Technisch-wirtschaftliche Evaluierung naturnaher Abwasserbehandlungssysteme in Nicaragua
Am Beispiel unbelüfteter Abwasserteiche, Anaerobfilter und bepflanzter Bodenfilter
©2003
Diplomarbeit
195 Seiten
Zusammenfassung
Inhaltsangabe:Zusammenfassung:
Die im Rahmen einer Diplomarbeit angefertigte Umweltstudie zum Thema Technisch-wirtschaftliche Evaluierung naturnaher Abwasserbehandlungssysteme in Nicaragua am Beispiel unbelüfteter Abwasserteiche, Anaerobfiltern und bepflanzter Bodenfilter wurde im Jahr 2002/03 in der nicaraguanischen Hauptstadt Managua angefertigt. Die dazu notwendigen technischen, physikalisch-chemischen und wirtschaftlichen Erhebungen wurden in Nicaragua vor Ort durchgeführt.
Die Untersuchungen und Erhebungen wurden in Zusammenarbeit mit dem Entwicklungshilfeprojekt PROYECTO ASTEC - Austria organisiert und verwirklicht, dessen Projektträger die österreichische Bauplanungs- und Handelsgesellschaft m.b.H. Sucher & Holzer ist.
Mittels der angefertigten Studie sollte ein allgemeingültiger Vergleich der drei in Nicaragua vorwiegend angewandten Verfahren zur Reinigung kommunaler Abwässer anhand von technischen und wirtschaftlichen Kriterien durchgeführt werden. Bei den drei Kläranlagentypen handelt es sich um horizontal durchströmte, bepflanzte Bodenfilter (Subsurface Flow Wetland Systems), unbelüftete Abwasserteiche und aufwärts durchströmte Anaerobfiltersysteme.
Ziel der Studie war, diese drei unterschiedlichen Abwasserklärverfahren repräsentativ untereinander zu vergleichen und herauszuarbeiten welches dieser Systeme für Nicaragua und andere Länder der zentralamerikanischen oder vergleichbaren Regionen das Beste ist. Das heißt zu bestimmen, mit welchem der Verfahren die Einhaltung der nationalen Grenzwerte bezüglich der Ablaufqualität von Kläranlagen am kostengünstigsten erreicht werden kann, was in wirtschaftsschwachen Entwicklungsländern ein wichtiges Entscheidungskriterium ist. Allerdings wurden in diese Betrachtung neben den rein technischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten auch Randbedingungen wie eventuelle Umwelteinwirkungen, Systemstabilität, Wieder-verwertungspotential des Ablaufs etc. miteinbezogen.
Hierzu wurden repräsentativ vergleichbare Modelle der zu evaluierenden Reinigungssysteme entwickelt, die in der Lage sind, alle geforderten Grenzwerte sicher einzuhalten, was bei bestehenden Anlagen in der Regel nicht der Fall ist. Von diesen Modellen wurden anhand einer dynamischen Wirtschaftlichkeitsvergleichsrechnung die Gesamtkosten über die totale Anlagenlaufzeit bestimmt, um festzustellen, welches Verfahren das kostengünstigste ist.
Der Entwurf der Modellanlagen basierte auf Untersuchungen und Evaluationen von in Nicaragua […]
Die im Rahmen einer Diplomarbeit angefertigte Umweltstudie zum Thema Technisch-wirtschaftliche Evaluierung naturnaher Abwasserbehandlungssysteme in Nicaragua am Beispiel unbelüfteter Abwasserteiche, Anaerobfiltern und bepflanzter Bodenfilter wurde im Jahr 2002/03 in der nicaraguanischen Hauptstadt Managua angefertigt. Die dazu notwendigen technischen, physikalisch-chemischen und wirtschaftlichen Erhebungen wurden in Nicaragua vor Ort durchgeführt.
Die Untersuchungen und Erhebungen wurden in Zusammenarbeit mit dem Entwicklungshilfeprojekt PROYECTO ASTEC - Austria organisiert und verwirklicht, dessen Projektträger die österreichische Bauplanungs- und Handelsgesellschaft m.b.H. Sucher & Holzer ist.
Mittels der angefertigten Studie sollte ein allgemeingültiger Vergleich der drei in Nicaragua vorwiegend angewandten Verfahren zur Reinigung kommunaler Abwässer anhand von technischen und wirtschaftlichen Kriterien durchgeführt werden. Bei den drei Kläranlagentypen handelt es sich um horizontal durchströmte, bepflanzte Bodenfilter (Subsurface Flow Wetland Systems), unbelüftete Abwasserteiche und aufwärts durchströmte Anaerobfiltersysteme.
Ziel der Studie war, diese drei unterschiedlichen Abwasserklärverfahren repräsentativ untereinander zu vergleichen und herauszuarbeiten welches dieser Systeme für Nicaragua und andere Länder der zentralamerikanischen oder vergleichbaren Regionen das Beste ist. Das heißt zu bestimmen, mit welchem der Verfahren die Einhaltung der nationalen Grenzwerte bezüglich der Ablaufqualität von Kläranlagen am kostengünstigsten erreicht werden kann, was in wirtschaftsschwachen Entwicklungsländern ein wichtiges Entscheidungskriterium ist. Allerdings wurden in diese Betrachtung neben den rein technischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten auch Randbedingungen wie eventuelle Umwelteinwirkungen, Systemstabilität, Wieder-verwertungspotential des Ablaufs etc. miteinbezogen.
Hierzu wurden repräsentativ vergleichbare Modelle der zu evaluierenden Reinigungssysteme entwickelt, die in der Lage sind, alle geforderten Grenzwerte sicher einzuhalten, was bei bestehenden Anlagen in der Regel nicht der Fall ist. Von diesen Modellen wurden anhand einer dynamischen Wirtschaftlichkeitsvergleichsrechnung die Gesamtkosten über die totale Anlagenlaufzeit bestimmt, um festzustellen, welches Verfahren das kostengünstigste ist.
Der Entwurf der Modellanlagen basierte auf Untersuchungen und Evaluationen von in Nicaragua […]
Leseprobe
Inhaltsverzeichnis
ID 8063
Götzenberger, Jens: Technisch-wirtschaftliche Evaluierung naturnaher
Abwasserbehandlungssysteme in Nicaragua am Beipiel unbelüfteter Abwasserteiche,
Anaerobfiltern und bepflanzter Bodenfilter
Hamburg: Diplomica GmbH, 2004
Zugl.: Fachhochschule Gießen-Friedberg, Diplomarbeit, 2003
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Diplomica GmbH
http://www.diplom.de, Hamburg 2004
Printed in Germany
Inhaltsverzeichnis
1
EINLEITUNG...1
2
AUFGABENSTELLUNG...2
3
DAS LAND NICARAGUA ...3
4
GRUNDLAGEN DER ABWASSERREINIGUNG ...5
4.1
P
RINZIPIELLE
R
EINIGUNGSSCHRITTE IN DER
A
BWASSERTECHNIK
...5
4.1.1
R
EINIGUNGSSTUFE
I
MECHANISCHE
V
ORKLÄRUNG
...5
4.1.2
R
EINIGUNGSSTUFE
II
BIOLOGISCHE
B
EHANDLUNG
...7
4.1.3
R
EINIGUNGSSTUFE
III
WEITERGEHENDE
B
EHANDLUNG
...7
4.1.4
S
CHLAMMBEHANDLUNG
...8
4.2
D
EFINITION DER NATURNAHEN
A
BWASSERREINIGUNGSVERFAHREN
...9
5
IN NICARAGUA ANGEWANDTE NATURNAHE VERFAHRENSVARIANTEN...10
5.1
A
BWASSERTEICHE
...10
5.1.1
V
ERFAHRENSBESCHREIBUNG
...10
5.1.2
K
LASSIFIZIERUNG VON
A
BWASSERTEICHEN
...13
5.2
A
NAEROBFILTER
...14
5.2.1
V
ERFAHRENSBESCHREIBUNG
...14
5.3
B
EPFLANZTE
B
ODENFILTER
...17
5.3.1
V
ERFAHRENSBESCHREIBUNG
...17
5.3.2
K
LASSIFIZIERUNG VON BEPFLANZTEN
B
ODENFILTERN
...19
6
DYNAMISCHE WIRTSCHAFTLICHKEITSVERGLEICHSRECHNUNG...21
7
METHODENBESCHREIBUNG...23
7.1
D
IE UNTERSUCHTEN
A
NLAGEN
...23
7.1.1
A
BWASSERTEICHSYSTEM IN
N
AGAROTE
...23
7.1.2
A
NAEROBFILTER IN
J
INOTEPE
...24
7.1.3
B
EPFLANZTER
B
ODENFILTER IN
L
EÓN
...25
7.2
D
IE
P
ROBENAHME
...26
7.3
D
IE
A
NALYSEN
...26
7.3.1
V
OR
-O
RT
-M
ESSUNGEN
...26
7.3.2
L
ABORUNTERSUCHUNGEN
...29
7.4
B
ERECHNUNG DER
E
FFIZIENZ DER
K
LÄRSYSTEME
...31
7.5
E
NTWURF DER
M
ODELLANLAGEN
...35
7.5.1
M
ODELLENTWURF DES
R
ECHENS ZUR MECHANISCHEN
V
ORREINIGUNG
...35
7.5.2
M
ODELLENTWURF DES
S
ANDFANGS ZUR MECHANISCHEN
V
ORREINIGUNG
...36
7.5.3
M
ODELLENTWURF DES
IMHOFF-T
ANKS
...36
7.5.4
M
ODELLENTWURF DES UNBELÜFTETEN
T
EICHSYSTEMS
...36
7.5.5
M
ODELLENTWURF DES
A
NAEROBFILTERS
...39
I
7.5.6
M
ODELLENTWURF DES BEPFLANZTEN
B
ODENFILTERS
...40
Inhaltsverzeichnis
7.6
S
ONSTIGE
F
ORMELN
...41
7.6.1
B
ESTIMMUNG DES
Z
ULAUF
-S
PITZENWERTS NACH
HARMON ...41
7.6.2
E
VAPOTRANSPIRATION NACH
THORNTHWAITE ...41
8
ERGEBNISSE UND DISKUSSION...42
8.1
E
RGEBNISSE DER UNTERSUCHTEN
A
NLAGEN
...42
8.1.1
D
IMENSIONEN DER
A
NLAGEN
...42
8.1.2
H
YDRAULISCHE
B
ELASTUNGEN
...45
8.1.3
L
ABORANALYSEN UND
R
EINIGUNGSLEISTUNGEN
...48
8.1.4
B
IOLOGISCHE
A
BBAUKONSTANTEN
(K-W
ERTE
)...55
8.1.5
V
ERGLEICH DER UNTERSUCHTEN
A
NLAGEN
...57
8.2
B
ERECHNUNGSFORMELN FÜR DIE
M
ODELLANLAGEN
...58
8.3
T
ECHNISCHE
E
RGEBNISSE DER
M
ODELLANLAGEN
...61
8.3.1
M
ECHANISCHE
V
ORKLÄRUNG
...61
8.3.2
M
ESSKANAL
...62
8.3.3
A
BSETZBECKEN
...62
8.3.4
B
IOLOGISCHE
R
EINIGUNGSSTUFEN
...62
8.4
W
IRTSCHAFTLICHE
E
RGEBNISSE DER
M
ODELLANLAGEN
...65
8.5
Z
USAMMENFASSENDER
V
ERGLEICH DER UNTERSUCHTEN
K
LÄRSYSTEME
...69
9
ZUSAMMENFASSUNG ...73
10
LITERATUR ...75
II
Abkürzungsverzeichnis
Abkürzungsverzeichnis
· AbwV
Abwasserverordnung
· BSB
5
biochemischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen
· CEPIS
Centro Panamericano de la Ingeneria Sanitaria
(mittelamerikanisches Zentrum der Ingenieurwissenschaften)
· CO
2
Kohlendioxid
· CSB chemischer
Sauerstoffbedarf
· CH
4
Methan
· DIN Deutsche-Industrie-Norm
· EGW
Einwohnergleichwert
· ENACAL
Empresa Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados
(nicaraguanische Wasser- und Abwasserbehörde)
· H
2
Wasserstoff
· H
2
O Wasser
· H
2
S Schwefelwasserstoff
· INETER
Instituto Nicaragüense de Estudios Territoriales
(nicaraguanisches Wetterforschungsinstitut)
· KBE Kolonienbildende
Einheiten
· KrW-/AbfG
Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz
· N,N
ges
,Kjeldahl-N Stickstoff,
Gesamt-Stickstoff, Kjeldahl-Stickstoff
· NMP
Numero Mas Probable (wahrscheinlichster Wert)
· O
2
elementarer
Sauerstoff
· OMS
Organización Mundial de la Salud
(Weltgesundheitsorganisation)
· OPS
Organización Panamericana de la Salud
(mittelamerikanische Gesundheitsorganisation)
· P,P
ges
Phosphor,
Gesamt-Phosphor
· PKA Pflanzenkläranlage
· PO
4
3-
Phosphat
· pH
H
+
-Ionen-Aktivität
· RGT-Regel Reaktionsgeschwindigkeits-Temperatur-Regel
· RL
Reinigungsleistung
· SF
Surface
Flow
(oberflächliche
Strömung)
· SSF
Subsurface Flow (innere Strömung)
· STS Schlammtrockensubstanz
· THM
Trihalomethane
· TS
Trockensubstanz
· UNI
Universidad Nicaragüense de Ingeniería
(technische Universität Nicaraguas)
· VF
Vertical
Flow
III
Tabellen- und Abbildungsverzeichnis
Tabellenverzeichnis
Tab. 1:
Abbaumechanismen in Abwasserteichen
Tab. 2:
Abbaumechanismen in anaeroben Festbettreaktoren
Tab. 3:
Abbaumechanismen in Pflanzenkläranlagen
Tab. 4:
Bestimmungsmethoden zur Volumenstromberechnung
Tab. 5:
Dimensionen des Klärsystems in Nagarote
Tab. 6:
Dimensionen des IMHOFF-Tanks in Jinotepe
Tab. 7:
Dimensionen des Anaerobfilters in Jinotepe
Tab. 8:
Dimensionen des IMHOFF-Tanks in León
Tab. 9:
Dimensionen der Pflanzenbecken in León
Tab. 10:
Hydraulische Kennwerte des Klärsystems in Nagarote
Tab. 11:
Hydraulische Kennwerte des Klärsystems in Jinotepe
Tab. 12:
Hydraulische Kennwerte des Klärsystems in León
Tab. 13:
Analyseergebnisse des Klärsystems in Nagarote mit Vergleichs- und
Grenzwerten
Tab. 14:
Reinigungsleistungen des Klärsystems in Nagarote
Tab. 15:
Analyseergebnisse des Klärsystems in Jinotepe
Tab. 16:
Reinigungsleistungen des Klärsystems in Jinotepe
Tab. 17:
Analyseergebnisse des Klärsystems in León
Tab. 18:
Reinigungsleistungen des Klärsystems in Jinotepe
Tab. 19:
Regressionsformeln für die biologischen Abbaukonstanten der drei
Systeme
Tab. 20:
Ranking der Projektalternativen aus Sicht der Investitionskosten des
Anlagenbetreibers
Tab. 21:
Ranking der Projektalternativen aus volkswirtschaftlicher Sicht
Tab. 22: rechnerische
Auslaufkonzentrationen
der verschiedenen Projektvarianten
Abbildungsverzeichnis
Abb. 1:
Landesüberblick Nicaragua
Abb. 2:
schematischer Querschnitt eines Sandfangs
Abb. 3:
schematischer Querschnitt zweier parallel angeordneter IMHOFF-Becken
Abb. 4:
Tag-Nacht-Rhythmus des O
2
-Haushalts eines Teichs
Abb. 5:
schematischer Querschnitt eines anaeroben Festbettreaktors
Abb. 6:
Schema eines horizontal durchströmten, bepflanzten Bodenfilters
Abb. 7:
Schema eines vertikal durchströmten, bepflanzten Bodenfilters
Abb. 8:
Blockdiagramm des unbelüfteten Abwasserteichsystems in Nagarote
Abb. 9:
Blockdiagramm des Anaerobfilters in Jinotepe
Abb. 10:
Blockdiagramm des bepflanzten Bodenfilters in León
Abb. 11:
Schema eines Messüberfalls mit Dreiecksquerschnitt
IV
1 Einleitung
1 Einleitung
Die vorliegende Diplomarbeit mit dem Thema ,,Technisch-wirtschaftliche Evaluierung
naturnaher Abwasserbehandlungssysteme in Nicaragua am Beispiel unbelüfteter
Abwasserteiche, Anaerobfiltern und bepflanzter Bodenfilter" wurde in den Jahren
2002/03 in Managua der Hauptstadt Nicaraguas angefertigt. Die dazu notwendigen
technischen, physikalisch-chemischen und wirtschaftlichen Erhebungen wurden in
Nicaragua vor Ort durchgeführt.
