Verbesserung der vermehrten biologischen Phosphatelimination durch Zugabe von Dolomitkalkhydrat

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung

2 Veranlassung und Zielsetzung
2.1 Veranlassung
2.2 Zielsetzung

3 Phosphorelimination in kommunalen Kläranlagen
3.1 Chemische Phosphorelimination
3.1.1 Verfahren
3.1.1.1 Vorfällung
3.1.1.2 Simultanfällung
3.1.1.3 Nachfällung
3.2 Biologische Phosphorelimination
3.2.1 Die „normale“ biologische Phosphorelimination
3.2.2 Die „erhöhte“ biologische Phosphorelimination
3.2.3 Einflüsse auf die erhöhte biologische Phosphorelimination
3.2.3.1 Einflussfaktoren auf die anaerobe Phosphatfreisetzung
3.2.3.2 Einflussfaktoren auf die aerobe Phosphataufnahme
3.2.3.3 Allgemeine Abhängigkeiten der Bio-P
3.2.3.4 Verfahrenskonzepte zur Bio-P auf Kläranlagen
3.2.3.4.1 Hauptstromverfahren
3.2.3.4.2 Nebenstromverfahren
3.3 Die biologisch induzierte Phosphorelimination
3.4 Vergleich der chemischen und biologischen Phosphorelimination

4 Einsatz von Kalk bei der Phosphorelimination
4.1 Chemisch-physikalische Phosphorelimination
4.2 Einfluss von Ca und Mg auf die biologische Phosphatelimination
4.2.1 Initiierung einer biologisch induzierten Calciumphosphatfällung
4.2.2 Intensivierung der Phosphat-Speicherprozesse
4.3 Senkung des Schlammindex
4.4 Anhebung der Säurekapazität

5 Beschreibung der biologischen Kläranlage des Forschungszentrums Karlsruhe
5.1 Das Sammelsystem für Fäkalwasser
5.2 Die biologische Stufe
5.3 Nachklärung und Schlammbehandlung
5.4 Der Fäkalzulauf
5.4.1 Hydraulische Belastung
5.4.2 Zusammensetzung des Zulaufs
5.4.2.1 Belastung des Abwassers mit organischen Verbindungen
5.4.3 Stickstoffbelastung im Zulauf
5.4.4 Phosphorbelastung im Zulauf
5.4.5 Säurekapazität im Zulauf
5.5 Ablaufwerte
5.6 Folgerungen für die erhöhte biologische Phosphorelimination

6 Beschreibung der Laborkläranlage
6.1 Aufbau der Laborkläranlage
6.1.1 Mess- und Regeleinrichtungen der Laborkläranlage
6.2 Simulation der Betriebskläranlage

7 Versuche zum Einfluss von Dolomitkalk auf die biologische Phosphorelimination
7.1 Allgemeine Versuchsbedingungen
7.2 Analytik
7.3 Versuchsabschnitte
7.3.1 Versuchsabschnitt 1: Einfahren der Laborkläranlage
7.3.1.1 Versuchsaufbau 1
7.3.1.2 Ergebnisse des Versuchsabschnittes 1
7.3.1.3 Zusammenfassung des Versuchsabschnittes 1
7.3.2 Versuchsabschnitt 2: Zudosieren von Kantinenabfällen
7.3.2.1 Versuchsaufbau des Versuchsabschnittes 2
7.3.2.2 Ergebnisse des Versuchsabschnittes 2
7.3.2.3 Zusammenfassung des Versuchsabschnittes 2 (Zudosieren von Kantinenabfällen)
7.3.3 Versuchsabschnitt 3: Zudosieren von Dolomitkalkhydrat
7.3.3.1 Ergebnisse des Versuchsabschnittes 3
7.3.3.2 Zusammenfassung des Versuchsabschnittes 3

8 Diskussion der Versuchsergebnisse
8.1 Zusammenfassung der Versuchsergebnisse mit und ohne Dolomitkalkhydratdosierung
8.2 Kostenrechnung
8.3 Folgerungen und Empfehlungen

9 Verzeichnis der Tabellen und Abbildungen

10 Literaturverzeichnis

11 Verwendete Größen und Abkürzungen

1 Einleitung

Die Anforderungen und das Verständnis um die Erhaltung der Natur und ihrer Ressourcen steigen ständig. Es wurde erkannt, dass die industrielle Entwicklung und unsere damit entstandene Zivilisation die Natur stark beanspruchen. Den Menschen, besonders in den Industrienationen, ist dieses Naturverständnis leider weitestgehend verloren gegangen. Umso größer sind damit die Ansprüche, die an die Abwasserreinigung gestellt werden: Allein der Phosphoreintrag in das Oberflächengewässer in der BRD stammt zu 75% aus den kommunalen und industriellen Kläranlagen [Firk, Gegenmantel, 1986]. Somit ist die Verminderung der Phosphorbelastung aus dieser Belastungsquelle von hoher Priorität.

