorkommenden Mikroorganismen zeigt Tabelle 2-3 (nach
Rheinheimer et al. 1989).
Tabelle 2-3: Klassifikation der Mikroorganismen in biologischen Abwasserreinigungssystemen (nachRheinheimer et al. 1989)
Organismen-gruppe
C-Quelle Elektronen-donator
Elektronen-akzeptor
Produktedes
Abbaustoff-wechsels
Tätigkeitsmerkmale
O2 CO2, NH4 aerobe Bakterien
NO3- NO2
- Nitratreduzierer
NO3-, NO2
- N2 Denitrifikanten
Primär-abbauer
org. C(gelöst) org. C
org. C org. C anaerobe Bakterien chem
o-or
gano
-he
tero
trop
phe
Bak
terie
n
Sekundär-abbauer
organ. C(partikulär) organ. C O2 CO2, NH4
Ciliaten, niedereMetazoen
CO2 NH4+ O2 NO2
- Ammoniakoxidierer
Nitrifikanten
CO2 NO2- O2 NO3
- Nitritoxidierer chem
o-lit
ho-
auto
trop
phe
Bak
terie
n
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
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Wie aus Tabelle 2-3 ersichtlich, sind auch Protozoen und niedere Metazoen in der
Abwasserreinigung vorzufinden. Diese Organismengruppe verwendet als Nahrung nicht
gelöste, sondern partikuläre organische Substanzen, somit auch Bakterien und tragen zu
einer Reduzierung der Bakterienmasse bei. Je günstiger die Bedingungen für die Bakterien
sind, d.h. je besser die Versorgung der Bakterien mit den für sie unmittelbar verwertbaren
Substraten ist, um so günstiger sind ihre Möglichkeiten, sich gegen die natürlichen Feinde
zahlenmäßig zu behaupten. Welchen direkten Beitrag die Protozoen zur biologischen
Abwasserreinigung leisten, ist noch nicht vollständig geklärt. Da sich Protozoen
hauptsächlich von frei suspendierten Einzelzellen ernähren, tragen sie u. a. zur Elimination
pathogener Keime bei und vermindern die Trübung des Wassers (Güde 1996).
Untersuchungen zeigten, dass die Protozoen vor allem indirekt zur biologischen
Abwasserreinigung beitragen, da sie durch die Fresstätigkeit die Stoffumsätze als auch die
Zusammensetzung der Bakterienpopulation beeinflussen (Güde 1996).
Um in der Abwasserreinigung ein Substrat auf biologischem Wege zu einem bestimmten
Endprodukt umzuwandeln, sind viele einzelne Abbauschritte nötig, an denen jeweils Enzyme
beteiligt sind. Somit ist ein Stoff dann biologisch abbaubar, wenn im System alle
erforderlichen Enzyme in ausreichender Konzentration vorhanden sind oder gebildet werden
können. Hieraus ergibt sich eine Einteilung der Abwasserinhaltsstoffe. Zu unterscheiden ist
zwischen „gut abbaubaren“, „schwer abbaubaren“ und „biologisch nicht abbaubaren“
Substanzen je nach Grad der Verfügbarkeit der notwendigen Enzyme. Leicht abbaubare
Substanzen werden auch bei kurzen Kontaktzeiten mineralisiert. Für schwer abbaubare
Substanzen ist eine längere Kontaktzeit notwendig, da die notwendigen Enzyme nicht in
ausreichender Konzentration vorhanden sind bzw. erst produziert werden müssen, der
Abbau allgemein sehr langsam erfolgt oder auch eine Hemmung der Enzymaktivität vorliegt,
solange leicht abbaubare Substanzen vorhanden sind.
Bevor die biologischen Abbauprozesse von Abwasserinhaltsstoffen durch Mikroorganismen
überhaupt einsetzen können, sind rein physikalische Transportvorgänge wie Konvektion und
Diffusion notwendig, um einen Kontakt zwischen Bakterie und Nährstoffmolekül herzustellen.
Der weitere Abbau erfolgt über eine Reihe von Reaktionen, welche in Adsorptions-,
Resorptions- und Assimilations- bzw. Dissimilationsprozesse unterteilt werden können.
Zunächst erfolgt eine adsorptive Anlagerung der Schmutzstoffe an die Bakterienoberfläche
bzw. an die Oberfläche der Flocken des belebten Schlammes. Die sich anschließende
enzymatische Resorption kleinerer Moleküle in die Zelle ist Voraussetzung für die
Dissimilations- bzw. Assimilationsprozesse innerhalb der Zelle zur Energiegewinnung und
zum Aufbau neuer Zellsubstanz. Die Adsorption der Schmutzstoffe ist ein rein physikalischer
Vorgang. Somit können auf diese Weise auch nicht abbaubare Stoffe gebunden und mit dem
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
9
belebten Schlamm entfernt werden. Da die Adsorptionskapazität der Flocken allerdings
begrenzt ist, können durch diesen Mechanismus nur begrenzte Mengen dieser Stoffe
eliminiert werden (Bever et al. 1993).
2.3.1 Elimination von organischer Substanz
Oxidation organischer Substanz
Bakterien weisen eine große Vielzahl an Stoffwechselwegen zum Abbau organischer Stoffe
auf, so dass praktisch alle in der Natur vorkommenden Substanzen, aber auch viele
synthetische Substanzen, unter geeigneten Bedingungen abgebaut werden können.
Die Vielzahl der organischen Stoffe kann in die drei Gruppen Kohlenhydrate, Fette und
Eiweiße unterteilt werden. Diese Stoffe werden im aeroben Milieu oxidiert, d.h. unter
Mitwirkung von Sauerstoff bis zu energiearmen Endprodukten CO2 und H2O umgewandelt.
Diese Aufgabe übernehmen die chemoorganotrophen Bakterien. Durch die Umwandlung des
Kohlenstoffes wird Energie gewonnen, welche für den Aufbau neuer Zellmasse benötigt wird.
Es wird davon ausgegangen, dass 50 % der Kohlenstoffverbindungen zur Energiegewinnung
im Energiestoffwechsel (Katabolismus) oxidiert werden, 50 % werden im Baustoffwechsel
(Anabolismus) assimiliert. Die Entfernung der Kohlenstoffverbindungen erfolgt somit über die
Gasphase in Form von CO2 oder durch die Abtrennung der gebildeten Biomasse.
Die durchschnittliche Zusammensetzung der organischen Inhaltsstoffe eines kommunalen
Abwassers kann nach Henze (1995) mit C18H19O9N angenommen werden. Die vollständige
Oxidation läßt sich durch folgende chemische Reaktionsgleichung angeben:
C18H19O9N + 17,5 O2 + H+� 18 CO2 + 8 H2O + NH4
+ (2-2)
Um die umgesetzte Menge an organischen Inhaltsstoffen zu quantifizieren, kann der
Sauerstoffverbrauch oder die Kohlendioxidproduktion gemessen werden. Für die
mikrobiologische Umsetzung von 1 g organischer Inhaltsstoffe werden somit rechnerisch
1,42 g Sauerstoff benötigt. Andererseits werden 2,02 g CO2 produziert.
Adsorption und zellinterne Speicherung organischer Stoffe
Wie bereits erläutert setzt ein biologischer Abbau von Abwasserinhaltsstoffen eine
Adsorption des Stoffes an der Bakterien- bzw. Flockenoberfläche des belebten Schlammes
voraus. Durch die Entfernung mit dem Überschussschlamm kann somit ein Teil der
organischen (auch nicht abbaubaren) Substanz eliminiert werden. Fujie et al. (1997)
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
10
untersuchten diese sogenannte Biosorption und deren Bedeutung und Einfluss auf die
Reinigungsleistung einer Abwasserreinigungsanlage und konnten feststellen, dass der
Prozess der Biosorption sich positiv auswirkt, da so Konzentrationsschwankungen im
Kläranlagenzulauf abgefangen werden konnten. Die Biosorption wird als ein sehr schneller
Prozess beschrieben und kann innerhalb von einigen Minuten ablaufen. Guellil et al. (2001)
untersuchten die Biosorption von organischer Substanz an belebtem Schlamm einer
kommunalen Kläranlage. Es konnte gezeigt werden, dass die Adsorption von 45 % der nicht
absetzbaren organischen Substanz (d.h. gelöste und kolloidale Substanz) bereits nach sehr
kurzer Kontaktzeit von wenigen Minuten abgeschlossen ist. Die Rate betrug 14 mg CSB/(g
TS·min). Die Adsorption des Anteils der gelösten organischen Substanz kann als irreversibel
betrachtet werden, da diese in das Flockeninnere transportiert wird. Die kolloidal vorliegende
Substanz wird allein an der Flockenoberfläche adsorbiert und kann unter Umständen auch
wieder desorbiert werden. Die Untersuchungen brachten weiterhin die Erkenntnis, dass im
Vergleich zu der Adsorption von kolloidal vorliegender organischer Substanz die Adsorption
von gelöster Substanz der langsamere Teilschritt ist, da die Diffusion in die Flockenmatrix
der limitierende Schritt ist.
Majone et al. (1998) konnten anhand von Batch-Tests nachweisen, dass belebter Schlamm
auf Belastungsspitzen durch eine schnellen Elimination organischer Substanz (90 – 100 mg
CSB/(g CSB·h)) und zellinterne Speicherung (35 – 40 mg CSB/(g CSB·h)) reagiert, wobei
der Vorgang unter aeroben Verhältnissen unwesentlich schneller abläuft.
Guellil et al. (2001) geben einen Wert von 40 – 100 mg CSB/g TS für die
Biosorptionskapazität für belebten Schlamm an. Pujol und Canler (1992) kamen zu dem
Ergebnis, dass das Schlammalter keinen wesentlichen Einfluss auf die Biosorption ausübt,
jedoch ist der Schlammvolumenindex von Bedeutung. Bei einem Schlammvolumenindex
größer als 150 ml/g konnte mehr als 30 mg CSB / g TS adsorbiert werden, niedrigere
Schlammvolumenindices führten zu einer Biosorption zwischen 15 und 20 mg CSB / g TS.
Neben dieser rein adsorptiven Entfernung und der erwähnten Oxidation von
Kohlenstoffverbindungen durch Mikroorganismen haben Mikroorganismen die Möglichkeit,
Kohlenstoffverbindungen bei einem Überangebot zellintern zu speichern. Nach
Grundlagenuntersuchungen von Daigger und Grady (1982) haben Mikroorganismen zwei
Möglichkeiten, auf einen Wechsel in der Qualität der Nährstoffversorgung zu reagieren.
Einmal kann die Wachstumsrate angepasst werden („growth response“), andererseits kann
Substrat gespeichert werden („storage response“), wobei der Vorgang der Speicherung der
schnellere ist, da weniger physiologische Adaption notwendig ist. Das Substrat wird dabei
innerhalb der Zelle in Form von Reservestoffen (Polymere) gespeichert. Ein wichtiger
Unterschied der beiden Prozesse ist die umgesetzte Menge an Substrat. Diese so genannte
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
11
Umsatzrate bei einer angepassten Wachstumsrate ist signifikant höher als bei einer
zellinternen Speicherung des überschüssigen Substrates. Untersuchungen von Majone et al.
(1998) führten zu dem Ergebnis, dass die Speicherung von Kohlenstoff den
Mikroorganismen eine Möglichkeit bietet, einen Engpass in der Kohlenstoffversorgung
infolge stark schwankender Zulaufkonzentrationen bzw. eines diskontinuierlichen Zulaufes
zu überbrücken. Die beobachtete Speicherungsrate war unter aeroben Bedingungen leicht
höher als unter anoxischen Bedingungen. Nach Ansicht der Autoren spielt die Fähigkeit zur
zellinternen Speicherung eine wichtige Rolle für die Konstruktion und den Betrieb von
Prozessen zur Kohlenstoff- und Stickstoffelimination (siehe hierzu auch Kapitel 3.1.1), da auf
die adsorbierten Kohlenstoffverbindungen bei einsetzender Kohlenstofflimitierung
zurückgegriffen werden kann.
2.3.2 Elimination von Stickstoff
Die Stickstoffentfernung aus dem Abwasser hat in den letzten Jahren stark an Bedeutung
gewonnen, da einerseits eine ungewollte Umsetzung der Verbindungen in der Kläranlage zu
Störungen führen kann. Im Belebungsbecken wird zusätzlich Sauerstoff benötigt, im
Nachklärbecken kann es durch Denitrifikation zum Auftreiben des belebten Schlammes
kommen. Andererseits wird der Sauerstoffgehalt des Vorfluters durch die sich dem Einleiten
von Stickstoffverbindungen anschließenden Umsetzungsvorgängen stark reduziert, es kann
zur Eutrophierung des Gewässers, zum Fischsterben und zu einer Belastung des
Trinkwassers durch erhöhte Nitratkonzentrationen führen.
Stickstoffverbindungen sind mengenmäßig nach den Kohlenstoffverbindungen die wichtigste
Komponente im Abwasser, wobei Stickstoff in unterschiedlichster Form vorliegen kann. Im
Rohabwasser liegt Stickstoff meist in Form von organischem Stickstoff oder Harnstoff vor.
Bereits in der Kanalisation setzen erste Abbauprozesse ein. So wird Harnstoff zu Ammonium
und Kohlendioxid zersetzt, organische Stickstoffverbindungen werden von Bakterien zum
Teil hydrolysiert und so ebenfalls zu Ammonium zersetzt. Somit liegt bereits im Zulauf von
Kläranlagen Stickstoff in verschiedenen organischen Verbindungen, aber größtenteils als
Ammonium vor. Durch Eindringen von Fremdwasser in die Kanalisation und durch
Industrieeinleitungen kann oxidierter Stickstoff (Nitrit, Nitrat) in das Abwasser gelangen,
diese Stoffe sind aber meist nur in Spuren vorhanden.
Stickstoffverbindungen können entweder durch eine biologische Fixierung aus dem Wasser
entfernt werden oder aber durch die gezielte Anwendung von biologischen Prozessen in
gasförmige Produkte umgewandelt werden.
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
12
Biologische Stickstofffixierung
Da Bakterien etwa zu 12 % aus Stickstoff bestehen (Bever et al 1993), kann Stickstoff bei
der Bildung von Biomasse aus der flüssigen Phase eliminiert werden. Der Wirkungsgrad
dieser N-Fixierung ist abhängig vom Verhältnis des metabolisierbaren organischen
Kohlenstoffs zu Stickstoff. In kommunalen Abwässern ist der Stickstoffgehalt sehr hoch,
deshalb werden in der Praxis daher in Abhängigkeit vom Schlammabzug nur bis zu 20 %
(Hartmann 1992) bzw. 25 – 30 % (Mudrack et al. 1994) des Stickstoffs in bakterieller Form
eliminiert und mit dem Überschussschlamm abgezogen.
Biologische Umwandlung von Stickstoffverbindungen
Ein überwiegender Teil der eingesetzten Verfahren zur Stickstoffelimination beruht auf dem
konventionellen zweistufigen Abbauweg der autotrophen Nitrifikation und der heterotrophen
Denitrifikation. In der letzten Zeit wurde aber verstärkt über Beobachtungen einer örtlich und
zum Teil auch zeitlich simultan ablaufenden Nitrifikation und Denitrifikation berichtet
(Robertson et al. 1988, Patureau et al. 1997; Sen et al. 1998, Collivignarelli et al. 1999,
Pochana et al. 1999). Diese sowie weitere Prozesse werden im Folgenden näher erläutert.
� Kombination der autotrophen Nitrifikation und heterotrophen Denitrifikation
Unter autotropher Nitrifikation ist eine zweistufige Oxidation von Ammonium zu Nitrat durch
autotrophe Bakterien zu verstehen. Zunächst wird durch Ammonium-oxidierende Bakterien
(AOB) Ammonium zu Nitrit umgewandelt. In einem weiteren Schritt wandeln Nitrit-
oxidierende (NOB) Bakterien Nitrit zu Nitrat. Im Energiestoffwechsel werden in beiden Fällen
anorganische Verbindungen oxidiert. Vereinfacht kann für die beiden Oxidationsschritte
folgende Gleichung angenommen werden:
NH4+ + 1,5 O2 � NO2
-+ H2O + 2 H+ (durch AOB) (2-3a)
NO2- + 0,5 O2 � NO3
- (durch NOB) (2-3b)
NH4+ + 2 O2 � NO3
- + H2O + 2 H+ (2-4)
Für 1 g Stickstoff werden 4,57 g Sauerstoff benötigt. Zu beachten ist weiterhin, dass pro Mol
oxidierten Ammoniums 2 Mol Wasserstoffionen H+ freigesetzt werden, welche bei geringem
Puffervermögen eine Absenkung des pH-Wertes bewirken können. Der optimale Bereich für
die Nitrifikation liegt zwischen pH 7,5 und 8,5 (Bever et al. 1993), Henze et al. (1995) und
Halling-Soerensen (1993) geben einen Bereich zwischen pH 8 und 9 an. Anthonisen et al.
(1976) hat die unterschiedlichen Hemmwirkungen auf die an den Teilschritten der
2 Grundlagen der biologischen Abwasserreinigung
13
Nitrifikation beteiligten Organismen untersucht und kommt zu dem Schluss, dass bei der
Reinigung kommunalen Abwassers Hemmwirkungen fast auszuschließen sind, solange der
pH-Wert zwischen 6 und 7 gehalten wird. Zu beachten ist, dass der pH-Wert in den Flocken
des belebten Schlammes oder in Biofilmen oft niedriger ist als in der flüssigen Phase.
Die im Energiestoffwechsel gewonnene Energie kann nun dem Baustoffwechsel zugute
kommen. Wird von einer angenommenen Zusammensetzung der an der Nitrifikation
beteiligten Organismen von C5H7NO2 ausgegangen, kann das Zellwachstum der Nitrifikanten
folgendermaßen dargestellt werden (Halling-Soerensen 1993, Henze 1995):
15 CO2 + 13 NH4+
� 10 NO2-+ 3 C5H7NO2 + 4 H2O + 23 H+ (2-5)
5 CO2 + NH4+ + 10 NO2
- + 2 H2O � 10 NO3- + C5H7NO2 + H+ (2-6)
Die Gesamtreaktion aus Oxidation des Ammoniums zum Nitrat und dem Aufbau von
Biomasse kann nun unter Berücksichtigung des CO2/HCO3-Gleichgewichtes
Im Rahmen des anstehenden Ausbaus der Kläranlage Büchel von 12.000 EW auf 25.000
EW betreibt der Aggerverband seit August 1999 eine Pilotanlage nach dem
Membranbelebungsverfahren (Abbildung 3-19).