Die Untersuchungen und Erhebungen wurden mit Hilfe des ,,PROYECTO ASTEC -
Austria" organisiert und verwirklicht. In diesem Rahmen wurden bereits mehrere
Diplomarbeiten von deutschen und österreichischen Studenten in Zusammenarbeit mit
nicaraguanischen Counterparts angefertigt. Koordinator des Projekts ist Dipl.-Ing.
Michael Platzer, Projektträger die österreichische Bauplanungs- und
Handelsgesellschaft m.b.H. ,,Sucher & Holzer". Ziel des von der österreichischen
Regierung finanzierten Entwicklungshilfeprojekts ist der Aufbau des Umweltforschungs-
und Studienzentrums CIEMA (Centro de Investigacion y Estudios en Medio Ambiente),
welches Forschungstätigkeiten und Planungen im Umweltsektor in Nicaragua
durchführt.
Mittels der vorliegenden Diplomarbeit soll ein allgemeingültiger Vergleich der drei in
kleineren Gemeinden Nicaraguas vorwiegend angewandten Verfahren zur Reinigung
kommunaler Abwässer anhand von technischen und wirtschaftlichen Kriterien
durchgeführt werden. Bei den drei Kläranlagentypen handelt es sich um horizontal
durchströmte bepflanzte Bodenfilter (Subsurface Flow Wetland Systems), unbelüftete
Abwasserteiche und aufwärts durchströmte Anaerobfiltersysteme.
Ziel der Arbeit ist es, diese drei unterschiedlichen Systeme repräsentativ untereinander
zu vergleichen und folglich herauszuarbeiten welches dieser Systeme für Nicaragua
und andere Länder der zentralamerikanischen Region das Beste ist. Das heißt, zu
bestimmen, mit welchem der Verfahren das gewünschte Ziel die Einhaltung der
nationalen Grenzwerte bezüglich der Ablaufqualität von Kläranlagen am
kostengünstigsten erreicht wird. Dies ist gerade in wirtschaftsschwachen
Entwicklungsländern wie Nicaragua und anderen vergleichbaren Ländern
Zentralamerikas ein wichtiges Entscheidungskriterium. Allerdings werden in diese
Betrachtung neben den rein technischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten auch
Randbedingungen wie eventuelle Umwelteinwirkungen, Systemstabilität,
Wiederverwertungspotential des Wassers usw. miteinbezogen.
Hierzu ist es notwendig repräsentativ vergleichbare Modellanlagen gleicher
Größenordnung dieser Klärverfahren zu entwickeln, die in der Lage sind alle nationalen
Grenzwerte sicher einzuhalten, was bei den sich momentan in Betrieb befindlichen
Systemen nicht der Fall ist. Daraus lassen sich die Gesamtkosten über die totale
Laufzeit der Systeme bestimmen.
Der Entwurf der Modellanlagen basiert auf den Ergebnissen von Untersuchungen und
Evaluationen von in Nicaragua existierenden Klärsystemen, die im Rahmen dieser
Arbeit durchgeführt werden, sowie auf Empfehlungen und Konstruktionskriterien der
entsprechenden Fachliteratur.
1
2 Aufgabenstellung
2 Aufgabenstellung
Im Rahmen dieser Arbeit wird die technisch-wirtschaftliche Effizienz der in
Zentralamerika hauptsächlich angewandten Abwasserreinigungsmethoden am Beispiel
Nicaraguas bestimmt.
Die Durchführung der Arbeit lässt sich in drei Schwerpunktgebiete aufteilen:
Teil 1 Untersuchung von drei existierenden Abwasserreinigungsanlagen
Es wird eine existierende Anlage jedes Kläranlagentyps untersucht. Hierdurch sollen
Daten für die Berechnung der Modellanlagen gesammelt werden. Hierzu werden
Klärsysteme ausgewählt, die in etwa die gleiche Größenklasse haben, gut gewartet und
in etwa richtig konzipiert sind, um repräsentative Ergebnisse zu erhalten.
Im Rahmen dieser Untersuchungen werden die Anlagen in je mehreren mehrstündigen
Probenahmen auf maßgebliche hydraulische und chemische Parameter untersucht.
Des weiteren werden allgemeine, notwendige Daten wie Dimensionen und
Anschlusswerte ermittelt.
Aus diesen Daten wird die Anlagenbelastung (Volumenströme, Aufenthaltszeiten,
Oberflächenbelastung, Raumbelastung, Oberflächenbeschickung, Raumbeschickung,
etc.), die Effizienz der untersuchten Anlagen (Reinigungsleistungen, biologische
Abbaukonstanten K, etc.) und Anlagenmängel wie Fehlkonstruktionen bzw.
Planungsfehler bestimmt.
Teil 2 Konzipierung von Modellanlagen der drei Klärvarianten
Da die untersuchten Anlagen wegen ihrer verschiedenen Belastungen, Größen und
Mängel nicht direkt miteinander zu vergleichen sind, werden repräsentative Vorentwürfe
der Modellanlagen der verschiedenen Anlagentypen entwickelt, die die nicaraguanische
Abwasseremissionsverordnung einhalten.
Die Modellanlagen werden daher im Vorentwurf alle für das gleiche Rohabwasser
(mittlere nicaraguanische Rohabwasserqualität) und die gleiche Anschlusszahl, d.h. die
gleiche Abwassermenge ausgelegt.
Zur Berechnung der Anlagen werden soweit möglich die biologischen
Abbaukonstanten der untersuchten Anlagen angewandt, die in Abhängigkeit zur
Anlagenbelastung gesetzt werden, um so die notwendige Anlagengröße zur Einhaltung
der geforderten Grenzwerte errechnen zu können. Außerdem werden Empfehlungen
und Bestimmungen aus der entsprechenden Fachliteratur verwandt.
Teil 3 Wirtschaftlicher und genereller Vergleich der Modellkonzepte
Es werden die Konstruktions- und Betriebskosten der drei Anlagentypen bestimmt, die
alle eine hinreichende Ablaufqualität bei gleicher hydraulischer Belastung und
Rohabwasserqualität liefern. Hierzu werden repräsentative, vergleichbare wirtschaft-
liche Kennwerte wie Gesamtinvestitionskosten über die gesamte Anlagenlaufzeit,
Behandlungskosten pro Kubikmeter Abwasser, monatliche Abwassergebühren pro
angeschlossenen Einwohner, etc. ermittelt. Anhand dieser Kennwerte kann nun eine
Aussage darüber getroffen werden, welches der drei Klärsysteme das technisch-
wirtschaftlich Optimale in der betrachteten Region ist. Hierbei werden allerdings
ebenfalls Randbedingungen wie z.B. Beeinträchtigungen durch eine eventuell
einzuplanende Chlorung, potentielle Nutzbarkeit des Ablaufs zur landwirtschaftlichen
Bewässerung, auftretende negative Umwelteinwirkungen, Stabilität der Klärsysteme
gegenüber Schwankungen der Fracht und der Volumenströme, usw. in Betracht
gezogen.
2
3 Das Land Nicaragua
3 Das Land Nicaragua
Nicaragua liegt zwischen dem 11. und dem 15. Grad nördlicher Breite und somit in der
Tropenzone und zwischen dem 83. und 87. Grad westlicher Länge. Es grenzt im
Norden an El Salvador und Honduras, im Süden an Costa Rica, im Westen an den
Pazifik und im Osten an den karibischen Atlantik. Mit 130.700 km
2
ist es das größte
Land Zentralamerikas.
Von der Gesamtbevölkerung von 5,1 Mio. (Stand 26.09.02) leben etwa 1,2 Mio. in der
Hauptstadt Managua.
Die Amtssprache ist Spanisch. Sonstige Landessprachen sind Kreolisch (Karibik-
Englisch) und Indiosprachen (Miskito, Sumu, Rama, Garífona)
Nicaragua ist Mitglied der OAS und der UNO. Es gilt als das ärmste Land
Zentralamerikas. [http://www.auswaertiges-amt.de / http://www.spiegel.de]
Geographisch kann man Nicaragua in das bergige Gebiet der Cordillera Isabela im
Nordwesten, das atlantische Flachland im Osten und das pazifische Flachland im
Westen aufteilen, in dem etwa zwei Drittel der Bevölkerung leben und etwa 90 % der
Industrie angesiedelt ist. [HECK, 1998]
Abb. 1: Landesüberblick Nicaragua [Quelle: http://www.spiegel.de]
Wie das Land lässt sich auch das Klima in drei Bereiche einteilen. In der Pazifikregion
ist das Klima tropisch wechselfeucht und es gibt zwei Jahreszeiten: Die Trockenzeit von
Dezember bis April und die Regenzeit von Mai bis November. An der karibischen
Atlantikküste herrscht tropisch immerfeuchtes Klima. Auf den Hochebenen des Landes
und in den bergigen Regionen im Norden in Höhen über 750 m ist es kühler und
frühlingshaft. Das gesamte Land wird gelegentlich von tropischen Stürmen
heimgesucht, die teilweise erhebliche Schäden anrichten. Zuletzt verwüstete der
Hurrikan Mitch im Jahre 1998 das Land.
3
3 Das Land Nicaragua
Die Flora in Nicaragua ist sehr artenreich, es existieren z.B. die unterschiedlichsten
Waldtypen: tropischer Trockenwald, tropischer Regenwald, Pinienwald,
Eukalyptuswald, Nebelwald. Außerdem savannenähnliches Grasland und
Mangrovensümpfe.
Die Fauna Nicaraguas ist ebenso vielfältig wie die Flora. So gibt es in den
Urwaldregionen zahlreiche Affenarten, Ozelots, Waschbären, Wiesel, Füchse, Rehe,
Wildschweine und seltener Jaguars und Pumas. Des weiteren leben in Nicaragua
Leguane, Alligatoren, Chamäleons, Riesenschlangen, Eidechsen, Riesenschildkröten
und giftige Frösche um nur einige zu nennen. Außerdem herrscht eine große Vielfalt an
exotischen Vögeln.
[HECK, 1998 / http://www.nicaragua-verein.de/Links/Landesinfo]
Das Gesundheitssystem in Nicaragua ist relativ unausgebildet. So herrscht z.B. kein
öffentliches Krankenversicherungssystem. Nur Wenige können sich eine private
Krankenversicherung leisten. Medizinische Behandlungen und Medikamente müssen
von den Patienten selbst bezahlt werden, was diesen oft nicht möglich ist.
[http://www.spiegel.de]
Bei der Kultur- und Bildungspolitik Nicaraguas sieht es ähnlich unbefriedigend aus. Der
Staat spart bei der Lehrbesoldung, der Schulmittelausstattung und bei Schul-
instandsetzungsmaßnahmen. Außerdem hat er die Schulgebühren wieder eingeführt
und die Lehrmittelfreiheit abgeschafft.
