Zielgerichtete Aufbereitung und nutzbringende Verwertung von vererdetem Klärschlamm im Garten- und Landschaftsbau

Inhaltsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einführung
1.1 Gliederung der Arbeit
1.2 Definitionen wichtiger Begriffe

2 Klärschlamm
2.1 Entstehung
2.2 Quantitäten
2.2.1 Klärschlammaufkommen in Deutschland
2.2.2 Klärschlammaufkommen in der EU
2.2.3 Tendenzen und Entwicklung
2.3 Qualitäten
2.3.1 Nährstoffe/Nährsalze
2.3.2 Schadstoffe
2.3.2.1 Schwermetalle
2.3.2.2 Organische Schadstoffe
2.3.3 Tendenzen und Entwicklung
2.4 Behandlung
2.4.1 Stabilisierung
2.4.1.1 Grundlagen und Ziele
2.4.1.2 Aerobe Schlammstabilisierung
2.4.1.3 Anaerobe Stabilisierung
2.4.1.4 Chemisch-physikalische Stabilisierungsverfahren
2.4.2 Schlammwasserabtrennung
2.4.2.1 Konditionierung
2.4.2.2 Eindickung
2.4.2.3 Entwässerung
2.4.2.4 Trocknung
2.4.3 Vererdung
2.4.4 Thermische Behandlung
2.4.4.1 Verbrennung
2.4.4.2 Pyrolyse
2.4.5 Entseuchung/Hygienisierung
2.4.6 Sonstige Behandlungsarten
2.4.6.1 Seaborne-Verfahren
2.4.6.2 Choren-Verfahren
2.5 Entsorgung
2.5.1 Stoffliche Verwertung
2.5.1.1 Landwirtschaftliche Verwertung
2.5.1.2 Landschaftsbauliche Verwertung
2.5.1.3 Kompostierung
2.5.1.4 Prozesserde® /Bodenbildung
2.5.2 Thermische Verwertung
2.5.3 Beseitigung
2.5.3.1 Deponierung

3 Vererdung am Beispiel Klärschlammvererdungsanlage in Rottenburg an der Laaber
3.1 Betreibermodell
3.2 Kennzahlen
3.3 Aufbau der Klärschlammvererdungsanlage
3.4 Verfahrensbeschreibung
3.4.1 Wiederinbetriebnahme nach Teilräumung für ein Forschungsprojekt

4 Kompostierung der Klärschlammerde aus Rottenburg an der Laaber
4.1 Beschreibung des Forschungsprojekts
4.1.1 Beteiligte
4.2 Dokumentation der Aufbereitungsversuche
4.2.1 Ablauf der Versuchskompostierung
4.2.1.1 Planung
4.2.1.2 Mahd des Schilfs und Exkurs „Schmetterlingsmücke“
4.2.1.3 Ausbau und Abtransport der Klärschlammerde
4.2.1.4 Auf- und Umsetzen der Mieten
4.2.1.5 Erster Siebversuch
4.2.1.6 Temperaturentwicklung
4.2.2 Beurteilung der Komposteigenschaften
4.2.2.1 Rottegrad
4.2.2.2 Materialstruktur/Konsistenz
4.2.2.3 Analysenergebnisse nach VDLUFA
4.2.2.4 Trockenmasseanteil, Volumenreduktion
4.2.2.5 Pflanzenverträglichkeit/„Keimpflanzentest“
4.2.2.6 Hygiene/Unkrautbesatz
4.2.2.7 Geruchsentwicklung
4.2.3 Kostenaufstellung für die Aufbereitungsversuche

5 Rahmenbedingungen – für die Verwertung von KS zu KSK und für die Verwendung von KSK im Garten- und Landschaftsbau
5.1 Rechtliche Rahmenbedingungen
5.1.1 Abfallrechtliche Vorschriften
5.1.1.1 Kreislaufwirtschafts- und Abfallgesetz (KrW-/AbfG)
5.1.1.2 Klärschlammverordnung (AbfKlärV)
5.1.2 Immissionsschutzrechtliche Vorschriften
5.1.2.1 Bundesimmissionsschutzverordnung (BImSchV)
5.1.3 Bodenschutzrechtliche Vorschriften
5.1.3.1 Bundesbodenschutzgesetz (BBodSchG)
5.1.3.2 Bundesbodenschutzverordnung (BBodSchV)
5.1.4 Düngemittelrechtliche Vorschriften
5.1.4.1 Düngemittelgesetz (DüngMG)
5.1.4.2 Düngemittelverordnung (DüMV)
5.1.4.3 Düngeverordnung (DüngeV)
5.2 Freiwillige Gütesicherung
5.2.1 RAL-GZ 258 (AS-Humus)
5.2.1.1 Zweck und Entstehung
5.2.1.2 Veredlungsprodukte aus Abwasserschlamm
5.2.1.3 Ablauf der Gütesicherung

6 Einsatz und Verwendung von Klärschlammkomposten im Garten- und Landschaftsbau
6.1 Produkte und Eigenschaften
6.1.1 Produkte
6.1.1.1 Kompostprodukte mit RAL-Gütezeichen
6.1.2 Eigenschaften
6.1.2.1 Körnung
6.1.2.2 Nährstoffgehalte und weitere Inhaltsstoffe
6.1.2.3 Wirkung
6.2 Ausschreibung
6.3 Anwendungsgrundsätze
6.3.1 Gute fachliche Praxis
6.3.2 Anwendungszeitraum
6.3.3 Aufwandmengen
6.3.4 Pflanzennährstoffe in Kompost
6.3.5 Einarbeitungstiefe
6.3.6 Erst-Bewässerung
6.3.7 Rechtsbestimmungen
6.4 Einsatzbereiche und Anwendungsempfehlungen
6.4.1 Rekultivierung/Bodenverbesserung
6.4.1.1 Rekultivierung
6.4.1.2 Bodenverbesserung nach Bodenentsiegelung
6.4.2 Oberbodenersatz
6.4.3 Neuanlagen
6.4.3.1 Bodenverbesserung
6.4.3.2 Verfüllung von Pflanzlöchern im gewachsenen Boden
6.4.4 Herstellen von Vegetationstragschichten
6.4.5 Unterhaltungspflege von Grün- und Pflanzflächen
6.4.6 Herstellung von Substraten
6.4.6.1 Substrate für Pflanzgefäße
6.4.6.2 Substrate für Lärmschutzwände
6.4.6.3 Substrate für Rasengittersteine und Rasenwaben
6.4.6.4 Baumsubstrate
6.4.6.5 Substrate für die Dachbegrünung
6.4.7 Mulchen
6.4.8 Sicherungsbauweisen
6.5 Standortbezogene Anwendung
6.5.1 Humusbedarf von Böden
6.5.2 Nährstoffversorgung von Böden
6.5.3 Nährstoffbedarf von Vegetationsflächen
6.5.4 Vorsorgewerte von Böden

7 Zusammenfassung

Quellenverzeichnis

Abbildungsverzeichnis

Abb. 1: Schnittstellenprodukte zwischen den einzelnen Behandlungsanlagen in ROL

Abb. 2: Schemazeichnung der Abwasserbehandlung

Abb. 3: Entwicklung der Schwermetallgehalte in Klärschlamm (BayStMUGV)

Abb. 4: Fortschreitende aerobe Stabilisierung (KSàKSEàKSK)

Abb. 5: „Elektro-Schwein“ einer solaren KS-Trocknungsanlage (RHV-OP-West)

Abb. 6: Klärschlammverwertungswege (DWA 2004*, S. 3, überarbeitet)

Abb. 7: KS-Entsorgungswege in Deutschland im Jahr 2001 (Stat. Bundesamt)

Abb. 8: Notwendiger Strukturanteil in der Rottemischung für einen Zielwassergehalt von
65 % FM in der Rottemischung (Maile et al.)