StufenfilterRechen
Zulauf
Langsandfang Vorklärbecken(optional)
Denitrifi-kation
Ablauf
Nitrifikation mitMembrantrennstufe
Abbildung 3-19: Fließbild der Pilotanlage Büchel
Die Anlage wird mit einem Teilstrom des in der bestehenden Kläranlage mechanisch
vorbehandelten Abwassers beschickt, welcher einer Ausbaugröße von 1.000 EW entspricht.
Die mechanische Vorbehandlung beinhaltet eine Filterstufenrechen, einen belüfteten
Sandfang sowie ein Vorklärbecken. Die Pilotanlage besteht aus einer vorgeschalteten
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
59
Denitrifikationsstufe sowie einem kombinierten Nitrifikations- und Filterbehälter. Die Filtration
ist zweistraßig ausgeführt. Verwendet wurden Plattenmodule der Firma Kubota. Die
charakteristischen Daten der Module bzw. der Anlage sind Tabelle 3-9 zu entnehmen.
Über einen 6-monatigen Betriebszeitraum konnten die Filtrationsmodule mit Nettoflüssen von
26,3 L/(m²·h) betrieben werden. Das entspricht einer Schmutzwassermenge von 606 m³/d.
Aus den Daten ergibt sich rechnerisch eine Schlammbelastung im Bereich von 0,04 – 0,25
kg CSB/kg TS·d.
Tabelle 3-9 Charakteristika Pilotanlage Büchel
Membrancharakterstik: Plattenmodule der Firma Kubota
Fläche: 960 m²
Trenngrenze: 0,4 µm
Anlagencharakteristik: Volumen gesamt: 190 m³
Volumen Denitrifikation 100 m³
Volumen Nitrifikation: 90 m³
Verhältnis VD/ VBB: 0,52
Trockensubstanzgehalt: 16 – 20 g/L
3.5.4 Reinigungsleistung der Anlagen und Vergleich mit den Anforderungen
Im Anhang 1 der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift (Rahmen-AbwasserVwV) vom 27.
August 1991 sind die Anforderungen an das Abwasser im Ablauf von kommunalen
Kläranlagen festgelegt (Tabelle 3-10). Die Zuordnung in eine der festgelegten
Größenklassen richtet sich nach der BSB5-Fracht des unbehandelten Schmutzwassers. Bei
Zugrundelegen der mittleren tägliche BSB5- Fracht eines Einwohners von 60 g BSB5 pro Tag
kann die Kläranlage Markgranstädt der Größenklasse 3, Rödingen der Klasse 2 zugeordnet
werden. Auf Grund der Lage in einem Naturschutzgebiet wurden abweichend von den
Mindestanforderungen für den späteren Ausbau der Kläranlage Büchel (25.000 EW,
Größenklasse 4) ein Grenzwert für den BSB5 von 15 mg/L vorgeschrieben, der NO2-N-
Gehalt im Ablauf darf 0,1 mg/L nicht überschreiten.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern 60
Tabelle 3-10: Mindestanforderungen für kommunale Kläranlagen nach Anhang 1 zur Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift vom 27. August 1991
GrößenklasseCSB
[mg/L]
BSB5
[mg/L]
NH4-N *)
[mg/L]
Nges.*)
[mg/L]
Pges.
[mg/L]
1
(< 60 kg/d BSB5 (roh))150 40 - - -
2
(60-<300 kg/d BSB5 (roh))110 25 - - -
3
(300 - <1200 kg/d BSB5 (roh))90 20 10 18**)
4
(1200 - < 6000 kg/d BSB5 (roh))90 20 10 18**) 2
5
(6000 kg/d BSB5 (roh)und größer)75 15 10 18**) 1
*) : Diese Anforderung gilt bei einer Abwassertemperatur von 12°C und größer im Ablauf des biolog.Reaktors der Anlage. An Stelle von 12°C kann auch eine zeitliche Begrenzung vom 1. Mai bis 31.Oktober treten.
**) : Im wasserrechtlichen Bescheid kann eine Konzentration bis zu 25 mg/L zugelassen werden, wenndie Verminderung der Gesamtstickstofffracht mindestens 70 v. H. beträgt. Die Verminderung beziehtsich auf das Verhältnis der Stickstofffracht im Zulauf zu derjenigen im Ablauf in einem repräsentativenZeitraum, der 24 Stunden nicht überschreiten soll. Für die Fracht im Zulauf ist die Summe ausorganischem und anorganischem Stickstoff zugrunde zu legen.
Tabelle 3-11 stellt die Reinigungsleistung der 3 ausgewählten Anlagen vergleichend
gegenüber. Die Anforderungen werden somit für die großtechnischen Anlagen alle mehr als
erfüllt. Auch eine Auswertung der Tagesganglinien der Ablaufkonzentration der KA
Markranstädt zeigte, dass vorgegebene Betriebswerte, welche bezogen auf den CSB, BSB5
und NH4-N eine zusätzliche Unterschreitung der Mindestanforderungen um 50 %
voraussetzten, jederzeit eingehalten werden. Durch den vollständigen Rückhalt des
partikulär gebundenen Phosphors konnte in Markranstädt zunächst ohne gezielte Fällung
eine gute biologische Phosphorentfernung erzielt werden, es gelang jedoch nur durch
Inbetriebnahme einer Simultanfällung einen Betriebswert von 2 mg/L sicher einzuhalten.
3 Verfahren der biologischen aeroben Behandlung von Abwässern
61
Tabelle 3-11: Reinigungsleistung der Anlagen im Vergleich
Abbildung 6-1: Sauerstoffkonzentrationen in den einzelnen Stufen der Laboranlage
In der Filterkammer der Pilotanlage wurden keine regelmäßigen Sauerstoffmessungen
durchgeführt. Allerdings liegt die Gasbelastung in der Filterkammer der Pilotanlage mit
durchschnittlich 44 m/h deutlich über der in der Filterkammer der Laboranlage (max. 34 m/h).
Ebenso war die Gasbelastung in der Filterkammer der Pilotanlage weitaus größer als in den
Nitrifikationsstufen (insgesamt max. 20 m/h). Somit wird davon ausgegangen, dass auch in
der Filterkammer der Pilotanlage höhere Sauerstoffkonzentrationen vorgelegen haben als in
den Nitrifikationsstufen. Stichprobenmessungen zeigten eine Sauerstoffkonzentration in der
Filterkammer nahe der Sättigung. Eine Darstellung der Sauerstoffkonzentrationen in den
Nitrifikationskammern der Pilotanlage ist problematisch. Wie bereits oben erläutert wurde die
Anlage intermittierend belüftet. Die Messwerte wurden stichprobenartig abgelesen. So kann
aus Abbildung 6-2 lediglich entnommen werden, dass tendenziell in der ersten
Nitrifikationsstufe leicht höhere Sauerstoffkonzentrationen vorlagen und allgemein in der
Nitrifikationsstufe Sauerstoffkonzentrationen unter 4 mg/L gemessen wurden. Der
Konzentrationsunterschied in den beiden Nitrifikationskammern der Pilotanlage wurde
bewusst eingestellt, da eine Sauerstoffverschleppung in Folge der Rezirkulation in die
Denitrifikationsstufe vermieden werden sollte.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
82
0
1
2
3
4
5
700 750 800 850 900
Messtag [d]
Sau
erst
off
kon
zen
trat
ion
[mg
/L]
1. Nitrifikationskammer
4. NitrifikationskammerPilotanlage
PA III b
Abbildung 6-2: Sauerstoffkonzentrationen der Nitrifikationskammern der Pilotanlage
Zwischen MT 800 und MT 900 lagen die Konzentrationen sogar überwiegend unter 1 mg/L.
Bei diesen geringen Konzentrationen konnte langfristig keine vollständige Nitrifikation
gewährleistet werden, zwischen MT 850 und 900 ist die Stickstoffeliminationsleistung von
über 80 % auf 40 – 60 % gefallen (siehe hierzu Kapitel 6.4.2, Stickstoffelimination
Pilotanlage).
6.2 Trockensubstanzkonzentration und Glühverlust
Da an beiden Anlagen verschiedene Strategien im Umgang mit der
Überschussschlammproduktion verfolgt wurden, variierte der Trockensubstanzgehalt
während der Untersuchungen stark. Im Folgenden wird der Verlauf des
Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes beider Anlagen während des gesamten
Untersuchungszeitraumes dargestellt. Parallel dazu sei auf die Tabellen 5-3 und 5-4 in
Kapitel 5.1.7 verwiesen, welche einen Überblick über die Betriebsbedingungen beider
Anlagen während des gesamten Untersuchungszeitraumes geben.
6.2.1 Pilotanlage
Abbildung 6-3 zeigt den Verlauf der Trockensubstanz und des Glühverlustes der Pilotanlage
PA II und PA III.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
83
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0 200 400 600 800 1000
Messtag [d]
Tro
cken
sub
stan
zgeh
alt
TS
[g
/l]
40
60
80
100
120
140
160
180
200
Glü
hve
rlu
st G
V [
%]
PA II PA III
a b
regelmäßige ÜS-Entnahme
unregelmäßige Schlammentnahme
Pilotanlage
TS
GV
größere Mengen Schlamm entnommen
Abbildung 6-3: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes derPilotanlage
In beiden Betriebszeiträumen wurde die Anlage ohne Animpfen mit Abwasser in Betrieb
genommen. In Anlehnung an die Betriebsweise der Pilotanlage PA I wurde zunächst kein
Überschussschlamm abgezogen. Es konnte eine starke Zunahme der Trockensubstanz
beobachtet werden. Bei Konzentrationen über 25 g/L konnte ein sicherer Betrieb der Anlage
nicht mehr gewährleistet werden, es wurde ein Teil des belebten Schlammes verworfen und
die Anlage wurde mit Trinkwasser verdünntem Abwasser aufgefüllt (unregelmäßige
Schlammentnahme). Nach 180 Betriebstagen wurde die Anlage vollständig entleert und ein
neues Membranmodul eingebaut.
Im weiteren Verlauf bis MT 687 wurden verschiedene Betriebsstrategien verfolgt (siehe
Tabelle 5-3), welche unterschiedliche Auswirkungen auf den Trockensubstanzgehalt hatten.
Zwischen MT 687 und MT 880 konnte die Pilotanlage nicht stabil betrieben werden. So
führten anlagentechnische Probleme zwischen MT 687 und MT 700 zu einem verstärkten
Austrag von Biomasse. Zwischen MT 770 und MT 830 wurde die Steuerung der Anlage
gewartet und z.T. erneuert. Hieraus resultierte bis MT 880 ein instabiler Anlagenbetrieb.
Durch die Bestimmung des Glühverlustes wird der organische Anteil des belebten
Schlammes quantifiziert. Der belebte Schlamm kommunaler Kläranlagen weist nach Bever et
al. (1993) einen Glühverlust von 67 – 70 % auf, im ATV-Handbuch (1997 a) findet sich für
den organischen Anteil ein Wert von 70 - 75 %. Werden Belebungsreaktoren mit einem
regelmäßigen Abzug von Überschussschlamm betrieben, so konnte Rosenberger (2003)
anhand einer Bilanz zeigen, dass sich ein Gleichgewicht des Glühverlustes einstellen
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
84
müsste. Dieser Gleichgewichtswert sinkt mit steigendem Schlammalter, da bei höheren
Schlammaltern weniger Überschussschlamm abgezogen wird und sich die der Anlage
zugeführten anorganischen Stoffe im System anreichern. Bei Betrieb einer Anlage ohne
regelmäßigen Schlammabzug ist eine verstärkte Akkumulation der mineralischen
Substanzen und damit eine Abnahme des Glühverlustes mit der Betriebszeit zu erwarten.
Wie aus Abbildung 6-3 zu entnehmen ist, kann aber auch bei einem Betrieb der Pilotanlage
über 170 Tage ohne regelmäßige Schlammentnahme (PA II) keine Reduzierung des
Glühverlustes beobachtet werden. Dieser beträgt nach 170 Tagen noch ca. 76 % (Abbildung
6-4).
50
60
70
80
90
0 20 40 60 80 100 120 140 160 180
Messtag [d]
Glü
hve
rlu
st G
V [
%]
Pilotanlage PA II
Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme
Abbildung 6-4: Entwicklung des Glühverlustes des belebten Schlammes der PilotanlagePA II bei Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme
Rosenberger (2003) bilanzierte für den Betrieb der Pilotanlage PA I die mineralischen
Substanzen bei Betrieb ohne regelmäßigen Schlammabzug. Auch in dieser Betriebsphase
wurde über eine Zeit von mehr als 500 Tagen ein relativ konstanter Glühverlust von ca. 75 %
gemessen. Bei Entleerung der Anlage zeigte sich am Boden des Reaktors ein Sediment,
dass zu 60 % aus organischem Material bestand.
Stichprobenmessungen des Trockensubstanzgehaltes und Glühverlustes des belebten
Schlammes der Pilotanlage PA II und PA III am Reaktorboden und in den vermuteten
Totzonen des Reaktors zeigten einen erhöhten TS-Gehalt mit einem deutlich verminderten
Glühverlust von ca. 55 %. Somit bildete sich im Laufe des Betriebes dieser Anlage ein
Sediment aus, das zu einem großen Anteil aus anorganischem Material besteht und den
nahezu konstanten Glühverlust des zirkulierenden belebten Schlammes erklärt.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
85
6.2.2 Laboranlage
Die Laboranlage wurde ebenfalls ohne Animpfen in Betrieb genommen. In der Anfangsphase
kam es zu einigen Betriebsproblemen, welche jeweils zu einem Biomasseverlust führten. Als
Betriebsproblem stellte sich unter anderem ein starkes Schäumen des belebten Schlammes
auf Grund der zunächst feinblasigen Belüftung heraus. Ein weiteres Problem war die
Dimensionierung der Rohrleitungen. Bei Trockensubstanzkonzentrationen nahe 20 g/L kam
es häufig zu Verstopfungen der als freie Überläufe gestalteten Reaktorverbindungen und
somit wurde belebter Schlamm über die Notüberläufe ausgetragen. Hiermit lassen sich die
im Verhältnis zu den Messungen an der Pilotanlage starken Schwankungen des
Trockensubstanzgehaltes erklären (Abbildung 6-5).
0
5
10
15
20
25
30
0 200 400 600 800 1000
Messtag [d]
Tro
cken
sub
stan
zgeh
alt
TS
[g
/l]
40
60
80
100
120
140
160
Glü
hve
rlu
st G
V [
%]
Wechsel der Abwasserqualität
Laboranlage
TS
GV
unregelmäßige Schlammentnahme
regelmäßige ÜS-Entnahme
größere Mengen Schlamm entnommen siehe Tab. 5-4
Abbildung 6-5: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes derLaboranlage
Am 516. Messtag führte ein Ausfall der Steuerung sowie weitere anlagentechnische
Probleme zu einem vermehrten Biomasseaustrag. Folgeprobleme veranlassten eine
vollständige Leerung der Anlage. Eine Wiederinbetriebnahme der Laboranlage erfolgte mit
belebtem Schlamm der Pilotanlage. Die unterschiedlichen Einstellungen während des
gesamten Untersuchungszeitraumes sind Tabelle 5-4 zu entnehmen.
Bei einem stabilen Anlagenbetrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme zeigt sich, wie
aufgrund der Bilanz von Rosenberger (2003) erwartet, die Tendenz der Reduzierung des
Glühverlustes mit steigendem Schlammalter (beispielhaft in Abbildung 6-6 für den Bereich
MT 400 – 500 dargestellt). Im Gegensatz zur Pilotanlage ist die Ausbildung eines
Sedimentes aufgrund der konstruktiven Gestaltung der Reaktoren stark eingeschränkt. Die
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
86
eingetragenen anorganischen Stoffe adsorbieren an den Flocken des belebten Schlammes
oder bilden den Kern neuer Schlammflocken (siehe Abbildung 3-8), der mineralische Anteil
am belebten Schlamm nimmt zu und somit nimmt der Glühverlust ab.
-10
-5
0
5
10
15
20
25
30
400 420 440 460 480 500Messtag [d]
Tro
cken
sub
stan
z-g
ehal
t T
S [
g/l]
68
70
72
74
76
78
80
Glü
hve
rlu
st G
V [
%]
TS
GV
Laboranlage
Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme
Abbildung 6-6: Entwicklung des Trockensubstanzgehaltes und des Glühverlustes desbelebten Schlammes der Laboranlage bei Betrieb ohne regelmäßigeSchlammentnahme
6.3 Schlammbelastung
Die Schlammbelastung BTS, CSB ergibt sich nach Gleichung 2-10 rein rechnerisch aus der
CSB-Zulaufkonzentration, dem Zulaufvolumenstrom, dem Trockensubstanzgehalt sowie dem
Volumen des Belebungsbeckens. Demnach nimmt bei nahezu gleichbleibender
Abwasserzusammensetzung und einem fest eingestellten Zulaufvolumenstrom die
Schlammbelastung in einem Belebungsbecken mit steigender Trockensubstanz-
konzentration ab. Die Betriebsstrategie sah es nicht vor, die Anlagen bei einer bestimmten
Schlammbelastung zu betreiben. Während des Untersuchungszeitraumes wurden nach
Tabelle 5-3 und 5-4 verschiedene Aufenthaltszeiten über den mittleren
Permeatvolumenstrom (entspricht somit dem mittleren Abwasserzulaufstrom) eingestellt und
über längere Abschnitte konstant gehalten. Abbildung 6-7 zeigt die berechnete
Schlammbelastung der Pilot- sowie Laboranlage während des gesamten Anlagenbetriebes.
Eine über weite Bereiche abnehmende Schlammbelastung lässt sich auf ein Steigen des
Trockensubstanzgehaltes zurückführen.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
87
Starke Schwankungen der Schlammbelastung ergeben sich aufgrund der Schwankungen
des Trockensubstanzgehaltes.
0,01
0,10
1,00
0 200 400 600 800 1000
Messtag [d]
Sch
lam
mb
elas
tun
g B
TS
,CS
B
[kg
CS
B/k
g T
S d
]
PA II, PA III
Laboranlage
Abbildung 6-7: Schlammbelastung BTS der Labor- sowie Pilotanlage während desUntersuchungszeitraumes
In weiten Bereichen lag in beiden Anlagen eine niedrige Schlammbelastung unter
0,1 kg CSB / kg TS·d vor. Diese Werte sind vergleichbar mit denen, welche bei den in
Deutschland realisierten Kläranlagen beobachtet werden (siehe Kapitel 3.5). Nach
Stephenson et al. (2000) werden zur Zeit Membranbioreaktoren mit einer Schlammbelastung
zwischen 0,02 und 0,4 kg CSB / kg TS·d betrieben. Die Schlammbelastung wird im weiteren
Verlauf der Ergebnisdiskussion immer wieder als Bewertungsgröße herangezogen und sei
an dieser Stelle nicht weiter ausgewertet.
