Co-Vergärung - PTKA

Schlussbericht
zum Forschungsvorhaben
Kostenreduzierung für Kommunen und Verbände
durch effiziente Erzeugung und Verwertung von
Faulgas als Primärenergie sowie
Reduzierung der Faulschlammmenge
Teilprojekt: Co-Vergärung
Emschergenossenschaft / Lippeverband
Emscher Gesellschaft für Wassertechnik mbH
Dipl.-Ing. Anja Reipa
Essen, Juli 2003

Inhaltsverzeichnis
I
Abschnitt I
1 Aufgabenstellung 1
2 Co-Vergärung in kommunalen Faulbehältern 3
2.1 Allgemeines 3
2.2 Anaerobe Stabilisierung 4
2.3 Prozessparameter des anaeroben Abbaus 7
2.4 Genehmigungsrechtliche Situation 9
3 Versuchsprogramm 13
3.1 Beurteilung Randbedingungen des Faulbehälterbetriebs 13
3.2 Beurteilung des anaeroben Abbauverhaltens 15
3.2.1 Abbaugrad 15
3.2.2 Gehalt an organischen Säuren 16
3.2.3 Biogasmenge und –qualität 17
3.3 Beurteilung der Entwässerungseigenschaften 18
3.4 Beurteilung der Rückbelastung 21
3.5 Beurteilung Produktqualität 21
3.6 Gesamtüberblick Analyseverfahren 23
4 Versuchsbetrieb 24
4.1 Beschreibung der Versuchsanlagen 24
4.1.1 Pilotanlage im halbtechnischen Maßstab 24
4.1.2 Pilotanlage im großtechnischen Maßstab 26
4.2 Charakterisierung der eingesetzten Klärschlämme und biogenen Abfälle 28
4.2.1 Klärschlamm und Co-Substrate 29
4.2.2 Produktqualität der Ausgangssubstrate 32
4.3 Untersuchungsprogramm 37
4.3.1 Halbtechnische Versuche 37
4.3.2 Großtechnische Versuche 39
Abschnitt II
5 Darstellung der halbtechnischen Versuchsergebnisse 42
5.1 Randbedingungen des Faulbehälterbetriebes 42
5.2 Anaerobes Abbauverhalten 47
5.2.1 Abbaugrad 47
5.2.2 Stabilisierungsgrad 53
5.2.3 Gasproduktion- und Zusammensetzung 54
5.3 Entwässerungseigenschaften 63
5.4 Rückbelastung 66
5.5 Produktqualität Endprodukt 68
5.6 Fazit 71

Inhaltsverzeichnis
II
6 Darstellung der großtechnischen Versuchsergebnisse 73
6.1 Randbedingungen des Faulbehälterbetriebes 73
6.2 Anaerobes Abbauverhalten 77
6.2.1 Abbaugrad 77
6.2.2 Stabilisierungsgrad 78
6.2.3 Gasproduktion- und Zusammensetzung 79
6.3 Entwässerungseigenschaften 83
6.4 Rückbelastung 86
6.5 Produktqualität Endprodukt 91
6.6 Bilanzen 93
6.6.1 Schlammbilanzen 93
6.6.2 Energiebilanz 97
6.7 Fazit 99
7 Gegenüberstellung halbtechnische und großtechnische Versuchsergebnisse 100
8 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung 103
8.1 Ausgangsdaten 104
8.2 Kostenanteile 105
8.3 Gesamtbetrachtung 107
9 Zusammenfassung 108
10 Veröffentlichungen 114
11 Literaturverzeichnis 115
12 Verzeichnis der Abbildungen 119
13 Verzeichnis der Tabellen 121
14 Verzeichnis der Abkürzungen 123
15 Anhang 127

Abschnitt I 1
1 Aufgabenstellung
Im Jahr 2000 starteten Emschergenossenschaft und Lippeverband (Essen) ein
dreijähriges Forschungsvorhaben (gefördert vom BMBF - Bundesministerium für
Bildung und Forschung). Zusammen mit den Projektpartnern Emscher Gesellschaft
für Wassertechnik mbH (Essen), Institut für Siedlungswasserwirtschaft
der TU Braunschweig und Fa. AWATECH (Isernhagen) wurden auf der Kläranlage
Schermbeck Untersuchungen zur „Kostenreduzierung für Kommunen und
Verbände durch effiziente Erzeugung und Verwertung von Faulgas als Primärenergie
sowie Reduzierung der Faulschlammmenge“ durchgeführt.
Werden die Betriebskostenanteile von Kläranlagen genauer betrachtet
(Abbildung 1-1), fällt auf, dass die Kostenblöcke Energie und Schlammentsorgung
fast die Hälfte der Gesamtkosten bestimmen.
Schlammentsorgung
31%
Sachkosten / Sonstiges
13%
Instandhaltung
14%
Energie
15%
Personal
27%
Abbildung 1-1: Betriebskostenanteile von Kläranlagen mit 50.000 bis 100.000
EW [MURL, 1999]
Vor diesem Hintergrund untersuchte das Projekt erstmals im direkten Vergleich
(Parallelbetrieb) und im großtechnischen Maßstab Möglichkeiten der Kostenreduzierung
bei der Klärschlammentsorgung und die Nutzung erneuerbarer
Energien aus den Rückständen der Abwasserreinigung sowie anderen biogenen
Abfällen. Als Zielvorgabe wurde eine Senkung der Betriebskosten von
Kläranlagen im Bereich Energie und Klärschlammentsorgung durch die Anwendung
verschiedener innovativer Technologien (Klärschlammdesintegration
und Co-Vergärung) um 5 bis 15 % definiert.

Abschnitt I 2
Hieraus ergaben sich folgende drei Teilprojekte, die von nachstehend aufgeführten
Projektpartnern bearbeitet wurden:
1. Klärschlammdesintegration
Institut für Siedlungswasserwirtschaft der TU Braunschweig
2. Co-Vergärung von biogenen Abfällen
Emschergenossenschaft / Lippeverband
Emscher Gesellschaft für Wassertechnik mbH
3. Betrieb von Blockheizkraftwerken
Firma AWATECH
Die einzelnen Teilprojekte wurden separat ausgewertet, die vorliegende Arbeit
stellt den Schlussbericht zum Teilprojekt „Co-Vergärung von biogenen
Abfällen“ dar.
In dem Teilprojekt „Co-Vergärung von biogenen Abfällen“ sollte die Frage
geklärt werden, inwieweit sich herkömmliche Klärschlamm-Faulbehälter und
Entwässerungsanlagen zur Mitbehandlung von Co-Substraten nutzen lassen
und welche Vorteile sich durch die Co-Vergärung ergeben.
Im vorliegenden Schlussbericht sind die Ergebnisse der Co-Vergärung von biogenen
Abfällen in Parallelversuchen im halb- und großtechnischen Maßstab
dargestellt. Die Untersuchungen wurden unter wissenschaftlicher Begleitung
durchgeführt und abschließend unter wirtschaftlichen Aspekten bewertet.
Insgesamt definierten sich die wesentlichen technischen und wissenschaftlichen
Arbeitsziele der durchgeführten Versuchsreihen wie folgt:
• Auswahl der Co-Substrate
• Entwicklung geeigneter Aufbereitungs- und Zugabetechniken
• Optimierung des Faulprozesses, Faulgasanfall und -zusammensetzung
• Untersuchung der Entwässerbarkeit der ausgefaulten Schlämme
• Untersuchung der Rückbelastung der Kläranlage
• Untersuchung der Produktqualität
• Erstellung von Stoffstrom- und Energiebilanzen
Durch die Co-Vergärung von flüssigen bis pastösen biogenen Abfällen wird
die Faulgasproduktion gesteigert und in Blockheizkraftwerken der Kläranlage