Da infolge der Einführung von Mindestanforderungen für BSB (1979), N und P (1992) die Investitions- und Betriebskosten stark gestiegen sind [Amend, Bumiller, Kusche, Donnert, 2000], wächst das Interesse an kostengünstigen und effektiven Verfahren stetig. Biologische Reinigungsverfahren erwiesen sich in ihrer Eliminationsleistung schon immer als sehr effektiv. Allerdings benötigen sie möglichst konstante Randbedingungen (u.a. Temperatur, Zulaufkonzentrationen).

Hierbei kommt der biologischen Phosphorelimination in den letzten Jahren eine immer größere Bedeutung zu, was sich an den zahlreichen Forschungsarbeiten und der steigenden Anzahl an Kläranlagen, die dieses Verfahren bereits erfolgreich einsetzen, deutlich wiederspiegelt [Scheer, 1994].

2 Veranlassung und Zielsetzung

2.1 Veranlassung

Das Forschungszentrum Karlsruhe besitzt eine biologische Kläranlage, die nach dem Prinzip der vorgeschalteten Denitrifikation mit zusätzlicher Simultanfällung betrieben wird. Seit der Planung der Anlage hat sich die Mitarbeiterzahl und somit die Abwassermenge um ca. die Hälfte reduziert, wodurch die Belastung von 3000 EWG auf 1000 EWG gesunken ist. Aufgrund der Tatsache, dass die Kläranlage in einen kleinen Vorfluter einleitet, orientieren sich die Einleit-Grenzwerte der wasser-rechtlichen Genehmigung an den Anforderungen für Kläranlagen der Größenklasse 4 mit Grenzwerten für NO3-N von 18 mg/L und für Pges von 3 mg/L.

Das Abwasser hat im Vergleich zu üblichem kommunalen Abwasser eine sehr hohe Stickstoffkonzentration (80 - 100 mg/L N) mit hohen Ammoniumspitzen zur Zeit der größten hydraulischen Belastung [Ansbach, 1997]. Aufgrund des dadurch resultierenden ungünstigen BSB5/N-Verhältnisses wird seit Neuestem zur weitergehenden N-Elimination Kantinenabfall extern dosiert. Durch diese Dosierung der externen C-Quelle und bei geringen Anlagenbelastung herrschen günstige Bedingungen für eine Bio-P.

Bereits seit längerer Zeit wird über Simultanfällung die Einhaltung des P-Grenzwertes garantiert. Da im Laufe des Betriebes die Fällmittelmengen bei konstanter P-Fracht im Zulauf zurück gingen, lag die Vermutung nahe, dass sich bereits eine Bio-P in der Betriebskläranlage eingestellt hat. Die grundsätzliche Möglichkeit, Phosphor durch eine Bio-P auf der Betriebskläranlage zu eliminieren, wurde mit einer Laborklär-anlage bereits erfolgreich getestet [Pollatz, 1999, Dekorsi, 1998].

Auch in der Literatur wird beschrieben, dass bei schwach belasteten Anlagen ohne Anaerobbecken und bei ausreichender Nährstoffversorgung eine Bio-P erzielt werden kann [Klaus, 1997]. Durch den Einsatz von Kalk kann hierbei die Eliminationsleistung stabilisiert und die Schlammstruktur, die häufig v.a. bei Bio-P-Anlagen Probleme bereitet, verbessert werden [Witte, Strunkheide, Priebe, 1999].

2.2 Zielsetzung

In der vorliegenden Arbeit sollten in einer Laborkläranlage eine Bio-P, wie schon in vorrangegangenen Untersuchungen (Dekorsi, 1998, Pollatz, 1999), aufgebaut und die Eliminationsleistung durch die Zugabe von externen C-Quellen und Dolomitkalkhydrat optimiert werden, wobei die Betriebskläranlage wieder mit der Laborkläranlage simuliert werden sollte. Als Erstes sollte wiederum versucht werden, eine biologische Phosphorelimination durch Zugabe von Kantinenabfällen ohne den Anbau eines zusätzlichen Anaerobbeckens zu initiieren und zu optimieren. Die derzeit auf der Betriebskläranlage angewandte Fällung wurde dabei nicht umgesetzt.

