Mathematische Beschreibung der Vorgänge in Belebtschlammanlagen

Die ersten biologischen Kläranlagen wurden über Erfahrungswerte aus der Praxis ausgelegt. Bei Betrieb dieser Anlagen wurden durch laufende Erfassung der tatsächlichen Betriebswerte die Zielgrößen überprüft. Durch Auswertung konnte die Prozessführung in den Anlagen optimiert werden und man erhielt teilweise auch mathematisch verknüpfte neue Kennzahlen statt der ursprünglichen nur empirischen Daten. Waren diese älteren Kennzahlen in den ATV 131-Vorgaben für die Auslegung von biologischen Abwasseraufbereitungsanlagen fast nur auf empirisch ermittelte Praxiswerte bezogen, so wurden diese über die Feinanalysen der Praxiswerte immer weiter verbessert. Es wurden mathematische Zusammenhänge erkannt, die eine zunehmende bessere Wirtschaftlichkeit für Auslegung und Betrieb der Anlagen ermöglichen. Die ursprüngliche „ATV 131“ entwickelte sich zur aktuellen „ DWA-A 131“, die um zusätzliche Arbeitsblätter und weitere Vorgaben wie „ATV-M 210“ und „DWA- M 210“ ergänzt wird.

Die Prozesse in Kläranlagen können mathematisch durch ihre Reaktionskinetik (siehe auch Michaelis-Menten-Theorie insbesondere für die biochemischen Vorgänge) und Hydraulik beschrieben werden. Dies ist insbesondere für die Vorgänge im Belebungsbecken möglich. Die komplizierten Vorgänge im Nachklärbecken (Flockenbildung, Eindickung, Absetzen, Strömungen etc.) sind wesentlich schwieriger mathematisch zu fassen.

Obwohl bereits instationäre Modelle des Belebtschlammverfahrens entwickelt wurden, wird bei der Bemessung zumeist auf stationäre Annahmen insbesondere zur Auslegung nach dem Schlammalter, das heißt der mittleren Aufenthaltszeit des Belebtschlamms, zurückgegriffen. Damit soll sichergestellt sein, dass alle für den Prozess notwendigen Bakterienarten im System überleben (und wachsen) können.

Diese Bemessungsverfahren greifen entweder auf

• den BSB₅ und die bei seinem Abbau auftretende Überschussschlammproduktion bzw. den entstehenden Sauerstoffverbrauch oder
• auf den CSB zurück. Der CSB lässt sich in der Kläranlage exakt bilanzieren. Sowohl die Abwasserbelastung, die Schlammproduktion, der Schlammgehalt als auch der Sauerstoffverbrauch lassen sich in den Einheiten des CSB ausdrücken.

Nitrifikation und Entfernung von Stickstoff (Denitrifikation)

Ammonium kann toxisch auf aquatische Lebewesen wirken (insbesondere bei der Umwandlung von Ammonium zu Ammoniak). Zudem findet auch in Gewässern Nitrifikation statt, die zur Sauerstoffzehrung führt.

Des Weiteren sind Nitrat und Ammonium eutrophierende (düngende) Nährstoffe, die die Gewässer beeinträchtigen können.

Aus diesen Gründen ist Nitrifikation sowie in vielen Fällen eine Stickstoffentfernung erforderlich.

Da nicht der gesamte im üblichen Rohabwasser enthaltene Stickstoff in den Überschussschlamm durch Assimilation eingebunden wird, sind zur Stickstoffentfernung zwei spezielle Prozessschritte notwendig:

a) Nitrifikation: Oxidation des Ammonium-Stickstoffs und des organisch gebundenen Stickstoffs zu Nitrat. Dies setzt entsprechende (langsamwachsende) Bakterien (die Nitrifikanten) und ausreichend gelösten Sauerstoff voraus. Die Nitrifikation ist sehr sensibel im Hinblick auf Hemmstoffe und kann bei schlecht gepufferten Wässern zu einer pH-Wert-Verschiebung führen.

Die Nitrifikation erfolgt in folgenden Schritten:

1) Bildung von Nitrit:

${\displaystyle \mathrm {\ NH_{4}^{+}+1,5\ O_{2}\longrightarrow \ NO_{2}^{-}+2H^{+}+H_{2}O+Energie} }$

2) Bildung von Nitrat:

${\displaystyle \mathrm {\ NO_{2}^{-}+0,5\ O_{2}\longrightarrow \ NO_{3}^{-}+Energie} }$

das ergibt in Summe:

${\displaystyle \mathrm {\ NH_{4}^{+}+2\ O_{2}\longrightarrow \ NO_{3}^{-}+2H^{+}+H_{2}O+Energie} }$

Dabei fällt ein Sauerstoffverbrauch von 4,33 g O₂ pro g N an. Es wächst Nitrifikantenbiomasse im Ausmaß von 0,24 g CSB pro g N zu (Zellertrag, engl. Yield). Ein Gramm CSB (Chemischer Sauerstoffbedarf) entspricht 1,42 g organischer Trockensubstanz.

Die Nitrifikation ist mit einer Produktion von Säure verbunden (H⁺). Somit wird die Pufferkapazität des Wassers belastet bzw. es kann gegebenenfalls eine pH-Wert-Verschiebung eintreten, die den Prozess beeinträchtigt.

b) Denitrifikation: Reduktion von Nitrat-Stickstoff zu molekularem Stickstoff, der aus dem Abwasser in die Atmosphäre entweicht. Dieser Schritt kann durch die in Kläranlagen üblich lebenden Mikroorganismen erfolgen. Diese nutzen jedoch das Nitrat nur dann als Elektronenakzeptor (als Oxidans), wenn kein gelöster Sauerstoff vorhanden ist (anoxische Verhältnisse).