Abschnitt I 3
effizient genutzt. Somit kann ein erheblicher Beitrag zur Reduzierung der Energiekosten
auf den Kläranlagen geleistet werden. Die nachhaltige Senkung
der Kosten stellt einen wesentlichen Faktor dar, um dem Anstieg der Abwassergebühren
entgegen zu wirken. Zudem erfolgt durch die Mitbehandlung
biogener Abfälle im Faulbehälter eine Substitution der fossilen Brennstoffe und
somit eine Verringerung der CO2-Emissionen in die Atmosphäre. Die anteilig
erhöhten Kosten für die Co-Vergärung können durch eingesparte Stromkosten
sowie den Erlös für die Annahme der biogenen Abfälle mehr als gedeckt
werden.
Die Ergebnisse des Forschungsprojekts sind für sehr viele Kläranlagenbetreiber
von großem Interesse. Einerseits hat der Kostendruck in den letzten Jahren
stetig zugenommen, so dass Techniken zur Kostenreduzierung schnell Anwendung
finden werden. Die Co-Vergärung ist als Möglichkeit einer gesteigerten
Faulgasproduktion äußerst interessant, da vielfach freie Faulraumkapazitäten
vorhanden sind, biogene Reststoffe in großer Menge auf dem Entsorgungsmarkt
zur Verfügung stehen und so energetisch und stofflich genutzt werden
können.
2 Co-Vergärung in kommunalen Faulbehältern
2.1 Allgemeines
Die Schlammfaulung ist heute das am weitesten verbreitete Verfahren zur
Stabilisierung von Klärschlammen. Nahezu die Gesamtmenge der bei der
Abwasserreinigung anfallenden Rohschlämme wird auf größeren Kläranlagen
über Faulbehälter stabilisiert und energetisch genutzt.
Auswertungen in der Literatur belegen, dass die bestehenden Faulraumkapazitäten
nutzbare Freiräume aufweisen [ATV, 2002]. Zudem eignet sich das Verfahren
in der Regel sehr gut zur gemeinsamen Behandlung von biogenen Abfällen.
Unter dem Begriff Co-Vergärung ist die gemeinsame anaerobe Stabilisierung
von Klärschlamm zusammen mit biogenen Abfällen (Co-Substraten) in bestehenden
Faulräumen auf Kläranlagen zu verstehen.
Bei den biogenen Abfällen handelt es sich beispielsweise um Restprodukte aus
gewerblicher und industrieller Produktion, wie z.B. Fettabscheiderinhalte,

Abschnitt I 4
Molke, Treber, Trester und Gemüseabfälle. In Tabelle 2-1 ist eine Auswahl an
Substraten aufgeführt, die sich grundsätzlich zur Co-Vergärung anbieten.
Tabelle 2-1: Geeignete biogene Abfälle [ATV, 2002]
Abfallbeschreibung
Getrennt eingesammelte Bioabfälle
Fettabscheiderinhalte
Überlagerte Lebensmittel
Speisereste, Küchenabfälle
Stärkeschlamm
Teigabfälle
Obst-, Getreide- und
Kartoffelbrennereischlempen
Marktabfälle
Abfallherkunft
private Haushalte (Biotonne)
Schlachtereien, Fleischverarbeitung Kantinen, Großküchen,
Lebensmittelindustrie
Herstellung und Handel
Kantinen, Großküchen, Restaurants
Kartoffel-, Reis- und Maisstärkeherstellung
Brotfabriken, Teigwarenherstellung
Alkoholbrennereien
Groß- und Wochenmärkte
Seitens der Kläranlagenbetreiber ist die Co-Vergärung erwünscht, um eine
Steigerung der Biogasausbeute und eine Erhöhung des Auslastungsgrades
der Faulbehälter zu erreichen.
Weitere Vorteile der Co-Vergärung bestehen darin, dass die Standorte und
die Infrastruktur vorhanden sind. Es werden nur geringe Veränderungen bzw.
geringe Investitionskosten erforderlich, um eine Mitbehandlung von Co-
Substraten auf Kläranlagen zu realisieren. Eine schnelle Umsetzbarkeit, die
vorhandene Personalverfügbarkeit und geringe Kosten sind ebenfalls an dieser
Stelle zu nennen.
Eventuell auftretende Nachteile wie Geruchsemissionen und erhöhte Prozesswasserrückbelastungen
aus der Schlammentwässerung sind im Vorfeld der
Anwendung zu untersuchen, abzuschätzen und gegebenenfalls Maßnahmen
zu deren Verhinderung zu ergreifen.
2.2 Anaerobe Stabilisierung
Die anaerobe Schlammstabilisierung ist das am häufigsten eingesetzte Verfahren
zur Schlammbehandlung. So betreiben ca. 60 % der kommunalen Kläranlagen
> 10.000 EW eine einstufige mesophile Faulung.
Bei diesem anaeroben biochemischen Prozess wird der organische Anteil des
Klärschlamms in 4 Phasen abgebaut. Die organischen Substanzen wie Eiweiße,

Abschnitt I 5
Kohlenhydrate oder Fette werden zunächst zu organischen Zwischenprodukten
wie organischen Säuren oder Alkoholen reduziert. Ein vollständiger Umsatz
zu Faulgas (überwiegend Kohlendioxid CO2 und Methan CH4) wird über weitere
Abbauschritte bewirkt [MUDRACK ET KUNST, 1993].
Träger der Schlammfaulung sind fakultativ und obligat anaerobe Mikroorganismen.
Bei der mesophilen Faulung laufen diese Reaktionen bei einem Temperaturoptimum
von 35 – 37°C und einem leicht alkalischen pH-Wert von 7,1
bis 7,3 ab.
Das Schema des vierstufigen anaeroben Abbauprozesses ist in Abbildung 2-1
dargestellt und nachfolgend genauer erläutert:
Hydrolyse-Phase
In der ersten Phase des Faulprozesses werden die im Rohschlamm enthaltenen
Makromoleküle (Eiweißstoffe, Fette, Vielfachzucker) überwiegend durch extrazelluläre
Enzyme der Hydrolysebakterien in niedermolekulare Bestandteile
(Aminosäuren, Glycerin, Fettsäuren, Einfachzucker) zerlegt. Der Prozess stellt in
der Regel den geschwindigkeitsbestimmenden Schritt während des Abbaus
organischer Substanzen dar und ist in großem Maße von der Konzentration
der beteiligten Enzyme anhängig [SCHEIDAT, 1999].
Polymere und Substrate
(Kohlenhydrate, Fette, Eiweiß)
Hydrolyse-Phase
Hydrolytische Bakterien
Bruchstücke und gelöste Polymere
Saure Gärung
Versäuerungs-Phase
Acidogene Bakterien
H 2
CO 2 Essigsäure (Acetat)
org. Säuren
Essigsäure
Alkohole
Acetogene-Phase
Acetogene Bakterien
Methanogene-Phase
Methanogene Bakterien
Methan
Abbildung 2-1: Schema des vierstufigen anaeroben Abbauprozesses
[MUDRACK ET KUNST, 1988, verändert]