Verwaltungstechnisch untergliedert sich Nicaragua in 15 Provinzen (departamentos)
und zwei autonome Regionen, die insgesamt in 152 Gemeinden (municípios) aufgeteilt
sind. [HECK, 1998]
Seit dem Sturz des Diktators Somoza im Jahre 1987 ist Nicaraguas Regierungsform
eine Republik mit präsidialer Verfassung. Das Parlament und der Präsident werden alle
5 Jahre von Bürgern über 16 Jahren gewählt. Der jetzige Staats- und Regierungschef
ist seit Januar 2002 der liberale Enrique Bolaños Geyer. [HECK, 1998]
4
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
4.1 Prinzipielle Reinigungsschritte in der Abwassertechnik
Die Abwasserbehandlung kann durch verschiedene physikalische, chemische oder
biologische Mechanismen geschehen, die nach Bedarf kombiniert werden können.
Nicht zu vergessen ist die Schlammbehandlung, die auch als ein Teil der
Abwasserbehandlung gesehen werden muss. Die Behandlung der Abwässer an sich
erfolgt meistens in zwei bzw. drei Stufen.
4.1.1 Reinigungsstufe I mechanische Vorklärung
Der Zweck der Vorklärung ist in erster Linie die Abscheidung organischer und
anorganischer Feststoffe (grob, fein, feinst suspendiert), wozu Holzstücke, tote Tiere,
Lebensmittelreste, Lappen, Sande, Fette, Öle usw. gehören. Dies kann auf folgende
Weisen geschehen:
· Abscheidung nach Teilchengröße durch Rechen, Siebe oder Filter
· Ausnutzung der Gravitations- und Trägheitskraft im Fall von Sedimentationsbecken,
Zentrifugen oder Zyklone
· Ausnutzung der Auftriebskräfte bei Flotation.
In der Regel besteht die Vorklärungsstufe aus Rechen, Sandfang und Absetzbecken.
Sinn der mechanischen Vorreinigung ist es die organische Fracht zu minimieren (i.d.R.
um etwa 1/3) und dadurch die folgenden Reinigungsstufen zu entlasten, vor groben
Schmutzstoffen zu schützen und anorganische, ungelöste Stoffe aus dem Abwasser
abzuscheiden [PÖPPINGHAUS et al., 1994].
Im Rechen werden grobe Feststoffe aus dem Abwasser entfernt. Sie bestehen aus
gebogenen oder geraden Stabkonstruktionen, die in den Abwasserstrom hineinragen.
Der Stababstand kann zwischen einem und zehn cm variieren. Oft sind zwei Rechen
mit unterschiedlichem Stababstand hintereinander angeordnet. Die Rechen müssen
kontinuierlich oder diskontinuierlich bei Bedarf, maschinell oder manuell von den
Ablagerungen gereinigt werden [BANK, 2000].
Der Sandfang ist nach dem Rechen angeordnet und soll das Abwasser von schnell
sedimentierbaren mineralischen Bestandteilen befreien. Im Sandfang werden je nach
Bauart Partikel der Größenordnung bis 100
µm zurückgehalten. Die Abscheidgüte ist
abhängig von der Dichte und Größe der abzuscheidenden Teile, der
Fließgeschwindigkeit im Sandfang und der Länge des Sandfangs. Die Tiefe des
Sandfangs ist nicht maßgeblich, da die Partikel schon dann abgeschieden werden,
wenn sie unter die Höhe des Überlaufs sedimentiert sind. Er sollte jedoch so tief sein,
dass es nicht aufgrund von Turbulenzen zu Verwirbelungen kommt. Die Sandfänge
müssen ebenfalls kontinuierlich oder bei Bedarf gereinigt werden. In Nicaragua werden
die sedimentierten Sande gewöhnlich zusammen mit den anderen anfallenden
Schlämmen behandelt, da sie zu einem nicht unbedeutendem Prozentsatz aus
organischen Materialien bestehen, da die Auslegung des Sandfangs praktisch nicht so
genau durchgeführt werden kann, das nur mineralische Stoffe sedimentieren [BANK,
2000].
5
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
Abb. 2: schematischer Querschnitt eines Sandfangs
Im horizontal durchflossenen Absetzbecken soll nach der Passage des Sandfangs die
organischen, suspendierten Stoffe durch Sedimentation oder Aufschwimmen
abgeschieden werden. Der Abscheidvorgang ist abhängig von der Fließ-
geschwindigkeit, der Aufenthaltszeit, dem Anteil an Schwebstoffen, Flockungseffekten,
der Eindickbarkeit sowie der Temperatur und Dichte. Es wird i.d.R. eine Aufenthaltszeit
von 1,5 bis 2 Stunden angestrebt. Absetzbecken sind diskontinuierlich zu reinigen. Dies
kann mit Hilfe von Räumern, Pumpen oder automatisch durch hydrostatische Vorgänge
bei Öffnen eines Ventils geschehen. Der Schlamm ist im Normalfall weiter zu
behandeln. Aufgeschwommene Stoffe wie Fette müssen ebenfalls bei Bedarf
mechanisch entfernt werden [BANK, 2000].
Eine besondere Variante ist das Absetzbecken nach IMHOFF, auch Emscherbrunnen
genannt, das als zweistöckiges Absetzbecken mit integriertem Faulraum bei kleineren
Kläranlagen weltweit im Einsatz ist. Sie zeichnen sich durch ihre verfahrenstechnische
Einfachheit, Anspruchslosigkeit und durch die Produktion eines geruchsfreien
Endprodukts aus [PÖPPINGHAUS et al., 1994].
IMHOFF-Tanks haben einen hohen Wirkungsgrad in der Abscheidung von absetzbaren
Stoffen. Der sedimentierte Schlamm wird sofort automatisch über Gleitflächen in den
unter der Absetzeinheit liegenden Faulraum transportiert, der so konzipiert ist, dass
aufsteigende Gasblasen und Schlammstücke nicht wieder in das Absetzbecken
zurücktreten können [PÖPPINGHAUS et al., 1994]. Der sedimentierte Schlamm bleibt
dann zwei bis drei Monate im Faulraum, bis er stabilisiert ist und abgezogen wird
[IMHOFF, 1979]. Er muss dann weiterbehandelt werden. Eine nachfolgende totale,
aerobe Stabilisierung kann zum Beispiel in Schlammtrockenbeeten erfolgen, in denen
der Schlamm etwa drei Monate in der Sonne trocknen muss. Anschließend kann er
abgelagert oder als Boden-verbesserungsmittel in der Landwirtschaft eingesetzt
werden, wenn das der Gehalt an Schwermetallen und anderen Inhaltsstoffen zulässt.
Die Prozesse im Faulraum werden durch das sich darüber befindliche Abwasser
erwärmt. Das System ist also, obwohl es als mechanische Reinigungsstufe angesehen
wird, gleichzeitig ein biologisches System bezüglich der parallelen
Schlammbehandlung. Das Absetzbecken wird als wirksame Fläche betrachtet und
dessen Volumen bei Berechnungen der Aufenthaltszeit herangezogen [IMHOFF, 1979].
6
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
Der Schlamm wird durch Rohre im ausgefaultem Zustand durch Öffnen des
Schlammventils bei Bedarf abgezogen. Dies geschieht i.d.R. alleine durch den
hydrostatischen Druck des sich über den Schlammräumen befindlichen Wassers. Daher
sind die Tanks als halbautomatische Anlagen zu sehen. Es ist darauf zu achten, dass
jede Faulkammer ein Schlammrohr mit eigenem Ventil besitzt [PÖPPINGHAUS et al.,
1994].
Abb. 3: schematischer Querschnitt zweier parallel angeordneter IMHOFF-Becken
4.1.2 Reinigungsstufe II biologische Behandlung
Sinn der 2. Reinigungsstufe ist die Metabolisierung von Kohlenstoffverbindungen. Es
geht also um die weitgehende Reduktion der BSB
5
-Belastung. Dies kann auf aeroben
oder auf anaeroben Weg geschehen [BANK, 2000].
Die eigentlichen Schrittmacher der Abwasserreinigung sind die Bakterien, für die
Abwässer mit ihren organischen und anorganischen, biologisch abbaubaren
Inhaltsstoffen Lebensraum und Nährlösung darstellen [PÖPPINGHAUS et al., 1994].
Die Verfahren sind hauptsächlich Belebtschlammbecken und Tropfkörper. Bei kleineren
Anlagen auch Abwasserteiche, Oxidationsgräben, Tauchkörper, Filter und
Pflanzenbecken [BANK, 2000].
Es kann hier nicht auf alle Verfahren eingegangen werden. Die im Rahmen dieser
Arbeit betrachteten drei Klärsysteme werden ausführlicher in dem Kapitel 5
beschrieben.
4.1.3 Reinigungsstufe III weitergehende Behandlung
Zweck der weitergehenden Behandlung kommunaler Abwässer ist hauptsächlich die
gezielte und effektive Eliminierung von Stickstoff und Phosphor, um den Vorfluter von
diesen Nährstoffen zu entlasten und somit den Eutrophierungsgrad gering zu halten
[BANK, 2000]. In Deutschland existieren Grenzwerte für den Kläranlagenablauf, was
diese Faktoren betrifft. In Nicaragua gibt es aber bis dato keine diesbezüglichen
Regelungen, weswegen die Anlagen über keine speziellen Elemente zur Reduktion
dieser Faktoren aufweisen. Aus diesem Grund wird hier auch nicht weiter darauf
eingegangen.
7
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
4.1.4 Schlammbehandlung
Schlämme entstehen bei jeder Form der kommunalen Abwasserbehandlung. Sie fallen
je nach Kläranlagentyp im Sandfang und in den Absetzbecken an (Primärschlamm) und
bestehen aus dem Überschussschlamm der biologischen Reinigungsstufe. Das
Gemisch aus den beiden Schlammarten wird Rohschlamm genannt [MUDRACK et al.,
1994].
Je nach Belastung der Anlage, also der vorhandenen Bakterienbiozönose, befindet er
sich in unterschiedlichen Stadien der Stabilisierung, besitzt also verschiedene Mengen
an lebenden Bakterien. Da der Luftsauerstoff an der Schlammoberfläche gezehrt wird,
kommt es daher im abgelagerten Schlamm spontan zu anaeroben Umsetzungs-
prozessen, die zu Geruchsbelästigungen durch H
2
S, organische Säuren, Skatol u.a.
führen. Diese unerwünschten Prozesse können durch eine Milieuänderung z.B. eine
Absenkung des Wassergehalts durch Trocknung auf unter 30% vermieden werden. Bei
einer anschließenden Erhöhung des Wassergehalts ist aber mit einer Wiederinfektion
des Materials zu rechnen, wodurch die Faulung wieder einsetzt, weshalb man bei
dieser Methode von keiner existenten Schlammstabilisierung sprechen kann. Eine
wirkliche und dauerhafte Schlammstabilisierung kann nur durch eine Verminderung des
Anteils an biologisch abbaubarer, organischer Substanz im Rohschlamm erreicht
werden. Dann nämlich, wenn der Schlamm keinen guten Nährboden mehr darstellt und
die mikrobiologischen Umsetzungsprozesse nur noch langsam und ohne nennenswerte
Geruchsemission ablaufen [MUDRACK et al., 1994].
Diese Verminderung kann man durch kontrollierte Umsetzungsprozesse mit Bakterien
erreichen. Man spricht daher von biologischer Schlammstabilisierung. Bei der
Schlammfaulung laufen diese Umsetzungsprozesse unter anaeroben Verhältnissen ab.
Bei der aeroben Schlammstabilisierung nutzt man hierfür aerobe Stoffwechselprozesse
unter Zufuhr von Luftsauerstoff [MUDRACK et al., 1994]. Da hierfür allerdings teure
bauliche Maßnahmen wie z.B. ein Faulbehälter im Fall der Schlammfaulung oder ein
getrenntes Belüftungsbecken für den Schlamm im Fall der getrennten aeroben
Schlammstabilisierung notwendig sind, finden diese Verfahren in Nicaragua keinen
Einsatz.
Außerdem sind nach BANK, 2000 zu nennen:
· Verwendung als Viehfutter (bei Schlämmen hygienisch unbedenklicher Abwässer)
· Verbrennung (hoher Energieaufwand)
· Kompostierung (gute Ergebnisse, wenn der Schlamm mind. eine Woche lang bei
über 65°C in der Miete ist)
· Schlammtrockenbeete
· Thermische Trocknung bei 105°C (seuchenhygienisch unbedenklich, hoher
Energieaufwand)
· Langzeitlagerung (ohne Desinfektionswirkung)
In Nicaragua werden zur Behandlung der Schlämme bisher ausschließlich
Schlammtrockenbeete eingesetzt, in denen die Schlämme nach Untersuchungen des
PROYECTO ASTEC bei hohen Jahresdurchschnittstemperaturen etwa 3 Monate
trocknen müssen, bis sie stabilisiert sind und der Schlamm hygienisch unbedenklich ist
bzw. als Bodenverbesserungsmittel eingesetzt werden kann.
8
4 Grundlagen der Abwasserreinigung
4.2 Definition der naturnahen Abwasserreinigungsverfahren
Eine begriffliche Abgrenzung von naturnahen zu technischen Abwasserreinigungs-
systemen ist nicht immer ganz einfach, auch was z.B. den Titel der vorliegenden Arbeit
angeht. Denn bei der Reinigung von kommunalen Abwässern spielen immer natürliche
Prozesse eine Rolle. So darf man eigentlich nicht zu scharf zwischen technischen und
naturnahen Systemen separieren, denn jedes System benötigt einen gewissen
technischen Aufwand - und wenn es nur Abdichtungen gegen ein unerwünschtes
Versickern des Wassers oder der Bau von Kanälen, Drainagen oder sonstigen
baulichen Einrichtungen sind. Im anderen Fall nutzt jedes technische System die Natur
in Form von biologischen und mikrobiologischen Umsetzungsprozessen.
Es ist vielmehr damit gemeint, die Intensität des Eingreifens durch technische Einheiten
in den Abwasserreinigungsprozess zu quantifizieren. Naturnahe Behandlungsverfahren
nutzen ausschließlich die natürlichen Reinigungsprozesse, ohne Zugabe von
chemischen Substanzen, Luft, etc. Dies führt mit sich, dass diese Konzepte einen
größeren Flächen- und Raumbedarf aufweisen. D.h. ,,naturnahe" Verfahren sind
extensiv, ,,technische" Verfahren sind intensiv.