Abb. 9: Wichtige Vorgänge bei der Bodenbildung (Mihopulos und Petzi)

Abb. 10: Verschiedene Bindungsformen von Elementen in Böden (Mihopulos und Petzi)

Abb. 11: Abnahme der löslichen Fraktion am Beispiel Zink (Mihopulos und Petzi)

Abb. 12: Verhalten von Nm und C/N-Verhältnis (Mihopulos und Petzi)

Abb. 13: Mineralisierung: Inkubationsversuch nach Stahr et al. (Mihopulos)

Abb. 14: Verfahrensablauf bei der Herstellung von Prozesserde® (Haider und Husz)

Abb. 15: Betreibermodell am Beispiel der KSVE-Anlage ROL

Abb. 16: Aufbau der Klärschlammvererdungsanlage ROL (Haderstorfer GmbH)

Abb. 17: Vom Spatenstich bis zur Erstbeschickung (Haderstorfer *)

Abb. 18: Phasenverlauf der KSVE (Haderstorfer *)

Abb. 19: Wiederinbetriebnahme nach Proberäumung (20.9.2005)

Abb. 20: Ausbau und Abtransport der KSE (01.06.2005)

Abb. 21: Aufsetzen der Mieten (01.06.2005)

Abb. 22: Umsetzten der Mieten (17.06.2005)

Abb. 23: Gesamtansicht der vier KSE-Kompost-Mieten in Pfifferling (11.06.2005)

Abb. 24: Mobile Siebanlage im Einsatz (20.09.2005)

Abb. 25: Mittelkörniger Klärschlammkompost (0/25) nach der Siebung (20.09.2005)

Abb. 26: Temperaturentwicklung der Versuchsvarianten bei der Kompostierung

Abb. 27: Wetterdaten während der Zeit des Kompostierversuches (DWD und LfL)

Abb. 28: Proben der Kompostmieten 1 bis 4 (Fotos: Jauch)

Abb. 29: Ergebnis des Keimpflanzentests mit KSE/Torf (Jauch)

Abb. 30: Ergebnis des Keimpflanzentests mit KSK/Torf-Mischung (Jauch)

Abb. 31: Unkrautbesatz reiner KSE am Tag der Auswertung (Fotos: Jauch)

Abb. 32: Zulässigkeitsvoraussetzungen für die Entsorgung von Klärschlamm (Fels)

Abb. 33: Zulässigkeitsvoraussetzungen für die stoffliche Verwertung von Klärschlamm
im Garten- und Landschaftsbau (aus Abb. 32 entwickelt)

Abb. 34: RAL-Gütezeichen (GZ 258) für „AS-Humus“ (VGVA)

Tabellenverzeichnis

Tab. 1: Überblick über den Anfall von Klärschlämmen in Abwasserreinigungsanlagen

Tab. 2: Nährstoffgehalte von Klärschlämmen in % der Klärschlammtrockenmasse

Tab. 3: Zusammenstellung von Schwermetall-Grenz- und –Messwerten

Tab. 4: Kennzahlen und Daten der KSVE-Anlage Rottenburg a.d.L. (Haderstorfer)

Tab. 5: Varianten des Kompostierversuchs

Tab. 6: Einteilung von Komposten in Rottegrade nach FLL

Tab. 7: Analysen der unkompostierten und der kompostierten KSE nach VDLUFA

Tab. 8: Berechnung der Volumenreduzierung durch Kompostierung von KSE ohne Zuschlagstoffe (Miete 4)

Tab. 9: Keimtestvarianten für Klärschlammerde (Jauch)

Tab. 10: Versuchsbeschreibung für Keimtest mit Klärschlammerde (Jauch)

Tab. 11: Keimtestvarianten für Klärschlammkomposte (Jauch)

Tab. 12: Versuchsbeschreibung Unkrautbesatz Klärschlammerde (Jauch)

Tab. 13: Versuchsergebnis Unkrautbesatz Klärschlammerde (Jauch 2005a)

Tab. 14: Versuchsergebnis Unkrautbesatz Klärschlammkompost (Jauch 2005b)

Tab. 15: Kostenaufstellung für die Versuchskompostierung

Tab. 16: Düngen von Pflanzflächen (DIN 18919:2002-08, Tab. 1)

Tab. 17: Regelmächtigkeit der durchwurzelbaren Bodenschicht im Landschaftsbau in Abhängigkeit von der Vegetationsart (LABO)

Tab. 18: Zulässige Schichthöhe und Verwendung von Bodenmaterial bzw. Baggergut (Bernsdorf et al.)

Tab. 19: Für KS und KSK zugelassene Düngemitteltypen (DüMV)

Tab. 20: Gütebestimmungen für Komposte aus Abwasserschlamm (BGK)

Tab. 21: Einteilung von Komposten nach ihrer Körnung (BGK)

Tab. 22: Spezifikation von Komposten nach löslichen Nährstoffgehalten (BGK)

Tab. 23: Eigenschaften und Inhaltsstoffe von Fertigkomposten (BGK)

Tab. 24: Anwendungsempfehlungen für den Einsatz von Kompost im GaLa-Bau (BGK)

Tab. 25: Optimaler Humusgehalt von Böden (BGK)

Tab. 26: Versorgungszustand von Böden mit Pflanzennährstoffen nach VDLUFA (BGK)

Tab. 27: Empfohlene Nährstoffgaben pro Jahr (BGK)

Tab. 28: Vorsorgewerte und Grenzwertfrachten der BBodSchV für Schwermetalle in Böden (BGK)

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Einführung

Die Problematik der Klärschlammentsorgung („Klärschlammproblematik“) ist alt, aber immer noch hochaktuell: Nachdem früher die Probleme der Abwasserreinigung in Deutschland im Vordergrund standen, werden heute vornehmlich die Probleme der Klärschlammbehandlung und –Entsorgung diskutiert. Dies liegt zum einen daran, dass die abwasserseitigen Aufgabenstellungen, mit Ausnahme der ländlichen Regionen, in Deutschland weitgehend gelöst sind und zum anderen ist es in der Tatsache begründet, dass neue rechtliche Regelungen die Entsorgung (= Verwertung oder Beseitigung) drastisch einschränken (Dichtl 2001*, S. 1).

Beim heutigen Stand der Gesetzgebung ist die Deponierung von Klärschlamm, die einmal die Hauptentsorgungsschiene darstellte, faktisch nicht mehr möglich und die landwirtschaftliche Verwertung, die ein wichtiger Entsorgungsweg sein sollte, stark erschwert.

Wo immer es möglich und sinnvoll ist, möchte der Gesetzgeber, dass natürliche Kreisläufe geschlossen werden (Kreislaufwirtschaftsgedanken, Kreislaufwirtschaftsgesetz). Die aktuelle restriktive Gesetzgebung beim Klärschlamm ist mit diesem Grundsatzgedanken manchmal nicht in Einklang zu bringen.

Der Kreislaufwirtschaftsgedanke in Verbindung mit einer vorsorgeorientierten und verbrauchergerechten stofflichen Verwertung von sehr schadstoffarmen bzw. möglichst unbelasteten Klärschlämmen aus dem ländlichen Raum ist die Grundidee dieser Diplomarbeit.

Stabilisierter Klärschlamm (KS) kann zu Klärschlammerde (KSE) und in einem weiteren Rotteprozess zu Klärschlammkompost (KSK) „veredelt“ werden. Beide Produkte können als wertvolle organische Dünger zur Humus-, Nährstoff- und Kalkversorgung in der Landwirtschaft und im Landschaftsbau einschließlich der Ingenieur-Ökologie und bei Rekultivierungsmaßnahmen Verwendung finden. Die im KS enthaltenen Wertstoffe werden so in den Kreislauf der Natur zurückgeführt.

1.1 Gliederung der Arbeit

Die vorliegende Arbeit zeigt die Möglichkeit einer zielgerichteten Aufbereitung sehr schadstoffarmer Klärschlämme kommunaler Kläranlagen aus dem ländlichen Raum, speziell aus der Kläranlage Rottenburg an der Laaber (ARA ROL). Die Aufbereitung des Klärschlamms erfolgt dabei in zwei „Veredelungsprozesse“, durch Vererdung und anschließende Kompostierung. Die Klärschlammvererdungsanlage (KSVE ROL) befindet sich in unmittelbarer Nähe zur Kläranlage und das in zwei Schilfbeeten erhaltene Produkt (KSE), wird anschließend – nach Zugabe von Strukturmaterial – durch Kompostierung in Mieten zu Klärschlammkompost (KSK) weiterveredelt.