6.4 Reinigungsleistung der Anlagen im regulären Anlagenbetrieb
6.4.1 CSB- Elimination
Pilotanlage
Während des gesamten Untersuchungszeitraumes konnte bei der Pilotanlage eine sehr gute
CSB- Abbauleistung beobachtet werden. Bereits an Messtag MT 5 nach Inbetriebnahme der
Anlage konnte eine CSB-Elimination von über 90 % beobachtet werden. Die maximale
Eliminationsleistung wird erst nach ca. 100 – 150 Tagen erreicht.
Im weiteren Verlauf lag selbst bei starken Konzentrationsschwankungen mit CSB-
Zulaufkonzentrationen von z.T. 1200 mg/L (PA II) die CSB- Elimination bei Werten von über
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
88
90 %. In Abbildung 6-8 ist der Verlauf der Permeatkonzentration des CSB sowie die
Eliminationsleistung des gesamten Untersuchungszeitraumes dargestellt. Im Mittel lagen die
Konzentrationen des Permeates der Pilotanlage bei 28 mg/L.
0
20
40
60
80
100
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000
Messtag [d]
CS
B (
Per
mea
t) [
mg
/L]
50
60
70
80
90
100
Elim
inat
ion
[%]
Pilotanlage
PA II PA IIIa b
Elimination
CSB Permeat
Abbildung 6-8: CSB-Konzentration des Permeates der Pilotanlage und Eliminationsgrad
Die Änderung der Abwasserzusammensetzung nach dem 690. Messtag machte sich deutlich
durch eine verminderte CSB-Elimination bemerkbar. Bei Betrieb der Pilotanlage PA III im
Bereich b (PA IIIb) lagen niedrigere CSB- Zulaufkonzentrationen vor (vgl. Tabelle 5-6), es
konnte aber keine weitere Reduzierung des CSB des Permeates verzeichnet werden. Ein
Erklärungsansatz für dieses Verhalten ist, dass durch eine verlängerte Aufenthaltszeit des
Abwassers in der Vorklärung bereits ein Teil der leicht abbaubaren Kohlenstoffverbindungen
umgesetzt und hauptsächlich die schwer und nicht abbaubaren Substanzen der Anlage
zugeführt wurden und somit die Eliminationsleistung gesunken ist. Der Rest-CSB im
Permeat wird hauptsächlich schwer bis nicht abbaubar sein.
Laboranlage
Grundsätzlich zeigt sich auch bei der Laboranlage eine sehr gute und stabile
Kohlenstoffelimination von über 90 % (Abbildung 6-9), wobei abermals bis zum Erreichen der
maximalen Abbauleistung ca. 100 Betriebstage notwendig sind. Die geänderte
Abwasserqualität nach dem 690. MT machte sich auch bei der Laboranlage in Form einer
verminderten Eliminationsleistung bemerkbar. Die Konzentration des Permeates blieb im
Mittel bei 22 g/L nahezu konstant.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
89
0
20
40
60
80
100
0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000
Messtag [d]
CS
B (
Per
mea
t) [
mg
/L]
50
60
70
80
90
100
Elim
inat
ion
[%]
Laboranlage
Wechsel der Abwasserqualität
Elimination
CSB Permeat
Abbildung 6-9: CSB-Konzentration des Permeates der Laboranlage undEliminationsgrad
Ab MT 790 wurde der Zulauf-CSB durch Dosierung einer externen C-Quelle (Natriumacetat)
künstlich angehoben, um für nachfolgende Untersuchungen zu Vergleichszwecken nahezu
das ursprüngliche Konzentrationsniveau wieder herzustellen (Abbildung 6-10). Die
zwischenzeitlich niedrigen Werte deuten auf einen kurzfristigen Ausfall der Zudosierung hin.
-400
-200
0
200
400
600
800
1000
600 650 700 750 800 850 900 950
Messtag [d]
CS
B (
Zu
lau
f)[m
g/l]
85
90
95
100
105
110
115
120E
limin
atio
n [
%]
Zugabe externe C-Quelle
Laboranlage
Wechsel der Abwasserqualität Elimination
CSB Zulauf
Abbildung 6-10: CSB-Konzentration des Abwasserzulaufes zur Laboranlage undEliminationsleistung
Durch die Zugabe der leicht abbaubaren externen C-Quelle konnte die Eliminationsleistung
von durchschnittlich 94 % wieder auf 96 % gesteigert und stabilisiert werden. Die Steigerung
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
90
ergibt sich allein aus dem zusätzlichen 100 %-igem Abbau des zudosierten CSB (siehe
Tabelle 6-1), somit ist die mögliche Kapazität des CSB-Abbaus in der Anlage bei der
eingestellten Verweilzeit noch nicht ausgeschöpft. Der verbleibende Rest-CSB kann der
Gruppe der schwer abbaubaren und zum Teil auch nicht abbaubaren Substanzen
zugeordnet werden, genauere Analysen dieses Anteiles liegen jedoch nicht vor.
Tabelle 6-1: Berechnung der Steigerung der Eliminationskapazität bei Zudosierung einer externenKohlenstoffquelle
CSBzu CSBab(CSBzu –CSBab)
Elimination
[ mg/L ] [ mg/L ] [ mg/L ] [ % ]
zuzüglich externeC-Quelle 683 23 660 97
ohneexterne C-Quelle 396 21 375 95
Differenz 287
Berechnung (396 +287) 21 662 97
6.4.2 Stickstoffelimination
Pilotanlage
Die Pilotanlage wurde während des gesamten Betrachtungszeitraumes mit einer
vorgeschalteten Denitrifikationsstufe betrieben. Um eine möglichst vollständige
Stickstoffelimination zu erreichen, war es somit notwendig, einen Teilstrom des belebten
Schlammes aus der Nitrifikation zurück zur Denitrifikation zu führen. Dieser Stoffstrom wurde
in Abhängigkeit vom Abwasserzulauf mit einem Verhältnis von 4:1 eingestellt.
Abbildung 6-11 zeigt beispielhaft den Verlauf der Ammonium-, Nitrat- und
Nitritstickstoffkonzentration des Permeates in den ersten 85 Messtagen nach
Inbetriebnahme der Pilotanlage PA III. Da die Anlage ohne Animpfen angefahren und
zunächst kein Überschussschlamm entnommen wurde, stieg in diesem Bereich der
Trockensubstanzgehalt bis zu 25 g/L (MT 350) an. Das rechnerische Schlammalter beträgt
hier 16 – 85 Tage.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
91
0,01
0,1
1
10
100
250 275 300 325 350
Messtag [d]
NH
4-N
, NO
3-N
, NO
2-N
(P
erm
eat)
[m
g/l]
NH4-N
NO2-N
NO3-N
Pilotanlage PA III
Anfahren der Anlage
Abbildung 6-11: Verlauf der Konzentrationen von Ammonium-, Nitrat- und Nitritstickstoffim Permeat nach Inbetriebnahme
Es ist deutlich zu erkennen, dass die Nitrifikation des Ammonium-Stickstoffes erst nach 20
Tagen eingesetzt hat. Dies ist in der längeren Generationszeit der nitrifizierenden
Organismen begründet. Es ist zunächst eine Zunahme von Nitrat- und Nitritstickstoff zu
erkennen. Nach ca. 30 Messtagen nahm der Nitritstickstoffgehalt ab, somit haben sich dann
auch nitritoxidierende Organismen etabliert.
Ein Teil der Stickstoffverbindungen wird in Biomasse festgelegt. Henze et al. (1995)
berechnen den Anteil des assimilierten Stickstoffes zu 12 % des Biomassezuwachses. Bei
den in der Pilotanlage zwischen MT 325 und MT 350 vorliegenden geringen
Überschussschlammproduktionen von im Mittel 1 kg/d errechnet sich bei der hier
eingestellten Verweilzeit von 17 h der assimilierte Stickstoff zu ca. 32 % des
Gesamtstickstoffzulaufes (62 mg/L), somit kann allein durch den Einbau in Biomasse die
Gesamtstickstoffkonzentration auf Werte bis zu 42 mg/L reduziert werden. Zusätzlich kann
nun durch ein Rezirkulationsverhältnis von 4:1 zur Denitrifikationskammer rechnerisch eine
weitergehende maximale Stickstoff-Eliminationsleistung von 80 % in Folge der Denitrifikation
erzielt werden. Somit ist theoretisch ein Reststickstoffgehalt im Permeat von ca. 9 mg/L zu
erwarten, woraus sich eine maximale Stickstoffelimination von insgesamt 86 % berechnet.
Abbildung 6-12 zeigt die Stickstoff-Elimination der Pilotanlage PA III.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
92
10
100
250 350 450 550 650 750 850 950
Messtag [d]
Ng
es.-E
limin
atio
n [
%]
Pilotanlage PA III
Abbildung 6-12: Gesamtstickstoffelimination der Pilotanlage
Es konnte über weite Bereiche eine sehr stabile Stickstoffelimination aufrecht erhalten
werden. Die zeitweise verminderte Eliminationsleistung ist hauptsächlich auf die
Belüftungsstrategie und auf die Belüftungsregelung der Anlage bzw. auf Probleme mit der
exakten Regelung zurückzuführen.
Die geringe Eliminationsleistung zwischen MT 400 und 450 liegt in einer unvollständigen
Nitrifikation begründet, welche eine Folge der nicht ausreichenden Sauerstoffzufuhr darstellt.
Der Trockensubstanzgehalt in der Pilotanlage lag zwischen MT 400 und 450 bei
Konzentrationen von 23 - 37 g/L. Bei diesen hohen Trockensubstanzkonzentrationen kann
von einer deutlichen Verminderung des Stoffübergangs ausgegangen werden (Rosenberger
et al. 2000). Parallel dazu wurden die Luftvolumenströme zu den einzelnen
Nitrifikationskammern mit steigendem Trockensubstanzgehalt nicht nachgeregelt.
Bei Betrachtung der Stickstoffelimination zeigt sich, dass auch Eliminationsgrade >86 %
festgestellt werden konnten. Abbildung 6-13 zeigt einen Bereich des Betriebes der
Pilotanlage PA III, bei dem die Anlage ohne Überschussschlammabzug betrieben wurde. Der
Trockensubstanzgehalt steigt kontinuierlich von 8 g/L bis auf 30 g/L an. Demgegenüber
sinken die in der 1. Nitrifikationskammer gemessenen Sauerstoffkonzentrationen auf weniger
als 1 mg/L ab. Stichprobenmessungen aus den anderen Nitrifikationskammern zeigten
ähnliche Konzentrationen.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
93
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
290 300 310 320 330 340 350 360 370
Messtag [d]
Ng
es.-E
limin
atio
n [
%]
TS
-Geh
alt
[g/L
]
0
1
2
3
4
5
Sau
erst
off
kon
zen
trat
ion
[m
g/L
]
N -Elimination
TS-Gehalt
Sauerstoffkonzentration 1. Nitrifikationskammer
Pilotanlage PA III
ges.
Abbildung 6-13: Stickstoffelimination, TS-Gehalt und Sauerstoffkonzentration derPilotanlage PA III
Wie Abbildung 6-14 zeigt, wird trotz der geringen Sauerstoffkonzentrationen vollständig
nitrifiziert, die Nitrat-Stickstoffkonzentrationen sinken sogar bis auf 4 mg/L.
0,01
0,1
1
10
100
1000
10000
340 345 350 355 360 365 370
Messtag [d]
NH
4-N
- u
nd
NO
3-N
- K
on
zen
trat
ion
(P
erm
eat)
[m
g/l]
-20
0
20
40
60
80
100
Ng
es.-E
limin
atio
n [
%]
NH -N
NO -N
N -Elimination
4
3
ges.
Pilotanlage PA III
Abbildung 6-14: Bereich des Betriebes der Pilotanlage PA III mit sehr hoherStickstoffelimination und stabiler Nitrifikation und Denitrifikation
In diesem Bereich (MT 340 – MT 370) kann eine Steigerung der Gesamtstickstoffelimination
auf bis zu 90 % beobachtet werden. In Anlehnung an den Erklärungsansatz für eine SND auf
Grund von physikalischen Ursachen (Collivignarelli und Bertanzana 1999 u.a.) wird
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
94
angenommen, dass innerhalb der Nitrifikationsreaktoren simultan zu der vollständigen
Nitrifikation auf geringem Sauerstoffkonzentrationsniveau denitrifiziert wurde.
Eine Voraussetzung hierfür wird eine Kombination aus sehr hohen
Trockensubstanzkonzentrationen mit sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen sein. Parallel
dazu kann eine unvollständige Durchmischung des Reaktorinhaltes zur Bildung von
Totzonen innerhalb der Nitrifikationsreaktoren führen, in denen vermehrt denitrifiziert wird.
Dieser Zustand konnte nicht stabil betrieben werden. Wie auch aus Abbildung 6-12
ersichtlich bricht die Stickstoffelimination aufgrund einer unvollständigen Nitrifikation ein. Ein
Grund hierfür ist die Sauerstoffregelung der Pilotanlage. Der Verdichter der Belüftung war
nicht für so geringe Volumenströme ausgelegt und somit konnten sehr niedrigere
Sauerstoffkonzentrationen nicht stabil eingestellt werden. Es traten starke Schwankungen
zwischen kurzzeitig höheren Sauerstoffkonzentrationen (> 2 mg/L) bei eingeschaltetem
Verdichter aber auch langzeitig nahezu anoxischen Bedingungen bei abgeschaltetem
Verdichter auf.
Eine weitere Voraussetzung für das Auftreten von Denitrifikationsreaktionen ist das
Vorhandensein leicht abbaubaren Substrates. In Kapitel 3.1.1 wurde bereits die Problematik
einer Betriebsweise des Belebungsverfahrens mit einer nachgeschalteten
Denitrifikationsstufe oder auch mit einer Kaskadendenitrifikation angesprochen. Bei einer
Verwirklichung solch einer Betriebsweise ist es meist nicht zu umgehen, in die
Denitrifikationsstufe organischen Kohlenstoff zu dosieren, da die Denitrifikationsrate bei
Verwendung der Speicherstoffe wesentlich geringer ist. Für komplexe
Belebtschlammprozesse mag der Vorgang der Zelllysis (Biomassezerfall) auch von Interesse
sein. Dabei wird davon ausgegangen, dass während des Prozesses Bakterien absterben
und zersetzt werden. Die Produkte der Zersetzung gehen in Lösung und stehen somit wieder
der Biozönose als Kohlenstoffquelle zur Verfügung.
Eine Aussage darüber, auf welche Form von organischem Substrat die Bakterien bei der bei
diesen Messungen vermuteten simultanen Denitrifikation zurückgegriffen haben könnten,
kann an dieser Stelle nicht getroffen werden.
Laboranlage
Wie in Kapitel 6.2.2 bereits erläutert, kam es bei der Laboranlage gerade in der
Anfangsphase auf Grund von Betriebsproblemen vermehrt zum Biomasseaustrag. Es ist
anzunehmen, dass sich aus diesem Grund zunächst keine leistungsstarke Biozönose
etablieren konnte, welche eine zuverlässige und stabile Stickstoffelimination auf einem
hohen Niveau leistet (Abbildung 6-15).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
95
10
100
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Messtag [d]
Ng
es -
Elim
inat
ion
[m
g/l]
Laboranlage
Abbildung 6-15: Gesamtstickstoffelimination der Laboranlage
Nach Inbetriebnahme der Laboranlage bis MT 190 wurde die Anlage ohne Schlammabzug
betrieben, der Trockensubstanzgehalt stieg bis auf Werte um 25 g/L an. In diesem Bereich
konnte zwar eine stabile Nitrifikation beobachtet werden (Abbildung 6-16), die Nitrat-
Ablaufwerte waren aber starken Schwankungen unterworfen. Ein Grund hierfür war eine
Sauerstoffverschleppung durch den Rezirkulationsstrom. In der Denitrifikationsstufe lagen
zum Teil Sauerstoffkonzentrationen um 0,4 mg/L vor, diese haben den
Denitrifikationsprozess gehemmt. Zwischen MT 185 und 210 wurde durch
Schlammentnahme die Konzentration des belebten Schlammes um 70 % reduziert (siehe
Abbildung 6-5). Dadurch wurde die Biozönose gestört, was sich in einer unzureichenden
Nitrifikation widerspiegelt.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
96
0,01
0,1
1
10
100
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Messtag [d]
NH
4-N
, NO
3-N
, NO
2-N
(P
erm
eat)
[mg
/l]
NH4-N NO2-N NO3-N
Laboranlage
Abbildung 6-16: NH4-N, NO2-N und NO3-N –Konzentrationen des Permeates derLaboranlage
Abgesehen von diesen Störungen, hervorgerufen durch die Sensitivität der Laboranlage,
konnte auch in dieser Anlage eine vollständige Nitrifikation und gute Stickstoffelimination
beobachtet werden (Abbildung 6-17).
Im Mittel werden in diesem Bereich NH4-N-Permeatkonzentrationen von 0,09 mg/L erreicht,
die Permeatkonzentration hinsichtlich NO3-N beträgt durchschnittlich 6,4 mg/L. Die
durchschnittliche Gesamtstickstoffelimination liegt im Mittel bei 86 %. Diese Werte weisen
bezüglich des Rezirkulationsverhältnisses und der biologischen Stickstofffixierung auf eine
maximal mögliche Gesamtstickstoffelimination hin.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
97
0,01
0,1
1
10
100
350 370 390 410 430 450
Messtag [d]
NH
4-N
, NO
3-N
, NO
2-N
(P
erm
eat)
[mg
/l]
NH4-N
NO2-N
NO3-NLaboranlage
Abbildung 6-17: Bereich eines stabilen Betriebes der Laboranlage mit vollständigerNitrifikation und maximal möglicher Denitrifikation
Der bereits angesprochene Wechsel der Abwasserqualität in Folge einer Modifikation der
Vorklärung wurde auch bei der Stickstoffelimination offensichtlich (Abbildung 6-18), es kam
verstärkt zu Problemen bei der Denitrifikation (Abbildung 6-19).