Die Denitrifikation erfolgt technisch betrachtet in einem Schritt:

${\displaystyle \mathrm {\ 2\ NO_{3}^{-}+2\ H^{+}+10\ [H]\longrightarrow \ N_{2}+6\ H_{2}O} }$

Ein Gramm NO₃-N ist somit als Oxidans 2,86 g O₂ äquivalent und steht für die Oxidation von Substrat (z. B. Kohlenstoffverbindungen aus dem Rohabwasser) zur Verfügung. Um die Denitrifikation im Belebtschlammverfahren ablaufen zu lassen, muss daher auch eine Elektronenquelle, ein Reduktans vorhanden sein, die ausreichend Nitrat zu N₂ reduzieren kann. Wenn im Rohabwasser zu wenig Substrat vorhanden ist, kann dieses künstlich zugesetzt werden (z. B. Methanol). Zudem wird bei der Denitrifikation die bei der Nitrifikation aufgetretene Veränderung der H⁺-Konzentration (pH-Wert-Verschiebung) korrigiert. Dies ist insbesondere bei schlecht gepufferten Wässern von Bedeutung.

Die Prozesse Nitrifikation und Denitrifikation benötigen somit in Summe 1,5 g O₂ um ein Gramm TKN (Total-Kjeldahl-Stickstoff, org. N + NH₄-N) in N₂ umzusetzen.

Die Nitrifikation und die Denitrifikation stehen im Hinblick auf die erforderlichen Umweltbedingungen in erheblichem Widerspruch. Die Nitrifikation benötigt Sauerstoff (oxische Verhältnisse) und CO₂ (Nitrosomonas und Nitrobacter sind chemolithoautotrophe Mikroorganismen). Die Denitrifikation erfolgt nur unter Abwesenheit von gelöstem Sauerstoff (anoxische Verhältnisse) und bei ausreichender Versorgung mit oxidierbaren Stoffen. Dieses „Dilemma“ kann durch folgende Verfahren gelöst werden:

(A) simultane Denitrifikation: intermittierender Betrieb durch Ein- und Ausschalten der Belüftung. Eventuell ist ein Umwälzaggregat zur Durchmischung erforderlich oder Betrieb eines Umlaufbeckens. Der Sauerstoffgehalt wird so geregelt, dass in Teilen des Beckens kein gelöster Sauerstoff vorhanden ist.

(B) Bei der vorgeschalteten Denitrifikation wird das erste Becken anoxisch betrieben und aus dem sauerstoffreichen zweiten Becken das Schlamm/Abwassergemisch zurückgepumpt. Somit ist ausreichend Kohlenstoff aus dem Zulauf zum ersten Becken und Nitrat aus dem Rücklauf vorhanden. Die Rücklaufraten betragen ein mehrfaches des Zulaufes.

(C) nachgeschaltete Denitrifikation: Im ersten Becken wird nitrifiziert, im zweiten wird denitrifiziert. Dort fehlen jedoch die organischen Stoffe, die bereits im ersten Becken parallel zur Nitrifikation mit Sauerstoff veratmet wurden. Es ist daher die Zugabe organischer Stoffe (z. B. Methanol, Melasse oder Acetat) erforderlich. Dieses Verfahren ist wegen der hohen Kosten einer Substratzugabe ungebräuchlich.

Ein besonderes Problem stellt die Stickstoffentfernung in mehrstufigen Anlagen dar. Da in der ersten Stufe die organischen Stoffe weitgehend entfernt werden, und in der zweiten nitrifiziert wird, fehlen in der dritten Stufe organische Stoffe als Elektronenquellen zur Denitrifikation. Dies lässt sich nur durch kluge Teilstromlösungen und Rückläufe aus der zweiten in die erste Stufe lösen.

Entfernung von Phosphat

In der Praxis kann Phosphat sowohl chemisch durch Fällung mit diversen Eisen- und Aluminiumsalzen wie auch biologisch durch Einbindung in die Biomasse entfernt werden. Obwohl mit der Fällung durch Metallsalze der Nährstoff Phosphat ausreichend eliminiert wird, strebt die moderne Betriebsführung von Kläranlagen alternative Wege zur Phosphatentfernung zur Einsparung von Fällmitteln an. Durch gezielte Betriebsführung können Bakterienbiomassen gezüchtet werden, die vermehrt Phosphat in die Biomasse aufnehmen und somit aus dem Abwasser entfernen. Es muss jedoch im Zuge der Schlammbehandlung darauf geachtet werden, dass eine Rücklösung dieses Phosphats in der Schlammlinie (Eindicker, Faulraum) vermieden wird. Von der Vielzahl der in der Praxis verwendeten Verfahren für die biologische Phosphatentfernung gehören zu den bekannteren folgende:

• Bardenpho-Verfahren
• modifiziertes UTC-Verfahren
• A2/O-Verfahren und das
• Phorodox-Verfahren

Bei allen Verfahren werden zum Teil in etwas anderer Reihenfolge und unterschiedlicher Anzahl von Becken anaerobe und aerobe Stufen mit Schlammrückführung und der abschließenden Endklärung kombiniert. In der biologischen Stufe kann zur Unterstützung der Phosphataufnahme in die Biomasse je nach Verfahren auch ein kleines, hochbelastetes Becken vor dem eigentlichen Belebungsbecken eingegliedert (Selektor) sein.

Betriebliche Probleme