Beide Aufbereitungsprozesse sollen letztlich einer nutzbringenden stofflichen Verwertung des Endprodukts im Garten- und Landschaftsbau (oder in der Landwirtschaft) innerhalb der gesetzlichen Rahmenbedingungen dienen.

Nach der Definition einiger für die Arbeit wichtiger Begriffe (Kap. 1.2) werden grundlegende Informationen über Entstehung, Quantitäten, Qualitäten, Behandlung und Entsorgung von Klärschlamm (KS) vermittelt (Kap. 2). Wegen aktueller Rechtssprechung wird die Kompostierung nicht mehr als Behandlungsart sondern als Verwertungsweg eingestuft.

Im Folgenden wird das Betreibermodell der Klärschlammvererdungsanlage, ihre technischen Kennzahlen, Prozessabläufe und die Eigenschaften der erzeugten Klärschlammerde vorgestellt (Kap. 3).

Die Ergebnisse der Feldversuche zur nachfolgenden Klärschlammkompostierung, sowie die Eigenschaften des entstandenen Klärschlammkompostes sind Inhalt eines weiteren Kapitels (Kap. 4).

Mit den Rahmenbedingungen für die Verwendung von Klärschlammerde und Klärschlammkompost setzt sich ergänzend das Folgekapitel 5 auseinander. Dabei wird zunächst auf den rechtlichen Rahmen und danach auch auf die Rolle freiwilliger Gütesicherung eingegangen (Kap. 5.1 und 5.2).

Die Verwertungsmöglichkeiten von Klärschlammkomposten im Garten- und Landschaftsbau werden anschließend aufgezeigt (Kap. 6).

Nach einer Zusammenfassung fließen auch eigene Gedanken im Rahmen einer kritischen Würdigung ein (Kap.7).

1.2 Definitionen wichtiger Begriffe

Die wichtigsten Definitionen für diese Arbeit beziehen sich auf die Produkte der in Abbildung 1 dargestellten Schnittstellen zwischen den einzelnen Anlagen:

Klärschlamm, Klärschlammerde und Klärschlammkompost (KSàKSEàKSK)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 1: Schnittstellenprodukte zwischen den einzelnen Behandlungsanlagen in ROL

An der Schnittstelle zwischen dem kommunalen Klärwerk und der nachgeschalteten Vererdungsanlage wird stabilisierter Klärschlamm übergeben, der sich aus folgenden Definitionen erklären lässt:

Schlamm ist ein „Gemisch aus Wasser und Feststoffen, das durch natürliche oder künstliche Vorgänge vom Abwasser abtrennbar ist“ (DIN EN 1085:1997, 1020).

Klärschlamm ist Schlamm „aus kommunalen Abwasseraufbereitungsanlagen“ (EU-Kommission 2000*, S. 1).

Rohschlamm ist definiert als „nicht stabilisierter Schlamm“ (DIN EN 1085:1997, 9040).

Stabilisierung bedeutet Abbau organischer Substanzen, der aerob oder anaerob ablaufen kann (DIN EN 1085:1997, 9120 und 9130).

Stabilisierter Schlamm ist „Schlamm, dessen biologische Abbaubarkeit durch Stabilisierung vermindert worden ist“ (DIN EN 1085:1997, 9100). Dadurch ist die biologische Abbaubarkeit stabilisierter Schlämme soweit reduziert, dass unerwünschte Faulungsprozesse und ihre Folgen (Geruchsbelästigung) nicht mehr oder nur noch sehr eingeschränkt ablaufen können (Leschber und Loll 1996, S. 137).

Im Folgenden wird meist der Überbegriff „Klärschlamm (KS)“ für die eigentlich korrektere, längere Bezeichnung „stabilisierter Klärschlamm“ verwendet.

An der Schnittstelle zwischen Klärschlammvererdungsanlage (KSVE-Anlage) und der nachgeschalteten Kompostierungsanlage wird Klärschlammerde (KSE) übergeben. Dieses Material lässt sich wie folgt definieren:

Klärschlammerde entsteht aus Klärschlamm durch langsam und kontinuierlich ablaufende natürliche Entwässerung und gleichzeitigem (weiteren) aeroben Abbau organischer Substanzen (= fortschreitende Stabilisierung). Dabei wird aus flüssigem KS letztlich ein krümelig-erdiges Produkt.

Das bei Kompostierung von Klärschlamm oder KSE entstehende Endprodukt wird als Klärschlammkompost (KSK) bezeichnet:

Klärschlammkompost bezeichnet fertiges Rottegut, welches aus KS oder KSE, mit mehr oder weniger Strukturmaterial versetzt, aus Kompostieranlagen stammt (Wasser-Wissen *).

2 Klärschlamm

2.1 Entstehung

Da es sich bei der später behandelten Vererdung und Kompostierung von Schlämmen um einen stabilisierten Klärschlamm der Kläranlage ROL handelt, sei zum besseren Verständnis die allgemein übliche Arbeitsweise einer kommunalen ARA näher erläutert.

Abbildung 2 zeigt die einzelnen Reinigungsstufen der Abwasserreinigung einer kommunalen Kläranlage. Dieses Schema stimmt im Wesentlichen mit dem Reinigungsprozess der Kläranlage in ROL überein. Da in der Vorreinigung kein Klärschlamm anfällt, ist diese nicht in der Graphik enthalten.

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 2: Schemazeichnung der Abwasserbehandlung

Wie aus Tabelle 1 ersichtlich wird, beginnt die kommunale Abwasserreinigung mit einer Vorreinigung, bei der Rechen- oder Siebgut, sowie Sandfanggut und ggf. auch Fette und Öle abgeschieden werden. Diese Rückstände fallen bei der Abwasserreinigung in deutlich geringeren Mengen als Klärschlamm an und werden getrennt von einander entsorgt (Leschber und Loll 1996, S. 137).

Der anfallende unbehandelte Schlamm (Rohschlamm) wird entsprechend drei möglicher Stufen der Abwasserreinigung in Kläranlagen unterteilt in: Primär-, Sekundär- und ggf. Tertiär-Rohschlamm. Bei Rohschlämmen, die bei der mechanischen Vorreinigung, der ersten Reinigungsstufe in Form von ungelösten, absetzbaren Stoffen abgetrennt werden, spricht man von „Primär-Rohschlamm“. Entsprechend versteht man unter „Sekundär-Rohschlamm“ Schlämme, die bei der Nachklärung der biologischen Reinigung (Belebungsbecken), der zweiten Stufe anfallen. Gibt es in einer dritten Stufe auch noch eine weitergehende Reinigung mit Nitrifikation, Denitrifikation, Phosphatelimination und/oder Filtration, so wird der dort anfallende Schlamm als „Tertiär-Rohschlamm“ bezeichnet. In einigen Fällen kann die weitergehende Abwasserreinigung Teil der biologischen Abwasserreinigung sein.

In einer nachgeschalteten Behandlung werden die Rohschlämme stabilisiert und verlassen als stabilisierte Klärschlämme das kommunale Klärwerk. Details zur Stabilisierung sind in Kapitel 2.5 im Rahmen weiterer Klärschlamm-Behandlungsmöglichkeiten erläutert.

Tab. 1: Überblick über den Anfall von Klärschlämmen in Abwasserreinigungsanlagen

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.2 Quantitäten

Klärschlamm fällt bei der Reinigung von privaten, kommunalen oder industriellen Abwässern in großen Mengen an.

Die spezifische Höhe des Klärschlammanfalls (= Klärschlammanfall pro Einwohner und Jahr) ist von einer Vielzahl von Faktoren abhängig. Großen Einfluss haben der Grad und die Art der Abwasserverschmutzung, der herrschende Anschlussgrad sowie die Effizienz der Abwasserreinigung (Leschber und Loll, 1996, S. 7). Sicherlich haben auch der Zustand der Kanalisation, der Wasserverbrauch und bei Mischkanalisationen auch die Niederschläge gewissen Einfluss auf die anfallenden Klärschlammmengen.