Anschließend sollte zusätzlich Dolomitkalkhydrat dosiert werden, um zu untersuchen, ob trotz der Probleme der Betriebskläranlage, wie stark schwankende Zulaufkonzentrationen, hohe NH4-N-Konzentrationen, eine stabile biologische Phosphorelimination erzielbar ist, bzw. ob die durch die Bio-P erreichten Ablaufwerte noch weiter verbessert werden können.

Die Ergebnisse sollten diskutiert, im Hinblick auf Wirtschaftlichkeit, Umsetzbarkeit eingestuft und weitere Verbesserungswege aufgezeigt werden.

3 Phosphorelimination in kommunalen Kläranlagen

Phosphor ist ein lebenswichtiger Nährstoff für alle Organismen. Er ist z.B. in Nukleinsäuren (RNA, DNA), ATP, Nukleotiden, Phospholipiden, Zuckerphosphaten und Polyphosphaten enthalten.

Im Abwasser bzw. Schlamm kann Phosphor in gelöster oder partikulärer Zustandsform vorliegen. Dabei sind drei Hauptgruppen in natürlichen Systemen zu unterscheiden:

- Orthophosphate
- Polyphosphate
- Organische Phosphorverbindungen

Im Zuge biochemischer Umwandlungsprozesse in biologischen Kläranlagen werden organische Phosphatverbindungen und Polyphosphate zum größten Teil zu Orthophosphaten hydrolisiert.

Nach Liebigs Gesetz vom Minimum (1862) ist die Entwicklung pflanzlicher Biomasse vom dem Nährstoff abhängig, der zu allen anderen Nährstoffen im Minimum steht. Bei den meisten Gewässern ist dies das Element Phosphor. Durch übermäßigen Eintrag von Phosphorverbindungen in Gewässer kommt es somit zur Eutrophierung.

Obwohl kaum noch phosphorhaltige Waschmittel verwendet werden, stammt ein erheblicher Teil des Eintrages von Phosphor in die Gewässer aus Abläufen von Kläranlagen. Der Eintrag von ca. 1,9 g/(EW*d) P resultiert fast ausschließlich aus fäkaler Belastung [Kunst, 1997].

Die Einhaltung des geforderten Grenzwertes der Abwasserverordnung (£ 2 mg/L P bei 100.000 EGW) ist von hoher Bedeutung. Dabei ist die Entfernung von Phosphor nur durch eine Überführung in die ungelöste Form und die anschließende Abtrennung der Feststoffe möglich [Kunst, 1997]. Hierzu gibt es grundsätzlich zwei Verfahren:

- Chemische Fällung
- Einbau der Phosphate in die Biomasse

3.1 Chemische Phosphorelimination

Bei der chemischen Fällung werden die Phosphate in schwerlösliche Eisen-, Aluminium- oder Calcium-Verbindungen überführt, die durch Sedimentation abgetrennt werden. Meist werden dabei Fe3+, Fe2+ oder Al3+ als Fällmittel verwendet, aber auch Kalkfällung wird (oft als Vorfällung) angewandt. Im Rahmen dieser Arbeit ist dem Kalk ein eigenes Kapitel gewidmet (Kapitel 4).

Das Fällmittel muss hierbei in Zonen gegeben werden, die eine gute Durchmischung garantieren. Zusätzlich werden im Abwasser enthaltene Kolloide destabilisiert (Koagulation) und Mikroflocken gebildet.

In der nächsten Phase werden gut abtrennbare Makroflocken unter Einschluss von Schwebstoffen und Kolloiden gebildet. Diese werden dann durch Sedimentation aus dem System ausgetragen.

Je nach Zugabestelle des Fällmittels unterscheidet man zwischen

- Vorfällung
- Simultanfällung
- Nachfällung.

3.1.1 Verfahren

3.1.1.1 Vorfällung

Das Fällmittel wird in turbulente Bereiche in den Zulauf des Vorklärbeckens gegeben, wodurch es zu einer Abscheidung der schwer löslichen P-Verbindungen im Vorklärbecken kommt. Da die Belebtschlammorganismen Phosphate in einer Konzentration von 0,5%-1,0% der BSB5-Konzentration benötigen, reichen bei üblichem kommunalem Abwasser (mittlere Konzentration 200-300 mg BSB5/L) die im Ablauf des Vorklärbeckens anschließend noch enthaltenen 1-3 mg P/L aus. Zu Schwierigkeiten kann es allerdings bei konzentrierteren Abwässern mit höheren BSB5-Konzentrationen kommen, da hier ein P-Mangel den BSB5-Abbau beeinträchtigt.