-400
-200
0
200
400
600
800
1000
600 650 700 750 800 850
Messtag [d]
CS
B (
Zu
lau
f)[m
g/l]
40
70
100
130
160
190
220
250N
-Elim
inat
ion
[%
]
Laboranlage
Wechsel der Abwasserqualität N-Elimination
CSB Zulauf
Zugabe externe C-Quelle
Abbildung 6-18: Einfluss des CSB des Abwasserzulaufes auf dieGesamtstickstoffelimination
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
98
0,01
0,1
1
10
100
600 650 700 750 800 850
Messtag [d]
NH
4-N
, NO
3-N
, NO
2-N
(P
erm
eat)
[mg
/l]
NO3-N
NH4-N
NO2-N
Laboranlage
Wechsel der Abwasserqualität
Zugabe externe C-Quelle
Abbildung 6-19: Nitrifikations- und Denitrifikationsleistung nach Aufstockung des CSBdes Abwasserzulaufes durch eine externe C-Quelle
Für den Vorgang der Denitrifikation wird leicht abbaubares Substrat benötigt. Es wurde
bereits erläutert, dass durch die Modifikation der Vorklärung das Abwasser wahrscheinlich in
der Hinsicht verändert wurde, dass durch die längere Aufenthaltszeit in der Vorklärung
gerade der leicht abbaubare Anteil des CSB aufgezehrt wird. Die Störung des
Denitrifikationsprozesses unterstützt diese Vermutung. Nach ca. 80 Tagen (MT 790) hat sich
die Biozönose vermutlich angepasst, die Nitratkonzentrationen im Permeat sinken wieder auf
unter 10 mg/L. Durch Zugabe der externen C- Quelle konnte das Abbauverhalten der Anlage
allgemein stabilisiert werden. Auf die im folgenden sehr niedrigen Nitrat-
Permeatkonzentrationen soll an dieser Stelle nicht weiter eingegangen werden, da dies ein
Resultat einer Umstellung der Betriebsführung der Anlage darstellt, siehe hierzu Kapitel
6.7.3.
6.4.3 Phosphorelimination
Pilotanlage
Die Pilotanlage wurde nicht für die gezielte biologische Phosphor-Eliminierung konzipiert.
Eine erhöhte Phoshor-Elimination war daher nicht zu erwarten. Während des gesamten
Betrachtungszeitraumes wurden ebenfalls keine besonderen Maßnahmen ergriffen, den
Phosphor chemisch-physikalisch im Prozess zu eliminieren.
Tabelle 6-2 zeigt die maximalen, minimalen und gemittelten Permeatkonzentrationen sowie
die berechneten Eliminationen der Pilotanlage PA III.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
99
Tabelle 6-2: Pges.-Ablaufkonzentration bzw. –Elimination der Pilotanlage PA III
PA III a PA III b
Max 21,60 24,50
Min 0,12 0,01
Pges. (Permeat) [mg/L]
Mittel 3,98 2,83
Mittlere Elimination [%] 43,3 44,2
Es konnte eine mittlere Phosphorelimination von 43 – 44 % beobachtet werden, an einzelnen
Messtagen wurden die Phosphorverbindungen z.T. sogar vollständig eliminiert.
In Abbildung 6-20 werden die Pges.-Frachten in einem repräsentativen Betriebszeitraum
dargestellt. Neben der Zulauffracht und der Fracht im Permeat wurde die Summe aus der
Permeatfracht zuzüglich der Menge, welche durch eine errechnete
Überschussschlammproduktion für den Aufbau von Biomasse benötigt wurde, aufgetragen.
Hierbei wird eine Phosphor-Assimilation von 1,5 % P/TS zugrunde gelegt.
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
480 530 580 630 680
Messtag [d]
Pg
es.-
Sto
ffst
rom
[g
/h]
-10
-5
0
5
10
15
20
25
30
TS
[g
/L]
ZulaufAblauf + Einbau in BiomasseAblaufTS
regelmäßige ÜS-Entnahme
unregelmäßige Schlammentnahme
Pilotanlage PA III
Abbildung 6-20: Phosphorbilanz Pilotanlage
Der Verlauf der ebenfalls dargestellten Trockensubstanzkonzentration zeigt, dass die Anlage
in dem hier betrachteten Zeitraum von 200 Tagen einerseits mit einer regelmäßigen
Tabelle 6-3: Theoretisch mögliche Fällungskapazität des Abwasserzulaufes
Elimination Zur vollständigen Fällungbenötigte Menge an
Phosphor
Mit dem Abwasserzulaufmitgelieferte Menge an
PO4-P
[g/h] [g/h] [g/h]
Calcium 2,1 0,97
Aluminium 0,52 0,59
Eisen 0,14 0,077
Summe 1,64 1,8
Somit könnte theoretisch allein durch die im Abwasserzulauf enthaltenen Metallionen ein
Großteil der im Zulauf enthaltenen Menge an Phosphat- Phosphor ausgefällt werden. Da das
Sediment der Pilotanlage nicht gezielt analysiert wurde, kann über die wirkliche Menge an
ausgefälltem Phosphor keine Angabe gemacht werden, jedoch ist es möglich, dass die in
Abbildung 6-20 dargestellte Bilanzlücke somit aufgrund der Fällung eines Teils der mit dem
Zulauf mitgelieferten Metallionen geschlossen werden kann. Der eliminierte aber nicht
ausgefällte Anteil der Metallionen wird z.T. adsorbiert an Schlammflocken und überwiegend
in Form von partikulärer Substanz, sedimentiert in den Totzonen der Reaktoren, in der
Anlage zurückgehalten. Dieser Sachverhalt wäre auch eine Erklärung für den verminderten
Glühverlust des belebten Schlammes am Reaktorboden der Pilotanlage (siehe Kapitel 6.2.1).
Laboranlage
Analog zur Pilotanlage wurde in der Laboranlage keine Maßnahme zur gezielten
Phosphorelimination getroffen.
Eine Phosphorbilanz (Abbildung 6-22) zeigt auch bei der Laboranlage, dass der scheinbar
eliminierte Phosphor mittels Assimilation in Biomasse umgewandelt wurde. Bei einer
Auswertung der Bilanz wird abermals die Sensitivität der kleinen Anlage offensichtlich. Die
Menge an Phosphor, welche aufgrund der Assimilation in Biomasse eingebaut wird,
berechnet sich aus der berechneten Überschussschlammproduktion, welche gerade bei der
Laboranlage starke Schwankungen aufwies.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
102
-0,10
-0,05
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
610 660 710 760 810
Messtag [d]
Pg
es.-
Sto
ffst
tro
m [
g/h
]
-15
-10
-5
0
5
10
15
20
25
TS
[g
/L]
ZulaufAblauf + Einbau in BiomasseAblaufTS
Laboranlage
Abbildung 6-22: Phosphorbilanz Laboranlage
Eine Auswertung der Eliminationsgrade bezüglich Calcium, Eisen und Aluminium in einem
Betriebsraum ohne Schlammentnahme (MT 1 – 122) zeigte, dass die Eisen- und
Aluminiumverbindungen nahezu vollständig in der Laboranlage zurückgehalten wurden
(Abbildung 6-23).
90
95
100
105
110
115
Calcium (Ca)
Kon
zent
rati
on [
mg/
L]
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Eisen (Fe)
Kon
zent
rati
on [
mg/
L]
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
Aluminium (Al)
Ko
nze
ntr
atio
n [
mg
/L]
Abwasserzulauf
Permeat
8 % Elimination 95 % Elimination 98 % Elimination
Abbildung 6-23: Calcium-, Eisen- und Aluminiumkonzentrationen im Abwasserzulaufund im Permeat der Laboranlage und Eliminationsgrad
Aufgrund der Reaktorgestaltung ist in der Laboranlage eine Sedimentbildung stark
eingeschränkt bzw. nur bedingt möglich. Die möglicherweise gebildeten Fällungsprodukte
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
103
werden sich im belebten Schlamm anreichern, ein Teil der Metalle wird von den
Schlammflocken adsorbiert werden oder den Kern neuer Flocken bilden. Dies geht auch
einher mit der bei Betrieb ohne regelmäßige Schlammentnahme beobachteten Abnahme des
Glühverlustes mit der Zeit (Kapitel 6.2).
6.4.4 Vergleich Pilotanlage - Laboranlage
Grundsätzlich konnte zwischen den Anlagen kein wesentlicher Unterschied im Verhalten
hinsichtlich der Reinigungsleistung beobachtet werden.
In beiden Anlagen konnte eine stabile CSB-Elimination mit niedrigen
Permeatkonzentrationen beobachtet werden, wobei die maximale CSB-Eliminationsleistung
jeweils erst nach ca. 100 Betriebstagen erreicht wurde. Tabelle 6-4 gibt eine Überblick über
die CSB-Ablaufkonzentrationen und die Eliminationsleistung der Pilot- und der Laboranlage
bis zum MT 690 (Änderung in der Abwasserzusammensetzung).
Tabelle 6-4: Vergleich der Kohlenstoffelimination der Pilot- und Laboranlage
Pilotanlage Laboranlage
PA II PA IIIa
CSBPermeat
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Max 67,1 88,9 98,5 87,7 66,6 89,5
Min 14,0 98,6 9,72 98,6 8,9 98,5
Mittel 32,0 95,7 28,4 95,8 27,8 96,1
Als ein grundsätzliches Problem von Anlagen eines kleinen Maßstabes kann die Sensitivität
gegenüber Störungen genannt werden. Hierbei ist zunächst auf die Sauerstoffverschleppung
in Folge der Rezirkulation hinzuweisen. Die kurze Aufenthaltszeit in den Rohrleitungen reicht
nicht aus, um den Restsauerstoff aufzuzehren. Eine direkte Folge war eine instabile
Denitrifikation. Der Nitrifikationsprozess verlief in der Laboranlage mit Ausnahme der Zeiten
von Betriebsproblemen ebenso wie in der Pilotanlage stabil und vollständig.
Die Phosphor-Ablaufwerte lagen bei der Laboranlage auf einem leicht höheren Niveau
(Abbildung 6-23).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
104
0
2
4
6
8
10
12
14
16
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
Messtag [d]
Pg
es. (
Per
mea
t) [
mg
/L]
PA
LA
Abbildung 6-24: Vergleich der Pges.- Konzentrationen des Permeates der Labor- undPilotanlage
Ein Vergleich der Calcium-, Eisen- und Aluminiumeliminationen der Pilot- und Laboranlage
zeigt (Tabelle 6-5), dass die Eliminationskapazität in der Pilotanlage größer ist.
Tabelle 6-5: Vergleich der Ca-, Fe- und Al-Elimination der Pilot- und Laboranlage
Elimination [%] Pilotanlage Laboranlage
Calcium Ca 12 8
Eisen Fe 98 54
Aluminium Al 99 98
Wie bereits im Vorausgegangenen geschildert, bildete sich im Laufe des Betriebes der
Pilotanlage in Totzonen der Reaktoren ein Sediment aus. Untersuchungen ergaben, dass
der Phosphorgehalt des Sedimentes sowie der mineralische Anteil erhöht war. Die
Möglichkeit der Totzonenbildung ist in der Laboranlage auf Grund der Reaktorkonstruktion
eingeschränkt, somit reichern sich mögliche Fällungsprodukte im belebten Schlamm an. Der
Anteil der Metalle, welcher nicht ausfällt, lagert sich durch Adsorption an den
Schlammflocken an. Die Oberfläche von den Flocken wird von Zeit zu Zeit allerdings
regeneriert, somit gehen die Metalle wieder in Lösung und können sich im Permeat
wiederfinden. Dieser Unterschied mag auch eine Erklärung für das unterschiedliche
Verhalten des Glühverlustes der belebten Schlämme beider Anlagen sein. Während des
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
105
Anlagenbetriebes ohne regelmäßigen Schlammabzug ist nach einer Bilanz von Rosenberger
(2003) von einer Zunahme der mineralischen Bestandteile des belebten Schlammes
auszugehen (Abnahme des Glühverlustes des belebten Schlammes mit der Zeit). Dies
konnte bei der Laboranlage auch beobachtet werden (Abbildung 6-6), somit kann eine
verstärkte Sedimentbildung ausgeschlossen werden, mineralische Bestandteile und
Fällungsprodukte reichern sich im belebten Schlamm an. Bei der Pilotanlage bleibt der
Glühverlust nahezu konstant. Mögliche Fällungsprodukte sedimentieren in den Totzonen des
Reaktors und gehen nicht wieder in Lösung.
Tabelle 6-6 gibt einen Überblick über die mittleren Pges.- bzw. Nges.- Permeatkonzentrationen
und Eliminationsleistungen in der Pilot- bzw. Laboranlage während des gesamten
Untersuchungszeitraumes.
Tabelle 6-6: Vergleich der Stickstoff- bzw. Phosphorelimination der Pilot- und Laboranlage
Pilotanlage Laboranlage
PA II PA IIIa
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Permeat[mg/L]
Elimination[%]
Nges. Mittel 11,1 76,6 16,0 74,3 16,7 72,0
Pges. Mittel 3,7 61,3 3,9 55,0 4,4 49,7
6.4.5 Vergleich der Reinigungsleistung mit anderen MBR
Im Folgenden werden die an der Labor- und Pilotanlage gewonnenen Ergebnisse denen der
in Kapitel 3.5 vorgestellten realisierten Großkläranlagen Markranstädt und Rödingen
gegenüber gestellt. Die Ergebnisse der Pilotanlage Büchel werden zunächst nicht
hinzugezogen, da diese Pilotanlage hauptsächlich zu Versuchszwecken bezüglich der
Membran- und Moduleigenschaften betrieben wurde und die Reinigungsleistung bis zum
jetzige Zeitpunkt noch nicht gänzlich ausgewertet wurde.
CSB-Elimination
Im Vergleich mit den in Kapitel 3.5.4 dargestellten Eliminationsleistungen der Kläranlagen
Markranstädt und Rödingen liegen die bei der Pilot- und Laboranlage beobachteten mittleren
CSB-Eliminationleistungen mit ca. 96 % im oberen Bereich, wobei der Betriebsparameter
Schlammbelastung in vergleichbarer Größenordnung lag. Die Trockensubstanzgehalte in
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
106
den zu diesen Untersuchungen betreuten Anlagen lagen größtenteils über denen der
großtechnischen Kläranlagen Rödingen und Markranstädt.
Wie auch Stein et al. (2001) an der Kläranlage Markranstädt beobachten konnten, wurden
bei der Pilot- und Laboranlage Tagesschwankungen und Belastungsspitzen sehr gut
abgefangen und zeigten keine Auswirkung auf die Ablaufqualität.
Der Betrieb der Kläranlage Rödingen zeichnet sich ebenfalls durch eine weitgehende CSB-
Elimination aus. Es konnte beobachtet werde, dass die CSB-Elimination bei TS-Gehalten
des belebten Schlammes von ca. 15 g/L mit 97 % deutlich besser war als bei TS-Gehalten
von 6 g/L (89 %). Bei konstantem Abwasserzufluss mit nahezu konstanter CSB-
Konzentration geht eine höhere TS- Konzentration mit einer geringeren Schlammbelastung
einher. Diese Abhängigkeit wurde bereits in den Grundlagen dargestellt.
Abbildung 6-25 stellt die Abhängigkeit der CSB-Elimination von der
Trockensubstanzkonzentration für die Kläranlage Rödingen (Engelhardt et al. 2001) den
Werten der Pilotanlage gegenüber.
85
90
95
100
0 5 10 15 20 25 30 35TS-Gehalt [mg/L]
CS
B- E
limin
atio
n [%
]
Pilotanlage PA IIIa
KA Rödingen
mittlere Schlammbelastung: PA IIIa: 0, 09 kg CSB/kg TS d KA Rödingen: 0,13 kg CSB/kg TS d
Abbildung 6-25: Abhängigkeit der CSB-Elimination vom Trockensubstantgehalt desbelebten Schlammes der Kläranlage Rödingen (Engelhardt et al. 2001) und derPilotanlage PA IIIa
Bei der Pilotanlage lässt sich eine Abhängigkeit der CSB-Elimination von der
Trockensubstanz bis zu einer TS-Konzentration von ca. 17 g/L erkennen. Höhere
Konzentrationen tragen bei den eingestellten Betriebsbedingungen (mittlere
Schlammbelastung: 0,09 kg CSB / kg TS·d, ohne regelmäßige Schlammentnahme,
berechnete Überschussschlammproduktion: 0,5 kg TS / kg BSB5·d) zu keiner weiteren
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
107
Verbesserung der Elimination von im Mittel 96 % bei. In der Kläranlage Rödingen wurden
bereits bei einer TS-Konzentration von 15 g/L eine 97 %-ige CSB-Elimination beobachtet.
Der Überschussschlammanfall in der Kläranlage Rödingen war mit 1 kg TS / kg BSB5·d
doppelt so hoch wie bei der Pilotanlage, weiterhin wurde regelmäßig der
Überschussschlamm entnommen. Die bessere CSB-Elimination kann somit auf eine
Fixierung in Biomasse zurückzuführen sein.
Ein ebenfalls nicht zu vernachlässigender Punkt ist, dass die Pilotanlage nicht über eine
längere Zeit mit den geringeren Trockensubstanzgehalten konstant betrieben wurde.
Vielmehr sind die dargestellten Ergebnisse der Phase der Inbetriebnahme der Anlage ohne
Schlammentnahme entnommen, in der die Konzentration kontinuierlich ansteigt. Die
Biozönose war wahrscheinlich noch nicht vollständig ausgebildet und angepasst und hat so
noch nicht das Maximum ihrer Kapazität erreicht. Weiterhin zeigt der dargestellte Zeitraum
die Inbetriebnahme der Anlage mit einem neuen Membranmodul. Trotz einer grobblasigen
Belüftung des Moduls und regelmäßigen Rückspülzyklen lässt sich die Besiedlung der
Membran durch Mikroorganismen (Biofouling) nicht vermeiden. Die sich bildende
Deckschicht wirkt ebenfalls wie ein Filter, die reale Porengröße des Moduls wird somit
verkleinert und wie Abbildung 6-26 zeigt, kann mit der Zeit eine bessere Trennwirkung erzielt
werden. Der Trockensubstanzgehalt des Permeates nimmt während der Einfahrzeit ab und
erreicht nach ca. 150 Tagen einen Wert von ca. 0,8 g/L, der beim weiteren Betrieb nahezu
konstant bleibt.
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
250 300 350 400 450 500 550 600
Messtag [d]
Tro
cken
sub
stan
zgeh
alt
(Per
mea
t)[g
/L]
0
20
40
60
80
100
120
140
Glü
hve
rlu
st (
Per
mea
t) [
%]
TS Permeat
GV Permeat
Pilotanlage PA IIIa
Abbildung 6-26: Verlauf des Trockensubstanzgehaltes des Permeates nachInbetriebnahme der Pilotanlage PA IIIa mit einem neuen Membranmodul
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
108
Der Glühverlust des Permeates liegt im gesamten Bereich bei ca. 20 %, somit setzt sich die
Trockensubstanz des Permeates hauptsächlich aus anorganischem Material zusammen.
Der höhere Trockensubstanzgehalt des Permeates während der ersten 150 Tage ist als CSB
messbar und somit ergibt sich eine geringere CSB-Elimination. Demnach stellen die CSB-
Eliminationen in Abbildung 6-25 den Einfahrbetrieb dar und können im regulären
Anlagenbetrieb noch gesteigert werden.