Abschnitt I 6
Versäuerungs-Phase
Bei der Versäuerung werden die organischen Stoffe von den acidogenen Bakterien
weiter zu organischen Säuren (z. B. Acetat, Propionat oder Milchsäure),
Alkoholen, Kohlendioxid (CO2) und Wasserstoff (H2) umgewandelt. Die versäuernden
Bakterien haben in Abhängigkeit vom Substrat relativ kurze Generationszeiten.
Bei optimalen Bedingungen liegt die Temperatur bei 30°C und der
pH-Wert zwischen 5,3 – 6,8. Eine gute Durchmischung ist notwendig, um eine
schnelle Hydrolyse und Versäuerung zu erreichen [PAUL, 1993].
Acetogene-Phase
In der Phase der Acetogenese erfolgt mit Hilfe anaerober Abwasserbakterien
(acetogene Bakterien) der Umbau zu Essigsäure, Wasserstoff und Kohlendioxid
aus den vorher gebildeten Säuren (z.B. Propionat) und Alkoholen. Durch die
Säurebildung der Mikroorganismen können diese ab einem pH-Wert von < 4
gehemmt werden. Daher ist es wichtig, dass die Zwischenprodukte weiterverwertet
werden. Die Menge des intermediär entstandenen Wasserstoffes
(Wasserstoffpartialdruck) bestimmt die Art der Gärprodukte. Um die für die
Methanbildung nötigen Ausgangsstoffe wie Essigsäure zu bilden, muss der
Wasserstoffpartialdruck so gering wie möglich gehalten werden. Die optimalen
Bedingungen für die acetogenen Bakterien liegen bei ca. 30 °C sowie einem
pH-Wert von 6 [ZACHÄUS, 1995].
Methanogene-Phase
Spezielle anaerobe methanbildende Bakterien wandeln in der Methanogenese
die Essigsäure, das in der Acetogenese entstandene Kohlendioxid (CO2)
und molekularen Wasserstoff (H2) in Methan (CH4) um. Die Methanbakterien
sorgen durch den Wasserstoffabbau für den niedrigen Wasserstoffpartialdruck,
den die Essigsäurebakterien benötigen. Die optimale Temperatur
für diese Reaktion liegt zwischen 35 und 45 °C, der optimale pH-Wert
knapp über 7.
Der anaerobe Abbau hängt auch wesentlich von den Generationszeiten der
prozessbeteiligten Bakterienarten ab. Geschwindigkeitsbestimmend sind dabei
die acetogenen und methanogenen Bakterien, die eine sehr lange Generationszeit
(8-12 Tage) aufweisen und dabei substrat- und milieuabhängig
sind. Bei optimalen Bedingungen liegt die Temperatur zwischen 35 – 37°C und
der pH-Wert im leicht alkalischen Bereich. Da diese Bakterien in enger Symbio-

Abschnitt I 7
se existieren (Zellverband), ist eine schonende aber intensive Durchmischung
des Faulbehälters von Vorteil.
Etwa 35 bis 50% des organischen Anteils der zugeführten Schlämme wird bei
der üblichen, einstufigen, mesophilen Faulung zu Methan und Kohlendioxid
umgesetzt. Weiterhin wird eine Reduzierung der pathogenen Keime im
Schlamm und die Verbesserung der Entwässerungseigenschaften erreicht.
Wenn der Gehalt an organischen Säuren im ausgefaulten Schlamm weniger
als 100 mg/l beträgt, bezeichnet man diesen Schlamm als vollstabilisiert. Bei
Werten bis 1000 mg/l kann von einer sicheren Stabilisierung ausgegangen
werden und bei Konzentrationen von größer als 1000 bis 2500 mg/l spricht
man von einem bedingt bzw. mäßig stabilisierten Schlamm [ATV, 1996].
Tabelle 2-2:
Zusammensetzung von Biogas und spezifischen Gasmengen
[ROEDIGER ET AL., 1990]
Methan CH4
[Vol.-%]
Kohlendioxid CO2
[Vol.-%]
Spezifische Gasmenge
[Nm³/kg oTRabg.]
Kohlenhydrate 50 50 0,79
Fette 68 32 1,27
Proteine 71 29 0,70
Je nach Zusammensetzung des Substrates hat das durch den Vergärungsprozess
entstehende Faulgas unterschiedliche Anteile von Methan und Kohlendioxid.
Tabelle 2-2 enthält Angaben über die Zusammensetzung von Biogas
und über die spezifische Gasmenge beim Abbau von Kohlenhydraten, Fetten
und Eiweiß.
2.3 Prozessparameter des anaeroben Abbaus
Die Verfahrenstechnik bietet verschiedene Möglichkeiten der anaeroben Behandlung.
Sie basieren auf der Variation von vier Parametern:
• Substratfeuchte
• Fermentationstemperatur
• Kontinuität der Prozessführung
• Fermentationsstufe