Die naturnahen Methoden lassen sich generell in Land- und Teichbehandlungs-
verfahren unterteilen. Der Unterschied liegt in dem Medium der wasserreinigenden
Mikroorganismen.
Die vorliegende Diplomarbeit beschäftigt sich laut Titel mit ,,naturnahen" Verfahren.
Bepflanzte Bodenfilter gehören zweifelsfrei zu diesem Anlagentyp. Sie sind im
Grenzbereich zwischen naturnahen Land- und Teichverfahren angesiedelt. Unbelüftete
Abwasserteiche gehören ebenfalls zu den naturnahen, extensiven Verfahren. Belüftete
Teichanlagen müssen in einem gewissen Sinne aber schon zu den technischen
Verfahren gezählt werden. Der Anaerobfilter ist allerdings schwieriger einzuteilen. Der
bauliche Aufwand ist größer, jedoch wird wie bei den beiden anderen Systemen, keine
Energie hinzugefügt. Es kann daher als naturnahes System gesehen werden. Der
Flächenbedarf ist jedoch geringer, es ist also ein intensives Verfahren.
Abschließend kann man sagen, dass es auf die spezifischen Gegebenheiten der
Anlage vor Ort mit all ihren Besonderheiten und ein wenig auf die Betrachtungsweise
ankommt, ob man eine Anlage als ,,naturnah" oder nicht klassifizieren möchte.
Die drei in Nicaragua untersuchten Systeme lassen sich nach diesen Überlegungen
jedoch folgendermaßen einstufen:
horizontal durchströmter, bepflanzter Bodenfilter in León : naturnahe, extensiv
·
·
·
unbelüftetes Abwasserteichsystem in Nagarote : naturnahe, extensiv
Anaerobfilter in Jinotepe : naturnahe, intensiv
9
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
In Nicaragua werden im kommunalen Abwasserbereich bisher ausschließlich naturnahe
Verfahren zur Reinigung der Abwässer eingesetzt. Diese haben aber in tropisch-heißen
Entwicklungsländern verglichen mit Europa einige Vorteile, die an dieser Stelle kurz
genannt werden sollen:
· Durch die über das gesamte Jahr hohen Temperaturen bieten sich naturnahe,
biologische Systeme geradezu an, da die Bakterien einen optimalen Bereich
vorfinden. Hierbei spielt die RGT-Regel die entscheidende Rolle, die besagt, dass
sich pro Temperaturerhöhung um 10°C die Reaktionsgeschwindigkeit von durch
Mikroorganismen bewirkte Reaktionen verdoppelt bis verdreifacht. Hierdurch können
die Klärsysteme im Vergleich zu Europa kleiner gebaut werden, da geringere
Aufenthaltszeiten im Klärsystem notwendig sind. Dadurch vermindert sich der
hauptsächliche Nachteil von naturnahen, extensiven Systemen.
· Die Baukosten sind im Vergleich zu technischen Systemen gering, da auf den Einbau
von Steuereinrichtungen verzichtet werden kann.
· Die Betriebskosten sind ebenfalls gering, da die Anlagen im Vergleich zu technischen
Systemen nur einen geringen Wartungsaufwand haben. Es entfallen z.B.
Stromkosten für Belüftung oder andere elektrisch betriebene Anlagenteile.
Im Folgenden werden die sekundären, biologischen Reinigungsstufen naturnaher
Anlagen beschrieben, die heute in Nicaragua im Einsatz sind und die im Rahmen dieser
Arbeit untereinander verglichen werden. Primäre Reinigungsstufen sind bereits in Kapitel
4.1.1 beschrieben worden. Eine weitergehende Behandlung (3. Stufe) wird in der
kommunalen Abwasserreinigung Nicaraguas bisher nicht verlangt.
5.1 Abwasserteiche
Diese Art der Abwasserreinigung ist historisch gesehen die Älteste und hat sich aus der
Abwassereinleitung in natürliche, stehende Gewässer entwickelt, in denen sich folglich
der Selbstreinigungsprozess in Gang setzt. Diese Prozesse laufen in den großvolumigen
Abwasserteichen ebenfalls ab unbeeinflusst aber kontrolliert [MUDRACK et al., 1994].
In Deutschland werden sie aufgrund des Platzbedarfs und der Forderung nach einer
weitgehenden N- und P-Eliminierung kaum eingesetzt. In Entwicklungsländern der
Tropen so auch in Nicaragua liefern sie jedoch gute Resultate.
5.1.1 Verfahrensbeschreibung
Die an der Abwasserreinigung beteiligten Organismen leben sowohl schwebend im
Wasser, als auch als Aufwuchs an Oberflächen oder im Bodenschlamm. Die
Zusammensetzung der Biozönose ist von der Temperatur, der Belichtung und der
Nährstoff- und Sauerstoffversorgung abhängig:
· aerobe und anaerobe heterotrophe Mikroorganismen, die maßgeblich die organische
Fracht abbauen
· autotrophe Organismen wie Phytoplankton, Algen und höhere Wasserpflanzen, die
anorganische Salze aufnehmen und somit dem Wasser entziehen. Außerdem
erhöhen sie durch Photosynthese die O
2
-Konzentration im Wasser und entziehen ihm
so CO
2
.
· tierische Lebewesen (Zooplankton, Wasserflöhe, Insektenlarven, etc.), die am Ende
der Fresskette stehen und für eine Sukzession sorgen, wodurch die Anhäufung einer
Spezies verhindert wird.
10
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Durch die im Vergleich zu anderen Abwasserbehandlungssystemen lange
Aufenthaltszeit können sich auch Organismen mit längerer Regenerationszeit ansiedeln
und es kann so zu einem Abbau biologisch schwer abbaubarer Substanzen kommen.
Eine Nitrifikation, die unter diesen Umständen zu erwarten wäre, findet dennoch kaum
statt, da wohl die Sauerstoffversorgung hierzu ungenügend ist [MUDRACK et al., 1994].
Die natürliche Sauerstoffversorgung erfolgt durch biologische und physikalische
Prozesse. Die physikalische O
2
-Aufnahme erfolgt durch Diffusion an der Teichoberfläche
und ist daher abhängig von der Grenzflächenerneuerung (Umwälzung durch Wind), dem
Oberflächen-Volumen-Verhältnis, der Temperatur und dem O
2
-Defizit (Differenz
zwischen der Luft-Sättigungskonzentration des Wassers und der tatsächlichen O
2
-
Konzentration). Die Sättigungskonzentration hingegen ist abhängig von der Temperatur.
Bei höheren Temperaturen ist sie niedriger, weswegen kaltes Wasser mehr O
2
lösen
kann. Das heißt die physikalische O
2
-Aufnahme ist in Nicaragua
(Jahresdurchschnittstemperatur von 25°C) schlechter als in Europa. Dieser Nachteil wird
aber durch die biogene O
2
-Produktion ausgeglichen, bei der durch Photosynthese von
Grünpflanzen reiner O
2
an das Wasser abgegeben wird. Da die Sättigungskonzentration
von reinem Sauerstoff wesentlich größer als die der Luft (ca. 78% N
2
, 21% O
2
) ist, kann
es am Tag zu einer Übersättigung kommen, weil die biogene Belüftung von der
Globalstrahlung abhängig ist. In der Nacht bei Dunkelheit hingegen tragen die
autotrophen Organismen zur Sauerstoffzehrung bei, da sie auch selbst Sauerstoff
benötigen. Bei starker Algenentwicklung (Algenblüte) wechseln daher O
2
-Übersättigung
und Zehrung im Tagesrhythmus, was in folgender Graphik wiedergegeben ist
[MUDRACK et al., 1994].
Abb. 4: Tag-Nacht-Rhythmus des O
2
-Haushalts eines Teichs [Quelle:
MUDRACK et al., 1994; dort nach UHLMANN, 1982]
Je nach dem Oberflächen-Volumen-Verhältnis (also der Tiefe), den Temperaturen und
der Belastung mit O
2
-zehrenden Stoffen bilden sich im Wasser und im Bodenschlamm
aerobe und anaerobe Bereiche aus.
In Abwasserteichen findet eine erhebliche Transpiration statt, die aufgrund von
empirischen Formeln berechnet werden kann.
Die Durchflusszeit liegt je nach Art des Teiches bei einigen Tagen bis Wochen.
Hierdurch können Stoßbelastungen in Menge und Konzentration abgefangen werden.
Teiche besitzen also eine hohe Pufferwirkung.
11
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
In der Regel werden Teichsystemen bis heute kaum eine mechanische
Vorreinigungsstufe abgesehen von Rechen und Sandfang vorgeschaltet, weshalb
sich alle sedimentierbaren organischen und mineralischen Stoffe des Rohabwassers im
Bodenschlamm des ersten Teichs absetzten, wo sie aerob bzw. anaerob umgesetzt
werden. Durch das große Volumen der Teiche ist es im Normalfall ausreichend, wenn
der Schlamm in Abständen von einigen Jahren abgefahren wird. Hierzu ist dann ein
Ablassen des Sees, das Trocknen des Schlamms und das Ausbaggern bzw. ein
Abpumpen notwendig.
Generell können Abwasserteichsysteme in Serie oder parallel betrieben werden. Bei
Betrieb in Serie wird der Abfluss eines Teiches in den nächsten eingeleitet (daher:
Primär-, Sekundär-, Tertiärteich...). In der Regel sind zur Reinigung kommunaler
Abwässer mindestens drei Teiche notwendig, wobei der letzte zur Abscheidung von
Algen und zur Schönung des Ablaufs vorgesehen wird. Bei parallelem Betrieb werden
die Teiche proportional ihrer Aufnahmekapazität belastet. Dies bringt eine bessere
Verteilung von sedimentierbaren Feststoffen mit sich und ermöglicht die Reinigung einer
Reinigungsstraße bei gleichzeitigem Betrieb der Anderen [YÁNEZ, 1993].
Die wichtigsten Abbaumechanismen sollen in folgender Tabelle kurz vorgestellt werden:
Tab. 1: Abbaumechanismen in Abwasserteichen
Abwasserinhaltsstoff
Abbaumechanismus
suspendierte Feststoffe
Sedimentation
gelöste organische
aerober mikrobiologischer Abbau
Verbindungen
anaerober mikrobiologischer Abbau
Aufnahme durch Algen mit
anschließender Sedimentation
Sedimentation
natürliches Absterben
pH-Wert-Anhebung
UV-Bestrahlung
biologischer Abbau
Zurückhalt bei Tauchwänden
Fette / Öle
Stickstoff / Phosphor
Pathogene
Vorteile von Teichverfahren sind nach PLATZER, 2002:
· der natürliche Prozess ist auch im tropischen Klima anwendbar
· es wird keine elektrische Energie benötigt
· wegen der Eliminierung der Fäkalkoliformen ist keine Chlorung notwendig, was sich
Vor allem in Entwicklungsländern wegen dem Kosten- und Personalfaktor positiv
auswirkt
· niedrige Betriebs- und Wartungskosten
· einfache Betriebs- und Wartungstätigkeiten
· der Schlamm sammelt sich direkt im System an und wird auch dort reduziert
· effizienter Abbau von Abwasserinhaltsstoffen
· stabiler Prozess wegen der hohen Aufenthaltszeiten
· verkraften Schwankungen der Fracht ohne Effizienzeinbusen
· Schlamm und Teichabfluss kann landwirtschaftlich genutzt werden
12
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Als Nachteile sind nach PLATZER, 2002 zu nennen:
· sehr großer Flächenbedarf
· Algenpräsenz im Abfluss, die im Vorfluter zusammen mit Nährstoffen zur Eutro-
phierung beiträgt, wenn keine Entfernung eingeplant wird
· praktisch kein Abbau von Nährstoffen (N- und P-Verbindungen)
5.1.2 Klassifizierung von Abwasserteichen
Die Klassifizierung wird anhand des Sauerstoffgehalts in den Teichen vorgenommen. Es
ist ebenfalls eine Klassifizierung nach der Reinigungsstufe (Primär-, Sekundär-,
Tertiärteich...) oder nach der Betriebsweise (belüftet/unbelüftet) denkbar. In Nicaragua
existieren aus Kostengründen und wegen der vergleichsweise einfachen Betriebsweise
nur unbelüftete Teichsysteme im kommunalen Abwasserbereich, weswegen die
Klassifizierung ebenfalls auf technisch unbelüftete Systeme beschränkt wird.
5.1.2.1 Anaerobteiche
Sie besitzen Tiefen zwischen 2,5 und 5m und werden organisch hoch belastet, wodurch
die Photosyntheseaktivität der Algen unterdrückt wird [YÁNEZ, 1993] und die O
2
-
Zehrung überwiegt, weshalb sie im Wasser und im Schlamm anaerob sind, wodurch es
zu Geruchsemissionen kommen kann [MUDRACK et al., 1994].
Sie dienen der Behandlung organisch hoch belasteter (Industrie-)Rohabwässer [YÁNEZ,
1993], zur Abscheidung absetzbarer Stoffe des kommunalen Rohabwassers und der
Ausfaulung des abgesetzten Schlamms und werden daher normalerweise nur als
Vorstufe einer weiteren Behandlung eingesetzt [ATV-A201, 1989].
5.1.2.2 Fakultativteiche
Sie besitzen Tiefen zwischen 1,2 und 2m, je nachdem ob sie als primäre
Reinigungsstufe und daher zur Ablagerung und Ausfaulung sedimentierbarer Feststoffe
vorgesehen werden, oder als sekundäre Reinigungsstufe, um in erster Linie die gelöste
organische Fracht zu vermindern [YÁNEZ, 1993].
Der Sauerstoff wird ausschließlich auf natürlichem Wege eingetragen (physikalisch über
die Teichoberfläche und hauptsächlich biogen durch Photosynthese), weshalb sie von
meteorologischen Bedingungen abhängig sind [ATV-A201, 1989].