3.1.1.2 Simultanfällung

Das Fällmittel wird hier in das Belebungsbecken, in dessen Zulauf oder in den Rücklaufschlamm gegeben, wodurch die Fällung simultan zur biologischen Abwasserreinigung erfolgt. Im Becken herrscht eine sehr gute Belüftung und Durchmischung, was den Einsatz preiswerter Fällmittel, wie z.B. Eisen-II-Salz (Grünsalz) ermöglicht.

Ein weiterer Vorteil besteht darin, dass durch den Einbau der Phosphorsalze in die Belebtschlammflocke auch die Schlammeigenschaften verbessert werden (Absetz-fähigkeit, Entwässerbarkeit). Durch eine kontinuierliche Fällmitteldosierung kann sich zudem die Neigung zu Blähschlammbildung verringern.

Dem steht der zusätzliche Mehranfall an Schlamm gegenüber, der bei den Maßnahmen zur Schlammbehandlung berücksichtigt werden muss.

3.1.1.3 Nachfällung

Hier wird das Fällmittel in den Ablauf des Nachklärbeckens dosiert. Dabei ist der Wirkungsgrad der beste der drei Verfahren (P £1 mg/L), da auch feinste Belebtschlammflocken und andere Suspensa aus dem biologisch gereinigten Abwasser mit erfasst werden. Allerdings ist hierzu ein zusätzliches Reaktionsbecken und ein weiteres Nachklärbecken notwendig.

3.2 Biologische Phosphorelimination

3.2.1 Die „normale“ biologische Phosphorelimination

Unter biologischer Phosphorelimination versteht man die durch Mikroorganismen herbeigeführte Entnahme von Phosphor aus Abwasser und dessen Anreicherung in Schlamm [Kunz, 1995].

Jede Zelle benötigt zum Leben und Wachsen Phosphor. Phosphor wird somit in die Biomasse eingebaut. Der Phosphorgehalt des Belebtschlammes beträgt etwa 2% P, bezogen auf die Schlammtrockenmasse [Kunz, 1995]. Die übliche Phosphor-eliminationsleistung in normalen Belebungsanlagen von ca. 20-30% [Boll, 1988] entspricht somit dem Überschussschlammabzug.

3.2.2 Die „erhöhte“ biologische Phosphorelimination

a) Polyphosphatüberkompensation nach Phosphatmangel (overplus accumulation)

Wenn Zellen nach vorrübergehendem Phosphatmangel wieder einem phosphathaltigen Milieu ausgesetzt sind, nehmen sie Phosphat in viel größeren Mengen auf, als dies für ihr Wachstum notwendig ist. Da im kommunalen Abwasser Phosphor unbegrenzt zur Verfügung steht, spielt dieser Mechanismus in der biologischen Abwasserreinigung keine Rolle.

b) Erhöhte P-Aufnahme ohne vorherigen Phosphatmangel (luxury uptake)

Nimmt der Belebtschlamm mehr Phosphor auf als in Kapitel 3.2 beschrieben ohne vorher einem Phosphatmangel ausgesetzt gewesen zu sein, so spricht man von einer „erhöhten“ biologischen Phosphorelimination, im folgenden kurz Bio-P genannt.

Barnard hat 1976 zuerst dieses Phänomen bei einer Kläranlage mit biologischer Stickstoffelimination beobachtet. Er erkannte, dass der Belebtschlamm durch den Wechsel von anaerober und aerober Phase zur Phosphatspeicherung aktiviert wird [Kunz, 1995].

Die vermehrte Phosphataufnahme, auch „luxury uptake“ genannt, kann man wie folgt beschreiben:

- In der anaeroben Stufe ist es notwendig, dass zwei Bakteriengruppen zusammenwirken [Brodisch, 1985]. Die fakultativ anaeroben Bakterien bilden überwiegend kurzkettige, organische Säuren, wie z.B. Essigsäure oder Propionsäure, aus den leicht abbaubaren organischen Substraten. Nach ersten Untersuchungen ging man davon aus, dass die aeroben Acinetobacter-Arten die so gebildeten Säuren als Substrat nutzen, um daraus energiereiche Reservestoffe (z.B. Poly-b-Hydroxybuttersäure, PHB) zu synthetisieren [Fuhs und Chen, 1975]. Um diese Energie zu gewinnen, bauen die Bakterien ihren Polyphosphatspeicher ab, d.h. es kommt zu einer Rücklösung von Phosphat (Abbildung 1).