2.2.1 Klärschlammaufkommen in Deutschland

Im Jahr 2001 wurden in Deutschland 10.473 Mill. m³ Abwasser (Schmutz-, Fremd- und Niederschlagswasser) gereinigt. Bei der Reinigung des Abwassers (in insgesamt 10.188 Anlagen) fiel im selben Zeitraum eine Menge von 2.429.403 t TM Klärschlamm zur Entsorgung (= Verwertung und Beseitigung) an.

Geht man von einem Trockenmasseanteil von 3,5% TR aus, so entspricht dies einer Klärschlammmenge von ca. 70 Mill. m³. Bei einer Gesamtbevölkerung von 82,44 Mill. errechnet sich ein Pro-Kopf-Aufkommen von knapp 30 kg TM/a (bzw. ca. 860 l/a) (Stat. Bundesamt, 2003 *, Tab. 10, 12).

In Bayern fielen im Jahr 2003 insgesamt 298.000 t TM Klärschlamm an. (BayStMUGV *a).

Bei einer Gesamtbevölkerung von 12,33 Mill. entspricht dies einem Pro-Kopf-Aufkommen von ca. 24 kg TM/a.

2.2.2 Klärschlammaufkommen in der EU

Nach Angaben des Europäischen Amtes für Statistik, zitiert in Pauly und Peitzmeier (2004, S. 13), produziert Deutschland in absoluten Zahlen europaweit am meisten Klärschlamm, gefolgt von Großbritannien, Frankreich, Spanien und Italien. Der Anteil Deutschlands entspricht etwa 30 % des gesamten Aufkommens in der EU.

In den EU-Mitgliedsstaaten fielen im Jahre 2000 ca. 7,6 Mill. t TM/a Klärschlamm an. Betrachtet man das jährliche Pro-Kopf-Aufkommen liegt Deutschland im EU-Vergleich an Platz fünf hinter Luxemburg, Finnland, Österreich und Dänemark.

Im EU-Durchschnitt liegt das Klärschlammaufkommen pro Kopf bei 21 kg TM/a. Der Höchstwert wurde für Luxemburg mit 38 kg TM/a ermittelt. Einen niedrigen spezifischen Klärschlammanfall zeigen insbesondere Belgien, Griechenland, Frankreich, Italien und Irland.

2.2.3 Tendenzen und Entwicklung

Nach Leschber und Loll (1996, S.1) ist es „in den vergangenen Jahren“ zu einem stetigen Ansteigen der Klärschlammmengen in Deutschland und Europa gekommen. Begründet wird dies zum einen „durch die Vervollkommnung der Klärtechnik zur Beseitigung von aus Sicht des Gewässerschutzes unerwünschten oder schädlichen Stoffen“, zum anderen durch einen steigenden Anschlussgrad der Abwassererzeuger an die öffentliche Kanalisation. „Verantwortlich für diese Entwicklung ist insbesondere die neue EG-Abwasserrichtlinie. (...) Die biologische Abwasserbehandlung wird Pflicht, die weitergehende Abwasserreinigung zum Entzug von Stickstoff und Phosphor für sogenannte empfindliche Gebiete vorgeschrieben.“ (Leschber und Loll 1996, S. 33).

Während Dichtl für Deutschland bis zur Jahrtausendwende eine weitere Zunahme der Klärschlammtrockenmasse auf 4 Mill. t TM/a prognostizierte (2001*, Kap. 2), muss man heute feststellen, dass die Klärschlammmenge in den letzten Jahren von zwischenzeitlich 3 Mill. t TM/a auf ca. 2,4 Mill. t TM im Jahre 2001 gefallen ist und auf diesem Niveau bis heute zu stagnieren scheint. Eine Erklärung für dieses Phänomen war in keiner Literatur zu finden. Man muss davon ausgehen, dass dafür verschiedenste Faktoren eine Rolle spielen, wie bereits in Kapitel 2.2 ausgeführt wurde.

Europa- und weltweit wird der Aufwärtstrend beim Klärschlammanfall fortgesetzt.

2.3 Qualitäten

Bei der Abwasserbehandlung werden dem zu reinigendem Abwasser sowohl Nähr- als auch Schadstoffe entzogen und im KS angereichert. Man spricht deshalb hierbei auch von Nährstoffsenke sowie Schadstoffsenke.

So unterschiedlich die zu reinigenden Abwässer sind, so unterschiedlich ist auch die Zusammensetzung der Klärschlämme. Um die Qualitäten von KS, KSE und KSK beurteilen zu können, müssen sie jeweils einzeln auf ihre Nähr- und Schadstoffe hin untersucht werden.

Auf seine Trockenmasse bezogen enthält unbelasteter Klärschlamm in der Regel 50-70 % Kohlenstoff, 6,5-7,3 % Wasserstoff, 21-24 % Sauerstoff, 15-18 % Stickstoff, 1-1,5 % Phosphor und 0-2,4 % Schwefel. KS besteht somit zum überwiegenden Anteil aus organischen Substanzen. (Wasser-Wissen *).

2.3.1 Nährstoffe/Nährsalze

Nährsalze, insbesondere Stickstoffverbindungen, die in Oberflächengewässer gelangen, sind für diese bereits in geringen Mengen schädlich (Eutrophierung). In Kläranlagen (KA) wird Abwasser daher möglichst viel dieser Nährstoffe entzogen bevor es als gereinigtes Wasser in einen Vorfluter eingeleitet wird. Dieser Abtrennvorgang ist umso schwieriger, je leichter löslich die Stoffe sind.

Nachfolgende Tabelle gibt einen Überblick über die Entwicklung der mittleren Nährstoffgehalte (in % TM) von Klärschlämmen in Bayern. Zum Vergleich sind aktuelle Messwerte der Kläranlage Rottenburg an der Laaber (ROL) gegenübergestellt..

Tab. 2: Nährstoffgehalte von Klärschlämmen in % der Klärschlammtrockenmasse

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1) (BayStMUGV *c)
2) (UIS 2005a)

„Der Beitrag von Klärschlämmen zur Deckung des Nährstoffbedarfes ist bei den einzelnen Pflanzennährstoffen unterschiedlich hoch und insbesondere bei Phosphor von Bedeutung“ (Bergs 2004*, S.1).

Der bundesdeutsche Durchschnitt bezogen auf den Gesamtstickstoffgehalt lag im Jahre 1998 bei 37.500 mg/kg TM und im Jahr 2000 bei 38.200 mg/kg TM (EU-Kommission 2003*, S. 111). Das entspricht einem Gehalt von rund 3,8 % TM.

Im EU-Durchschnitt liegen die Gehalte bei ca. 30-40 mg/kg TM (= 3-4 %) Klärschlamm.

Der durchschnittliche Phosphorgehalt in Klärschlämmen aus Deutschland stieg im Zeitraum von 1998 bis 2000 langsam von 20.400 mg/kg TM (ca. 2 %) auf 25.300 mg/kg TM (= 2,5 %).

Im EU-Durchschnitt sind es ca. 20 – 30 mg/kg TM (= 2-3 %) Klärschlamm.

Der Agrarforscher Stadelmann von der Eidgenössischen Forschungsanstalt für Agrarökologie und Landbau in Zürich, zitiert in Schuh (2005*, S.2), führt aus: „Klärschlamm enthält etwa 90 % jener Phosphormengen, die unsere Landwirtschaft durch ihre Produktion tierischer und pflanzlicher Lebensmittel verliert.“ Daran lässt sich ablesen, dass bei einer vollständigen Ausbringung der Klärschlämme auf die Böden der Kreislauf beim Phosphor sich nahezu schließen ließe. Da dies aber nicht der Fall ist, muss mineralischer Phosphordünger importiert werden. Deutschland importiert jährlich etwa 300.000 t mineralische Phosphatdünger. Die weltweiten Vorkommen von Phosphaterzen sind jedoch auf wenige Länder (hauptsächlich Marokko, China und Russland) begrenzt und qualitativ hochwertige Quellen (Guano-Inseln) bereits größtenteils ausgebeutet (Schuh 2005*, S.1). Vor diesem Hintergrund und mit dem Wissen, dass verbleibende Phosphatlagerstätten teilweise hohe Gehalte an Schwermetallen wie Cadmium und Uran aufweisen, verschärft sich das Problem der Vergeudung des Rohstoffs.