Die charakteristischen Mechanismen sind aerobe Abbauvorgänge durch Algen und
Bakterien in den oberen Schichten, wo das Sonnenlicht effektiv eindringen kann
[YÁNEZ, 1993] und durch sedimentierte organische Substanz hervorgerufene anaerobe
Abbauvorgänge schwerer abbaubarer organischer Inhaltsstoffe bei gleichzeitiger
Schlammstabilisierung durch Faulung in den tieferen Teichregionen [MUDRACK et al.,
1994].
Die Bakterien verwenden in erster Linie den durch Algen eingetragenen Sauerstoff, um
das organische Material in einfache Verbindungen wie CO
2
, NH
3
, PO
4
und H
2
O
umzuwandeln, die wiederum als lebensnotwendige Nährstoffe in Algenbiomasse
umgewandelt werden [YÁNEZ, 1993].
Es ist sinnvoll das erforderlich Gesamtvolumen auf mehrere in Serie angeordnete Teiche
aufzuteilen, damit sich unterschiedliche Biozönosen mit spezifischen
Reinigungsleistungen ausbilden können. Ist dies der Fall wird im 1. Teich, der z.B. mit 2
m Tiefe ausgelegt werden könnte, vermehrt organische Substanz durch heterogene
Mikroorganismen aerob/ anaerob im Wasser und anaerob im Schlamm abgebaut. Im 2.
13
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Teich, der sinnvollerweise flacher auszulegen ist, überwiegen dann autotrophe
Organismen (Plankton-Algen), die für aerobere Verhältnisse sorgen, anorganische Salze
aufnehmen und für eine weitere BSB
5
-Reduktion sorgen. Es wird also in erster Linie
organische Substanz in Algen-Biomasse umgebaut, die nachfolgend abgeschieden
werden muss, um eine Eutrophierung der nachfolgenden Gewässer zu vermeiden
[MUDRACK et al., 1994].
5.1.2.3 Schönungsteiche
Um die in den fakultativen Teichen gebildeten Algen zu entfernen, werden als letzte
Reinigungsstufe Schönungsteiche gebaut, die mit einer Tiefe von etwa 1m [ROJAS,
1999] komplett aerob sind. Werden sie mit einer sehr niedrigen BSB
5
-
Oberflächenbelastung ausgelegt, kann davon ausgegangen werden, dass die Algen
aufgrund von Nährstoffmangel absterben und sedimentieren [WELLER et al., 1986].
Außerdem bilden sich Zooplankter, die das Phytoplankton aus der 2. Phase konsumieren
und so das Wasser klären [MUDRACK et al., 1994].
Vor allem in tropischen Ländern mit ihrer ganzjährig intensiven Sonneneinstrahlung sind
sie sehr effizient in der Reduzierung von pathogenen Mikroorganismen [YÁNEZ, 1993].
Es ist ebenfalls denkbar die Ablaufbereiche von Schönungsteichen mit höheren Pflanzen
bewachsen zu lassen, um eine bessere Schwebstoffrückhaltung zu erreichen
[MUDRACK et al., 1994].
5.2 Anaerobfilter
Generell sind Anaerobverfahren auf organisch hochbelastete Abwässer, wie z.B.
Ausläufe von Industriebetrieben zugeschnitten. Nichtsdestotrotz werden sie in Nicaragua
aufgrund ihrer relativ geringen Konstruktionskosten auch im kommunalen Bereich
eingesetzt.
Für den Einsatz anaerober Verfahren wurden verschiedene Reaktortypen entwickelt, die
sich in der Art der Biomasseanreicherung im Reaktorinneren unterscheiden. Der in
Nicaragua angewandte und im Rahmen dieser Arbeit untersuchte Reaktor ist ein
einstufiger, aufwärts durchströmter Anaerobfilter (,,Upflow"-Festbettreaktor). Daher wird
auch nur auf diese Verfahrensvariante eingegangen, um nicht den Rahmen dieser Arbeit
zu sprengen.
5.2.1 Verfahrensbeschreibung
Im Inneren des Reaktors werden Trägermaterialien als Besiedlungsfläche für die
Mikroorganismen eingesetzt. Hierdurch werden hohe Biomassekonzentrationen im
System erreicht und die Reaktorgröße kann in einem vertretbaren Rahmen gehalten
werden. Außerdem wird durch diese Art Biomassefixierung das Problem des
Schlammrückhalts gelöst. Als Füllmaterial des Reaktors werden im einfachsten Fall so
auch in Nicaragua - poröse Steine (Lavatuff) verwandt, die sich allerdings durch ein
hohes Gewicht bei relativ geringer Ansiedlungsfläche für die Bakterien ausweisen.
Kunststofffüllkörper oder offenporige Sintergläser haben ein wesentlich größeres
Porenvolumen bei vergleichsweise geringerem Gewicht und sind daher besser geeignet
[MUDRACK et al., 1994]. Sie weisen jedoch wesentlich höhere Kosten auf und müssen
aus den USA oder Europa importiert werden, weshalb sie in Nicaragua im kommunalen
Bereich in der Praxis keine Anwendung finden.
Die Biomasseanreicherung auf dem Lavatuff ist allerdings für die Reinigung kommunaler
Abwässer ausreichend.
14
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Unter der Vorraussetzung, dass die gesamten Poren als Aufwuchsfläche genutzt
werden, ergeben sich je nach eingesetztem Material Oberflächen von 21-90 m²/l
[MUDRACK et al., 1994].
Lediglich zur Filterrückspülung zur Entfernung des Überschussschlamms - durchfließt
das zur Reinigung verwendete Wasser das Filtermaterial von oben nach unten. Dies
geschieht durch den hydrostatischen Druck des Wassers und durch die Gravitationskraft.
Nach der Rückspülung befinden sich noch immer ausreichend Mikroorganismen auf der
Oberfläche des Füllmaterials, so dass bei einer erneuten Beschickung des Filters mit
Abwässern dieser schnell wieder eingefahren ist [GARCÍA, ohne Jahresangabe].
Die Durchströmungsverhältnisse in Festbettreaktoren sind schwierig nachzuvollziehen,
da meist durch Anhaftung oder Bewuchs von Bakterien eine räumlich und zeitlich ständig
wechselnde Querschnittsfläche gegeben ist. Tracerversuche ergaben jedoch, dass 30-
35% des Reaktorvolumens nach über einjähriger Betriebsdauer ohne Primärbehandlung
inaktiv oder verstopft waren. Wegen dieser Verstopfungsgefahr ist die Anwendung von
Festbettreaktoren daher auf Abwässer mit einem geringen Feststoffgehalt beschränkt,
was bedeutet, dass diese effektiv in der primären Reinigungsstufe abgeschieden werden
müssen [MUDRACK et al., 1994].
Die Aufenthaltszeit im Filter ist im Vergleich zu anderen naturnahen Reinigungsstufen mit
wenigen Stunden klein. Hierdurch kann das Volumen des Filters relativ gering gehalten
werden, wodurch die Baukosten gering bleiben [PLATZER, 2002].
Die aufsteigenden Faulgase hauptsächlich CH
4
, CO
2
können Mikroorganismen
austragen, verhindern aber gleichzeitig eine schnelle Verstopfung durch Schlamm-
ablagerung. Zur Reinigung des Gasstroms empfiehlt sich daher ein Biogasfilter, in dem
der Gasstrom eine Filterschicht aus Rindenmulch passieren muss, bevor er aus dem
System austritt.
Zur Betriebsweise ist zu sagen, dass die optimale Temperatur für die mikrobiologischen
Umsetzungen 35°C ist. Der pH-Wert sollte zwischen 6-8 liegen, da sonst die in ihren
Milieuansprüchen sensiblen Bakterien Probleme haben. Werden alle Vorraussetzungen
für einen reibungslosen Betrieb eingehalten, kann ein BSB
5
-Reduktion von 70-98%
erwartet werden [MARENA, 2000].
Die wichtigsten Abbaumechanismen sollen in folgender Tabelle kurz aufgezeigt werden:
Tab. 2: Abbaumechanismen in anaeroben Festbettreaktoren
Abwasserinhaltsstoff
Abbaumechanismus
suspendierte Feststoffe
Filtration
gelöste organische
Verbindungen
minimale Aufnahme durch Bakterien
Adsorption an Filtermatrix
Filtration
natürliches Absterben (wenig wegen kurzer Aufenthaltszeit)
Fette / Öle
-
anaerober mikrobiologischer Abbau
Stickstoff / Phosphor
Pathogene
15
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Die Vorteile eines Anaerobfilters sind nach PLATZER, 2002:
· kompaktes System
· geringer Flächenbedarf
· einfache Bau- und Betriebsweise
· einfache Betriebs- und Wartungsarbeiten
· benötigt keine elektrische Energie
· universelle Einsetzbarkeit für niedrig- bzw. hochkonzentrierte Abwässer
· hohe Abbauleistung für organische Stoffe
· geringe Aufenthaltszeit und daher kleiner Flächen- und Raumbedarf
· kurze Einlaufzeit nach Rückspülung (Entfernung des Überschussschlamms)
Als Nachteile sind nach PLATZER, 2002 zu nennen:
· Verstopfungsrisiko
· i.d.R. auf Abwasser mit geringem Feststoffgehalt beschränkt
· wegen kleiner Aufenthaltszeit nicht sehr effektiv im Abbau von pathogenen Keimen,
weswegen eine Desinfektion nachzuschalten ist
· plötzliche Frachtschwankungen verschlechtern die Effizienz
· lange Stabilisierungszeit des Systems wegen langsamen Wachstum der Anaerobier
· hohe Kosten an Füllmaterial (in Abhängigkeit von dem verwandten Material)
Abb. 5: schematischer Querschnitt eines anaeroben Festbettreaktors
16
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
5.3 Bepflanzte Bodenfilter
Obwohl die Vorgänge in bepflanzten Bodenfiltern noch nicht komplett verstanden
werden, liefern sie dennoch gute Resultate in der Reinigung von Abwässern und sind in
Europa, USA und Australien mittlerweile schon weit verbreitet. Bepflanzte Bodenfilter
werden im Sprachgebrauch und einiger Literatur noch als Pflanzenkläranlagen (PKA)
bezeichnet.
5.3.1 Verfahrensbeschreibung
Generell ähneln bepflanzte Bodenfilter natürlichen Feuchtgebieten: es wird ein Becken
ausgehoben und mit einem geeigneten Material aufgefüllt, mit Schilf-, Binsen- oder
Kolben besetzt und von Abwasser durchflossen. Allerdings werden bessere Leistungen
erzielt, wenn der Boden geneigt und die hydraulische Beschickung kontrolliert wird
[REED et al., 1995].
Zu beachten ist, dass die Abwässer vor dem Einleiten in das System mechanisch
vorgereinigt werden müssen, um eine Verschlammung der Beete zu verhindern und den
gewünschten Durchfluss zu ermöglichen. Da Rechen und Siebe dafür alleine nicht
ausreichen, müssen effektive Primärbehandlungsverfahren wie z.B. IMHOFF-Tanks
vorgeschaltet werden [BANK, 2000].
Besonders wichtig ist der Einlaufbereich der Bodenfilter. Er soll eingetragene Feststoffe
kontinuierlich abscheiden und mit eventuellen Stoßbelastungen fertig werden. Es soll
anschließend eine gleichmäßige Verteilung der Abwässer in der aktiven Bodenzone
erfolgen. Daher sind abrupte Übergänge zwischen verschiedenen Korngrößen zu
vermeiden, die zu einer Flächenfilterwirkung führen würden. Vielmehr muss die
Durchlässigkeitsabnahme gleichmäßig erfolgen, damit sich die gewünschte Raumfilter-
wirkung entfalten kann [BANK, 2000].
Die Hauptaufgabe der Bepflanzung ist nicht die Aufnahme von Abwasserinhaltsstoffen
sondern die Durchwurzelung des Bodens und in dessen Folge eine Verbesserung der
Sauerstoffversorgung der Bodenmatrix und dessen langfristige Durchlässigkeit [BANK,
2000]. Der Luftsauerstoff gelangt über die Blätter der Pflanzen, das Rhizom und die
Wurzeln viel tiefer in den Boden als er durch natürliche Diffusion kommen würde [REED
et al, 1995]. So bilden sich in Nähe der Wurzeln aerobe Bereiche, in denen aerobe
Mikroorganismen einen biologischen Rasen bilden und das Wasser reinigen. In weiter
von den Wurzeln entfernten Bereichen bilden sich folglich anaerobe Bereiche, in denen
sich anaerobe Mikroorganismen ansiedeln. So entwickelt sich ein fakultativ
aerob/anaerobes Medium. Außerdem bewirkt die Bepflanzung eine aktive Transpiration,
durch die neben der natürlichen Evaporation Wasser entweicht. Dieser Vorgang wird
Evapotranspiration genannt.
Der entstehende Überschussschlamm in den Pflanzenbecken muss ebenfalls wie bei
allen biologischen Abwasserbehandlungssystemen entfernt werden. Im Fall eines
bepflanzten Bodenfilters ist dies meist durch einen Austausch des Filtermaterials im
Einlaufbereich ausreichend, da sich dort das Gros der abgelagerten Feststoffe befindet.
Außerdem findet in diesem Bereich der Großteil des biologischen Abbaus statt,
weswegen sich dort der meiste Überschussschlamm bildet.
17
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
Die wichtigsten Abbaumechanismen sollen in der folgenden Tabelle kurz vorgestellt
werden.