Abschnitt I 8
Der Vollständigkeit halber sind die verschiedenen Varianten der Behandlung
hier aufgelistet, intensiv behandelt wird aber nur das in den Versuchen verwendete
und auf Kläranlagen gebräuchliche Verfahren der einstufigen Nassvergärung
mit (quasi-) kontinuierlicher Beschickung und ständiger Durchmischung
im mesophilen Bereich.
Substratfeuchte
Es wird zwischen Nass- und Trockenvergärung unterschieden. Bei der Trockenfermentation
wird das Substrat bei einem Trockenrückstand (TR) von 20 - 40 %
vergoren. Die Nassfermentation dagegen behandelt Substrate mit einem
Trockensubstanzgehalt von bis zu 15 % [Schön, 1994]. Da der Rohschlamm auf
Kläranlagen einen TR von etwa 5 % aufweist, werden die Versuche im Bereich
der Nassfermentation gefahren.
Fermentationstemperatur
Es werden zwei Temperaturbereiche, mesophil bei ca. 35 - 40 °C sowie thermophil
bei ca. 55 °C unterschieden. Im landwirtschaftlichen Bereich findet die
anaerobe Behandlung von Gülle teilweise noch im psychrophilen Bereich
statt, wo Temperaturen von ca. 15 - 20 °C vorherrschen. Faulbehälter auf
Kläranlagen werden in der Regel bei etwa 37 °C mesophil gefahren.
Im Temperaturbereich von 35 - 40 °C wird der den mesophilen Temperaturbereich
liebenden Methanbakterienspezies die Dominanz eingeräumt. Die anderen
Bakterienpopulationen (acetogene, hydrolysierende) können sich an alle
Temperaturbereiche adaptieren. Die Vorteile des mesophilen Fermentationsprozesses
liegen in der stabilen Prozessführung und dem geringen Prozessenergiebedarf.
Als Nachteil ist die fehlende Hygienisierung des Substrates zu nennen.
Kontinuität der Prozessführung
Die Beschickung der Fermenter kann kontinuierlich, quasikontinuierlich oder
diskontinuierlich (Batch-Betrieb) erfolgen.
Bei der kontinuierlichen Beschickung stellt sich im Fermenter ein Fließgleichgewicht
ein, so dass sich nur eine theoretische Aufenthaltszeit des Materials im
Behälter bestimmen lässt. Ständig fließt Substrat in den Fermenter ein, während
gleichzeitig über den Überlauf eine gleichgroße Menge verdrängt wird.
Eine quasikontinuierliche Beschickung in kurzen Zeitabständen bietet sich bei
geringen Faulbehältervolumina an, da sie verfahrenstechnisch besser zu

Abschnitt I 9
handhaben ist (Schwierigkeit, kleinste Mengen kontinuierlich zu beschicken).
Durch die Kontinuität der Prozessführung ergeben sich als Vorteile die gute
Durchmischung des Fermenterinhalts, günstige Automatisierungsmöglichkeiten
sowie eine ausgeglichene Faulgasproduktion. Nachteile stellen Störfälle
bei der automatischen Beschickung dar.
Einen weiteren Aspekt der Prozesskontinuität stellt die Durchmischung des
Faulbehälters dar. Eine Umwälzung kann kontinuierlich oder intermittierend
erfolgen. Die optimale Durchmischung wird über eine kontinuierliche Umwälzung
sichergestellt, dabei ist jedoch darauf zu achten, dass die Bakterienpopulationen
im Faulbehälter nicht durch zu große Scherkräfte oder Turbulenzen
beeinträchtigt werden. Die Durchmischung muss also schonend, aber auch
intensiv erfolgen [BÖHNKE ET AL., 1993].
Fermentationsstufe
Es besteht die Möglichkeit, den Vergärungsprozess einstufig oder unterteilt
nach den Reaktionsstufen ablaufen zu lassen, indem zum Beispiel die Hydrolyse
von der Methanisierung räumlich abgegrenzt wird. Bei dem hier angewandten
und auf Kläranlagen gebräuchlichen einstufigen Verfahren liegen die Vorteile
in der einfachen Verfahrensgestaltung und den geringeren Kosten, die
Nachteile aber darin, dass die einzelnen Fermentationsschritte nicht gezielt
gesteuert werden können [SCHÖN, 1994].
2.4 Genehmigungsrechtliche Situation
Die genehmigungsrechtliche Situation von Anlagen zur Co-Vergärung stellt
sich teilweise noch schwierig dar und wird je nach Bundesland unterschiedlich
gehandhabt. Dies erklärt daraus, dass grundsätzlich alle Kläranlagen dem
Wasserrecht unterliegen. Die Genehmigung zur Behandlung biogener Abfälle
erfolgt aber über das Abfallrecht. Daher stellt sich die Frage, ob eine Co-
Vergärung von biogenen Abfällen und Klärschlamm nach Kreislaufwirtschaftsund
Abfallgesetz oder nach Wasserhaushaltsgesetz genehmigt werden kann
[NISIPEANU, 2000].
Vor diesem Hintergrund wurde im Dezember 2001 vom Ministerium für Umwelt
und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen
(MUNLV) ein Merkblatt zur „Co-Fermentation von biogenen
Abfällen in Faulbehältern von Kläranlagen“ herausgegeben. Die Broschüre
entstand unter der Federführung des Landesumweltamtes in Zusammenar-

Abschnitt I 10
beit mit der gebildeten Arbeitsgruppe bestehend aus Vertretern von Behörden,
Instituten sowie Kläranlagenbetreibern [MUNLV, 2001].
Tabelle 2-3:
Positivlisten der für die Mitbehandlung in Faulbehältern geeigneten
Abfälle (MUNLV, 2001, verändert]
Positivliste Teil 1* Positivliste Teil 2*
Positivliste der verwertbaren
Abfallarten
Abfallschlüssel
Positivliste der verwertbaren
Abfallarten
Abfallschlüssel
Rückstände aus Maisherstellung,
Kartoffelstärkeherstellung
Melasserückstände
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Abfälle
(02 03 04)
Inhalt von Fettabscheidern
und Flotate
aus der Fleisch- und
Fischverarbeitung
Schlämme aus der
betriebseigenen Abwasserbehandlung
(02 02 04)
Schlamm aus der Speisefettfabrikation
Stärkeschlamm
Überlagerte Nahrungsmittel
aus der
Milchverarbeitung
Molke
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Stoffe
(02 05 01)
Überlagerte Nahrungsmittel
Rückstände aus der
Konservenfabrikation
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Abfälle
(02 03 04)
Überlagerte Nahrungsmittel
aus der
Back- und Süßwarenherstellung
Teigabfälle
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Stoffe
(02 06 01)
Überlagerte Genussmittel
Trester
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Stoffe
(02 07 04)
Obst-, Getreide-, und
Kartoffelschlempen
Schlamm aus Brennerei
Alkoholbrennerei)
Abfälle aus der Alkoholdestillation
(02 07 02)
Küchen- und Kantinenabfälle
Biologisch abbaubare
Küchen- und Kantinenabfälle,
getrennt
eingesammelte Fraktion
(20 01 08)
Malztreber, Malzkeime,
Malzstaub
Hopfentreber
Trub und Schlamm aus
Brauereien
Für Verzehr oder Verarbeitung
ungeeignete
Stoffe
(02 07 04)
Schlamm aus Weinbereitung
Hefe und hefeähnliche
Rückstände
Marktabfälle
Marktabfälle
(20 03 02)
* Abfallarten in Anlehnung an den Abfallartenkatalog
der Ländergemeinschaft Abfall
von 1990