Die Nährstoffgehalte des Klärschlamms und insbesondere der Phosphatgehalt zeichnen Klärschlamm und Klärschlamm-Produkte als wertvolle und zugleich kostengünstige Sekundärrohstoffdünger („Sero-Dünger“) aus.

Ein Verzicht auf die Düngung mit Klärschlamm schlägt beim Landwirt mit einem finanziellen Mehraufwand von 165 – 335 €/haža zu Buche, 40 – 85 €/haža für den Zukauf von Düngemitteln und 125 – 250 €/haža für den Ausfall der Annahmevergütung (BayStMUGV *c).

2.3.2 Schadstoffe

Wie bereits ausgeführt fällt Klärschlamm bei der Abwasserreinigung an. Das Abwasser wird zu einem gewissen Grad von seinen „Schadstoffen“ gereinigt. Bei der Definition von Schadstoffen ist die jeweilige Sichtweise von großer Bedeutung. Schadstoffe aus Sicht des Gewässerschutzes sind nicht gleichzusetzen mit Schadstoffen aus Sicht des Bodenschutzes. So sind nach Angaben der Bundesqualitätsgemeinschaft Sero-Dünger e.V. 99,5 % der Gewässerschadstoffe als reine und sehr wichtige Boden- und Pflanzennährstoffe zu sehen (BQSD 08/1A).

Die Schadstoffgehalte in Klärschlämmen weisen, entsprechend der Abwasserzusammensetzung, eine große Bandbreite auf (Eurostat, 2004*).

Im Folgenden werden Schadstoffe aus Sicht des Bodenschutzes betrachtet.

2.3.2.1 Schwermetalle

„Dosis facit“ (Paracelsius). Die Menge ist entscheidend…. ob Gift oder Medizin.

Bei einer stofflichen Verwertung bergen erhöhte Schwermetallgehalte im KS die Gefahr einer Anreicherung in den Böden, auf die er ausgebracht wird. Zu hohe Konzentrationen gewisser Schwermetalle im Organismus können zu Gesundheitsstörungen führen.

Auf der anderen Seite sind Schwermetalle nicht nur Gifte, sondern (zum Teil) auch Spurenelemente. Kupfer und Zink gehören dabei sogar zu den essentiellen Spurenelementen für Mensch, Tier und Pflanze.

Die Schwermetalle müssen daher differenziert betrachtet werden.

Die Klärschlammverordnung (AbfKlärV 1992) legt Grenzwerte für sieben Schwermetalle fest: Blei (Pb), Cadmium (Cd), Chrom (Cr), Kupfer (Cu), Nickel (Ni) und Zink (Zn). Die Höhe unterschiedlicher Werte sind immer wieder Gegenstand von Diskussionen und dabei vom Laien sehr schwer einzuschätzen.

Diese Schwermetallgrenzwerte und weitere ausgewählte Werte im Vergleich mit aktuellen Analysewerten für ROL sind auf der Folgeseite in Tabelle 3 aufgelistet.

Tab. 3: Zusammenstellung von Schwermetall-Grenz- und –Messwerten

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

2.3.2.2 Organische Schadstoffe

Organische Schadstoffe sind bei der Diskussion um die landwirtschaftliche Verwertung zu einem zentralen Thema geworden. Die Klärschlammverordnung legt Grenzwerte für AOX, PCB und PCDD/PCDF fest.

Im „3. Arbeitspapier zur Novellierung der Klärschlammrichtlinie“ der EU wurde über folgende organische Schadstoffe diskutiert und mögliche Grenzwerte vorgeschlagen: AOX, LAS, NPE, PAK, DEHP, PCB, PCDD/PCDF (Bergs 2004*, S. 11 ff.):

AOX – Summe der halogenierten organischen Verbindungen

AOX als Summenparameter besitzt für sich alleine kaum Aussagekraft. Aber AOX kann als „Indikator“ dienen, um festzustellen, ob im Zulauf einer Kläranlage unerwünschte Verbindungen enthalten sind. Es spricht daher vieles dafür, dass die Kommission den AOX als Parameter in den Richtlinienentwurf aufnehmen wird.

Der Grenzwert für AOX liegt laut AbfKlärV von 1992 bei 500 mg/kg TM (= 0,05 %).

LAS – Lineare Alkylbenzolsulfonate

LAS spielt aufgrund seiner schnellen Abbaubarkeit keine Rolle. Wahrscheinlich wird die Kommission den Parameter LAS im Richtlinienentwurf nicht verbindlich festlegen.

NPE – Nonylphenol

NPE hat endokrine Wirkung im aquatischen System, d.h. NPE greift störend in das Hormonsystem ein. Über die Auswirkungen im Klärschlamm liegen noch keine Erkenntnisse vor

PAK (PAH) – Summe polycyclischer aromatischer Kohlenwasserstoffe

PAK ist ein Summenparameter mit Indikatorfunktion.

DEHP – Diethylhexylphthalat

Von der Deutschen Forschungsgesellschaft liegen neue Ergebnisse zum Gesundheitsrisiko von Phthalaten vor. Es besteht Forschungsbedarf. Ein Grenzwertvorschlag der EG-Kommission ist derzeit allerdings noch nicht zu erwarten.

PCB – Polychlorierte Biphenyle

Die Produktion von PCB ist verboten, so dass die Belastung von Klärschlamm mit PCB nur durch das Recycling von gebrauchten Materialien entsteht.

Der Grenzwert für PCB liegt nach AbfKlärV (1992*) bei 0,2 mg/kg TM.

PCDD/PCDF- Polychlorierte Dibenzodioxine/Dibenzofurane

Der Grenzwert für PCDD/PCDF liegt nach AbfKlärV (1992*) bei 0,2 ng/kg TM.

Durch Kompostierung können einige wesentliche organische Schadstoffe abgebaut werden (vgl. Kap. 2.5.1.3)

2.3.3 Tendenzen und Entwicklung

Man muss davon ausgehen dass die Grenzwerte für Schadstoffe in Zukunft noch weiter abgesenkt werden. Deshalb ist es positiv, dass, wie zahlreiche Untersuchungen zeigen, sich die Abwasserbelastung durch Schwermetalle und somit die Qualität des Klärschlamms seit Inkrafttreten der ersten Klärschlammverordnung 1983 (in Bayern) erheblich verbessert hat (Abb. 3) (BayStMUGV *c).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 3: Entwicklung der Schwermetallgehalte in Klärschlamm (BayStMUGV)

Ein Puffer bei den Grenzwerten für organische Schadstoffe bildet die Möglichkeit Klärschlämme durch Vererdung oder Kompostierung zu „veredeln“ und während der Rottephase einen Teil dieser Schadstoffe abzubauen (Scheffknecht 2005*, S. 4).

Denn nur wenn es auf lange Sicht gelingt, Klärschlämme mit Schadstoffgehalten deutlich unterhalb der vorgeschriebenen Grenzwerte zu erzeugen, können diese im Sinne einer Kreislaufwirtschaft wieder auf Böden ausgebracht oder einer Verwertung durch Kompostierung zugeführt werden.

2.4 Behandlung

„Schlammbehandlung ist die Aufbereitung von Schlamm für die Verwertung oder Beseitigung, z.B. durch Eindickung, Stabilisierung, Konditionierung, Entwässerung, Trocknung, Entseuchung oder Verbrennung“ (DIN EN 1085:1997, 9010 und DIN EN 12 832:1999, 3.2).