Weitere Untersuchungen haben allerdings ergeben, dass die gramnegativen Bakterien der Gattung Acinetobacter nur eine untergeordnete Rolle spielen und Phosphat auch von anderen Bakterien, auch von grampositiven, gespeichert werden kann [Kunz, 1995].

- In der aeroben Stufe beginnen die Bio-P-Organismen sofort damit, ihren Poly-phosphatspeicher wieder aufzufüllen. Dazu nutzen sie ihre gespeicherten Reservestoffe und externe Substrate (kurzkettige organische Säuren, BSB5). Dabei ist die Aufnahmerate direkt von der vorausgegangenen Rücklösung abhängig. Die aufgenommene Menge an Phosphat übersteigt dabei erheblich die anaerob rückgelöste Menge, was einer Nettoelimination (Abbildung 2) entspricht.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: schematische Darstellung der Stoffwechselvorgänge der „erhöhten“ biologischen Phosphorelimination (Bakterienzelle/Flüssigkeit) (nach Teichfischer, 1994)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 2: schematisches Konzentrationsprofil und Nettoelimination für Pges-filtriert bei einer Kläranlage mit vorgeschalteter Denitrifikation (nach Boll, 1989)

3.2.3 Einflüsse auf die erhöhte biologische Phosphorelimination

Neben der oben erwähnten Substratabhängigkeit gibt es auch noch andere Randbedingungen, die bei der P-Freisetzung und der P-Aufnahme die Bio-P auf unterschiedliche Art beeinflussen.

3.2.3.1 Einflussfaktoren auf die anaerobe Phosphatfreisetzung

Abwasserinhaltsstoffe und Substratversorgung:

Anhand vieler Untersuchungen hat man festgestellt, dass die anaerobe Phosphatfreisetzung von Art und Menge des angebotenen Substrates abhängig ist [Arvin, 1985; Boll, 1988]. Forciert wird dieser Prozess durch niedere organische Fettsäuren und insbesondere durch Essigsäure [Gerber, 1986]. Für die Elimination von 2 mg/L P werden ca. 100 mg/L leicht abbaubare Substanzen, als CSB gemessen, benötigt [Kunst, 1991]. Substrat wird in dem Maße verbraucht, wie die Bio-P- Bakterien Phosphat an die Wasserphase abgeben. Dabei zeigt sich bis zu einer Obergrenze ein linearer Zusammenhang zwischen aufgenommener Essigsäure und freigesetzter Phosphatmenge [Comeau, 1985]. Um eine stabile Bio-P zu erreichen, ist somit auf eine möglichst konstante Substratversorgung zu achten, da schwankende BSB-Zulaufkonzentrationen die Bio-P negativ beeinflussen.

Organische Säuren werden im Abwasser hauptsächlich durch in der Kanalisation stattfindende Gärprozesse gebildet. Anaerobe Verhältnisse, lange Aufenthaltszeiten und hohe Temperaturen fördern diese „Versäuerung“ [ATV Merkblatt M 208, 1994].

Nitrat:

Durch Nitrat in der anaeroben Zone treten denitrifizierende und phosphatspeichernde Bakterien in Konkurrenz um die leicht abbaubaren organischen C-Quellen. Es muss angenommen werden, dass hierbei die Denitrifikanten bevorzugt sind, da sie das Substrat schneller aufnehmen können. Somit ist das ausreichende Vorhandensein von leicht abbaubaren C-Quellen von essentieller Bedeutung für eine funktionierende Bio-P.

3.2.3.2 Einflussfaktoren auf die aerobe Phosphataufnahme

Die aerobe Phosphataufnahme ist weit weniger substratabhängig als die anaerobe P-Rücklösung [Boll, 1988].

Je mehr Phosphat in der anaeroben Zone zurückgelöst und damit organische Säuren aufgenommen werden, desto mehr Phosphat wird in der aeroben Phase aufgenommen [Wentzel, 1985]. Das heißt, dass nur die Bakterien, die in der anaeroben Phase Phosphat zurückgelöst haben, in der aeroben Phase Phosphat aufnehmen.