Abschnitt I 11
Mit dem Merkblatt schafft das Land Nordrhein-Westfalen als erstes Bundesland
eine landeseinheitliche Grundlage für das Vorgehen bei der Genehmigung
von bestimmten Abfällen und Abfallgruppen zur Mitbehandlung in
Faulbehältern von kommunalen Kläranlagen und definiert somit die Rahmenbedingungen
für die Co-Vergärung sowohl für Behörden als auch Anwender.
Im ersten Teil des Merkblattes werden unter anderem die Mindestanforderungen,
die an die technische Auslegung der Kläranlagen zu stellen sind, definiert.
Darüber hinaus enthält das Merkblatt eine Auflistung der Abfälle, die für
eine Co-Fermentation in Faulbehältern prinzipiell geeignet sind bzw. deren
Mitbehandlung ökologisch sinnvoll ist (Tabelle 2-3).
Der zweite Teil enthält eine vom ifeu-Institut Heidelberg erstellte Ökobilanz.
Hier wurde eine Anzahl von Abfällen hinsichtlich ihrer ökologischen Sinnhaftigkeit
einer Mitbehandlung in Faulbehältern untersucht. Diese ergibt sich im
Vergleich zu den übrigen zur Verfügung stehenden Behandlungsalternativen
und in der Gegenüberstellung der jeweils wirkenden Umweltkriterien.
Im Rahmen der erforderlichen Genehmigungsverfahren sind nach dem Merkblatt
verschiedene Randbedingungen bzw. Voraussetzungen zu erfüllen.
Nachfolgend werden diese kurz beschrieben.
Rechtliche Voraussetzungen
Bei diesen Vorgaben handelt es sich um die Einhaltung der wasserrechtlichen
Anforderungen (Änderung der Anlagengenehmigung nach §58 Abs. 2 LWG
und Einleitungserlaubnis, Beachtung der Positivliste) und der abfallrechtlichen
Anforderungen (Beantragung einer Entsorgernummer für die jeweilige Kläranlage
und Führung eines vereinfachten Entsorgungsnachweises).
Nachweis der Stofflichen Anforderungen an das Co-Substrat
Vor Zugabe in den Faulbehälter müssen die biogenen Abfälle folgende Kriterien
zwingend erfüllen:
• das Co-Substrat befindet sich in einem pumpfähigen Zustand sein
• es muss vergärbar sein, das Co-Substrat muss störstofffrei sein,
• fetthaltige Materialien müssen ausreichend temperiert sein
• Fette müssen emulgierbar sein und
• das Co-Substrat ist hygienisch unbedenklich.

Abschnitt I 12
Daneben soll mittels einer Identifikationsanalyse sowie Voruntersuchungen
zum Faulverhalten überprüft und nachgewiesen werden, dass
• das Gemisch aus Klärschlamm und biogenen Abfällen in ausreichendem
Maße stabilisiert wird und der organische Anteil bezogen auf den Glühverlust
im biogenen Abfall größer als 50 % ist,
• die Abbaubarkeit des organischen Anteils (oTR) des Co-Substrats innerhalb
der Faulzeit mindestens 50 % beträgt,
• der biogene Abfall bei der Co-Vergärung mit mindestens 0,25 m 3 /kg oTRzu
zur Methanbildung beiträgt,
• die Rückbelastung der Kläranlage genau geprüft wird und
• dass die Schadstoffgehalte die in Tabelle 2-4 aufgeführten Werte nicht
überschreiten.
Tabelle 2-4:
Zulässige Schwermetall- und AOX-Gehalte für das Co-
Substrat (MUNLV, 2001)
Parameter Einheit Grenzwert nach MUNLV
AOX mg/kg TR 150
Chrom mg/kg TR 80
Nickel mg/kg TR 60
Kupfer mg/kg TR 120
Zink mg/kg TR 600
Cadmium mg/kg TR 2,0
Quecksilber mg/kg TR 1,0
Blei mg/kg TR 80
Nachweis der Technischen Anforderungen
Um biogene Stoffe in den Faulbehälter einer kommunalen Klärablage geben
zu können, hat der Anlagenbetreiber verschiedene Bedingungen bzw. Bereiche
zu klären und nachzuweisen. Hierzu zählt die Überprüfung der Kapazität
des Faulbehälters, der Faulgasnutzung und der Kläranlage, Schaffung bzw.
Ausweisung eines Anlieferung- und Annahmebereiches auf der Kläranlage,
Gewährleistung der Betriebssicherheit des anaeroben Stabilisierungsprozesses,
Berücksichtigung von potentiellen Lärm und Geruch, Ergänzung der Dienstund
Betriebsanweisungen.

Abschnitt I 13
Überwachung und Dokumentation
Im Betriebtagebuch sind die Überwachungsergebnisse der Kontrollen, denen
die angelieferten Abfallarten und –mengen nach dem Merkblatt „Co-
Fermentation von biogenen Abfällen in Faulbehältern von Kläranlagen“ unterliegen,
aufzuzeichnen.
Zusätzlich muss ein Nachweisbuch anlegt und verwaltet werden, um die Annahme
der Co-Substrate bzw. der Abfälle zu dokumentieren. Bestandteile der
Nachweisführung sind ebenfalls der zu führende Entsorgungsnachweis, die
Annahmeerklärung und Übernahmescheine.
Ökologische Bewertung
Die Co-Vergärung von Klärschlamm zusammen mit biogenen Abfällen unterliegt
der Durchführung einer Ökobilanz bzw. einer vereinfachten Ökobilanz.
Ausgenommen von einer ökobilanziellen Betrachtung sind nur die in Teil 1 der
Positivliste aufgeführten biogenen Abfälle.
3 Versuchsprogramm
Die Zielvorgaben des Forschungsvorhabens erforderten die Entwicklung eines
Versuchsprogramms, welches in den nachfolgenden Ausführungen dargestellt
wird.
3.1 Beurteilung Randbedingungen des Faulbehälterbetriebs
Zur Beurteilung der Ergebnisse der einzelnen Versuchsphasen und zur Kontrolle
des Faulprozesses bei Zugabe von Co-Substraten spielt die Betrachtung der
Bedingungen unter denen Faulanlagen betrieben wurden eine wichtige Rolle.
Die Randbedingungen des Faulbehälterbetriebs lassen sich über die Parameter
pH-Wert im Faulbehälter, Feststoffgehalt, Glühverlust, Faulraumtemperatur,
Verweilzeit und organische Raumbelastung charakterisieren.
Der Prozess der mesophilen Faulung verläuft in einem Temperaturbereich von
30 bis 40 °C und einem pH-Wert von 6 bis 8 stabil. Werte außerhalb dieser Bereiche
weisen demnach auf Störungen des anaeroben Abbaus hin (siehe
auch Kapitel 2.3, Seite 7).