Pauly und Peitzmeier (2004, S. 11 f.) fassen über die Behandlung zusammen:

„Entsprechend der EU-Klärschlammrichtlinie müssen Klärschlämme vor einer landwirtschaftlichen Verwertung behandelt werden. Die Mitgliedstaaten haben allerdings die Möglichkeit, die Anwendung unbehandelter Klärschlämme zuzulassen, wenn diese in den Boden eingespült oder eingearbeitet werden. Als Behandlungsverfahren werden in der EU insbesondere Verfahren zur biologischen Stabilisierung, mechanischen Entwässerung, chemische Konditionierung und Kompostierung angewandt. (...) Weniger Verbreitung haben Verfahren wie Langzeitlagerung, Hygienisierung oder Vererdung von Schlämmen, wobei letzteres Verfahren derzeit einen dynamischen Zuwachs verzeichnen kann.“

2.4.1 Stabilisierung

2.4.1.1 Grundlagen und Ziele

Stabilisierung ist ein „Verfahren zum Überführen gelöster und partikulärer organischer Stoffe in anorganische oder sehr langsam weiter abbaubare organische Stoffe“ (DIN EN 1085:1997, 9090).

Stabilisierter Schlamm ist „Schlamm, dessen biologische Abbaubarkeit durch Stabilisierung vermindert worden ist“ (DIN EN 1085:1997, 9100).

Die häufigste Art der Klärschlammbehandlung besteht in der Stabilisierung des Rohschlamm. Nach Angabe des Statistischen Bundesamtes (2003*, Tab. 11) wurden in Deutschland im Jahre 2001 in knapp 80 % aller biologischen Kläranlagen die Klärschlämme biologisch (aerob bzw. anaerob) stabilisiert.

Mit dem Stabilisieren von Rohschlamm sollen spontane anaerobe mikrobiologische Umsetzungsprozesse (Faulungsprozesse), die nicht erwünscht sind, verhindert oder in kontrollierte, erwünschte Bahnen geleitet werden, mit den Zielen der weitgehenden Verringerung von geruchsbildenden Inhaltsstoffen, der Reduzierung der Schlammfeststoffe, der Verbesserung der Entwässerbarkeit und der Verminderung von Krankheitserregern.

„Bei Schlammstabilisierung im engeren Sinne soll der Rohschlamm jedoch nur soweit verändert werden, dass die unerwünschten Faulungsprozesse und ihre Folgen nicht mehr oder nur noch sehr eingeschränkt ablaufen können“ (Leschber und Loll 1996, S. 137). Der organische Anteil im Klärschlamm wird dabei von anfangs ca. 70 % TM auf ca. 50 % TM abgebaut (Leschber und Loll 1996, S. 28) und unter gleichzeitigem Gewichtsverlust in mineralische Inhaltsstoffe umgebaut. Die Stabilisierung (im engeren Sinn) beinhaltet nicht die Entsorgung (= Verwertung oder Beseitigung) der anfallenden Schlämme (Maile et al. 2001*, S.1).

Stabilisierung im weiteren Sinne ist somit ganz allgemein als Mineralisierung durch Abbau organischer Substanzen zu verstehen. „Der Stabilisierungsgrad (in %) gibt Aufschluss, wie weit die Mineralisierung der abbaubaren organischen Substanzen fortgeschritten ist“ (DIN EN 1085:1997, 9110).

In Abhängigkeit von den ablaufenden Stoffwechselprozessen wird zwischen aerober und anaerober Schlammstabilisierung unterschieden. Bei diesen beiden biologischen Verfahren erfolgt eine echte Schlammstabilisierung. Durch kontrollierte mikrobiologische Stoffwechselprozesse wird der Anteil der biologisch abbaubaren organischen Substanz im Rohschlamm soweit vermindert, dass das Material keinen geeigneten „Nährboden“ mehr darstellt und mikrobiologische Umsetzungsprozesse im stabilisiertem Schlamm nur noch langsam und ohne Geruchsbelästigung ablaufen können“ (Leschber und Loll 1996, S.137).

2.4.1.2 Aerobe Schlammstabilisierung

Aerobe Schlammstabilisierung bezeichnet den „aeroben Abbau organischer Schlamminhaltsstoffe“ (DIN EN 1085:1997, 9130). Aerober biologischer Abbau wird definiert als „biologischer Abbau durch Mikroorganismen unter aeroben oder anoxischen Bedingungen“ (DIN EN 1085:1997, 4140), wobei unter dem Begriff „anoxisch“ ein Zustand bezeichnet wird, „bei dem kein gelöster Sauerstoff, aber Nitrit oder Nitrat vorhanden ist“ (DIN EN 1085:1997, 4100).

Für die aerobe Schlammstabilisierung stehen nach Leschber und Loll (1996, S. 145) verfahrenstechnisch im Wesentlichen folgende Varianten zur Auswahl:

- Simultane aerobe Schlammstabilisation
- Getrennte aerobe Schlammstabilisation bei Normaltemperatur
- Aerob-thermophile Schlammstabilisation im flüssigen Milieu (ATS-Verfahren), „Flüssigkompostierung“
- Aerob-thermophile Schlammstabilisation im festen bzw. nicht fließfähigen Aggregatzustand (Klärschlammkompostierung)

Die Klärschlammkompostierung (vgl. Kap. 2.5.1.3 und 4) ist demnach eine verfahrenstechnische Variante der aeroben Stabilisierung im weiteren Sinn. (Leschber und Loll 1996, S. 153). Auch bei der Klärschlammvererdung (vgl. Kap. 2.4.3 und 3), die in erster Linie der natürlichen Entwässerung dient, laufen aerobe Stabilisierungsprozesse ab. Zur Veranschaulichung sind die durch aerobe Stabilisierung entstandenen Produkte aus Klärschlamm (der ARA ROL) gegenübergestellt (Abb. 4): KS mit 3-4 % Trockenmasseanteil (TR), KSE mit etwa 20 % TR und KSK mit etwa 40 % TR.

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Abb. 4: Fortschreitende aerobe Stabilisierung (KSàKSEàKSK)

2.4.1.3 Anaerobe Stabilisierung

Anaerobe Stabilisierung oder Schlammfaulung ist als „anaerober Abbau organischer Schlamminhaltsstoffe“ definiert (DIN EN 1085:1997, 9120).

Das Ziel der anaeroben mikrobiologischen Schlammstabilisierung besteht darin, den hohen Energiegehalt des Rohschlamms möglichst weit abzubauen. Hochmolekulare reduzierte Verbindungen werden dabei in niedermolekulare oxidierte Verbindungen überführt. Das Sauerstoffdefizit im anaeroben Milieu verhindert eine vollständige Oxidation bis zum anorganischen Endprodukt. Bei vollständigem anaeroben Abbau (Faulung) wird als Endprodukt Methan (CH4) gebildet. Das Gas entweicht aus dem System und wird erst durch Verbrennung vollständig zu CO2 und H2O abgebaut (Leschber und Loll 1996, S. 138).

2.4.1.4 Chemisch-physikalische Stabilisierungsverfahren

Neben den meist angewandten biologischen Verfahrenstechniken der aeroben oder anaeroben Schlammstabilisierung stehen noch chemisch-physikalische Stabilisierungsverfahren zur Verfügung. Nach Leschber und Loll (1996, S. 137) kann chemisch-physikalisch stabilisierter Klärschlamm bei verändertem Milieu (z.B. steigender Wassergehalt, sinkender pH-Wert) wieder mit den unerwünschten Faulungsprozessen beginnen – man kann daher auf diese Weise keine endgültige Stabilisierung des Materials erreichen.

2.4.2 Schlammwasserabtrennung

Für die verschiedenen nachgeschalteten Behandlungs- und/oder Verwertungsverfahren kann jeweils ein ganz bestimmter Trockenmasseanteil erforderlich sein. Vor diesem Hintergrund kommt der Schlammwasserabtrennung eine generelle Bedeutung zu.

Folgende Verfahren finden Anwendung:

2.4.2.1 Konditionierung

Konditionierung ist eine physikalische oder chemische Behandlung von Schlämmen zur Erleichterung ihrer Entwässerung (DIN EN 12 832:1999, 3.6).