Tab. 3: Abbaumechanismen in Pflanzenkläranlagen [COOPER et al., 1996]
Abwasserinhaltsstoff
Abbaumechanismus
suspendierte
Sedimentation
Feststoffe
Filtration
gelöste organische
aerober mikrobiologischer Abbau
Verbindungen
anaerober mikrobiologischer Abbau
Ammonifizierung gefolgt von mikrobieller Nitrifikation / Denitrifikation
Aufnahme durch Pflanzen
Adsorption an der Bodenmatrix
gasförmige Ammoniak-Verluste
Adsorption an der Bodenmatrix
Aufnahme durch Pflanzen
Sedimentation
Filtration
natürliches Absterben
Antibiotika-Ausscheidung der Wurzeln der Makrophyten
Adsorption an der Bodenmatrix
mikrobiologischer Abbau
Pathogene
Fette / Öle
Stickstoff
Phosphor
Die Vorteile einer PKA sind nach PLATZER, 2002:
klare Abläufe, praktisch ohne Feststoffe
·
·
·
·
·
·
·
·
·
·
sehr hohe Eliminierung von organischen Frachten
hohe Effizienz in der Elimination von Abwasserinhaltsstoffen, daher Möglichkeit der
landwirtschaftlichen Nutzung des Ablaufwassers
niedrige Betriebs- und Wartungskosten
anwendbar für Einzelhaushalte oder Siedlungen
einsetzbar als komplette Reinigungsanlage oder als sekundäre oder tertiäre
Reinigungsstufe
optisch ansprechend für Anrainer
schnelle Abbauleistungen aufgrund des tropischen Klimas
keine Belästigungen der Anrainer durch schlechte Gerüche oder Gefahren der
Übertragung von Krankheitsüberträgern (z.B. Moskitos), da der Wasserspiegel unter
der Filteroberfläche ist
Bepflanzung stellt nach Ernte ökonomisches Kapital dar (Viehfutter, Material für
Kunsthandwerk, Baumaterial)
Als Nachteile einer PKA sind nach PLATZER, 2002 zu nennen:
· großer Flächenbedarf
· großes Volumen von Filterfüllmaterial erforderlich, dadurch eventuell aufwendiger und
teurer Transport zur Anlage
· wegen maximaler Beckenlänge (50m) und Längen-/Breiten-Verhältnisse müssen
gegebenenfalls bei größeren Anlagen mehrere Einheiten gebaut werden
· benötigen flache Gegenden, um aufwendige Erdbewegungen beim Bau zu vermeiden
18
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
5.3.2 Klassifizierung von bepflanzten Bodenfiltern
Es gibt grundsätzlich zwei Typen von bepflanzten Bodenfiltern: horizontal und vertikal
durchströmte Pflanzenbecken. Die Abbauvorgänge in den Systemen sind ähnlich.
5.3.2.1 Horizontal durchströmte, bepflanzte Bodenfilter
Dies sind verhältnismäßig neue Verfahren, bei denen ein bewachsener Bodenkörper von
dem Abwasser in horizontaler Richtung kontinuierlich und langsam durchströmt wird. In
Abhängigkeit von der Bodenstruktur, der Durchwurzelung und der Belastung bilden sich
im Bodenkörper aerobe, anoxische und anaerobe Bereiche, in denen die
entsprechenden Reaktionen ablaufen. Es ist also ein fakultativ aerob/anaerobes
Verfahren mit den daraus resultierenden Vorteilen des aeroben und anaeroben Abbaus
von Schmutzstoffen in unter-schiedlichen Bereichen [VYMAZAL et al, 1998; MUDRACK
et al., 1994].
Die Bepflanzung wird auf der Oberfläche des durchströmten Filtermaterials vorgesehen.
Poröses Material wie Sand, Kies, Schotter oder vulkanisches Gestein, welches sich
aufgrund seiner großen spezifischen Oberfläche besonders gut zur Ansiedlung eines
biologischen Rasens eignet, sind die gebräuchlichsten Füllmaterialien und ermöglichen
Aufgrund ihrer Beschaffenheit eine gute Durchwurzelung des Bodens [REED et al.
1995].
Die Filtermächtigkeit variiert in Abhängigkeit der Durchwurzelungstiefe von 0,3 bis 1,0 m.
Typisch ist eine Bepflanzung mit Phragmites australis (Schilfrohr), Schoeneplectus
lacustris (Flechtbinse) oder Pennisetum purpureum (Elefantengras). Die Pflanzen
müssen bei Bedarf geschnitten werden [MUDRACK et al., 1994].
Die potentiellen Vorteile dieser Variante können allerdings durch relativ hohe Kosten des
Filtermaterials, eine mögliche Verstopfung und durch die Gefahr von Überflutungen
gemindert werden [QASIM, 1999; REED et al., 1995].
Abb. 6: Schema eines horizontal durchströmten, bepflanzten Bodenfilters
19
5 In Nicaragua angewandte naturnahe Verfahrensvarianten
5.3.2.2 Vertikal durchströmte, bepflanzte Bodenfilter
Vertikal durchströmte, bepflanzte Bodenfilter besitzen über die gesamte Oberfläche ein
Verteilungssystem, um das vorgeklärte Abwasser gleichmäßig zu verteilen.
Sie werden intermittierend mit Abwasser überstaut, das anschließend vertikal im Boden
versickert und am Beckenboden durch ein Drainagesystem wieder aufgenommen wird.
Bis zur nächsten Beschickung wird der Bodenkörper belüftet. Bei hochbelasteten
Abwässern führen sie allerdings nur zur einer unzureichenden Reinigung [MUDRACK et
al., 1994].
Abb. 7: Schema eines vertikal durchströmten, bepflanzten Bodenfilters
20
6 Dynamische Wirtschaftlichkeitsvergleichsrechnung
6 Dynamische Wirtschaftlichkeitsvergleichsrechnung
In der Abwasserreinigung spricht man von einem Wirtschaftlichkeitsvergleich obwohl
nur die Kosten betrachtet werden, da sich der Nutzen der Anlage überwiegend aus
deren Leistung ergibt, die wiederum durch die Abwasseremissionsverordnung und
daraus abgeleiteten Konzipierungskriterien bestimmt ist. Da diese Anforderungen für
verschiedene Projektalternativen identisch sind hängt das Kosten-Nutzen-Verhältnis,
sprich die Wirtschaftlichkeit, alleine von dessen Kosten ab. Das Ziel der
Wirtschaftlichkeitsberechnung ist es also herauszufinden, welche Projektvariante die
vorgegebene Zielsetzung in diesem Fall die Einhaltung der nicaraguanischen
Grenzwerte für Kläranlagenabläufe mit den geringsten Kosten erreicht.
Die anfallenden Kosten für eine Abwasserbehandlungsanlage verteilen sich über
längere Zeiträume: da sind zuerst die Konstruktionskosten zu Projektbeginn sowie
periodisch anfallende als auch gelegentlich anfallende Betriebskosten über die gesamte
Laufzeit der Anlage.
Dabei sind Zahlungen, die früher zu tätigen sind, gewichtiger einzuschätzen als
Zahlungen, die später getätigt werden müssen, da eine sofortige Zahlung für den
Empfänger zum einen eine Sicherheit darstellt und der Betrag außerdem weiter
investiert werden kann. Der Zahlungszeitpunkt stellt also einen realen Wert dar für
den Empfänger als auch für den Investor.
Der Zeitfaktor spielt bei den Betrachtung der Wirtschaftlichkeit also eine entscheidende
Rolle. Folgende zwei Faktoren sind daher in die Berechnung der Wirtschaftlichkeit mit
einzubeziehen: der Zinssatz und die Inflation.
Da der Zinssatz den Wert des Faktors Zeit ausdrückt, können mit dessen Hilfe
Zahlungen, die zu verschiedenen Zeiten zu leisten sind auf einen bestimmten
Bezugspunkt in diesem Fall dem Planungs- und Baujahr der Klärsysteme bezogen
und somit in vergleichbare, gleichwertige Beträge umgerechnet werden.
Der heutige Barwert B einer in n Jahren zu leistenden Zahlung Z berechnet sich bei
einem Zinssatz von i% nach:
(1)
[ORTH et al., 1995, S.31]
Z
q
Z
i
B
=
=
n
n
+
-
-
100
1
D.h. ein heute zu zahlender Betrag B entspricht in n Jahren wegen der Zinsen i dem
höheren Betrag Z. Andersrum ausgedrückt ist der heutige Barwert einer in Zukunft zu
zahlenden Investition geringer als die eigentliche zukünftige Investition. Dies ist so zu
erklären, dass das Kapital bis zur zukünftigen Zahlung in den Händen des Eigentümers
bleibt, der es innerhalb dieser Zeitspanne vermehren kann, indem er es z.B. investiert
oder eben Verzinst. Daher wird der zu zahlende Betrag in der Zukunft relativ gesehen
kleiner.
Ein weiterer zeitabhängiger und mit einzubeziehender Faktor ist die Inflation, d.h. der
Anstieg des Preisniveaus bei gleichbleibender Produktqualität. Führt man analog dem
Zinsfaktor q einen Inflationsfaktor r ein, so vermindert sich der Wert eines bestimmten
Betrages B jährlich um den Faktor r und wird nach n Jahren zu:
(2)
[ORTH et al., 1995, S.32]
B
r
Z
=
-n
21
6 Dynamische Wirtschaftlichkeitsvergleichsrechnung
Ein Betrag B steigt also wegen der Zinsen im Laufe der Zeit an, verliert aber gleichzeitig
wegen der Inflation an Wert. Um den exakten Wert einer nach einer bestimmten Zeit zu
leistenden Zahlung zu berechen, muss man nun den Zins- und den Inflationsfaktor
miteinander verbinden.
Der heutige Barwert B einer in n Jahren zu leistenden Zahlung Z berechnet sich bei
einem Zinsfaktor von q und einem Inflationsfaktor von r nach Gleichung 3:
(3)
[ORTH et al., 1995, S.32]
Z
q
Z
q
B
=
=
r
r
n
n
n
-
-
-
Der Vergleich mit der Gleichung (1) zeigt, dass der Quotient q/r der um die Inflation
korrigierte Zinsfaktor ist.
Es ist daher mit dem realen Zins (Realzins) und nicht mit dem Nominalzins zu rechnen.
Da bei Wirtschaftlichkeitsvergleichen der tatsächliche Wert von Zahlungen von
Interesse ist, muss der Einfluss der Inflation herausgehalten werden. Dies kann dadurch
geschehen, dass nur mit realen Preisen gerechnet wird. Dazu muss bei Berechnungen
der Realzins und die einzelnen Zahlungen unter der Annahme von konstanten Preisen
d.h. ohne Inflation - angesetzt werden.
Durch die oben beschriebenen Gleichungen können nun die Kosten von
Projektalternativen miteinander verglichen werden, indem für alle während der
Lebensdauer der Projekte anfallenden Kosten die Barwerte zu einem gemeinsamen
Bezugszeitpunkt z.B. dem Baubeginn berechnet werden. Durch Aufsummieren aller
Barwerte über die Projektdauer ergibt sich der bare Wert einer Projektalternative zum
Bezugszeitpunkt, wodurch eine realistische Vergleichsgröße geschaffen wäre.
Problematisch bei dieser Art der Wirtschaftlichkeitsanalyse ist die Wahl des
Realzinssatzes als Eingangsparameter, da immer Unsicherheiten in der Entwicklung
des Zinssatzes und der Inflationsrate bestehen. Dies kommt im Fall der dynamischen
Wirtschaftlichkeitsanalyse von Abwasserbehandlungssystemen besonders zum Tragen,
da sie für eine lange Lebensdauer berechnet werden müssen.
Der praktische Wert der Wirtschaftlichkeitsanalyse wird durch diese Unsicherheiten
jedoch meist weniger beeinträchtigt als vermuten lässt. Die Auswirkungen
verschiedener Zinssätze lassen sich einfach durch eine ,,Sensitivitätsanalyse", d.h.
durch die Berechnung mit verschiedenen Zinssätzen aus der Welt schaffen. Hierbei
verlieren zwar die Absolutkosten ein wenig an Bedeutung, jedoch kristallisiert sich meist
deutlich heraus, dass eine Projektvariante im Bereich anzunehmender Zinssätze immer
die Günstigste ist [ORTH et al., 1995].
22
7 Methodenbeschreibung
7 Methodenbeschreibung
7.1 Die untersuchten Anlagen
7.1.1 Abwasserteichsystem in Nagarote
Sammelkanal
Fakultativteich
II
Fakultativteich
I
1
3
2
Strömungsteiler
Öffentliches
Kanalnetz
Vorfluter
Biologische Reinigung 1
Biologische Reinigung 2
Probenahmepunkte
Abb. 8: Blockdiagramm des unbelüfteten Abwasserteichsystems in Nagarote
23
7 Methodenbeschreibung
7.1.2 Anaerobfilter in Jinotepe
Rechen
Sandfang
IMHOFF-Tank
IMHOFF-Tank
PARSHALL-Kanal
Anaerobfilter
PARSHALL-Kanal
PARSHALL-Kanal
Anaerobfilter
Vorfluter
Reinigungs-
kasten
Syphon zur Reinigung des
Filters
Schlammtrocken-
becken
Syphon zur Reinigung des
Filters
1
2
3
(2)
Vorreinigung
Öffentliches
Kanalnetz
Mechanische
Reinigung
Biologische
Reinigung
Probenahmepunkte
Abb. 9: Blockdiagramm des Anaerobfilters in Jinotepe
24
7 Methodenbeschreibung
7.1.3 Bepflanzter Bodenfilter in León
Biologische
Reinigung
Schlammtrocken
-becken
IMHOFF-Becken
Sandfang
Rechen
Zulaufkanal
Verteilungskasten
Bodenfilter
II
Bodenfilter
I
Mechanische
Reinigung
1
Vorreinigung
4
2
3
Vorfluter
Öffentliches
Kanalnetz
Probenahmepunkte
Abb. 10: Blockdiagramm des bepflanzten Bodenfilters in León
25
7 Methodenbeschreibung
7.2 Die Probenahme
Von Anfang Dezember 2002 bis Ende Februar 2003 wurden Abwasserproben der drei
zu evaluierenden Anlagen genommen und anschließend im Labor analysiert. Ziel war
es, die Anlagen auf ihre Funktion und Effizienz zu untersuchen, miteinander zu
vergleichen und Defizite der Anlagen zu ermitteln.
An jeder Anlage wurde im Rahmen dieser Untersuchungen einmal eine 24-h-
Probenahme durchgeführt. An den jeweils zwei oder drei folgenden Probentagen
wurden 12- bis 14-stündige Mischproben genommen.