Abschnitt I 14
Die Feststoffgehalte der Klärschlämme bzw. Substrate werden als Trockenrückstand
oder Trockensubstanzgehalt bezeichnet. SCHMELZ [2000] beschreibt,
dass der Feststoffgehalt verschiedene Einflüsse auf den Abbau in einem Anaerobreaktor
hat. Mit steigenden Feststoffgehalten des Substrates wird die
Konsistenz zunehmend dickflüssiger, das Fließverhalten schlechter und die
Raumbelastung des Reaktors steigt. Erreicht das Substrat eine derart hohe
Viskosität, dass keine ausreichende Durchmischung des Reaktorinhalts mehr
gewährleistet ist, muss von einer Unterversorgung der Bakterien mit Substrat
ausgegangen werden. In der Folge vermindern sich Feststoffabbau und spezifische
Gasproduktion. Auch wenn die Raumbelastung einen bestimmten
Wert übersteigt, sind die gleichen Auswirkungen zu verzeichnen. Das Substratangebot
ist zu hoch, um von den vorhandenen Bakterien vollständig
verwertet zu werden. Untersuchungen von KAPP [1984] zeigen hierzu, dass
Feststoffgehalte von bis zu 10 % in üblichen Faulbehältern keinen signifikanten
Einfluss auf die spezifische Gasproduktion haben.
Der Glühverlust quantifiziert die organischen Bestandteile des Materials. Daraus
kann der organische Trockenrückstand errechnet werden, der gleichzeitig
den abbaubaren Feststoffanteil des Materials darstellt.
Die Aufenthaltszeit und die organische Raumbelastung dienen bei der
Schlammbehandlung häufig als Bemessungsgröße für das Volumen eines
Faulbehälters. Die konventionelle Aufenthaltszeit liegt bei anaeroben Stabilisierungsanlagen
abhängig von der Kläranlagengröße zwischen 15 und 20 Tagen.
Kürzere Verweilzeiten führen zu einer Abnahme der acetat- und methanbildenden
Population durch Austrag, da diese Bakterien einem langsamen
Wachstum unterliegen. Die organische Raumbelastung setzt die Zulauffracht
der organischen Substanz in den Faulraum mit dessen Volumen in Beziehung.
In der Literatur [BÖHNKE ET AL., 1993] werden verschiedene Richtwerte
für die Faulraumbemessung (abhängig von Kläranlagengröße und Aufenthaltszeit)
angegeben. Je nach Trockenrückstand des Rohschlammes und Gehalt
an organischen Substanzen ergeben sich für übliche Schlammfaulungsanlagen
organische Raumbelastungen zwischen 1 und 2 kg oTR/(m³·d). Als
sicher gilt, dass die maximale Raumbelastung eines Faulbehälters nicht über
5 kg oTR/(m³·d) liegen sollte.

Abschnitt I 15
3.2 Beurteilung des anaeroben Abbauverhaltens
Für die Beurteilung des Prozesses der anaeroben Stabilisierung hinsichtlich des
Stabilisierungsgrades sind die Parameter Abbaugrad der organischen Substanz,
Gehalt an flüchtigen organischen Säuren, Biogasmenge und Biogaszusammensetzung
besonders geeignet [ROEDIGER ET AL., 1993].
3.2.1 Abbaugrad
Der Abbaugrad sowie die Menge des entstehenden Faulgases stehen in engem
Zusammenhang, da beim anaeroben biologischen Abbau das Endprodukt
Faulgas entsteht.
Zur Berechnung des Abbaugrades ist eine Bilanzierung der Frachten erforderlich,
aus der dann mit folgender Gleichung der Abbaugrad, beispielsweise für
die organische Substanz, ermittelt werden kann.
⎛ ZoTR
− AoTR
− ∆oTR
oTR
*100
Z ⎟ ⎞
η =
⎜
(Gleichung 3-1)
⎝
oTR ⎠
η
oTR
Abbaugrad der organischen Substanz % oTR
Z
oTR
Organische Feststofffracht im Zulauf pro Zeiteinheit kg oTRzul
A
oTR
Organische Feststofffracht im Ablauf pro Zeiteinheit kg oTRabl
∆
oTR
Zunahme der organischen Feststoffmasse im Faulbehälter kg oTR
Die Berechnung der Abbaugrade bezogen auf den Feststoffgehalt und den
chemischen Sauerstoffbedarf erfolgt analog.
Es gilt hierbei zu berücksichtigen, dass aufgrund der schwankenden Qualität
der Rohsubstrate und der relativ langen Aufenthaltszeiten in den Faulbehältern
die Bilanzen nur aussagekräftige Ergebnisse zum Abbaugrad liefern,
wenn sie über ausreichend lange Zeiträume erfasst werden.
VON KAPP [1984] wurden umfangreiche Versuche zum Abbaugrad der organischen
Substanz durchgeführt. Es wurde eindeutig nachgewiesen, dass die
Höhe des Abbaugrades von der Rohschlammzusammensetzung (Art und
Abbaubarkeit der organischen Substanz im Rohschlamm) und der Aufenthaltszeit
im Faulbehälter abhängig ist (Abbildung 3-1). Der Verlauf der
Ausgleichslinie in der Darstellung zeigt, dass bereits nach 10 Tagen
Aufenthaltszeit 75 bis 80 % des Abbaus erfolgt ist, der erst nach 50 Tagen
erreicht
wird. Kommunaler Mischschlamm erzielt bei konventionellen
Faulzeiten zwischen 20 und 25 Tagen einen Abbaugrad der organischen

Abschnitt I 16
25 Tagen einen Abbaugrad der organischen Substanz im Mittel von etwa
45 % [SCHMELZ, 2000].
Abbildung 3-1: Abbaugrad der organischen Substanz in Abhängigkeit von
der Faulzeit nach KAPP [1984], verändert
3.2.2 Gehalt an organischen Säuren
Der Gehalt bzw. der Anteil an organischen Säuren im Ablauf des Faulbehälters
gibt einen Hinweis auf die erreichte Stabilisierung des Klärschlammes.
Ist ein Anstieg der Konzentration an Fettsäuren im Ablauf zu verzeichnen, so
muss von einer Überlastung oder einer Hemmung des anaeroben Abbauprozesses
ausgegangen werden. Die erhöhte Konzentration an organischen Säuren
im Faulschlamm weist auf eine verminderte Aktivität der methanbildenden
Bakterien hin, hervorgerufen durch eine Inhibierung der letzten beiden
Stufen des anaeroben Abbaus (acetogene und methanogene Phase).
Wenn der Gehalt an organischen Säuren im Faulschlamm < 100 mg/l entspricht,
bezeichnet man den ausgefaulten Schlamm als sehr gut ausgefault
bzw. vollstabilisiert (siehe auch Kapitel 2.1, Seite 3).