Sauerstoffgehalt:

Für die Nitrifikation wird in vielen Kläranlagen eine Sauerstoffkonzentration von 1,5 – 2,5 mg/L O2 im aeroben Belebungsbecken eingestellt. Dieser Bereich scheint nach verschiedenen Beobachtungen auch für die aerobe Phosphataufnahme ausreichend zu sein. Liegt die Sauerstoffkonzentration unter 1,5 mg/L O2, so nimmt die P-Elimination deutlich ab [Kunst, 1991]. Fällt sie sogar unter 0,7 mg/L O2, fällt der Aufnahmeprozess gänzlich aus.

3.2.3.3 Allgemeine Abhängigkeiten der Bio-P

Temperatur:

Die optimalen Temperaturen für eine Bio-P liegen zwischen 20 und 27 °C, wobei mit zunehmender Temperatur die P-Rücklösungsrate ansteigt. Sinkt die Temperatur unter 15 °C ab, so kann ein Rückgang der Bio-P beobachtet werden [Kunst, 1991]. Eine Untergrenze ist im praktischen Betrieb allerdings kaum zu finden, denn „In der Praxis haben neben Temperatur andere Parameter und Betriebseinstellungen einen erheblichen Einfluss auf die Bio-P, daher kann die isolierte Betrachtung des Temperatureinflusses nur ein verschwommenes Bild liefern“ [Teichfischer, 1994].

pH-Wert:

Bei einem pH-Wert von 7,0 bis 8,0 herrschen für P-speichernde Organismen in Belebtschlämmen optimale Wachstumsbedingungen [Streichan, 1990]. Bei pH-Werten außerhalb dieses Bereiches nimmt die Eliminationsleistung ab.

Schlammalter:

Wenn man den Phosphorgehalt des Belebtschlammes als Indikator für eine Bio-P heranzieht, ist ein Schlammalter von 4-9 Tagen optimal [Boll, 1988], wobei ein Schlammalter von 2 Tagen eine sehr geringe Bio-P hervorruft.

Bezüglich des Schlammalters für eine Nitrifikation ausgelegte Anlagen (Schlammalter ca. 8 – 20 Tage) stellen somit eine gute Voraussetzung für eine Bio-P dar [Sarfert, 1989].

Kontaktzeit im Anaerobbecken:

Nach halbtechnischen Versuchen werden Kontaktzeiten von 1 – 2 Stunden vor-geschlagen [Boll, 1988]. Liegen sie über 2 Stunden, so ist keine bessere Bio-P zu erwarten.

3.2.3.4 Verfahrenskonzepte zur Bio-P auf Kläranlagen

3.2.3.4.1 Hauptstromverfahren

Bei den Hauptstromverfahren wird Phosphor dadurch entfernt, dass in dem vom Hauptstrom des Abwassers durchflossenen Belebungsbecken Phosphor im Belebtschlamm gespeichert und mit dem Überschussschlamm aus dem System ausgetragen wird [Mudrack, 1991]. Dabei besteht das Ziel, möglichst wenig chemisch gebundenen Sauerstoff in Form von Nitrat über den Rücklaufschlamm in das Anaerobbecken gelangen zu lassen [Scheer, 1994].

Die wichtigsten Verfahren werden nun kurz erläutert [Boll, 1998]:

Das Bardenpho-Verfahren:

Mittels einer zweiten, anoxischen Zone, wird die Nitratreduktion erhöht und gleichzeitig zumindest zeitweise eine zusätzliche P-Entfernung erzielt (Abbildung 3).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 3: Fließschema des BARDENPHO-Verfahrens

Das Phoredox-Verfahren:

Es wurde aus dem Bardenpho-Verfahren entwickelt. Durch das Vorschalten einer separaten anaeroben Zone, der Rücklaufschlamm und Zulauf zugeführt werden, wird eine Stabilisierung der P-Elimination erreicht (Abbildung 4).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 4: Das PHOREDOX-Verfahren

Das modifizierte Phoredox-Verfahren:

Die zweite anoxische Zone wurde aufgrund der hier nur noch wirksamen endogenen Atmung des belebten Schlammes und der somit minimalen Stoffumsetzung zusammen mit der Nachbelüftungszone weggelassen. Der biologische Teil besteht aus drei hintereinander geschalteten Becken und einem Nachklärbecken (Abbildung 5). Das Phoredox-Verfahren wurde somit auf eine herkömmliche vorgeschaltete Denitrifikation mit nochmals vorgeschaltetem anaeroben Becken reduziert.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 5: Fließschema des modifizierten PHOREDOX-Verfahrens