Bekanntlich ist die Bindung des Schlammwassers an die Feststoffe so stark, dass eine Entwässerung ohne eine vorherige Aufbereitung (Konditionierung) außerordentlich schwierig und bei den meisten Schlämmen sogar unmöglich ist. Konditionierungsverfahren sind nicht als Selbstzweck, sondern stets in Verbindung der sich anschließenden Entwässerung zu sehen.

Hauptsächlich werden zwei Konditionierungsverfahren angewandt:

- Chemische Konditionierung, bei der dem Schlamm chemisch wirksame Fällungs- und Flockungsmittel zugesetzt werden.
- Mechanische Konditionierung, beispielsweise mit Asche oder Kohle als Filterhilfsmittel

(Leschber und Loll 1996, S. 270).

2.4.2.2 Eindickung

Schlammeindickung ist die Abtrennung von Schlammwasser unter Einfluss der Schwerkraft wie sie im Regelfall in sog. Eindickern vorgenommen wird.

Ein Eindicker ist ein „Behälter mit oder ohne Krählwerk zur Schlammeindickung unter Einwirkung der Schwerkraft und zur Abtrennung von Schlammwasser“ (DIN EN 1088:1997, 9240).

Schlamm, dem zur Erhöhung der Trockenmassekonzentration Wasser entzogen wurde, nennt man eingedickten Schlamm (DIN EN 12 832:1999, 3.3).

Durch Eindickung kann eine Feststoffanreicherung von max. 12 % erreicht werden.

2.4.2.3 Entwässerung

Man unterscheidet zwischen natürlicher und maschineller Schlammentwässerung.

Natürliche Entwässerung ist die Abtrennung des Schlammwassers unter Einfluss der Schwerkraft. Die Anwendung setzt regelmäßig eine anaerobe oder aerobe Stabilisierung voraus. Aus hygienischen und ästhetischen Gründen ist von einer unmittelbaren natürlichen Entwässerung von Rohschlämmen kommunaler Kläranlagen abzusehen. Der Vorgang findet im Regelfall in sog. Schlamm(trocken)beeten oder Schlammplätzen statt, wobei das anfallende Schlammwasser in Drainagerohren abgezogen wird. Im Vergleich zu anderen Einrichtungen und Verfahren der Klärschlammentwässerung erfordert die natürliche Entwässerung einen geringeren technischen und wirtschaftlichen Aufwand (Leschber und Loll 1996, S. 306 ff).

Bei der Klärschlammvererdung in Schilfbeeten findet neben der weiter fortschreitenden aeroben Stabilisierung auch eine natürliche Entwässerung statt (vgl. Kap. 2.4.4 und Kap. 3).

Maschinelle Entwässerung ist die Abtrennung des Schlammwassers durch mechanische oder andere Kräfte, die in ihrer Wirkung über die natürliche Schwerkraft hinausgehen (z.B. Zentrifugalkräfte). Folgende Verfahren bzw. Maschinen kommen dabei vorwiegend zum Einsatz:

- Unterdruckfiltration (Vakuumtrommelfilter),
- Bandfilterpressen,
- Fliehkraftverfahren (Filterzentrifugen),
- Filterpressen (Kammerfilterpressen).

Nach Leschber und Loll (1996, S. 24) werden bei der Entwässerung mittels Zentrifugen oder Bandfilterpressen Werte von 20 – 25 % TR erzielt. Mit Kammerfilterpressen lassen sich Feststoffgehalte von höchstens 50 % TR erreichen (Leschber und Loll 1996, S. 406).

„Schlamm, dessen Wassergehalt üblicherweise nach der Konditionierung durch natürliche oder maschinelle Verfahren entwässert wurde“ nennt man entwässerten Schlamm (DIN EN 12 832:1999, 3.7).

2.4.2.4 Trocknung

Bei den bisher beschriebenen Verfahren der Schlammwasserabtrennung wird dieses stets in flüssiger Form abgeschieden. Selbst mit hohem maschinellen Aufwand gelingt es auf diese Weise jedoch nicht, das Schlammwasser vollkommen zu entfernen. Bei der Trocknung dagegen handelt es sich um ein thermisches Verfahren, bei dem weiteres Schlammwasser als Wasserdampf von den Feststoffen getrennt wird.

„Getrocknetem Schlamm wurde durch Verdampfen oder Verdunstung das Wasser weitgehend entzogen“ (DIN EN 12 832:1999, 3.8).

Die zur Trocknung benötigte Energie in Form von Wärme wird– durch exotherme Ab- und Umbauprozesse der organischen Masse – bei der Kompostierung (vgl. Kap. 2.4.5) auf natürliche Art frei.

Üblicherweise wird dem KS die für das Verdunsten oder Verdampfen notwendige Energie in Hallen und Öfen durch Heißluft zugeführt. Die „ Heißlufttrocknung “ kann bei sehr unterschiedlichen Temperaturen ablaufen und es lassen sich Feststoffgehalte von bis zu 95 % erreichen“ (Leschber und Loll 1996, S. 406).

Die solare KS-Trocknung stellt ein jüngeres Verfahren zur Trocknung von KS in Hallen dar. Der entwässerte und möglichst gut stabilisierte Schlamm wird hierzu in einer dünnen Schicht auf dem abgedichteten Hallenboden ausgebreitet. Die Hallenkonstruktion entspricht derer von Gewächshäusern und der Schlamm trocknet in dem beheizten Raum durch Verdunstung des Schlammwassers. Diese findet in erster Linie an der Oberfläche statt, wodurch es zu Krustenbildung kommt. Mit wachsender Dicke der Kruste wird die Trocknung des Materials mehr und mehr verzögert bzw. erschwert. Um eine durchgängige und gleichmäßige Trocknung zu gewährleisten, muss die Schlammschicht daher mehrmals durch Umpflügen gewendet werden. Bewährt hat sich für diesen Zweck ein sog. „elektrisches Schwein“ (Abb. 5), das, mit scheibenförmigen Rädern ausgestattet, diese Arbeit durch selbständiges Fahren erledigt. Die Scheibenräder wenden den Klärschlamm wie ein entsprechender Pflug (RHV-OP-West *).

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abb. 5: „Elektro-Schwein“ einer solaren KS-Trocknungsanlage (RHV-OP-West)

Das solare Trocknungsverfahren funktioniert gut, solange die Sonneneinstrahlung ausreichend ist. Dabei wird die Halle mit solar erwärmter Luft durch ein Gebläse beheizt. Reicht die Sonnenenergie nicht aus (z.B. im Winter), muss zusätzlich Wärmeenergie aufgebracht werden. Häufig kommt sie aus einem Kraftwerksverbund, z.B. aus der Abwärme eines Blockheizkraftwerkes (BHKW).

Durch solare Trocknung wird sowohl die zu transportierende als auch die letztlich zu entsorgende Klärschlammmenge auf ein „unvermeidliches Maß verringert“. Das getrocknete Granulat kann anschließend energetisch (oder auch stofflich) verwertet werden (RHV-OP-West *).

2.4.3 Vererdung

„Mit hoher Planungssicherheit zeitnah realisierbar, niedrigen Betriebskosten und geringem Energieaufwand, wird eine einfache, unkomplizierte, überschaubare und naturnahe Entwässerung des Klärschlammes erzielt“ (Haderstorfer *).

Bei der Klärschlammvererdung (KSVE) wird KS periodisch in meist mit Schilf bepflanzte Trockenbeete aufgebracht und über mehrere Jahre gelagert. Üblicherweise werden die Vererdungsbeete mit aerob stabilisierten Klärschlämmen beschickt (so auch in ROL). Das Verfahren funktioniert aber grundsätzlich ebenso mit anaerob stabilisiertem Klärschlämmen.