Abschnitt I 17
3.2.3 Biogasmenge und –qualität
Die produzierte Biogasmenge und -zusammensetzung ist neben der Aufenthaltszeit
auch von der Klärschlammzusammensetzung abhängig. Tabelle 2-2
(Kapitel 2.1, Seite 7) verdeutlichte bereits, dass die spezifische Gasmenge
durch den Abbau von Kohlenhydraten, Fetten sowie Eiweißen bestimmt wird
Die Qualität des Biogases wird durch die Anteile von Methan und Kohlendioxid
definiert. Die Bestimmung der Gasqualität erfolgt über die Gaszusammensetzung
und den Heizwert.
Bei zusätzlicher Zugabe von biogenen Abfällen bzw. organischer Masse zum
Faulbehälter ist insgesamt von einer vermehrten Biogasproduktion und ggf.
von einer Veränderung in der Faulgaszusammensetzung (Methangehalt,
Schwefelwasserstoffgehalt) auszugehen.
Der Energiegehalt bzw. Heizwert des Faulgases wird aus dessen brennbaren
Bestandteilen bestimmt und zeigt, wie viel Energie bei der Verbrennung freigesetzt
wird. Brennbare Komponenten des Faulgases sind Methan (CH4) und
Wasserstoff (H2), außerdem Schwefelwasserstoff (H2S).
H u
* N
H = Gas
(Gleichung 3-2)
100
H Heizwert aus Anteil des Gases am Faulgas MJ/Nm 3
H
u
unterer Heizwert des Gasbestandteils MJ/Nm 3
N
Gas
prozentualer Anteil pro Kubikmeter Faulgas Vol.-%
Der Gehalt an Schwefelwasserstoff (H2S) ist im Faulgas normalerweise sehr gering
und wird daher vernachlässigt. Bei der Mitbehandlung von Co-
Substraten mit hohem Schwefelanteil ist eine erhöhte Schwefelwasserstoffproduktion
bzw. ein Rückgang der Methanproduktion möglich. Die Auswirkungen
können eine Hemmung der anaeroben Abbauprozesse und eine auftretende
Siloxanproblematik im Bereich der Faulgasverwertung sein [ATV,
2002]. KROISS [1986] empfiehlt diesbezüglich die biogenen Abfälle vor der Zugabe
zum Faulbehälter einer entsprechenden Abschätzung zu unterziehen.
Am einfachsten lässt sich jedoch die Gefahr einer H2S-Hemmung durch
Überwachung der H2S-Gehalte im Faulgas erkennen. Bereits bei mehr als 2 %
H2S im Gas muss mit einer einsetzenden Hemmung gerechnet werden. Nach
einigen Herstellern ist bis zu einer Konzentration von < 250 mg/Nm³ H2S ein
uneingeschränkter BHKW-Betrieb möglich.

Abschnitt I 18
Die Gasmenge wurde in den halbtechnischen Versuchen mittels Trommelgaszähler
ermittelt. In den großtechnischen Versuchen wurde die Biogasproduktion
über eine thermische Massendurchflussmessung erfasst.
3.3 Beurteilung der Entwässerungseigenschaften
Die Entwässerung kennzeichnet einen wichtigen Verfahrensschritt der
Schlammbehandlung hinsichtlich Erreichung von möglichst hohen Trockensubstanzgehalten.
Damit verbunden ist die weitestgehende Volumenreduzierung
durch Abtrennung eines Großteils des Schlammwassers sowie die Verbesserung
der Festigkeitseigenschaften der Klärschlämme.
Die Entsorgung der Klärschlämme ist mit relativ hohen Kosten verbunden und
richtet sich nach dem angestrebten Entsorgungsweg und dem Entwässerungsgrad
richtet, die die Kläranlage verlässt [SCHMELZ, 2000].
SCHMELZ [2000] beschreibt, dass sich durch Zugabe der biogenen Abfälle zum
Faulprozess die Zusammensetzung und Struktur des Faulschlammes sowie die
Entwässerungseigenschaften verändern. Die Mitbehandlung von fetthaltigen
Substraten kann zu einer Verschlechterung der Entwässerbarkeit beitragen
[WENDLER, 1997].
Bei der Beurteilung der Entwässerungseigenschaften stellen zu betrachtende
Aspekte der spezifische Filtrationswiderstand, der erreichte Endfeststoffgehalt
und dafür erforderliche Einsatz an Konditionierungsmitteln dar.
Der Spezifischer Filtrationswiderstand gilt als Maß für die Entwässerbarkeit von
Faulschlämmen. Je niedriger der Filterwiderstand liegt, desto besser ist die
Entwässerbarkeit des Schlammes. Dies gilt aber nur für die Betrachtung eines
einzelnen Schlammes über einen bestimmten Zeitraum hinweg. Die Ermittlung
des Filterwiderstands erfolgte nach einer Hausmethode von EG/LV.
Zunächst wurde in einen Druckbehälter ein Filterpapier eingelegt und anschließend
100 ml des ausgefaulten Schlammes in den Behälter eingefüllt. Im
danach verschlossenen Druckbehälter erfolgt mittels eines Kompressors ein
Druckaufbau von 8 bar. Über einen Ablaufschlauch gelangte dann Filtratwasser
in ein auf einer Waage stehendes Auffanggefäß (Abbildung 3-2).

Abschnitt I 19
Sobald erstes Filtratwasser in das Gefäß tropfte, wurde eine Stoppuhr gestartet
und dann über einen Zeitraum von 50 Minuten alle 5 Minuten das Gewicht
des bis dahin aufgefangenen Wassers
notiert. Mithilfe des Trockenrückstandes der
Probe und der Raumtemperatur ließ sich der
Filterwiderstand ermitteln.
Die Entwässerbarkeit des Schlamms wurde
über Versuche an der halbtechnischen
Kammerfilterpresse ermittelt. Der
Filterkuchen wurde bei 105 °C getrocknet
und danach der durch die Entwässerung
erreichte Trockenrückstand des Filterkuchens
bestimmt.
Abbildung 3-2:
Apparatur zur Bestimmung des Filterwiderstandes
Um die Entwässerbarkeit zu verbessern, kann der Faulschlamm vor dem Entwässerungsvorgang
konditioniert werden. Konditionierungsmittel sind zum einen
strukturreiche Materialien wie Sägespäne, die die Qualität des Filterkuchens
positiv beeinflussen, zum anderen
Flockungshilfsmittel (FHM), die eine Verbindung
der Feststoffteilchen zu Flocken
bewirken. Flockungshilfsmittel bestehen
aus langkettigen Kohlenstoffverbindungen
(Polymeren).
Ein Schema des Entwässerungsablaufs ist
in Abbildung 3-3 dargestellt.
Abbildung 3-3:
Schema der Entwässerungsversuche
[Schmelz, 2000]
Die Versuchskammerfilterpresse wurde über eine Exzenterschneckenpumpe
aus einem Vorlagebehälter mit Rührwerk beschickt und entwickelte den erforderlichen
Druck von 8 bar für die Entwässerung. Die Steuerung des Drucks
erfolgte über eine Reglereinheit oder manuell. Abbildung 3-4 zeigt die Reglereinheit
sowie die Pumpe der Kammerfilterpresse.

Abschnitt I 20
Abbildung 3-4:
Pumpe sowie Steuer- und Regeleinheit
der Kammerfilterpresse
Abbildung 3-5:
Filterkammer und Vorlagebehälter
der Versuchspresse
Von mehreren Kammern der Versuchskammerfilterpresse wurde nur eine genutzt,
da die geringen Schlammmengen eine Nutzung mehrerer Kammern
nicht zuließen. Eine Kammer besaß die Maße 27x27 cm. Zwischen den Filterplatten
konnten unterschiedlich dicke Filterrahmen eingesetzt werden, es
wurde aber einheitlich ein Filterrahmen mit einer Dicke von 30 mm verwendet.
Wie in Abbildung 3-5 zu sehen, waren zwischen Rahmen und Filterplatte Filtertücher
angeordnet, die über eine Druckspindel abgedichtet wurden.
Mittels einer zentralen Bohrung wurde die Filterkammer mit Schlamm beschickt.
Damit das Filtratwasser gut abfließen konnte, war die Filterplattenfläche
mit Rillen versehen. Im unteren Plattenrand befand sich eine weitere Bohrung,
über die das Filtrat nach außen abfließen konnte. Es wurde in einem Behälter
aufgefangen und die anfallende Menge bezogen auf die Zeit bestimmt.