Das UCT-Verfahren:

Um erhöhte Nitrateinträge in das Phosphatrücklösebecken zu vermeiden, werden Rücklaufschlamm und interner Kreislauf aus dem aeroben Becken in ein anoxisches Denitrifikationsbecken geleitet. In das vorgeschaltete Anaerobbecken gelangt von hier neben dem Zulauf auch der Rücklaufschlammstrom. Im Falle einer vollständige Denitrifikation ist dieser nun nitratfrei (Abbildung 6).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 6: Fließschema des UCT-Verfahrens

Das modifizierte UCT-Verfahren:

Um sich gegen eine, z.B. durch C-Quellenmangel, unvollständige Denitrifikation abzusichern, wird die anoxische Zone in zwei Becken aufgeteilt. Nur der Rücklaufschlamm kommt jetzt in die erste anoxische Zone und später in das Anaerobbecken. Die interne Rezirkulation wird in die zweite anoxische Zone geleitet um einen O2-Eintrag aus dem Nitrifikationsbecken zu vermeiden (Abbildung 7).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 7: Fließschema des modifizierten UCT-Verfahrens

Das Biodenipho-Verfahren:

Hierbei wird ein Anaerobbecken mit Zulauf und Rücklaufschlamm versorgt. Die Belebung wird in der zweiten Stufe durch zwei Umlaufbecken realisiert, welche wechselseitig mit Abwasser beschickt und belüftet werden (Abbildung 8).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 8: Fließschema BIODENIPHO-Verfahren

3.2.3.4.2 Nebenstromverfahren

Bei den Nebenstromverfahren wird einerseits Phosphat durch Überschussschlammabzug aus dem System ausgetragen. Zusätzlich wird ein möglichst großer Anteil des aufgenommenen Phosphates in einem Nebenstrom mittels biologischer Rücklösung aufkonzentriert, um ihn anschließend durch chemische Fällung zu entfernen. Das Verfahren stellt also eine Kombination aus biologischen Mechanismen und chemischer Fällung dar.

Das PHOSTRIP-Verfahren:

Der größte Teil des Rücklaufschlammes wird bei diesem Verfahren in einem Nebenstrom durch ein anaerobes Becken geleitet, dem sog. Stripper. In der Regel ist dieses als statischer Eindicker ausgebildet. Anschließend wird durch chemische Fällung, vorzugsweise mit Kalk, das restliche Phosphat aus dem Überstand entfernt. Hierbei ist allerdings die Aufenthaltszeit im Eindicker (8 – 24 h) aufgrund des fehlenden kohlenstoffhaltigen Substrates länger als bei den Hauptstromverfahren. Jedoch ist der Fällmittelbedarf durch den im Vergleich zum Hauptstrom relativ kleinen Nebenstrom (5 – 25 %) dementsprechend gering [Mudrack, 1991].

In Abbildung 9 ist das Phostrip-Verfahren schematisch dargestellt.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 9: Das PHOSTRIP-Verfahren

3.3 Die biologisch induzierte Phosphorelimination

Durch die Phosphatabgabe im anaeroben Becken können darin Phosphatkonzentrationen von 20 – 50 mg/L vorhanden sein, wodurch mit den im Abwasser vorhandenen Kationen (Ca2+, Mg2+, Fe3+, Al3+) das Löslichkeitsprodukt überschritten wird und die Phosphatverbindungen als schwerlösliche Salze ausfallen. Bei vorhandenen Denitrifikationsbecken wird aufgrund eines lokal erhöhten pH-Wertes in der Schlammflocke eine Ausfällung erfolgen. Nach Arvin (1985) können 50% des Phosphors im Schlamm chemisch gebunden sein.

Witt stellte fest, dass es unter anaeroben Bedingungen zu einer Umlagerung von der „Biologie“ zu der „Chemie“ kommen kann. Von dem biologisch freigesetzten Phosphor wird ein Teil durch physikochemische Vorgänge gebunden, vor allem als Calciumphosphat. Die Bio-P wird somit stabiler.