Die Pflanzen durchwurzeln und durchwachsen den aufgelandeten Schlamm und gewährleisten eine beschleunigte Schlammentwässerung und fortschreitende Stabilisierung (Mineralisierung). Die Wasserabgabe erfolgt über Verdunstung, vor allem aber über Dränrohre, die in einer Dränschicht aus abgestuftem Kies-Sand über den mit Folien abgedichteten Beetsohlen liegen. Die Schilfbeete werden etwa 8 bis 12 Jahre ohne Räumung betrieben. Am Ende des Vererdungsprozesses steht eine halb- bis einjährige Trocknungsphase, wodurch der Trockenmassenanteil (TR) auf ca. 40 % ansteigt und das Volumen gleichzeitig auf um ca. 90 % der aufgebrachten Nassschlämme sinkt. Je nach Verwendungszweck kann die Klärschlammerde dann nachkompostiert, oder direkt landwirtschaftlich, landschaftsbaulich oder thermisch verwertet werden (vgl. Kap. 2.6) (Haderstorfer *).

Weitere Details zur KSVE werden am Beispiel der KSVE-Anlage Rottenburg an der Laaber (ROL) in Kapitel 3 beschrieben.

„Das Verfahren kann zwar als zeitlicher Entsorgungspuffer dienen, es vermag allerdings nicht die Klärschlammentsorgung zu lösen, da „Klärschlammerde“ (auch als Klärschlamm-Schilf-Gemische) unter den gleichen Anforderungen wie Klärschlamm zu entsorgen ist. Hinzu können ggf. Sickerwasserproblematik, Rückbelastung der Kläranlage oder Probleme beim Verbrennen in Kraftwerken kommen“ (BayStMUGV *e).

Die Rückbelastung der Kläranlage ist insbesondere bei einigen organischen Schadstoffen durch natürliche Abbau- und Umbauprozesse niedriger als bei mechanischer Klärschlammentwässerung.

2.4.4 Thermische Behandlung

2.4.4.1 Verbrennung

Verbrennung ist die „hochthermische Oxidation organischer Schlamminhaltsstoffe“

(DIN EN 1085:1997, 9390 und DIN EN 12 832, 3.15).

Die Verbrennung gehört nur insoweit zur thermischen Behandlung, wie sie sich in ihren Betrachtungen auf die stoffliche Veränderungen beschränkt. Die energetische Betrachtung des Verbrennungsvorganges sowie der Umgang mit den Verbrennungsrückständen ist thematisch der Entsorgung (Verwertung) zuzuordnen (vgl. Kap. 2.6).

Die stoffliche Veränderung bei der Verbrennung lässt sich wie folgt beschreiben:

Die hochthermische Behandlung von KS, KSE und KSK, wie sie bei der Verbrennung abläuft, führt dazu, dass es durch die Oxidation der organischen Bestandteile zu einer vollständigen Stabilisierung (Abbau organischer Substanz) kommt. Dies bedeutet Verbrennungsrückstände (Asche/Schlacke), die rein mineralische Materialien ohne organische Anteile sind.

„Eine Verbrennung von Klärschlamm ist gleich zu setzten mit der Vernichtung organischer Substanz. Sie sollte deshalb nur erfolgen, wenn die Schlämme aufgrund ihrer Qualität für eine stoffliche Verwertung als KS oder KSE bzw. für die Kompostierung nicht geeignet sind oder eine sinnvolle regionale Verwertung aus anderen Gründen nicht möglich ist, z.B. aufgrund fehlender geeigneter (landwirtschaftlicher) Flächen“ (DWA 2004*, S.3).

2.4.4.2 Pyrolyse

Die Pyrolyse ist ein Verfahren bei dem getrockneter KS in zwei Schritten behandelt wird:

Erst wird der KS im sog. Pyrolyseverfahren in ein brennbares Gas umgewandelt und danach als solches verbrannt. Das Pyrolyseverfahren bedeutet somit ebenso eine Vernichtung der im KS enthaltenen organischen Substanz. Die bei der Pyrolyse erhaltenen Rückstände sind identisch mit denen der Verbrennung.

2.4.5 Entseuchung/Hygienisierung

Entseuchtem Schlamm sind dessen Parasiten und Krankheitserreger inaktiviert oder auf ein seuchenhygienisch unbedenkliches Niveau vermindert worden (DIN EN 12 832:1999, 4.13).

Für die Entseuchung flüssiger Klärschlämme sind nach Leschber und Loll (1996, S. 250) im wesentlichen folgende Verfahren in Anwendung:

- Kalkhydratbehandlung (Löschkalk, Ca(OH)2)
- Aerob-thermophile Stabilisierung (ATS-Verfahren) (vgl. Kap. 2.4.1.2)
- Aerob-thermophile Vorstufe mit nachfolgender anaeroben-mesophilen Stabilisierung
- Pasteurisierungsanlagen

Für entwässerte Klärschlämme werden entsprechend folgende Verfahren angewandt:

- Brandkalknachbehandlung (CaO)
- Kompostierung in Mieten (Haufen)
- Kompostierung in Bioreaktoren
- Verbrennung

Alle genannten Verfahren basieren auf Temperatureinwirkung und/oder stark erhöhtem pH-Wert.

Bei der Kompostierung von Klärschlamm in Mieten sind für die Entseuchung von Klärschlamm wirksame Temperaturen von mindestens 55 °C im Mietenkörper/Mischgut während einer Zeit von mehreren Tagen erforderlich. Pflanzliches Eiweiß gerinnt bereits ab etwa 42 °C, was zum Absterben keimfähiger Pflanzensamen führt.

Damit die Hygienisierung des gesamten Materials stattfinden kann, muss das Material homogen durchmischt werden. Beim Umsetzten kommt ein Spezialgerät zum Einsatz, dessen Werkzeug eine entsprechende spiralige Form besitzt, so dass Material der äußeren Schichten ins heißere Mieteninnere befördert wird.

Bei der aeroben Verrottung „entstehen ... neben der mikrobiell erzeugten Wärme auch antibiotisch wirkende Stoffwechselprodukte, welche den Entseuchungsgrad positiv beeinflussen.“

Als Randfaktor ist eine Nachrottedauer von 3 Monaten genannt. Die Kompostierung eignet sich als Hygienisierungsverfahren für kleine bis mittlere Kläranlagen mit Entwässerungsaggregat (Leschber und Loll 1996, S. 250 ff.) oder einer Einrichtung zur natürlichen Schlammentwässerung (z.B. Klärschlammvererdungsanlage).

2.4.6 Sonstige Behandlungsarten

Es gibt einige grundsätzlich verschiedene verfahrenstechnische Ansätze, um darauf aufbauend Techniken zu entwickeln, mit deren Hilfe die weitere stoffliche Umsetzung von Klärschlamm erfolgen kann:

- oxidative Verbrennung (vgl. Kap. 2.5.3)
- Vergasung
- Pyrolyse
- Konvertierung
- Hydrierung
- Flüssigphasen-Oxidation
- Hydrolyse

„All diese Prozesse benötigen i.d.R. eine aufwendige mechanische und/oder thermische Vorbehandlung und sind ebenfalls mit den Nachteilen hinsichtlich ihrer Abprodukte behaftet (z.B. Rauchgasreinigung und Kläranlagenrückbelastung). Die Sonderverfahren zur stofflichen Veränderung von Klärschlamm sind in der Regel mit hohen Aufwendungen und entsprechenden Kosten verbunden. Deshalb haben sich diese weiterführenden Verfahren nicht flächendeckend durchgesetzt“ (Dichtl 2001*, Kap. 5.2).

Beispielhaft sind nachfolgend zwei interessante Innovationen vorgestellt: Das „Seaborne-“ und das „Choren-Verfahren“.

2.4.6.1 Seaborne-Verfahren

Die Seaborne-Technologie ist ein besonders innovatives Verfahren zur Behandlung und Verwertung insbesondere von schadstoffbelasteter Biomasse (z.B. Klärschlämme).

Die Technologie ermöglicht:

- eine Schadstoffentfrachtung,
- die Aufbereitung von regenerativem Biogas zu Methan in Erdgasqualität,
- die Gewinnung von Düngemitteln und
- die Reinigung anfallender Abwässer.

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