Im Rahmen dieser Untersuchungen wurden sowohl Mischproben für die nachfolgenden
Laboranalysen genommen, als auch Stichproben für mikrobiologische Untersuchungen.
Des weiteren wurden Vor-Ort-Messungen wie die Bestimmung von Volumenströmen,
pH und Temperatur durchgeführt.
An jeder Anlage wurden repräsentative Probenahmestellen ausgewählt, um an Hand
der Analyseergebnisse im Nachhinein Aussagen über die Funktionsfähigkeit der Anlage
als Ganzes aber auch bestimmter Reinigungsschritte im Speziellen treffen zu können.
In der Regel wurden Rohabwasserproben im Zulauf, sowie Wasserproben hinter den
primären und sekundären Reinigungsstufen genommen.
7.3 Die Analysen
7.3.1 Vor-Ort-Messungen
7.3.1.1 Volumenstrommessung
Die Messung des Volumenstroms erfolgte um Abwasserganglinien an den
unterschiedlichen Untersuchungsstellen zu erstellen, die Zulaufwassermenge in den
Anlagen zu ermitteln und daraus die Aufenthaltszeiten in den Anlagenteilen zu
berechnen. Aufgrund verschiedener örtlicher Gegebenheiten musste hierbei auf
unterschiedliche Messmethoden zurückgegriffen werden.
Folgende Tabelle gibt Aufschluss über die unterschiedlichen, verwendeten
Bestimmungsmethoden an den drei Anlagen:
Tab. 4: Bestimmungsmethoden zur Volumenstromberechnung
Anlage
Bestimmungsort
Bestimmungsmethode
Teichsystem
Kläranlageneinlauf
Volumenstromberechnung nach MANNING
in
Auslauf des Primärteichs
Messung der Wasserstandshöhe *
Nagarote
Auslauf des Sekundärteichs
Volumenstromberechnung nach MANNING
Anaerobfilter
Kläranlageneinlauf
Volumenstromberechnung nach MANNING
in
Auslauf Imhofftank
Messung der Wasserstandshöhe *
Jinotepe
Auslauf Anaerobfilter
Auslitern
bepflanzter
Kläranlageneinlauf
Bestimmung mit Hilfe der Strömungsgeschwindigkeit
Bodenfilter
Auslauf Imhofftank
Messüberfall mit Dreiecksquerschnitt
in
Auslauf Filterbeet 1
Auslitern
León
Auslauf Filterbeet 2
Auslitern
* aufgrund der örtlichen Gegebenheiten war hier keine Ermittlung des Volumenstroms möglich,
was aber auch nicht dringend erforderlich war.
26
7 Methodenbeschreibung
Volumenstromberechnung nach MANNING [FRENCH, 1988]
Nach der Formel von MANNING kann der Volumenstrom in einem offenen Gerinne bei
vorhandener Kanalbreite, Kanalgefälle und Oberflächenrauheit des Kanals berechnet
werden:
h
b
h
b
2
+
R
=
S
v
R
=
3
/
1
3600
=
A
v
Q
(4)
(5)
(6)
n
2
Wasser
mit
Q: Volumenstrom
[m
3
/h]
v: Strömungsgeschwindigkeit
[m/s]
A
Wasser:
hydraulischer Querschnitt durchströmte Fläche (b*h) [m
2
]
n:
Oberflächenrauhigkeit des Kanals [ ]
R:
benetzter Umfang [m]
S:
Gefälle des Kanals [m/m]
b:
innere Breite des Kanals [m]
h: Wasserstandshöhe
[m]
Volumenstrombestimmung durch Auslitern
Für das Auslitern werden Gefäße genutzt, deren Volumen eine Füllzeit von min. 4-5
Sekunden ermöglichen. Die zum Füllen benötigte Zeit wird mit einer Stoppuhr
gemessen. Der Volumenstrom berechnet sich nach Gleichung 7:
V
6
,
3
=
t
Q
(7)
mit:
Q: Volumenstrom
[m
3
/h]
V:
Eimervolumen [l] (i.d.R. 21l bzw. 50,5l)
t: Füllzeit
[s]
Bestimmung des Volumenstroms mit Hilfe der Strömungsgeschwindigkeit
Die Strömungsgeschwindigkeit wird in einem nicht-turbulenten Abschnitt des Kanals mit
Hilfe eines Schwimmkörpers (z.B. Korken) bestimmt, dessen Relativbewegung
annähernd der des Abwassers entspricht. Sie berechnet sich nach Gleichung 9. Die für
diese Strecke benötigte Zeit wird mit einer Stoppuhr gemessen. Der Volumenstrom
berechnet sich nach Gleichung 8:
(8)
(9)
(10)
3600
=
A
v
Q
v
=
h
b
A
=
t
l
Wasser
Wasser
mit:
Q: Volumenstrom
[m
3
/h]
v: Strömungsgeschwindigkeit
[m/s]
A
Wasser:
hydraulischer Querschnitt durchströmte Fläche [m
2
]
l:
Länge der Messstrecke [m]
t:
Zeit zum Durchfließen der Messstrecke [s]
b:
innere Kanalbreite [m]
h: Wasserstandshöhe
[m]
27
7 Methodenbeschreibung
Bestimmung des Volumenstroms mittels Messüberfall mit Dreiecksquerschnitt
[FICHTLSCHERER et al., ohne Jahresangabe]
Nach THOMSON lässt sich der Volumenstrom nach Formel 11 berechnen:
(11)
3600
tg
2
8
2
=
h
Q
µ
2
15
/
5
e
g
Der Abflussfaktor
µ kann nach Untersuchungen von STRICKLAND und BARR
vereinfacht als Durchflussbeiwert nach folgender empirischer Formel berechnet werden:
(12)
h
2
/
0
0
+
=
µ
e
1
0087
,
565
,
-
mit:
Q: Volumenstrom
[m
3
/h]
µ:
Durchflussbeiwert [ ]
g:
Gravitationskonstante (9,81 m/s
2
)
:
Winkel der Überfallöffnung (90
°)
h
e
:
effektive Niveauhöhe der Zulaufflüssigkeitsoberfläche [m]
Abb. 11: Schema eines Messüberfalls mit Dreiecksquerschnitt
7.3.1.2 Temperaturmessung
Die Temperatur wird an den oben erwähnten Messstellen mit einem Labor-
Quecksilberthermometer gemessen.
7.3.1.3 pH-Wert-Messung
Der pH-Wert wird mit der elektronischen pH-Elektrode ,,THERMO ORION MODEL 210-
A" gemessen. Die Elektrode wird am Vortag der Versuche zwischen pH4 und pH7
kalibriert.
7.3.1.4 Bestimmung der sedimentierbaren Stoffe
Die sedimentierbaren Stoffe werden an den oben aufgeführten Versuchsstellen mit 1-l-
Imhoff-Zylindern bestimmt. Die Zylinder werden jede Stunde mit einer Wasserprobe
befüllt und der Wert der sedimentierten Stoffe bei dem nächsten Probenahmerundgang
eine Stunde später abgelesen. Dadurch können die eigentlich geforderten 2 Stunden
Sedimentationszeit zwar nicht eingehalten werden, wodurch die Werte evtl. geringfügig
zu niedrig sind, was allerdings nicht ins Gewicht fällt.
28
7 Methodenbeschreibung
7.3.2 Laboruntersuchungen
7.3.2.1 BSB
5
- Biochemischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen nach DIN 38409 - H51
Verdünnungsmethode [Deutsche Einheitsverfahren, 1995]
Je nach der zu erwartenden Sauerstoffzehrung wird ein bestimmtes Volumen der
Abwasserproben in einem 100 ml Winklerglas mit sauerstoffreichem, praktisch
zehrungsfreien Verdünnungswasser (BSB
5
1mg/l) so weit verdünnt, dass ein
Sauerstoffgehalt von etwa 7 mg/l gemessen wird.
Nach einer 5-tägigen Inkubation bei 20°C wird der Restsauerstoffgehalt gemessen.
Dieser Gehalt sollte, um eine auswertbare Messung zu haben, noch mind. zwischen 1
und 2 mg/l liegen. Die Differenz der beiden O
2
-Messungen stellt den BSB
5
in mg/l dar.
Die Bestimmungsgrenze des Verfahrens liegt bei 3 mg/l.
Von jeder Probe werden je 5 Verdünnungsstufen jeweils in Doppelbestimmung
analysiert.
(13)
[
]
BSB
obe
Winkler
V
V
G
G
l
O
mg
Pr
2
1
2
5
)
(
/
-
=
mit:
G
1
:
Sauerstoffgehalt der Probe direkt nach Einfüllen in das Winklergefäss
[mg/l]
G
2
:
Sauerstoffgehalt der Probe nach 5-tägiger Inkubation
[mg/l]
V
Winkler
: Volumen des Winklerglases (100ml)
V
Probe
: Volumen der eingefüllten Probe
[ml]
7.3.2.2 CSB - chemischer Sauerstoffbedarf nach DIN 38409 - H43-1 -
Kurzzeitverfahren [Deutsche Einheitsverfahren, 1995]
Die Probe wird mit Kaliumdichromat als Oxidationsmittel und Silbernitrat als Katalysator
in stark schwefelsaurer Lösung unter definierten Bedingungen (2h bei 150°C) gekocht.
Die Dichromat-Ionen oxidieren unter diesen Umständen alle oxidierbaren Stoffe. Die bei
der Oxidation nicht verbrauchten Dichromat-Ionen werden nach Zugabe von einer
Ferroin-Indikator-Lösung mit Eisen(II)-Ionen maßanalytisch bestimmt. Die
Bestimmungsgrenze liegt bei 20 mg/l.
(14)
M
B
A
l
O
CSB
(
/
-
[
]
obe
V
mg
Pr
2
8000
)
=
mit:
A:
bei der Titration der Nullprobe verbrauchte Ammoniumeisen(II)-sulfat-Lösung
[ml]
B:
bei der Titration der Probe verbrauchte Ammoniumeisen(II)-sulfat-Lösung
[ml]
M:
Molarität der Ammoniumeisen(II)-sulfat-Lösung
V
Probe
: Probenvolumen
[ml]
7.3.2.3 Kjeldahl-Stickstoff (N
org
+ NH
4
-N) nach DIN 38409 H11 [Deutsche
Einheitsverfahren, 1995]
Der organisch gebundene Stickstoff wird mit kaliumsulfathaltiger Schwefelsäure
(Siedepunkterhöhung) aufgeschlossen und zu Ammoniumsulfat überführt. Selen dient
dabei als Katalysator. Aus dem Ammoniumsulfat wird durch Zugabe von Natronlauge
und Destillation Ammoniak freigesetzt, dass in 2%-iger Borsäure aufgefangen wird.
Zur Bestimmung wird gegen 0,01 normale Salzsäure titriert. Die Bestimmungsgrenze
liegt bei 5 mg/l.
29
7 Methodenbeschreibung
(15)
B
A
l
N
NH
N
mg
org
14
1000
01
,
0
/
)
(
4
=
-
+
mit:
A:
bei der Titration verbrauchte HCl
[ml]
B: Probenvolumen
[ml]
7.3.2.4 Gesamtphosphor (P
ges
) nach Standart Methods 4500-P B. und 4500-P C.
(USA) [Standart Methods, 1995]
Zunächst wird das organisch gebundene Phosphat mit Schwefel- und Salpetersäure
nach Standart Methods 4500-PB aufgeschlossen.
Anschließend wird das hierbei gebildete Orthophosphat mit Vanadat-Molybdat-
Phosphorsäure bei 400nm photometrisch nach Standart Methods 4500-PC bestimmt.
Die Berechnung und Ergebnisausgabe erfolgt automatisch durch das Spektrometer
SPECTRONIC GENESYS 5 der Firma MILTON ROY. Die Bestimmungsgrenze liegt bei
1 mg/l.
7.3.2.5 Fette und Öle nach Standart Methods 5520 B. (USA) [Standart Methods, 1995]
Die Fette und Öle werden durch 3-faches Extrahieren der Wasserprobe mit Hexan in
ein zuvor ausgewogenes Destillationsgefäß überführt. In einer Destillationsapparatur
wird anschließend das Hexan verflüchtigt und somit entfernt. Die in dem
Destillationsgefäß zurückbleibenden Fette und Öle werden gravimetrisch bestimmt. Die
Bestimmungsgrenze liegt bei 10 mg/l.
(16)
l
Öle
und
mg
/
(
=
obe
V
B
A
Fette
Pr
1000
)
(
)
-
mit:
A:
Gewicht des Destillationsgefäßes mit den Fetten und Ölen
[mg]
B:
Gewicht des Destillationsgefäßes nach Trocknung, leer
[mg]
V
Probe
: Probenvolumen
[ml]
7.3.2.6 Schlammtrockensubstanzen (suspendierte Feststoffe) nach Standart Methods
2540 D. [Standart Methods, 1995]
Eine gut homogenisierte Probe wird durch einen mit destilliertem Wasser gewaschenen
Glasfaserfilter bekannten Gewichts gefiltert. Anschließend wird der Filter mit seinem
Rückstand bei 103 - 105°C bis zur Gewichtskonstanz getrocknet, im Exikator abgekühlt
und auf 4 Dezimalstellen gewogen. Aus der Gewichtszunahme wird die Konzentration
der Schlammtrockensubstanzen berechnet. Die Bestimmungsgrenze liegt bei 5 mg/l.
(17)
l
STS
mg
/
=
obe
V
B
A
Pr
1000
)
(
-
mit:
A:
Gewicht des Filters mit STS nach Trocknung
[mg]
B:
Leergewicht des Filters nach Trocknung
[mg]
V
Probe
: Probenvolumen
[ml]
30
7 Methodenbeschreibung
7.4 Berechnung der Effizienz der Klärsysteme
Die Effizienz bezüglich des Abbaus der ausgewählten Abwasserparameter wird durch
die biologischen Abbaukonstanten K ausgedrückt, die für jeden untersuchten
Laborparameter der drei untersuchten Klärsysteme berechnet werden. Daraus
entwickelt man die Reaktionsgleichungen, anhand der man später die notwendige
Anlagenauslegung der Modellanlagen berechnet kann, um im Auslauf die nationalen
Grenzwerte einzuhalten.