Witt beobachtete weiter, dass die Mikroorganismen unter günstigen Bedingungen nicht nur gelöste Phosphate, sondern auch wesentliche Teile an physikochemisch gebundenen Phosphaten aufnehmen. Da allerdings auch antagonistische Vorgänge erkennbar sind, entsteht eine Konkurrenz um die Bindung des Phosphors [Kunz,1995]. Hierbei entscheidet die Abwassercharakteristik, welcher Mechanismus überwiegt. Hohe Calciumkonzentrationen begünstigen die Fällung, was zu einer Verschiebung der P-Elimination in Richtung chemischer Fällung führt.

3.4 Vergleich der chemischen und biologischen Phosphorelimination

Der Vorteil der Bio-P besteht vor allem darin, dass sie eine umweltfreundliche Alternative zu der chemischen P-Elimination darstellt. Da sie ohne teure Fällmittel auskommt, entfällt auch die Aufsalzung des Kläranlagenablaufes durch die Anionen der Fällmittel. Dadurch kann die Nitrifikation nicht mehr negativ beeinflusst werden und der zusätzliche Schlammanfall von ca. 25 % [Kunst, 1997] entfällt.

Der Nachteil ist allerdings, dass evtl. ein zusätzliches Becken angebaut werden muss, was hohe Investitionskosten erfordert. Ein weiteres Problem ist, dass für eine stabile Bio-P sehr konstante Randbedingungen herrschen müssen. Die Substratversorgung muss in ausreichendem Maße gegeben sein, was insbesondere an Wochenenden, Feiertagen oder bei schwankender hydraulischer Belastung nicht unbedingt garantiert ist. Eine diesbezügliche Regelung ist dabei immer mit hohen Kosten verbunden: Will man den Zulauf vergleichmäßigen, stehen hohe Investitionskosten an. Werden externe C-Quellen dosiert, muss man mit weiteren Investitions- und Betriebskosten rechnen.

Hier liegt der Vorteil bei der chemischen Phosphatelimination: Sie ist einfach zu installieren und zu steuern. Die Mindestanforderungen sind leicht einzuhalten. Ein nachträglicher Einbau auf bestehenden Anlagen ist somit meist, zumindest bei Simultanfällung, ohne große Umbauten und Investitionskosten möglich. Durch die Chemikalien im Schlamm werden zudem weitere Schadstoffe eliminiert.

Jedoch hat der Schlamm einen geringeren organischen Anteil. Dadurch werden die Eliminationsprobleme vom Abwasser auf den zu entsorgenden Schlamm übertragen, der keine Metallsalze enthalten darf, um bei einer landwirtschaftlichen Entsorgung den Boden nicht zu vergiften.

4 Einsatz von Kalk bei der Phosphorelimination

Aufgrund der verschiedenen Einflussfaktoren auf die Bio-P (Kapitel 3.2.3) reicht auf vielen Kläranlagen die biologische Reinigung allein nicht aus, um die erforderlichen Ablaufgrenzwerte einzuhalten. Aus diesem Grund werden häufig zusätzlich Fällmittel eingesetzt. Die Bio-P kann dadurch unterstützt und zusätzlich der Schlammindex gesenkt und bei einem Einsatz von Kalk die Säurekapazität angehoben werden.

4.1 Chemisch-physikalische Phosphorelimination

Aus wirtschaftlichen Gründen werden oft Metallsalze, d.h. mehrwertige Metallionen (Fe3+, Fe2+, Al3+), als Fällmittel eingesetzt.

Eine weitere Alternative bietet auch der Einsatz von Kalk, meist in der Form von Kalkhydrat bzw. Kalkmilch (Kalkhydratsuspension). Da in hartem Wasser Calcium für die Kalkfällung stets in ausreichendem Maße zur Verfügung steht, spielt die vorhandene P-Zulaufkonzentration fast keine Rolle. Durch die Zugabe von Kalkmilch wird in erster Linie die Erhöhung des pH-Wertes auf den zur Fällung optimalen Wert angestrebt. Bei der in der Vergangenheit angewandten Simultanfällung ist allerdings eine Anhebung des pH-Wertes auf einen Wert über 8,5 notwendig. Dies führt jedoch zu Überschreitungen des vorgeschriebenen pH-Ablaufgrenzwertes, v.a. im Sommer. Ein weiterer Faktor ist, dass die Steuerung der P-Elimination über den pH-Wert sehr aufwendig ist.

In der folgenden Tabelle sind die Vor- und Nachteile der chemischen P-Elimination durch Kalkzugabe aufgeführt:

Tabelle 1: Vor- und Nachteile der P-Elimination mit Kalk [Witte, Strunkheide, Priebe, 1999]

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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