Die nach Anhang 1 zur Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift gestellten
Mindestanforderungen (Tabelle 3-10) werden bei allen Anlagen selbst in einer Einfahrphase
von ca. 100 Tagen mit noch nicht eingestellter stabiler maximaler CSB-Elimination mehr als
erfüllt.
Stickstoffelimination
Die Kläranlage Markranstädt sowie zunächst auch die Kläranlage Rödingen werden mit einer
vorgeschalteten Denitrifikationsstufe betrieben. Bei der Kläranlage Rödingen schließen sich
Untersuchungen des Betriebes einer intermittierenden Denitrifikation/Nitrifikation an. Hierzu
liegen noch keine abschließenden Ergebnisse vor.
Bei der Kläranlage Rödingen konnte bei Betrieb einer vorgeschalteten Denitrifikationsstufe
eine weitgehende Nitrifikation erreicht werden, wobei die Ammonium-
Stickstoffkonzentrationen des Permeates im Mittel unter 0,3 mg/L lagen. Die Denitrifikation
war zum Teil nicht ausreichend und sehr instabil. Im Mittel lag der Gesamtstickstoffgehalt im
Kläranlagenablauf bei 8 mg/L. Dies entspricht einer Elimination von 77 % (Engelhardt et al.
2001).
Untersuchungen an der Kläranlage Markranstädt zeigten eine starke
Temperaturabhängigkeit des Stickstoffabbaus. Diese Abhängigkeit konnte durch Variation
des Rezirkulationsverhältnisses kompensiert werden, so dass in einem Temperaturbereich
von 8 – 19°C bei Rezirkulationsverhältnissen zwischen 3 – 5 die Gesamtstickstoffelimination
durchschnittlich 90 % betrug. Die Nitrifikation verlief stabil mit
Ammoniumablaufkonzentrationen von 0,1 – 1,5 mg/L (Stein et al. 2001). Voruntersuchungen
zeigten als Problempunkte der Denitrifikation eine Sauerstoffverschleppung, ein zu kleines
Denitrifikationsvolumen oder eine zu geringe Konzentration leicht abbaubarer Substrate auf
(Stein et al. 2000).
Unter Berücksichtigung der an der Labor- und Pilotanlage gewonnenen Ergebnisse zeigt
sich, dass neben dem stabilen CSB-Abbau auch eine problemlose und stabile Nitrifikation
möglich ist. Die in der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift festgelegte
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
109
Mindestanforderung an den Kläranlagenablauf von 10 mg/L werden mit Konzentrationen
unter 1,5 mg/L bei weitem unterschritten, ein stabiler Betrieb der Pilot- und Laboranlage
lieferte sogar Ablaufkonzentrationen nahe der Nachweisgrenze (0,01 mg/L). Da
großtechnische Kläranlagen zur Zeit mit Trockensubstanzgehalten von ca. 8 – 12 mg/L
betrieben werden, wird sich auch nicht das Problem der instabilen Nitrifikation in Folge einer
nicht ausreichenden Sauerstoffversorgung des belebten Schlammes ergeben, wie es die
Untersuchungen an der Pilotanlage zeigten.
Der Prozess der Denitrifikation ist der einzige Punkt, der z.T. zu Problemen führen kann,
einerseits durch den Temperatureinfluss, andererseits durch eine Sauerstoffverschleppung.
Das Problem der Sauerstoffverschleppung zeigte sich auch bei Betrieb der Laboranlage,
wobei dieses durch eine stark verminderte Sauerstoffkonzentration in den belüfteten
Reaktoren beseitigt werden konnte. Trotz der sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen zeigt
sich, dass die Nitrifikation weiterhin stabil verlief. Bei stabilem Anlagenbetrieb konnten bei
der Labor- und Pilotanlage weitaus höhere Stickstoffeliminationsleistungen beobachtet
werden als in den großtechnischen Anlagen. Wie auch die Auswertung der Untersuchungen
vermuten lässt, ist ein Grund dafür der hohe Trockensubstanzgehalt, der eine simultane
Nitrifikation/Denitrifikation in den belüfteten Reaktoren ermöglicht.
Bezüglich der Sauerstoffverschleppung kann die Ausführung der Anlagen mit einer
kaskadierten Nitrifikation als Vorteil gewertet werden. Durch die Möglichkeit der gezielten
Belüftung der einzelnen Nitrifikationsreaktoren kann die letzte belüftete Stufe vor
Rezirkulation des belebten Schlammes zurück zur Denitrifikationsstufe zur Zehrung des
Restsauerstoffes genutzt werden. Somit wird eine Sauerstoffverschleppung in die
Denitrifikationsstufe vehindert und das Volumenverhältnis Denitrifikation / Belebungsbecken
VD/VBB kann reduziert werden. Zum Vergleich: das Verhältnis VD/VBB der Pilot- sowie
Laboranlage beträgt ca. 0,25, die Kläranlage Rödingen wird mit einem Verhältnis VD/VBB von
0,42 betrieben, die Anlage in Markranstädt weist ein Verhältnis von 0,5 auf.
Phosphorelimination
Da die großtechnischen Kläranlagen der Größenklasse 2 (Rödingen) bzw. der
Größenklasse 3 (Markranstädt) zugeordnet werden können, werden bezüglich der
Gesamtphosphor- Ablaufkonzentration in der Rahmen-Abwasserverwaltungsvorschrift keine
Vorgaben gemacht. Für die Kläranlage Markranstädt wird jedoch ein Betriebswert von
2 mg/L vorgegeben. Bei Betrieb der Kläranlage Markranstädt zeigte sich, dass allein die
biologische Phosphorentfernung nicht ausgereicht hat, um diesen Betriebswert einzuhalten.
Bei einer gemittelten Zulaufkonzentration von 7,4 mg/L wurde eine Eliminierung des
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
110
Gesamtphosphates auf 3 – 4 mg/L erreicht. Somit wurde auf eine unterstützende
Simultanfällung mit Eisensalzen zurückgegriffen (Stein et al. 2001).
Die Kläranlage Rödingen wurde auf Basis eines Überwachungswertes bezüglich
Gesamtphosphor von 0,5 mg/L im Permeat dimensioniert. Dieser Wert wurde durch die
Zugabe von Eisenchlorid sichergestellt.
Allein durch eine biologische P-Elimination konnten in beiden Anlagen die vorgegebenen
Konzentrationen nicht eingehalten werden. Wie auch bei der Kläranlage Markranstädt wurde
eine Eliminierung des Gesamt-Phosphates bei der Labor- und Pilotanlage auf Werte um
4 mg/L beobachtet (mit regelmäßiger Schlammentnahme im Mittel: PA IIIa, MT 455 - 578:
4,6 mg/L; LA, MT 651 - 762: 4,6 mg/L), wobei die berechnete Überschussschlamm-
produktion in beiden Anlagen mit 0,61 kg TS / kg BSB5·d geringer war als in der Kläranlage
Markranstädt (1 kg TS / kg BSB5·d, mündl. Auskunft von Stein).
6.5 Schlammeigenschaften im Vergleich: Viskosität und Stofftransport
Die Schlämme der hier betrachteten Anlagen zeigten ein strukturviskoses Verhalten, wie
Abbildung 6-27 und 6-27 verdeutlichen. Mit steigendem Schergradienten wird die vernetzte
Mikrostruktur des belebten Schlammes aufgerissen, somit nimmt die Schubspannung
unterproportional zu, die Viskosität nimmt ab. Mit steigendem Trockensubstanzgehalt konnte
ein Anstieg der scheinbaren Viskosität verzeichnet werden.
Abbildung 6-27: Schubspannung in Abhängigkeitvom Schergradienten
Abbildung 6-28: Scheinbare Viskosität inAbhängigkeit vom Schergradienten
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
111
Die Messungen bei niedrigen Schergradienten lassen eine Fließgrenze vermuten (Abbildung
6-27). Da die Messungenauigkeit bei Scherraten unter 50 1/s deutlich zunimmt, kann das
Auftreten der Fließgrenze auf einen Messfehler zurückzuführen sein. Rosenberger et al.
(2002) untersuchten Belebtschlämme aus neun Belebungsanlagen und werteten alle
Datensätze nach dem Ansatz von Ostwald-de-Waele (Gleichung 3-9) und Hershel-Bulkey
(Gleichung 3-10) aus und kamen zu dem Ergebnis, dass die angepassten Parameter nach
Ostwald-de-Waele eine größere Plausibilität zeigten. Zur näheren Ausführung sei hier auf
Rosenberger et al. (2002) verwiesen.
Unter Verwendung des Ansatzes von Ostwald-de-Waele (Gleichung 3-9) und der
Berechnungsformel für die scheinbare Viskosität (Gleichung 3-11) lassen sich bei Auftragung
der scheinbaren Viskosität über dem Schergradienten nach Abbildung 6-28 der Fließindex n
sowie der Strukturparameter k durch graphische Interpolation bestimmen (6-1):
1)( −⋅=η ns dy
dwk [Pa s] (6-1).
Diese aus den Messungen der Pilot- und Laboranlage bestimmten Werte sind in Abbildung
6-29 in Abhängigkeit vom Trockensubstanzgehalt dargestellt.
0,1
1
10
100
1000
10000
0 5 10 15 20 25 30 35
TS-Gehalt [g/L]
Ko
nsi
sten
zfak
tor
K [
mP
as]
0,1
1
10
100
1000
10000F
ließ
ind
ex n
[-]
Konsistenzfaktor K Fließindex nLaboranlage: LA LAPilotanlage: PA PA
Abbildung 6-29: Die durch graphische Interpolation ermittelten Strukturparameter derBelebtschlämme der Pilot- und Laboranlage bei unterschiedlichenBiomassekonzentrationen
Es zeigt sich abermals das strukturviskose Verhalten des Schlammes (n<1). Mit steigendem
Trockensubstanzgehalt ist analog zu den Ergebnissen anderer Autoren (Slatter 1997,
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
112
Günder 1999) eine leichte Abnahme des Fließindexes und eine exponentielle Zunahme des
Konsistenzfaktor K, welcher ein Maß für die Zähigkeit darstellt, zu verzeichnen. Folglich hat
die Feststoffkonzentration einen großen Einfluss auf die Viskosität.
Die aus den Fließkurven bestimmte Viskosität der Labor- bzw. der Pilotanlage für zwei Werte
des Schergradienten ist in Abbildung 6-30 in Abhängigkeit vom Trockensubstanzgehalt
Im Folgenden werden die Auswirkungen unterschiedlicher Verfahrensvarianten dargestellt
und diskutiert. Unterschiedliche Verfahrensvarianten bedeuten hier:
� Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe (kaskadiert / vollständig
durchmischt):
Die Pilotanlage wurde zunächst nur mit einer vollständig durchmischten belüfteten Stufe
betrieben (PA I). Nach einem Untersuchungszeitraum von 2 Jahren wurde die Anlage
modifiziert und mit einer kaskadierten belüfteten Stufe wieder in Betrieb genommen
(PA II, PA III). Die Auswirkungen der Modifizierung werden aufgezeigt.
� Einfluss der kammerinternen Vermischungszustände:
Um an der Pilotanlage (im modifizierten Zustand) und an der Laboranlage dem Einfluss
der Kaskadierung entgegenzuwirken, wurden die belüfteten Reaktoren separat
durchmischt. Somit sollte der Betrieb der Pilotanlage vor dem Umbau simuliert werden.
Diese Ergebnisse werden denen bei einer Betriebsführung ohne interne Durchmischung
gegenübergestellt.
� Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe:
Das Problem einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe ist, dass möglicherweise
nicht mehr genug leicht abbaubares organisches Substrat zu Verfügung steht, um eine
Denitrifikation zu gewährleisten. Da durch die Ergebnisse der vorausgegangenen
Untersuchungen angenommen wurde, dass innerhalb der Nitrifikationsstufen simultan
denitrifiziert wurde und somit ausreichend Substrat vorhanden war, wird die
Betriebsführung einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe als mögliche Alternative
betrachtet und hinsichtlich des Reinigungspotentials bewertet.
6.7.1 Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe
CSB-Elimination
Der Betrieb der Pilotanlage in der modifizierten Form mit einer Kaskadierung der
Nitrifikationskammer lieferte grundsätzlich niedrigere CSB-Konzentrationen im Permeat und
eine höhere Eliminationsleistung (Abbildung 6-33). Im Bereich MT 50 – 100 wird in PA I bei
einer durchschnittlichen Eliminationsleistung von 94 % eine mittlere CSB-Konzentration im
Permeat von 39 mg/L erzielt. Im Vergleich dazu liefern die Analysen der Pilotanlage PA II
zwischen MT 50 und 100 eine durchschnittliche Elimination von 97 % (mittlerer CSB im
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
117
Permeat: 30 mg/L). Beide Anlagen wurden mit einer nahezu identischen Verweilzeit
betrieben (PA I: 15 h, PA II: 14 h).
0 50 100 150Messtag [d]
85
90
95
100
CS
B-E
limin
atio
n [%
]
0
20
40
60
80
100
0 50 100 150Messtag [d]
CS
B (P
erm
eat)
[mg
/L]
Pilotanlage:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
Abbildung 6-33: CSB-Konzentration des Permeates und CSB-Elimination derPilotanlage PA I (einstufige Nitrifikation) im Vergleich zu PA II (mehrstufige Nitrifikation)
Wie Abbildung 6-34 veranschaulicht, liegen in PA I in dem betrachteten Zeitraum allerdings
auch leicht höhere Schlammbelastungen vor (PA I: 0,16 kg CSB/kg TS·d, PA II: 0,07 kg
CSB/kg TS·d).
0,01
0,1
1
10
0 50 100 150Messtag [d]
Sch
lam
mb
elas
tun
g B
TS
,CS
B
[kg
CS
B/K
G T
S d
]
Pilotanlage:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
Abbildung 6-34: Schlammbelastung BTS,CSB im Vergleich (Pilotanlage PA I und II)
Bei einer hohen Schlammbelastung wird den Mikroorganismen so viel Substrat zur
Verfügung gestellt, dass diese zunächst die leichtabbaubaren Verbindungen aufzehren. Bei
nahezu gleicher Verweilzeit ergibt sich damit bei einer höheren Schlammbelastung eine
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
118
geringere Eliminationsleistung. Dies veranschaulicht auch Abbildung 6-35, in der für beide
Anlagenbetriebe PA I und PA II die CSB-Elimination in Abhängigkeit von der vorliegenden
Schlammbelastung dargestellt ist. Es zeigt sich mit steigender Schlammbelastung eine
sinkende CSB-Elimination, wobei zwischen den beiden Anlagenkonfigurationen PA I und PA
Abbildung 6-35: Abhängigkeit der CSB-Elimination von der Schlammbelastung für dieAnlagen PA I und PA II
Die höhere Schlammbelastung der Pilotanlage PA I ergibt sich aus dem wesentlich
geringeren Trockensubstanzgehalt, der in dem betrachteten Bereich im Mittel bei 9 g/L liegt.
Im Vergleich dazu liegen die gemittelten TS-Konzentrationen der PA II bei 29 g/L (siehe auch
Anhang A 3).
Somit ist die leicht erhöhte CSB-Eliminationsleistung der Pilotanlage mit mehrstufiger
Nitrifikation PA II nicht auf die Reaktorgestaltung, vielmehr auf den biologischen Parameter
Schlammbelastung zurückzuführen.
Durch die Aufteilung der Nitrifikationsstufe in 4 gleich große, nacheinander durchflossene
Reaktoren kann sich entlang des Fließweges des Schlamm-Abwasser-Gemisches im
Vergleich zu einer vollständig durchmischten Nitrifikationsstufe ein Konzentrationsprofil
ausbilden, je nach dem, wie schnell die betrachtete Komponente verbraucht wird. Weiterhin
liegt im ersten Reaktor einer Kaskade eine im Vergleich zum vollständig vermischten System
hohe Konzentration vor, somit liegen im Falle einer Substratlimitierung höhere
Umsatzgeschwindigkeiten vor. Abbildung 6-36 zeigt den Verlauf des CSB der flüssigen
Phase entlang des Fließweges des Abwassers. Die Pilotanlage wurde bei den Messungen
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
119
gemäß Abbildung 5-5 mit einer vorgeschalteten Denitrifikation ohne interne Zirkulation
betrieben.
1
10
100
1000
-60
-40
-20 0 20 40 60 80 100
CS
B [
mg
/L]
Zul
auf
MP
Den
i
Anteil des Nitrifikations-volumens [%]
Pilotanlage
Abbildung 6-36: Verlauf der CSB-Konzentration entlang der Reaktorkaskade derPilotanlage (PA III), vorgeschaltete Denitrifikation, Betrieb ohne interne Zirkulation
Das dargestellte Profil stellt den Mittelwert von mehreren Messungen an aufeinanderfolgenden
Tagen dar. Die Verläufe der einzelnen Messungen unterscheiden sich nur unwesentlich von
dem Profil der gemittelten Werte.
Der Mischpunkt MP kennzeichnet hier die berechnete mittlere Konzentration aus den beiden
Stoffströmen Abwasserzulauf sowie Rezirkulation zur Denitrifikation. Das Nitrifikationsvolumen
stellt das Volumen der Nitrifikationskammern einschließlich Filterkammer dar. Es ist prozentual
aufgeteilt. Die Messpunkte liefern die Konzentrationen innerhalb der unterschiedlichen
Kammern, nachdem der zugehörige Anteil des Nitrifikationsvolumens durchströmt wurde. Bei
der Pilotanlage wurde am Anfang jeder der 4 Nitrifikationsstufen eine Probe entnommen. Für
die Filterkammer wurde direkt das Permeat ausgewertet (100 % des Nitrifikationsvolumens).
Allein durch die Vermischung des von der letzten Nitrifikationsstufe zurück zur
Denitrifikationsstufe rezirkulierenden belebten Schlammes mit dem Abwasserzulaufstrom im
Verhältnis 4:1 wird der CSB rein rechnerisch um ca. 80 % reduziert. Die Analyse des CSB
der flüssigen Phase in der Denitrifikationskammer weist eine weitere Reduzierung um 16 %
auf ca. 20 mg/L auf. Entlang der Nitrifikationsreaktoren bis hin zum Permeat erfolgt eine
nahezu zu vernachlässigende Elimination des CSB bis hin zur Permeatkonzentration um
0,5 % auf 15 mg/L. Es wird vermutet, dass es sich bei der anfänglichen Reduzierung
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
120
hauptsächlich um den Vorgang der Biosorption handelt. Wie bereits in den Grundlagen
erläutert, ist der Vorgang der Biosorption ein sehr schneller Prozess. Guellil et al. (2001)
geben eine Rate von 14 mg CSB / (g TS·min) an. Die Aufenthaltszeit des Schlamm-
Abwassergemisches in der Denitrifikationsstufe der Pilotanlage beträgt ca. 45 min. Bei einer
mittleren TS-Konzentration von 16 g/L läßt sich auf Grund einer CSB-Reduzierung von 170
mg/L (Mischpunkt MP) auf 19 mg/L eine Rate von 0,2 mg CSB / (g TS·min) berechnen. Die
Reduzierung der CSB-Konzentration kann somit auf eine Biosorption zurückgeführt werden,
lediglich ein Teil des Substrates wird für Denitrifikationsprozesse genutzt.