Zur Berechnung wird ein mathematisches Modell zugrundegelegt, das in allen drei
Fällen eine ,,Plug-Flow-Strömung" und eine Abbaukinetik erster Ordnung voraussetzt.
Im Fall der Pflanzenkläranlage ist dieses Modell unumstritten.
Im Fall des ,,Upflow"-Anaerobfilters herrschen sicherlich Unterschiede in der
Reaktionskinetik, es wird aber das Filtermaterial ebenso gleichmäßig in einer Richtung
durchströmt, weswegen zur Annäherung auf das gleiche Modell zurückgegriffen wird.
Im Fall der Abwasserteiche existieren verschiedene Berechnungsmodelle, die von dem
,,Plug-Flow"-Modell, über ein Dispersionsmodell bis zur komplett durchmischten
Strömung reichen. Da aber alle Modelle nur Annäherungen sind, wird die Teichanlage
auf die gleiche Weise wie die beiden anderen Anlagentypen berechnet nicht zuletzt
um die Verfahren besser vergleichen zu können. Das Teichsystem wird wegen der
Unterschiedlichkeit der mathematischen Modelle außerdem mit dem Modell der
dispersen Strömung berechnet, wo Totzonen in den Teichen miteinkalkuliert werden,
die nicht zur Reinigung des Abwassers beitragen, was eventuell am besten die wirkliche
Kinetik wiederspiegelt.
Die Effizienz eines Abwasserteichs kann nach dem ,,Plug-Flow"-Modell und einer
Abbaukinetik erster Ordnung folgendermaßen dargestellt werden:
K
=
c
K
ln
1
(18) bzw.
(19)
t
[ROJAS,
1999,
S.152]
Auslauf
i
Einlauf
i
A
T
i
c
,
,
,
A
T
i
t
Einlauf
i
Auslauf
i
e
c
c
-
=
,
,
,
mit:
c
i,Auslauf
:
Auslaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
c
i,Einlauf
:
Einlaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei T [d
-1
]
t
A
: Aufenthaltszeit
[d]
i,T:
Index für Analyseparameter bzw. Temperatur
wobei:
(20)
[ROJAS,
1999,
S.
42]
-
=
T
K
K
20
20
,
,
i
i
T
i
mit:
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei der Temperatur T [d
-1
]
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [d
-1
]
i
:
Temperaturkorrekturfaktor des Parameters i [ ]
(21)
V
t
=
A
Q
d
mit:
t
A
: Aufenthaltszeit
[d]
V: Teichvolumen
[m³]
Q
d
:
täglicher Volumenstrom [m³/d]
31
7 Methodenbeschreibung
Die K
i
-Werte werden für die Laborparameter i nach Gleichung 19 in Abhängigkeit der
ermittelten Einlauf- und Auslaufkonzentration und der Aufenthaltszeit der untersuchten
Teiche in Nagarote für die dortige Temperatur bestimmt.
Anschließend werden die berechneten K-Werte der Parameter i in Bezug zur
Anlagenbelastung gesetzt.
Es hat sich gezeigt, dass im Fall der Abwasserteiche die beste Korrelation zwischen
den K
i
-Werten und der Anlagenbelastung in Form der Raumbeschickung q
V
besteht.
(22)
q
=
V
Q
d
V
mit:
q
V
:
Raumbeschickung, Hydraulic Loading Rate [d
-1
]
Q
d
:
täglicher Volumenstrom [m³/d]
V: Teichvolumen
[m³]
Die K
i
-Werte werden über der Raumbeschickung q
V
aufgetragen und es werden
allgemeine Berechnungsformeln für K
i
durch Regressionsrechnung bestimmt. Anhand
dieser empirischen Gleichungen können K
i
-Werte für beliebige Raumbeschickungen q
V
berechnet werden. Außerdem werden Regressionsgleichungen für auf 20°C korrigierte
K-Werte ermittelt, mit denen später die Modellanlagen für beliebige Temperaturen
berechnet werden.
K
i
kann daher in Abhängigkeit der Raumbeschickung q
V
für 20°C folgendermaßen
angegeben werden:
(23)
b
q
a
K
i
+
=
V
20
,
mit:
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [d
-1
]
B
A,i
:
Raumbeschickung
[d
-1
]
a,b:
Konstanten der Regressionsgeraden (für das System in Nagarote bestimmt)
Die Effizienz eines Anaerobfilters kann nach dem ,,Plug-Flow"-Modell und einer
Abbaukinetik erster Ordnung folgendermaßen dargestellt werden:
(24) bzw.
(25)
q
e
[BRIX,
1998,
S.141]
=
Auslauf
i
Einlauf
i
A
T
i
c
c
q
K
,
,
,
ln
A
T
i
K
Einlauf
i
Auslauf
i
c
c
,
,
,
-
=
mit:
c
i,Auslauf
:
Auslaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
c
i,Einlauf
:
Einlaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei T [m/a]
q
A
:
Oberflächenbeschickung, Hydraulic Loading Rate [m/a]
i,T:
Index für Analyseparameter bzw. Temperatur
wobei:
(26)
[ROJAS,
1999,
S.
42]
-
=
T
i
K
K
20
20
,
,
i
T
i
mit:
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei der Temperatur T [m/a]
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [m/a]
i
:
Temperaturkorrekturfaktor des Parameters i [ ]
32
7 Methodenbeschreibung
(27)
[BRIX, 1998, S.141]
Q
q
=
365
A
d
A
25
,
mit:
q
A
:
Oberflächenbeschickung, Hydraulic Loading Rate [m/a]
Q
d
:
täglicher Volumenstrom [m³/d]
A:
Oberfläche des Anaerobfilters [m²]
365,25:
Umrechnungsfaktor von [m/d] auf [m/a]
Die K
i
-Werte werden für die Laborparameter i nach Gleichung 25 in Abhängigkeit der
Einlauf und Auslaufkonzentration und der Oberflächenbeschickung q
A
des untersuchten
Anaerobfilters in Jinotepe für die dortige Temperatur bestimmt.
Anschließend werden die berechneten K-Werte der Parameter i in Bezug zur
Anlagenbelastung gesetzt.
Im Fall des Anaerobfilters hat sich gezeigt, dass die beste Korrelation zwischen den K
i
-
Werten und der Anlagenbelastung in Form der Raumbelastung B
V,i
besteht, was
dadurch zu begründen ist, dass bei Anaerobfiltern als intensive Reinigungsverfahren
das Volumen des Filters von ausschlaggebender Bedeutung ist.
(28)
bzw.
(29)
i,
,
,
=
Q
c
B
i
i
V
Q
c
B
d
Einlauf
i
V
=
,
000
.
10
V
d
Einlauf
V
mit:
B
V,i
:
Raumbelastung durch den Faktor i [g/m³d] bzw. [KBE/m³d]
c
Einlauf,i
:
Einlaufkonzentration des Parameter i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
Q
d
:
täglicher Volumenstrom [m³/d]
V:
effektives Volumen des Anaerobfilters [m³]
10.000:
Ausgleichsfaktor der Einheiten im Fall der KBE
Auch im Fall des Anaerobfilters werden die K
i,20
-Werte durch Regressionsrechnung mit
den auf 20°C korrigierten K-Werten berechnet nach Gleichung 26 - der in Jinotepe
durchgeführten Messungen berechnet und werden folgendermaßen dargestellt.
(30)
b
B
a
K
i
,i
V
+
=
20
,
mit:
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [m/a]
B
V,i
:
Raumbelastung durch den Faktor i [g/m³d] bzw. [KBE/m³d]
a,b:
Konstanten der Regressionsgeraden (für des System in Jinotepe bestimmt)
Die Effizienz einer Pflanzenkläranlage kann nach dem ,,Plug-Flow"-Modell und einer
Abbaukinetik erster Ordnung ebenfalls folgendermaßen dargestellt werden:
(31) bzw.
(32)
q
e
=
=
Auslauf
i
Einlauf
i
A
T
i
c
c
q
K
,
,
,
ln
A
T
i
K
Einlauf
i
Auslauf
i
c
c
,
,
,
-
[BRIX,
1998,
S.141]
mit:
c
i,Auslauf
:
Auslaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
c
i,Einlauf
:
Einlaufkonzentration des Parameters i [mg/l] bzw. [KBE/100ml]
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei T [m/a]
q
A
:
Oberflächenbeschickung, Hydraulic Loading Rate [m/a]
i,T:
Index für Analyseparameter bzw. Temperatur
33
7 Methodenbeschreibung
wobei:
(33)
[ROJAS,
1999,
S.
42]
-
=
T
i
i
i
K
K
20
20
,
,T
mit:
K
i,T
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei der Temperatur T [m/a]
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [m/a]
i
:
Temperaturkorrekturfaktor des Parameters i [ ]
(34)
[BRIX, 1998, S.141]
Q
q
=
365
A
d
A
25
,
mit:
q
A
:
Oberflächenbeschickung, Hydraulic Loading Rate [m/a]
Q
d
:
täglicher Volumenstrom [m³/d]
A:
Oberfläche der Pflanzenbecken [m²]
365,25:
Umrechnungsfaktor von [m/d] auf [m/a]
Die K
i
-Werte werden für die Laborparameter i nach Gleichung 32 in Abhängigkeit der
Einlauf und Auslaufkonzentration und der Oberflächenbeschickung q
A
der untersuchten
Pflanzenbecken in León für die dortige Temperatur bestimmt.
Anschließend werden die berechneten K-Werte der Parameter i in Bezug zur
Anlagenbelastung gesetzt.
Im Fall der Pflanzenkläranlagen hat sich gezeigt, das die beste Korrelation zwischen
den K
i
-Werten und der Anlagenbelastung in Form der Oberflächenbeschickung q
A
besteht, was dadurch zu begründen ist, da die Oberfläche als Medium des
Sauerstoffeintrags von entscheidender Bedeutung ist.
Auch im Fall der Pflanzenkläranlage werden die K
i,20
-Werte durch Regressionsrechnung
mit den auf 20°C korrigierten K-Werten berechnet nach Gleichung 33 - der in León
durchgeführten Messungen berechnet und folgendermaßen dargestellt.
(35)
b
q
a
K
A
i
+
=
20
,
mit:
K
i,20
:
biol. Abbaukonstante des Parameters i bei 20°C [m/a]
q
A
:
Oberflächenbeschickung
[m/a]
a,b:
Konstanten der Regressionsgeraden (für das System in León ermittelt)
34
7 Methodenbeschreibung
7.5 Entwurf der Modellanlagen
Es sollen Modelle einer Teichanlage, eines Anaerobfilters und einer bepflanzten
Bodenfilters berechnet werden. Alle Modelle sollen für die gleiche Abwasser-
zusammensetzung (in Nicaragua bestimmte mittlere Abwasserzusammensetzung) und
die gleiche Anschlusszahl sprich den gleichen täglichen Volumenstrom ausgelegt
werden und im Auslauf die nicaraguanischen Grenzwerte einhalten. Darüber hinaus soll
berechnet werden, mit welchen Auslaufkonzentrationen bezüglich der Nährstoffe N und
P im Auslauf zu rechnen ist, obwohl für diese Parameter bisher keine gesetzlichen
Regelungen existieren.
Für alle Anlagenmodelle soll eine Vorreinigung bestehend aus Rechen und Sandfang
und im Fall des Anaerobfilters und des bepflanzten Bodenfilters ein IMHOFF-Tank als
Primärreinigung eingeplant werden, was im Fall des Teichsystems nicht notwendig ist,
da der Primärteich die Funktion des Absetztankes übernimmt. Bei Bedarf ist eine
anschließende Chlorung einzuplanen, um die Grenzwerte im Fall der Koliformen
einzuhalten, sollten diese in einer sich wirtschaftlich rechnenden Anlage nicht
ausreichend eliminiert werden.
Die Effizienz bezüglich der Eliminierung der Abwasserinhaltsstoffe in den biologischen
Stufen der Modellanlagen sprich die Auslaufkonzentrationen - werden mit den selben
Gleichungen (Plug-Flow, Kinetik erster Ordnung) berechnet, mit denen die Effizienz der
untersuchten Anlagen bestimmt wurde. Allerdings werden die Formeln ,,rückwärts"
gerechnet, um bei gegebenen Einlaufkonzentrationen, vorgegebenem Volumenstrom
und anzustrebenden Auslaufkonzentrationen die notwendigen Dimensionen der
biologischen Stufen zu kalkulieren.
7.5.1 Modellentwurf des Rechens zur mechanischen Vorreinigung
Der Rechen wird für den max. täglichen Volumenstrom ausgelegt, damit er auch für
Spitzenzuflüsse ausreichend dimensioniert ist. Die erforderliche Rechenkammerbreite
errechnet sich nach:
(36)
[ATV,
1983,
S.80]
(
)
B
B
-
=
e
e
s
e
K
RK
+
+
1
mit:
B
RK
:
Rechenkammerbreite
[m]
B
K
:
Einlaufkanalbreite
[m]
e: Spaltweite
[m]
s: Stabdicke
[m]
Sonstige Konzipierungskriterien: [nach Erfahrungen des Proyecto ASTEC]
Rechengefälle:
45
%
·
·
·
·
Spaltweite: 1
cm
Stabdicke: 0,5
cm
Rechenkammerlänge:
0,6
m
35
Details
- Seiten
- Erscheinungsform
- Originalausgabe
- Jahr
- 2003
- ISBN (eBook)
- 9783832480639
- ISBN (Paperback)
- 9783838680637
- DOI
- 10.3239/9783832480639
- Dateigröße
- 1.8 MB
- Sprache
- Deutsch
- Institution / Hochschule
- Fachhochschule Gießen-Friedberg; Standort Gießen – Krankenhaus- und Medizintechnik, Umwelt- und Biotechnologie
- Erscheinungsdatum
- 2004 (Juni)
- Note
- 1,0
- Schlagworte
- abwasserreinigung pflanzenkläranlage entwicklungshilfe wasseraufbereitung verfahrenstechnik