Die Biosorptionskapazität scheint im Vergleich zu der von Guellil et al. (2001) bestimmten
Rate längst nicht erschöpft zu sein. Somit ergibt sich weiterhin die Möglichkeit,
Belastungsstöße des Abwasserzulaufes abzufangen.
An dem Verlauf der CSB-Konzentration entlang der Reaktorkaskade zeigt sich weiterhin,
dass der Prozess der Zelllysis hier nicht nachzuweisen ist. Entlang der Reaktorkaskade ist
keine Zunahme des gelösten CSB als Folge der Zersetzung von Zellmasse messbar.
Allerdings ist wie bereits erwähnt die Biosorption und auch die Kohlenstoffzehrung ein
schneller Vorgang, so dass es möglich erscheint, dass die Zersetzungsprodukte umgehend
von den Organismen gebunden werden. Eine Aussage darüber, inwieweit der Vorgang der
Zelllysis bei den hier durchgeführten Messungen eine Rolle gespielt haben wird, kann auch
nach Messung des CSB-Konzentrationsprofiles nicht getroffen werden.
Stickstoffelimination
Der Vergleich der Stickstoffelimination zeigt ebenfalls eine tendenziell bessere Elimination
mit mehrstufiger Nitrifikation (Abbildung 6-37), wobei einerseits bei einem stabilen Betrieb
(MT 10 – 50) niedrigere NH4-N-Konzentrationen analysiert wurden, andererseits konnte eine
Reduzierung der NO3-N-Konzentration von im Mittel 13 mg/L (PA I, MT 10 – 50) auf 5 mg/L
(PA II, MT 10 – 50) beobachtet werden (Abbildung 6-38).
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
121
0
20
40
60
80
100
0 50 100 150Messtag [d]
Ng
es. E
limin
atio
n [%
]
Pilotanlage:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
Abbildung 6-37: Nges.- Elimination der Pilotanlage bei einstufiger- sowie mehrstufigerNitrifikation (PA I und PA II)
0 50 100 150Messtag [d]
0
5
10
15
20
25
30
35
40
NO
3-N
(Per
mea
t) [
mg
/L]
0,01
0,1
1
10
100
0 50 100 150Messtag [d]
NH
4-N
(Per
mea
t) [
mg
/L]
Pilotanlage:
PA I: 1-stufige Nitrifikation
PA II: 4-stufige Nitrifikation
Abbildung 6-38: NH4-N- und NO3-N- Konzentration der Pilotanlage bei einstufiger-sowie mehrstufiger Nitrifikation (PA I und PA II)
Die zum Teil sehr hohen Ammonium-Stickstoffkonzentrationen des Permeates der
Pilotanlage PA II im Bereich MT 50 - 150 (Abbildung 6-38) sind abermals auf Probleme der
Belüftung der Pilotanlage gepaart mit sehr hohen Trockensubstanzgehalten zurückzuführen.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
122
Da die Ammonium-Stickstoffwerte bei stabilem Betrieb (MT 10 – 50) sehr niedrig sind und
überwiegend unter 0,1 mg/L liegen, kann in beiden Betriebszeiträumen von einer
vollständigen Nitrifikation gesprochen werden. Eine weitere Reduzierung von 0,1 mg/L bis
auf 0,01 mg/L ist auf diesem niedrigen Konzentrationsniveau unerheblich und kann auch auf
eine Änderung der Analyseküvetten zurückzuführen sein. Weiterhin liegt die
Nachweisgrenze bei den verwendeten Küvettentests bei 0,015 mg/L (siehe Tabelle 5-7),
Ungenauigkeiten bei Messungen nahe der Nachweisgrenze sind nicht auszuschließen.
Interessant ist allerdings das niedrigere NO3-N-Niveau des Permeates.
Wie bereits in Kapitel 6.4.2 dargestellt, ergibt sich für den Betrieb der Pilotanlage aus der
Stickstoffelimination in Folge des Biomassewachstums und einer Rezirkulationsrate zurück
zur Denitrifikationskammer von 4:1 eine rechnerisch bestimmte maximale
Stickstoffelimination von ca. 86 %. Dies führt zu Nitrat-Ablaufwerten von ca. 8 mg/L. Aus
Abbildung 6-37 geht hervor, dass bei Betrieb der modifizierten Pilotanlage PA II sogar über
90 % erreicht werden.
Bei Betrieb der Pilotanlage PA I wurden grundsätzlich niedrigere
Überschussschlammproduktionen beobachtet (siehe hierzu nachfolgendes Kapitel 6.7.1). In
dem betrachteten Zeitraum MT 110 – 150, in dem eine stabile Stickstoffelimination vorlag,
betrug die Überschussschlammproduktion im Mittel 0,38 kg/d. Bei einer gemittelten
Gesamtstickstoff-Zulaufkonzentration von 65 mg/L und einem Abwasserdurchsatz von
0,375 m3/h ergibt sich eine maximal mögliche Stickstoffelimination von ca. 82 % und eine
Restkonzentration bezüglich NO3-N von 12 mg/L. Damit kann bei Betrieb der Pilotanlage
PA I bei mittleren Nitratablaufwerten von 11,5 mg/L von einer maximal möglichen
Denitrifikation gesprochen werden.
Bei Betrachtung der Trockensubstanzkonzentrationen zeigt sich, daß diese bei Betrieb der
Pilotanlage PA II stetig bis auf Werte um 30 g/L anstiegen. Die Biomassekonzentrationen der
PA I lagen nur bei ca. 11 g/L. Höhere Trockensubstanzgehalte führen zu höheren
Viskositäten des belebten Schlammes. Dadurch wird gerade in Bereichen geringer
Konvektion die Entstehung von Totzonen begünstigt. Weiterhin ist der Stofftransport bei
hohen Trockensubstanzgehalten schlechter.
Wie in Kapitel 5.1.3 erläutert, wurde der Sauerstoffgehalt im Nitrifikationsreaktor der
Pilotanlage PA I auf 2 mg/L geregelt. Durch die Kaskadierung der Nitrifikationsstufe war es
möglich, den Sauerstoffgehalt in den einzelnen Nitrifikationskammern getrennt einzustellen.
Bei dem Betrieb der Pilotanlage PA II (und PA III) wurde die Belüftung der einzelnen Stufen
per Handventil eingestellt, geregelt wurde nach dem in der letzten Stufe gemessenen
Sauerstoffgehalt, der je nach Ammoniumgehalt im Permeat manuell angepasst wurde. Es
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
123
wurden z.T. sehr niedrige Sauerstoffkonzentrationen innerhalb der Nitrifikationskammern
gemessen (siehe Kapitel 6.1). Diese Kombination (hohe Trockensubstanzkonzentration /
niedriger Sauerstoffgehalt) kann zu einer simultanen Nitrifikation/Denitrifikation innerhalb der
Nitrifikationsreaktoren führen.
Überschussschlammproduktion
In Abbildung 6-39 ist die nach Gleichung 5-2 berechnete spezifische
Überschussschlammproduktion über dem rechnerischen Schlammalter für die Pilotanlage
mit einstufiger Nitrifikation (PA I) und mehrstufiger Nitrifikation (PA II und III) dargestellt. Die
spezifische Überschussschlammproduktion der Pilotanlage beim Betrieb mit einer
einstufigen Nitrifikation (PA I) zeigt tendenziell niedrigere Werte als die in dem hier
betrachteten Untersuchungszeitraum mit einer mehrstufigen Nitrifikation, obwohl
überwiegend niedrigere Werte der Schlammbelastung vorlagen (Abbildung 6-7, Abbildung
6-34).
0,01
0,1
1
10
10 100 1000
rechnerisches Schlammalter tTS [d]
spez
. ÜS
-Pro
d. Ü
SB
SB
5
[kg
TS
/kg
BS
B5]
PA I, einstufige Nitrifikation
PA III, mehrstufige Nitrifikation
TS /BSB = 1,1
0,4
0 5
0
ATV-DVWK Membranbelebungsanlagen (2000)
Abbildung 6-39: Spez. Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit vomSchlammalter bei Betrieb der Pilotanlage mit einstufiger und mehrstufiger Nitrifikation
Analog Abbildung 6-31 ist in Abbildung 6-39 der mit der Formel des ATV-DVWK-
Fachausschusses berechnete Bereich für die spezifische Überschussschlammproduktion für
unterschiedliche TS0 zu BSB5-Verhältnisse angegeben. Hierbei wurden die bei Betrieb der
PA III analysierten Werte herangezogen, da das Verhältnis TS0 zu BSB5 bei Betrieb der
Pilotanlage PA I nicht analysiert wurde. Da das der PA I zugeführte Abwasser im Gegensatz
zu dem Abwasserzulauf der PA III nicht direkt der Kanalisation sondern der mechanischen
Vorklärung des Klärwerks Berlin-Marienfelde entnommen wurde, wird grundsätzlich die
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
124
Abwasserqualität in Form einer geringeren Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe im Zulauf
TS0 für die niedrigeren Überschussschlammproduktionen entscheidend gewesen sein. Durch
die Verweilzeit des Abwassers in der Vorklärung des Klärwerks Marienfelde und den
anschließenden Transport des Wassers zum Gelände des Umweltbundesamtes können
verschiedene biologische Abbau- und Umbauprozesse stattfinden. Bezogen auf die von der
ATV aufgestellte Berechnungsgleichung für die Überschussschlammproduktion können sich
diese Prozesse ebenfalls auf den Anteil nicht hydrolysierbarer Partikel a der
Trockensubstanz im Zulauf in der Form auswirken, dass der Faktor a kleiner wird und somit
die berechnete Überschussschlammproduktion abnimmt.
Ein Einfluss der Reaktorgestaltung wird als unwahrscheinlich betrachtet.
Fazit
Es konnte kein Einfluss der Reaktorgestaltung der belüfteten Stufe auf die CSB- Elimination
beobachtet werden. Chudoba et al. (1991) untersuchten ebenfalls das Abbauverhalten einer
vollständig durchmischten sowie einer kaskadierten Pilotanlage zur
Krankenhausabwasserreinigung nach dem Tropfkörperprinzip. Bei diesen Untersuchungen
zeigte sich ebenfalls, dass hinsichtlich der CSB- bzw. BSB- Ablaufqualität kein Unterschied
zwischen den Anlagen auszumachen ist. Lediglich bei der Elimination toxischer, biologisch
abbaubarer Abwasserinhaltsstoffe war die kaskadierte Anlage der vollständig durchmischten
überlegen. Dieser Gesichtspunkt wurde in dieser Arbeit nicht näher untersucht.
Aus den Ergebnissen zur Stickstoffelimination kann abgeleitet werden, dass die Gestaltung
der Nitrifikationskammer in Form einer Kaskade den Vorteil liefert, die
Sauerstoffkonzentrationen in den unterschiedlichen Kammern getrennt regeln zu können und
den Sauerstoffeintrag dem Sauerstoffbedarf anzupassen. Parallel dazu kann eine
Verschleppung von Sauerstoff zur Denitrifikationszone dadurch vermieden werden, indem
die Belüftung in der letzten begasten Stufe soweit reduziert wird, dass der Restsauerstoff
nahezu aufgezehrt wird. Damit kann der Energieeintrag für die Belüftung reduziert und das
Volumen der Denitrifikation minimiert werden. Eine Kopplung der Sauerstoffregelung mit der
Ammonium-Konzentration im Permeat kann in Folge einer simultanen
Nitrifikation/Denitrifikation zu einer weitergehenden Stickstoffelimination führen. Die
Eliminationsleistung ist im Vergleich zu einer vorgeschaltete Denitrifikationsstufe sogar auf
einem höheren Niveau. Begünstigt wird diese weitergehende Elimination durch hohe
Trockensubstanzgehalte des belebten Schlammes. Aufgrund der Probleme, welche hohe
Trockensubstanzgehalte bei dem Betrieb einer Membrananlage mit sich bringen (erhöhter
Energieeintrag, Modulverstopfungen), geht die Tendenz zur Zeit in Richtung niedrigere
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
125
Trockensubstanzgehalte von 8 – 12 g/L. Ob auch bei diesen leicht geringeren
Trockensubstanzkonzentrationen dieser Effekt auftritt, bleibt zu untersuchen.
Dass innerhalb der belüfteten Reaktoren auch der Vorgang der Denitrifikation abläuft, setzt
das Vorhandensein leicht abbaubarer Substrate voraus.
Messungen der CSB-Konzentration in den einzelnen Reaktoren bekräftigen die Vermutung,
dass die Mikroorganismen das ihnen in der Denitrifikationskammer angebotene Substrat
zellintern gespeichert oder an der Schlammflocke absorbiert haben. Dieses Substrat können
die Organismen nun bei Sauerstoffmangel innerhalb der belüfteten Reaktoren im Zuge von
Denitrifikationsvorgängen umsetzten. Weiterhin kann der Vorgang der Zelllysis und damit die
Rücklösung organischer Stoffe nicht ausgeschlossen werden. Diekjakobs (2002) untersuchte
die Denitrifikationsrate in Membranbelebungsanlagen mit vor- und nachgeschalteter
Denitrifikation und kam zu dem Schluss, dass die bei Messungen der Denitrifikationsraten
von ausgezehrtem Schlamm auftretenden Denitrifikationsvorgänge überwiegend auf dem
Anteil des endogenen Erhaltungsstoffwechsels beruht und der Anteil der Lysisprodukte als
gering zu bewerten ist. Diese Aussage ist sicher anlagenspezifisch und kann nicht ohne
weiteres übertragen werden. Die Art der Kohlenstoffquelle, welche bei den in diesen
Untersuchungen auftretenden Denitrifikationsvorgängen verwendet wird, kann nicht genauer
bestimmt werden. Jedoch scheint es prinzipiell möglich, dass bei einer Betriebsführung der
Anlagen mit sehr geringen Schlammbelastungen und hohen Trockensubstanzgehalten eine
zwischengeschaltete Denitrifikationsstufe ohne Zugabe einer externen Kohlenstoffquelle
realisierbar ist.
Die höheren Überschussschlammproduktionen bei Betrieb der Pilotanlage mit mehrstufiger
Nitrifikation werden auf die unterschiedliche Qualität des Abwasserzulaufes zurückgeführt
(siehe Kapitel 5.3), die Anlagenkonfiguration wird hierbei keine Rolle gespielt haben.
6.7.2 Einfluss der kammerinternen Vermischungszustände
Durch die Konstruktion der Anlagen war ein sehr flexibler Betrieb hinsichtlich der
Strömungsführung möglich. An der Labor- sowie an der Pilotanlage wurde nun durch
Variation der Rezirkulationsströme versucht, zwei Grenzfälle der reaktorinternen
Vermischungszustände zu simulieren. Durch einen Betrieb mit interner Zirkulation gemäß
Abbildung 5-4 wurde dem Einfluss der Kaskadierung der belüfteten Stufe entgegengewirkt,
um den Betrieb der Pilotanlage PA I nachzustellen. Bei einem Betrieb ohne interne
Zirkulation (Abbildung 5-5) werden die Nitrifikationsreaktoren nacheinander durchlaufen, es
existiert keine interne Rückvermischung. Lediglich der zur Gewährleistung einer
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
126
ausreichenden Stickstoffelimination notwendige Rezirkulationsstrom zur Denitrifikation im
Verhältnis 4:1 wird aufrechterhalten.
CSB- und Stickstoffelimination
Um das Verhalten der internen Durchmischung auf das Abbauverhalten der Anlage näher zu
untersuchen, wurden bei beiden Anlagen jeweils Konzentrationsprofile des CSB, des
Ammonium-Stickstoffes sowie des Nitrat-Stickstoffes bei einer Betriebsführung mit interner
und ohne interner Zirkulation aufgenommen (Abbildung 6-40).
Abbildung 6-40: Konzentrationsprofile innerhalb der Labor- und der Pilotanlage bei einerBetriebsführung ohne und mit interner Durchmischung
Wie bereits in Kapitel 6.7.1 dargestellt, wird allein durch die Vermischung mit dem
Rezirkulationsstrom eine rechnerische Verdünnung der CSB-Konzentration um ca. 80 %
erreicht. Die Konzentration des CSB erfährt entlang der Reaktorkaskade beider Anlagen sowie
beider Betriebszustände keine wesentliche Änderung. So wurde bereits in der
Denitrifikationsstufe in der flüssigen Phase nahezu die Konzentration des Permeates
gemessen.
Der Verlauf des Ammonium-Stickstoffes zeigt eine Abnahme entlang des Fließweges des
Abwassers, wobei auch hier kein signifikanter Unterschied zwischen Labor- und Pilotanlage
auszumachen ist. Bei einer Betriebsweise ohne interne Zirkulation wurden in der ersten
Nitrifikationskammer noch Konzentrationen von um die 2 mg/L gemessen. Im weiteren Verlauf
wurden diese auf einen Wert nahe der Nachweisgrenze (0,01 mg/L) reduziert. Bei einem
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
127
Betrieb mit interner Zirkulation war bezüglich des Ammoniumabbaus abermals ein
stufenförmiger Abbau entlang des Fließweges des Abwassers messbar, obwohl die
belüfteten Stufen intern durchmischt wurden. Somit war auch trotz einer Durchmischung die
stufenweise Konstruktion der Kammern erkennbar. Die interne Vermischung reichte nicht aus,
um den Einfluss der Kaskadierung des Volumens aufzuheben. Es zeigte sich kein
wesentlicher Unterschied zwischen den beiden Anlagen.
Bei einem Vergleich der Ablaufkonzentrationen des Ammonium-Stickstoffes konnte
festgestellt werden, dass in beiden Anlagen bei einem Betrieb ohne interne Durchmischung
diese Konzentrationen geringer waren als bei einem Betrieb mit interner Durchmischung.
Diese weitergehende Reduzierung von 0,2 mg/L auf <0,02 mg/L ist auf diesem sehr geringen
Konzentrationsniveau technisch unerheblich. Der Vergleich der Ammonium-
Ablaufkonzentrationen der Pilotanlage bei Betrieb einer einstufigen Nitrifikation (PA I) mit
denen bei Betrieb einer mehrstufigen Nitrifikation (PA II und III) (Kapitel 6.7.1) zeigte
allerdings, dass grundsätzlich mit einer mehrstufigen Nitrifikation niedrigere Werte erreicht
werden.
Beide Anlagen wurden während dieser Messungen mit einer vorgeschalteten
Denitrifikationsstufe betrieben. Wie bereits in Kapitel 6.4.2 dargestellt, liegen die zu
erwartenden Nitratkonzentrationen im Permeat auf Grund des Rezirkulationsverhältnisses
bei ca. 8 mg/L. Die im Rahmen der hier durchgeführten Stufenmessungen ermittelten
Permeatkonzentrationen lagen bei Werten um 9 mg/L, bei einem Betrieb ohne interne
Durchmischung wurden bei der Pilotanlage sogar nur ca. 6 mg/L analysiert.
Die während der Probenahme durchgeführten Messungen der Sauerstoffkonzentration in der
Pilotanlage zeigten sehr niedrige Werte. In Abbildung 6-41 sind die gemessenen
Sauerstoffkonzentrationsprofile beider Anlagen bei einer Betriebsführung ohne interne
Zirkulation dargestellt.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
128
0
1
2
3
4
5
6
V R1 H V R3 V
Sau
erst
off
kon
zen
trat
ion
[mg
/L]
Deni. Nitri. I Nitri. II Nitri. III Nitri. IV
Pilotanlage
0
1
2
3
4
5
6
Deni R1 R2 R3Deni. Nitri. I Nitri. II Nitri. III
Laboranlage
Abbildung 6-41: Sauerstoffprofil innerhalb der Pilot- und Laboranlage (ohneFilterkammer) während der Stufenmessungen bei einer Betriebsführung ohne interneZirkulation
Hier zeigt sich, dass gerade bei der Pilotanlage auch innerhalb der Nitrifikationsstufen die
Sauerstoffkonzentration teilweise unter 1 mg/L, z.T. auch unter 0,1 mg/L fiel. Es sei darauf
hingewiesen, dass nach den in der 4. Nitrifikationskammer gemessenen zeitweise höheren
Konzentrationen wie in Kapitel 5.1.3 beschrieben, die Belüftung geregelt wird.
Wie bereits im Vorausgegangenen angesprochen und diskutiert, ist eine Voraussetzung für
das Einsetzen einer räumlich simultanen Denitrifikation neben dem Vorherrschen anoxischer
Bedingungen das Vorhandensein biologisch abbaubarer organischer Substrate. Es wurde
eingangs vermutet, dass die organischen Substrate im großen Umfang bereits in der
Denitrifikationsstufe adsorbiert werden. So kann das adsorbierte Substrat im Zuge einer
simultanen Denitrifikation innerhalb der Nitrifikationsstufe umgesetzt werden. Weiterhin kann
eine Denitrifikation auf Grund der durch Zelllysis freiwerdenden organischen Substrate nicht
ausgeschlossen werden.
Einen weiteren Hinweis auf eine simultan ablaufende Denitrifikation liefert die gute
Nitrifikation trotz der sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen. Bei einer Denitrifikation wird
durch den gleichzeitigen Abbau organischen Substrates Nitrat zu elementarem Stickstoff
umgewandelt, dabei entstehen Oxidationsäquivalente, welche der Nitrifikation dann zur
Verfügung gestellt werden. Nach Mudrack und Kunst (1994) können so 63 % des zur
Nitrifikation benötigten Sauerstoffs durch eine integrierte Denitrifikation zurückgewonnen
werden.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
129
Überschussschlammproduktion
Dass die unterschiedliche Überschussschlammproduktion bei Betrieb der Pilotanlage mit
einstufiger sowie mehrstufiger Nitrifikation nicht direkt auf die Reaktorgestaltung, vielmehr
auf das unterschiedliche Abwasser zurückzuführen ist, wurde bereits in Kapitel 6.7.1
diskutiert. Die in Abbildung 6-42 gegenübergestellten spezifischen
Überschussschlammproduktionen der Labor- und Pilotanlage bei einer Betriebsführung mit
und ohne interne Zirkulation bekräftigen diese Vermutung.
0,01
0,1
1
10
10 100 1000
rechnerisches Schlammalter tTS [d]
spez
. ÜS
-Pro
d. Ü
S BS
B5
[kg
TS
/kg
BS
B5]
PA
LA
ohne mit
int. Zirkulation
Abbildung 6-42: Spezifische Überschussschlammproduktion in Abhängigkeit vomSchlammalter bei den Betriebsführungen der Pilot- und Laboranlage „ohne“ und „mitinterner Zirkulation“
Im Rahmen der Schwankungsbreite ist zwischen den Schlammproduktionen der
unterschiedlichen Betriebsführungen kein Unterschied auszumachen.
Fazit
Ein Vergleich der Betriebsführung mit unterschiedlichem internen Vermischungsverhalten
der Pilot- und Laboranlage zeigt hinsichtlich der CSB-Elimination und der
Bei einer Betriebsführung ohne interne Durchmischung wurden niedrigere Ammonium-
Ablaufkonzentrationen beobachtet. Dieses Ergebnis deckt sich mit dem bei Vergleich der
Pilotanlage mit einstufiger- und mehrstufiger Nitrifikationskammer (Kapitel 6.7.1). Diese
weitergehende Nitrifikation ist auf diesem niedrigen Konzentrationsniveau unerheblich, es
kann jeweils von einer vollständigen Nitrifikation gesprochen werden.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
130
Gerade bei Betrieb der Pilotanlage ohne interne Durchmischung zeigt sich abermals, dass
die Permeatkonzentration hinsichtlich Nitrat sehr gering ist und sich nicht allein aufgrund der
Denitrifikationskapazität der vorgeschalteten Denitrifikationsstufe erklären lässt. Die
Nitratstickstoffmessungen innerhalb der belüfteten Reaktoren zeigen auch trotz einer
Nitrifikation keine Anreicherung von NO3-N. Da wiederum die Sauerstoffkonzentrationen
innerhalb der Reaktoren sehr niedrig waren, wird dieses Ergebnis mit dem Auftreten einer
simultanen Nitrifikation/Denitrifikation zu erklären sein. Damit lassen sich auch die
geringeren Ammoniumkonzentrationen im Permeat bei Betrieb ohne interne Durchmischung
begründen, da durch eine zeitgleich ablaufende Denitrifikation Oxidationsäquivalente
zurückgewonnen werden, welche direkt bei der Nitrifikation genutzt werden können, wobei
damit zusätzlich weniger Sauerstoff eingetragen werden muss.
6.7.3 Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe
Die aus den Stufenmessungen an der Pilotanlage gewonnene Erkenntnis, dass innerhalb
der Nitrifikationsstufen bei sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen eine räumlich simultane
Denitrifikation einsetzen kann, führte zu dem Betrieb der Laboranlage mit einer
zwischengeschalteten Denitrifikationskammer gemäß Abbildung 5-6. Zu der Zeit der
Versuchsdurchführung wurde die CSB-Konzentration durch Zugabe einer externen C-Quelle
(Natriumacetat) künstlich angehoben, um das Abbauverhalten der Anlage zu stabilisieren
und bezüglich der Zulaufkonzentrationen vergleichbare Bedingungen herzustellen (siehe
Kapitel 6.4.1 und 6.4.2).
Abbildung 6-43 zeigt die CSB- Konzentration des Abwasserzulaufes sowie die Nitrat-
Stickstoffkonzentration des Permeates und die beobachtete Gesamtstickstoffelimination
während einer Betriebsführung der Laboranlage mit zwischengeschalteter Denitrifikation.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
131
1
10
100
820 830 840 850 860 870 880 890 900 910 920
Messtag [d]
NO
3-N
(P
erm
eat)
[m
g/l]
,N
ges
.-Elim
inat
ion
[%
]
100
1000
CS
B (
Zu
lau
f) [
mg
/l]
CSB zu
NO3-N
Nges.-Eli. Laboranlage
Abbildung 6-43: Stickstoffelimination und NO3-N-Konzentration des Permeates derLaboranlage bei zwischengeschalteter Denitrifikationsstufe im Kontext zur CSB-Konzentration des Abwasserzulaufes
Die Nitrifikation verlief während des Zeitraumes bis auf eine kurzzeitige Störung vollständig
(Anhang A 4). Die gemittelte Permeatkonzentration beträgt 0,75 mg/L, wobei mit Ausnahme
der Störungen 0,2 mg/L erreicht werden.
Auch mit einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe liegen die
Nitratstickstoffkonzentrationen des Permeates in weiten Bereichen unter 10 mg/L.
Kurzzeitige Ausfälle der externen C-Quelle (MT 842, MT 868, MT 873) wirken sich nicht
direkt auf die Stickstoffeliminationsleistung aus. Ein über mehrere Tage erfolgtes langsames
Absinken der CSB-Zulaufkonzentration hingegen (MT 884 – MT 900) wirkt sich direkt in
Form einer sinkenden Eliminationsleistung in Folge einer einbrechenden Denitrifikation aus.
Das Absinken des CSB ist auf Probleme bei der Zudosierung der externen C-Quelle
zurückzuführen, somit wird dem belebten Schlamm weniger leicht abbaubares Substrat
zugeführt und die Denitrifikationskapazität sinkt. Nach Beseitigung der Probleme konnte
erneut eine Stabilisierung der Stickstoffelimination auf sehr hohem Niveau (ca. 90 %) erreicht
werden.
Um einen Eindruck über die kammerinternen Konzentrationen und Abbaumechanismen zu
erhalten, wurden abermals die Konzentrationsprofile entlang des Fließweges des Abwassers
aufgenommen. Diese Profile zeigt Abbildung 6-44, wobei die dargestellten Werte wieder die
Mittelwerte von 3 repräsentativen Messungen an unterschiedlichen Tagen darstellen.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
132
Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikation
0
2
4
6
8
10
12
0,00 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00 7,00 8,00
NO
3-N
[m
g/L
]
0,001
0,01
0,1
1
10
100
1000
CS
B, N
H4-
N [
mg
/L]
NO3-N CSB NH4-N
Zulauf MP R1 R2 Deni MP R3
Laboranlage
Abbildung 6-44: Konzentrationsprofile innerhalb der Laboranlage bei einerBetriebsführung mit einer zwischengeschalteten Denitrifikation
An dem Verlauf der CSB-Konzentration zeigt sich keine Veränderung gegenüber den
Profilen eines Betriebes mit vorgeschalteter Denitrifikation. Die Ammoniumkonzentration fällt
allein durch die Verdünnung mit dem Rezirkulationsstrom der Filterkammer auf Werte um
5 mg/L, in den folgenden Nitrifikationsreaktoren und der Denitrifikationskammer wurden
Konzentrationen um 2 mg/L gemessen. Innerhalb der Filterkammer wurde der
Ammoniumgehalt weiter bis auf 0,5 mg/L reduziert. Die Nitratkonzentrationen lagen in allen
Reaktoren auf einem sehr niedrigen Niveau, die Permeatkonzentration betrug ca. 4 mg/L.
Dies entspricht einer Gesamtstickstoffelimination von ca. 94 %. Dieser Betriebszustand
konnte über mehrere Tage stabil gehalten werden. Abbildung 6-45 veranschaulicht die
Stabilität der NO3-N-Permeatkonzentrationen. Die dargestellten Messungen zeigen das
Ergebnis von Online-Messungen im Permeat über einen Zeitraum von 3 Tagen.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
133
2
4
6
8
Messtag [d]
NO
3-N
[m
g/L
]
829 830 831
Laboranlage
Abbildung 6-45: NO3-N Online-Messungen im Permeat der Laboranlage
Ein wichtiger Punkt bei der Bewertung dieser Ergebnisse sind die sehr niedrigen
Sauerstoffkonzentrationen in den Nitrifikationsstufen (Abbildung 6-46). In den
Nitrifikationsreaktoren war die Sauerstoffkonzentration z.T. nahe der Nachweisgrenze, nur in
der Filterkammer lagen auf Grund der notwendigen Modulbelüftung die
Sauerstoffkonzentrationen im Mittel bei ca. 6 mg/L.
0,01
0,1
1
10
R1 R2 Deni MP R3
O2
[mg
/L]
MT 826
MT 828
MT 831
MT 877
Laboranlage
Abbildung 6-46: Sauerstoffkonzentrationen während der Stufenmessungen,Betriebsführung mit zwischengeschalteter Denitrifikation
Diese Betriebsbedingungen führen abermals zu der Vermutung, dass eine simultane
Nitrifikation/Denitrifikation auftritt, wie bereits Collivignarelli und Bertanza (1999) bei einem
Betrieb eines Belebtschlammreaktors mit sehr niedrigen Sauerstoffkonzentrationen
feststellen konnten. Da selbst in der Denitrifikationsstufe noch eine Reduzierung des
Nitratstickstoffes zu erkennen ist, muss leicht abbaubares Substrat für die Mikroorganismen
zur Verfügung stehen. Wie bereits diskutiert kann die Herkunft des Substrates (Biosorption,
Lysis) nicht geklärt werden.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
134
Da die Messungen des CSB in den unterschiedlichen Reaktoren der Anlage keinen
Aufschluss über den lokalen Kohlenstoffabbau geben, wurde parallel die CO2-Konzentration
im Abgas ermittelt. Die einzelnen Reaktoren der Laboranlage waren in sich abgeschlossen
und ermöglichten eine Trennung des Abluftsystems und damit eine gezielte Analyse der
unterschiedlichen Teilströme. Anhang A 5 zeigt die Stabilität und Reproduzierbarkeit der
Abgasmessungen exemplarisch an Messungen zweier Messtage.
Die ermittelten spezifischen C- Emissionen in den einzelnen belüfteten Reaktoren und die
durch Bilanzierung berechneten Emissionen der Denitrifikationskammer zeigt Abbildung
6-47, näheres zu den Berechnungen siehe Anhang A 6.
Für den ersten und zweiten Nitrifikationsreaktor N1 und N2 kann eine mittlere spezifische
Emission von 0,0005 g/(h·g TS) angegeben werden. Es zeigt sich eine deutliche Diskrepanz
zwischen den C- Emissionen der ersten zwei Nitrifikationsbehältern und denen der
Denitrifikationskammer bzw. der Filterkammer. Die spezifische Emission der Filterkammer
N3 ist mit 0,001 g/(h·g TS) fast doppelt so groß wie die der anderen Nitrifikationskammern,
von der Denitrifikationsstufe werden sogar Emissionen von mehr als 0,003 g/(h·g TS)
berechnet.
0
0,0005
0,001
0,0015
0,002
0,0025
0,003
0,0035
N1 N2 Deni N3
spez
ifis
che
C-
Em
issi
on
[g
/(h
*gT
S)]
berechnet
Laboranlage
MT
903
MT
904
MT
910
MT
911
MT
912
Abbildung 6-47: Spezifische C- Emissionen der Reaktoren der Laboranlage
Die hier dargestellten Messungen wurden in dem Zeitraum durchgeführt, in dem die CSB-
Konzentration des Abwasserzulaufes durch eine externe C-Quelle (Natriumacetat) erhöht
wurde. Abbildung 6-48 zeigt den Einfluss dieser Konzentrationserhöhung durch leicht
abbaubares organisches Substrat auf die CO2- Emission des ersten Nitrifikationsbehälters.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
135
1800
2000
2200
2400
2600
0:00 0:30 1:00 1:30 2:00 2:30 3:00
Zeit [h:min]
CO
2 (A
bg
as N
1) [
pp
m]
Dosierpumpe ein
Abbildung 6-48: Änderung der CO2-- Konzentration im Abgasstrom des Nitrifikations-reaktors N1 der Laboranlage nach Erhöhung des CSB des Abwasserzulaufes
Wird der Anlage leicht abbaubares Substrat zudosiert, macht sich dies im ersten belüfteten
Behälter durch eine Abnahme der CO2-Konzentration im Abgasstrom bemerkbar.
Eine eindeutige Erklärung für dieses Phänomen lässt sich nicht ohne weiteres finden.
Möglich ist zunächst eine Hemmung der Mikroorganismen durch die Zugabe des
Natriumacetates. Bei Verwendung des Acetates als Substrat spalten die Bakterien
Natriumionen ab. Ist die Pufferkapazität des belebten Schlammes gering, ist eine Zunahme
des pH-Wertes des belebten Schlammes zu erwarten und eine mögliche Hemmung der
Biozönose nicht auszuschließen. Kontinuierliche Messungen des pH-Wertes des Schlammes
der Laboranlage (Abbildung 6-49) bestätigen eine Zunahme des pH-Wertes bei Einschalten
der Dosierpumpe.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
136
6,6
6,8
7
7,2
7,4
7,6
Messtag [d]
pH
-Wer
t [-
]
898 903 908 913
Dosierpumpeein
Abbildung 6-49: Einfluss der Zudosierung von Natriumacetat auf den pH-Wert desbelebten Schlammes
Die Messung des pH- Wertes erfolgte nach der zweiten belüfteten Stufe N2, somit ist
anzunehmen, dass in den ersten zwei Reaktoren der pH- Wert noch höher war, da bis zu
dem Messort einerseits eine Abpufferung stattfinden kann, andererseits kann bei pH- Werten
> 7 eine biologische Neutralisation des pH- Wertes durch die CO2-Produktion der
Mikroorganismen auftreten.
Die CSB- Konzentration wurde um ca. 500 mg/L angehoben, dies entspricht einer Menge
von 640 mg/L Acetat mit einem rechnerischen pH- Wert von 9,34. Die Verweilzeit im ersten
belüfteten Reaktor beträgt ca. 50 Minuten. Wie Abbildung 6-48 zeigt, stellt sich nach dem
Verstreichen von ungefähr einer Verweilzeit eine konstante CO2- Emission ein. Es kann
angenommen werden, das sich dann ein pH- Wert in Höhe der Acetatlösung (ca. pH= 9,34)
eingestellt hat.
Nach Mudrack et al. (1994) hat die Erfahrung beim Belebungsverfahren gezeigt, dass im
Bereich zwischen pH 6,0 – 8,5 keine Schwierigkeiten zu erwarten sind. Nach Anthonisen et
al. (1976) sollte der pH-Wert zwischen 6 und 7 gehalten werden, um eine Hemmwirkung auf
die beteiligten Organismen gänzlich auszuschließen. Es kann demnach angenommen
werden, dass durch die Zugabe des Natriumacetates somit die Biozönose in deren
Abbauleistung empfindlich gestört wurde.
Abbildung 6-50 stellt diesen Einfluss der Zudosierung von leicht abbaubarem Substrat
(Natriumacetat) auf die C- Emission der drei belüfteten Reaktoren sowie der
Denitrifikationskammer dar.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
137
0
0,0005
0,001
0,0015
0,002
0,0025
0,003
0,0035
N1 N2 Deni N3
spez
ifis
che
C-
Em
issi
on
[g
/h*g
TS
]ohne ext. C
mit ext. C
berechnet
gemessen
MT
897
MT
903
MT
904
MT
910
MT
911
MT
912M
T 8
98M
T 9
17
Abbildung 6-50: C- Emission der Reaktoren der Laboranlage mit und ohne Zugabe vonleicht abbaubarem Substrat
Die Emission der Denitrifikationskammer wurden z.T. bilanziert, zwei Messungen wurden zur
Kontrolle durchgeführt. Die bilanzierten Konzentrationen stimmen im Rahmen der
Schwankungsbreite gut mit den in der Denitrifikationskammer gemessenen Konzentrationen
überein. Im ersten Nitrifikationsreaktor zeigt sich deutlich die bereits diskutierte Abnahme der
C- Emission bei Zugabe leicht abbaubaren Substrates, welche auf eine Hemmung der
Organismen zurückgeführt wurde. In N2 und N3 ist die Änderung nicht offensichtlich. In der
zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe hingegen macht sich die Zugabe von leicht
abbaubarem Substrat zum Abwasserzulauf durch einen starken Anstieg der C- Emission
bemerkbar.
Wie die Messung des pH- Wertes im zirkulierenden belebten Schlamm direkt vor der
Denitrifikationskammer zeigt (Abbildung 6-49), ist dieser bereits von dem berechneten Wert
von 9,34 auf Werte um 7,4 gesunken. Demnach wird die Hemmwirkung nachgelassen haben
und die Organismen werden wieder aktiv. Da die Konzentration an organischen
Verbindungen durch die vorausgegangene Hemmung höher sein wird als im Normalfall,
macht sich dies durch einen gesteigerten Umsatz in der Denitrifikationsstufe bemerkbar.
In der Filterkammer ist kein Einfluss ersichtlich. Durch die erhöhte interne Vermischung der
belüfteten Reaktoren wird sich der pH- Wert ausgeglichen haben und das zusätzlich
zudosierte leicht abbaubare Substrat wird in der Denitrifikationskammer umgesetzt worden
sein.
6 Ergebnisdarstellung und Diskussion
138
Um einen Eindruck von dem tatsächlichen lokalen Kohlenstoffabbau der Laboranlage zu
bekommen, können somit lediglich die Messungen ohne Zugabe einer externen
Kohlenstoffquelle herangezogen werden. Dabei zeigt sich eine annähernd gleichmäßige
Verteilung der spezifischen C – Emission auf die belüfteten Reaktoren. Die an Hand der
Konzentrationsmessung in den einzelnen Reaktoren ermittelte Reduzierung der CSB-
Konzentration auf Permeatqualität bereits im ersten Reaktor ist somit nicht auf
Abbauvorgänge zurückzuführen, vielmehr wird die Vermutung der zellinternen Speicherung
und Biosorption unterstützt, wodurch während der Passage durch die Anlage den
Organismen organische Verbindungen zur simultanen und auch zwischengeschalteten
Denitrifikation zur Verfügung stehen.
Fazit
Der Betrieb einer zwischengeschalteten Denitrifikation bei der Laboranlage lieferte neben
einer unverändert guten CSB-Eliminationsleitung auch gute Ergebnisse hinsichtlich der
Nitrifikation und Denitrifikation. Die Nitrifikation verlief vollständig. Die Nitratkonzentration im
Permeat konnte über mehrere Tage stabil bei 4 mg/L gehalten werden. Damit wurde eine
Gesamtsickstoffelimination von ca. 94 % erreicht.
Bei dieser Betriebsführung sind wieder die sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen wichtig.
Auch in den ersten beiden belüfteten Reaktoren liegen die Gelöstsauerstoffkonzentrationen
unter 1 mg/L. Innerhalb dieser Reaktoren werden nicht ausschließlich Nitrifikationsreaktionen
stattfinden, eine simultane Nitrifikation/Denitrifikation ist ebenfalls möglich.
Bei Zugabe einer leicht abbaubaren C-Quelle zum Abwasserzulauf konnte eine
Verschiebung der C- Emission der unterschiedlichen Reaktoren beobachtet werden. Diese
wurde auf eine Hemmung der Mikroorganismen durch einen Anstieg des pH- Wertes
zurückgeführt. Messungen der CO2- Emission der einzelnen Reaktoren zeigten eine nahezu
gleichmäßige Verteilung. Da das parallel gemessene CSB- Konzentrationsprofil entlang des
Fließweges des Belebtschlamm- Abwassergemisches eine vollständige Reduzierung der
CSB- Konzentration in der flüssigen Phase bereits im ersten Reaktor zeigte, wird
angenommen, dass bei dem ersten Kontakt des Abwassers mit dem belebten Schlamm
sofort Substrat zellintern und durch Adsorption an die Schlammflocken gespeichert wird. Die
Speicherstoffe stehen dann in einer zwischengeschalteten unbelüfteten Stufe für den
Vorgang der Denitrifikation zur Verfügung.
7 Schlussfolgerung und Ausblick
139
7 Schlussfolgerung und Ausblick
Ziel dieser Untersuchungen war es, grundlegende Fragestellungen für die Weiterentwicklung
der Membrantechnik in der kommunalen Abwasserreinigung näher zu beleuchten.
Um die Auswirkungen verfahrenstechnischer Einflussparameter auf die unterschiedlichen
Teilschritte des Membranverfahrens zu erarbeiten, wurden Versuche an zwei Anlagen
verschiedenen Maßstabes durchgeführt. Hierbei konnte eine gute Vergleichbarkeit der
Anlagen nachgewiesen werden. Dies betrifft nicht nur die Abbauleistung der Anlagen
hinsichtlich CSB-Elimination, Nitrifikation und Denitrifikation. Auch die
Überschusschlammproduktion beider Anlagen lieferte vergleichbare Ergebnisse. Beide
Anlagen wurden ohne Animpfen in Betrieb genommen, es konnte sich somit im belebten
Schlamm jeweils eine spezifische Biozönose ausbilden. Innerhalb der Anlagen wurden die
Schlämme einer unterschiedlichen Scherbeanspruchung (Pumpen, Rohrleitungsdimension)
ausgesetzt. Trotzdem war im rheologischen Verhalten der Belebtschlämme kein Unterschied
auszumachen. Diese Ergebnisse legitimieren die Durchführung von Versuchen an
Laboranlagen und die Übertragbarkeit auf Pilotanlagen, die Möglichkeit der Übertragbarkeit
auf großtechnische Anlagen bleibt zu untersuchen.
Wurde vor einigen Jahren noch der Standpunkt vertreten, Membranbioreaktoren seien bis zu
einem Trockensubstanzgehalt von bis zu 25 g/L problemlos (Krauth 1997) bzw. bis zu 30 g/L
sicher betreibbar (Engelhardt et al. 1997), so wird momentan die Konzentration der
Biomasse eher geringer gehalten, da ein hoher TS- Gehalt u.a. zu höheren Betriebskosten
aufgrund des verschlechterten Stoffübergangs führt. Werte von 12 g/L (Cornel et al. 2001)
bzw. 8 g/L (Coté 2001) werden heute als üblich bezeichnet. So ist der Auslegung der
großtechnischen Membranbelebungsanlage in Markranstädt ebenfalls ein
Trockensubstanzgehalt von 12 g/L zugrunde gelegt worden (Stein et al. 2001).
Betrachtungen des Energieverbrauchs zeigten hierbei, dass im Vergleich zu einem Betrieb in
einem Bereich von 15 – 21 g/L TS bei einem Betrieb der Anlage im Bereich von 9 – 12 g/L
TS nur ein Drittel der spezifischen Energie benötigt wird (1 kWh/m³ im Vergleich zu 3
kWh/m³) (Stein et al. 2001). Anlagen, welche sich momentan in der Planungsphase
befinden, werden zumTeil mit deutlich niedrigeren TS-Gehalten ausgelegt (6 g/L (Frechen
2001) bzw. 10 g/L (Moos 2001) ), um eine wirtschaftliche Belüftung zu ermöglichen.
Im Rahmen dieser Untersuchungen haben sich zeitweise sehr hohe
Trockensubstanzkonzentrationen im Belebungsbecken von bis zu 34 g/L eingestellt. Bereits
bei Konzentrationen um 25 g/L konnte jedoch kein sicherer Betrieb der Anlage gewährleistet
werden.
7 Schlussfolgerung und Ausblick
140
Ein Betrieb beider Anlagen mit einem Trockensubstanzgehalt um 15 g/L war über einen
langen Zeitraum problemlos möglich und lieferte eine gute Reinigungsleistung. Es konnte
eine sehr hohe Stickstoffelimination beobachtet werden, welche sich nicht allein durch die
Rezirkulation des belebten Schlammes zurück zur Denitrifikationskammer begründen lässt.
Es wird angenommen, dass durch höhere Belebtschlammkonzentrationen und geringere
Sauerstoffkonzentrationen innerhalb der Nitrifikationszone anoxische Bereiche geschaffen
wurden, in denen simultan denitrifiziert wurde. In sofern wird durch die Ergebnisse dieser
Untersuchungen ein Bereich der Trockensubstanzkonzentration von 12 – 15 g/L als optimal
angesehen, das Schlammalter betrug 20 – 60 Tage.
Die Betriebsweise einer zwischengeschalteten Denitrifikationsstufe lieferte bei der
Laboranlage sehr gute Ergebnisse hinsichtlich der Reinigungsleistung. Da die
Sauerstoffkonzentration in allen Kammern mit Ausnahme der Filterkammer auf einem sehr
geringen Niveau lag, wurde vermutet, dass auch bei dieser Betriebsweise örtlich simultan
denitrifiziert wurde. Die Stickstoffelimination ist mit 94% als sehr hoch zu bewerten. Die
stabile Nitrifikation trotz einer geringen Sauerstoffkonzentration bietet die Möglichkeit der
Energieeinsparung bei der Belüftung. Hier besteht noch weiterer Forschungsbedarf
hinsichtlich der Stabilität dieser Betriebsführung.
Durch die Untersuchungen konnte nicht geklärt werden, welche Art der Kohlenstoffquelle
den Organismen bei der simultanen und auch der zwischengeschalteten Denitrifikation
verfügbar ist. Durch die gemessenen CO2- Emissionen wird die Vermutung unterstützt, dass
organisches Substrat zellintern sowie an den Flocken des belebten Schlammes gespeichert
wird und somit im weiteren Verlauf den Organismen zur Verfügung steht.
Es konnte bei beiden Anlagen kein Betrieb ohne Überschussschlammabzug eingestellt
werden. Der Schlammanfall ist aber vergleichsweise gering und mit steigendem
rechnerischen Schlammalter konnte eine Tendenz in Richtung minimalen Wachstums
beobachtet werden. Da bei dieser Verminderung des Klärschlammanfalls einerseits ein
Umweltentlastungspotential liegt, andererseits die Kosten für eine Klärschlammentsorgung
reduziert werden, ist ein Betrieb von Kläranlagen mit vermindertem Schlammanfall
anzustreben.
Es ist zu vermuten, dass durch einen Betrieb von Belebungsanlagen mit geringem Abzug
von Überschussschlamm eine Aufkonzentrierung von toxisch wirkenden Komponenten in der
Biomasse erfolgt und somit der Entsorgung des Schlammes eine besondere Bedeutung
zukommt. Die Analyse der Schwermetallkonzentrationen des Zu- und Ablaufes der
Pilotanlage ermöglichte eine Abschätzung der Schwermetallbelastung des Schlammes. In
einer worst-case-Betrachtung konnte gezeigt werden, dass erst nach 310 Tagen Betrieb
7 Schlussfolgerung und Ausblick
141
ohne Schlammabzug die in der Klärschlammverordnung vorgegebenen Konzentrationen für
Zink überschritten wird (Kraume et al. 2001). Ein weiteres Problem einer Betriebsweise ohne
regelmäßiger Schlammentnahme ergibt sich aus einer Akkumulation mineralischer
Substanzen im Reaktor und damit einer Abnahme des Glühverlustes mit der Betriebszeit.
Bei einem längeren Betrieb der Pilotanlage ohne Schlammabzug konnte die Ausbildung
eines Sedimentes beobachtet werden, welches aus einem hohen Anteil anorganischen
Materials bestand. Obwohl eine Beeinträchtigung der Abbauleistung in beiden Anlagen mit
steigendem Schlammalter nicht beobachtet werden konnte, sollte aus dem Grund der
Akkumulation von Schadstoffen und mineralischem Material in regelmäßigen Abständen
Belebtschlamm entnommen werden, um die in der Klärschlammverordnung festgelegten
Grenzwerte sicher einhalten zu können.
Im Rahmen der vorliegenden Arbeit wurde u. a. der Einfluss der Kaskadierung des belüfteten
Reaktors untersucht. Die Kaskadierung bietet grundsätzlich den Vorteil der besseren
Anpassung des Sauerstoffbedarfs der einzelnen Reaktoren und damit die Möglichkeit, mit
einer minimalen Belüftung eine vollständige Nitrifikation zu gewährleisten und Energie
einzusparen. Die örtlich simultan ablaufende Denitrifikation ist als positiv zu bewerten, da der
Sauerstoffrückgewinn eine Energieeinsparung liefert.
Ein weiterer Vorteil der Kaskadierung ist, dass durch eine separate Sauerstoffregelung der
verschiedenen Reaktoren Bereiche geschaffen werden können, in denen der Sauerstoff
gänzlich aufgezehrt wird. Bei einer Rezirkulation des belebten Schlammes aus diesen Zonen
zurück zu einer vorgeschalteten Denitrifikationskammer wird somit einer
Sauerstoffverschleppung entgegengewirkt, wodurch das Denitrifikationsvolumen verkleinert
werden kann. Weitere Untersuchungen gerade zur Stabilität der Betriebsweise und auch
zum Einfluss des Abwassers sollten jedoch noch durchgeführt werden.
8 Zusammenfassung
142
8 Zusammenfassung
Die in dieser Arbeit durchgeführten Untersuchungen dienen dazu, Lösungen oder
Lösungsansätze für noch nicht geklärte technische Fragen offenzulegen, um damit die
konkrete Umsetzung der Membrantechnologie in der kommunalen Abwassertechnik zu
erleichtern. Grundlagen hierfür lieferten Untersuchungen an einer Pilotanlage (3,6 m³) des
Umweltbundesamtes in Berlin, welche 1997 erstmals in Betrieb genommen wurde und bis
Ende 1998 sehr gute Betriebsergebnisse erzielte. Nach Modifikation der Anlage ist diese im
Rahmen dieser Untersuchungen wieder in Betrieb genommen worden. Um eine flexible
Versuchsdurchführung zu gewährleisten und spezielle Fragestellungen näher zu
untersuchen, wurde eine Technikumsanlage (160 L) weitgehend analog zur Pilotanlage
konstruiert und aufgebaut.
Es konnte gezeigt werden, dass die Anlagen unterschiedlicher Maßstäbe eine vergleichbare
Eliminationsleistung hinsichtlich der Kohlenstoffverbindungen aufwiesen. In beiden Anlagen
konnte eine stabile Nitrifikation und eine sehr gute Denitrifikation beobachtet werden. Es
wurden unterschiedliche Strategien bezogen auf das Abziehen von Überschussschlamm
verfolgt. Ein Betrieb ohne Überschussschlammanfall war nicht möglich, da selbst bei sehr
niedrigen Schlammbelastungen und einem hohen rechnerischen Schlammalter
Überschussschlamm produziert wurde.
Die Untersuchung der Potentiale von Verfahrensänderungen zeigte, dass ein direkter
Einfluss der Reaktorgestaltung in Form einer kaskadierten belüfteten Stufe im Vergleich zu
einem vollständig durchmischten Reaktor sowie der kammerinternen Vermischungszustände
keinen maßgeblichen Einfluss auf die Reinigungsleistung ausübt. Als ein Vorteil der
Kaskadierung wird die Möglichkeit der feineren Regelung der Sauerstoffkonzentration
innerhalb der einzelnen Stufen gesehen. Hierbei kann einerseits bei einer vorgeschalteten
Denitrifikationsstufe eine Sauerstoffverschleppung unterbunden werden, andererseits kann
der Sauerstoffgehalt in einzelnen Zonen gering gehalten werden (< 1 mg/L), wodurch eine
simultane Nitrifikation / Denitrifikation ermöglicht wird. Als eine Voraussetzung hierfür wird
ein erhöhter TS-Gehalt (15 g/L) angesehen. Die geringere Belüftung birgt eine
Energieeinsparung. Durch die Vermeidung der Sauerstoffverschleppung kann das
Denitrifikationsvolumen verringert werden, was abermals zu einer Kosteneinsparung führt.
An Hand der Laboranlage konnten gute Ergebnisse bei Betrieb der Anlage mit einer
zwischengeschalteten Denitrifikationskammer beobachtet werden. Es zeigte sich hierbei eine
gute und über mehrere Tage stabile CSB-Elimination, Nitrifikation und Denitrifikation.
A Anhang
143
9 Anhang
Anhang A 1: Probenahme-Membranmodul (nicht maßstabsgetreu)
A Anhang
144
0
5
10
15
20
25
30
35
0 200 400 600 800 1000
Messtag [d]
Tem
per
atu
r [°
C]
Pilotanlage PA II und PA III
Anhang A 2: Temperatur im Reaktor der Pilotanlage
0
5
10
15
20
25
0 100 200 300 400 500 600 700 800
Messtag [d]
TS
-Ko
nze
ntr
atio
n [
g/l]
Pilotanlage PA I
Anhang A 3: TS- Konzentration der Pilotanlage PA I
A Anhang
145
0,01
0,1
1
10
100
820 830 840 850 860 870 880 890 900 910 920
Messtag [d]
NH
4-N
(P
erm
eat)
[m
g/l]
Laboranlage
Anhang A 4: NH4-N des Permeates der Laboranlage bei Betrieb einer zwischengeschaltetenDenitrifikationsstufe
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
0:00 0:05 0:10 0:15 0:20 0:25 0:30
Zeit [h:min]
CO
2 (A
bg
as)
[pp
m]
MT 890
MT 891
N1
N3
N2
Anhang A 5: Abgasmessungen in der Laboranlage (Kurzzeitmessungen)
A Anhang
146
Anhang A 6: Berechnung der C-Emissionen in den belüfteten Reaktoren
Gemessener Wert: CCO2 [Vol.-%]
Umrechnumg in [L/h]: CCO2 · VL = CCO2* [L/h]
mit: VL= Volumenstrom der Belüftung in [L/h]
Umrechnung in CO2- Massenstrom: CCO2* · ρCO2 = MCO2 [g/h]