Abschnitt I 21
3.4 Beurteilung der Rückbelastung
Das bei der Entwässerung ausgefaulter Klärschlämme abgetrennte Wasser
wird zumeist wieder in den Zulauf der Kläranlage eingeleitet und verursacht
dadurch Rückbelastungen zur Kläranlage. Insgesamt betrachtet, beträgt die
CSB-Rückbelastung aus dem Schlammwasser bezogen auf die Zulauffracht
der Kläranlage etwa 3 %, bei der Stickstoffrückbelastung sind es ca. 15 %
[SCHMELZ, 2000].
Durch die Mitbehandlung von biogenen Abfällen darf die Erhöhung der Rückbelastung
keinesfalls so groß sein, dass die Behandlungskapazität der Kläranlage
überschritten und eine Einhaltung der Ablaufgrenzwerte nicht mehr
gewährleistet ist. Besonders die Veränderungen beim Parameter TKN durch
die Co-Substratzugabe unterliegen einer genauen Beobachtung [SCHMELZ,
2000].
Das während der Entwässerungsversuche anfallende Schlammwasser wurde
in einer Filtratwasseranalyse auf seinen Gehalt an CSB, Ammonium (NH4-N),
Gesamt-Phosphat (Pges), organischem Stickstoff (org. N) und abfiltrierbaren
Stoffen hin untersucht. Aus diesen Werten können Aussagen über die zu erwartende
Rückbelastung der Kläranlage getroffen werden.
3.5 Beurteilung Produktqualität
Bei der Co-Vergärung unterliegen das Co-Substrat als Ausgangssubstanz sowie
der ausgefaulte Schlamm als Endprodukt einer qualitativen Beurteilung,
die in der Untersuchung nach Klärschlammverordnung (AbfKlärV) und einer
Nährstoffanalyse gekennzeichnet ist.
Ausgangssubstanz
Das Co-Substrat muss den stofflichen Anforderungen nach dem „Merkblatt
zur Co-Fermentation von biogenen Abfällen in Faulbehältern von Kläranlagen“
[MUNLV, 2001] genügen und wird deshalb einer Untersuchung nach
Klärschlammverordnung (AbfKlärV) unterzogen. Die hierzu in Tabelle 2-4 (siehe
auch Kapitel 2.1, Seite 12) aufgeführten zulässige Schwermetall- und AOX-
Gehalte für das Co-Substrat dürfen nicht überschritten werden.
Für die Ausgangssubstanzen wurde zusätzlich einmalig eine Nährstoffanalyse
(CNS-Analyse) durchgeführt, bei der die Gehalte an Kohlenstoff (C), Stickstoff
(N) und Schwefel (S) bestimmt wurden.

Abschnitt I 22
Endprodukt
Das Endprodukt aus der Co-Vergärung besitzt hinsichtlich einer landwirtschaftlichen
Verwertung häufig eine bessere Produktqualität als reiner Faulschlamm,
da biogene Abfälle in der Regel insgesamt niedriger mit Schadstoffen
belastet sind als Klärschlämme und einige Pflanzennährstoffe enthalten,
die im Klärschlamm fehlen. Die Anwendung dieses Klärschlammproduktes aus
der Co-Vergärung in der Landwirtschaft setzt die Einhaltung der Schadstoffgrenzwerte
nach Klärschlammverordnung [ABFKLÄRV, 1992] voraus (Tabelle
3-1).
Tabelle 3-1:
Schadstoffgrenzwerte nach Klärschlammverordnung
(AbfKlärV)
Parameter Einheit Grenzwert nach AbfKlärV
AOX mg/kg TR 500
Chrom mg/kg TR 900
Nickel mg/kg TR 200
Kupfer mg/kg TR 800
Zink mg/kg TR 2000/2500*
Cadmium mg/kg TR 5/10*
Quecksilber mg/kg TR 8
Blei mg/kg TR 900
* Grenzwert abhängig von Art und pH-Wert des Bodens, auf den die Aufbringung geplant ist
Bei den Untersuchungen nach Klärschlammverordnung (AbfKlärV) wurde der
Gehalt an Nährstoffen, Schwermetallen, adsorbierbare organische Halogenverbindungen
(AOX), extrahierbare organisch gebundene Halogene (EOX)
und organischen Spurenstoffen bestimmt. Zu den untersuchten Nährstoffen
gehörten Stickstoff, Ammonium, Phosphor, Kalium, Calcium und Magnesium.
Bei der Analyse der Schwermetalle wurden Chrom, Nickel, Kupfer, Zink, Cadmium
und Quecksilber erfasst.
Dazu ist anzumerken, dass sich bei fetthaltigen Substraten die AOX-Analytik
äußerst schwierig gestaltet, da die Analysemethode für fetthaltige Substrate
nicht geeignet ist (mündliche Mitteilung der Abteilung Chemie EG/LV). Inwieweit
die hierzu gemessenen Werte verlässlich sind ist unklar. Deshalb wurde
in großtechnischen Untersuchungen auf den Parameter EOX ausgewichen.

Abschnitt I 23
Ausgewertet werden im Rahmen des Forschungsvorhabens nur die Angaben
zum Gehalt an Schwermetallen, AOX und EOX sowie die Nährstoffanalysen
zum ausgefaulten Produkt.
3.6 Gesamtüberblick Analyseverfahren
Tabelle 3-2:
Gesamtüberblick Analyseverfahren
Parameter Einheit Verwendete Analyseverfahren
Zu- und Ablaufmengen V l/d Pumpenlaufzeiten
pH-Wert / DIN 38404-C5
Temperatur T °C Thermometer
Trockenrückstand TR
Glühverlust GV
%, g/l
%
DIN 38414-S2-7.1
DIN 38414-S3
Chemischer Sauerstoffbedarf vom Filtrat,
CSBfil
mg/l DIN 38409-H41
Organische Säuren mg/l DIN 38414-S19
AbfKlärV
adsorbierbare org. Halogenverbindungen AOX
extrahierbare org. gebundene Halogene EOX
Polychlorierte Kohlenwasserstoffe PCB
Schwermetalle
Nährstoffe
Kohlenstoff-Stickstoff-Schwefel-Verhältnis
mg/kg TR
mg/kg TR
mg/kg TR
mg/kg TR
% wf
% TR
DIN 38414-S18
DIN 38414-S17
DIN EN 1483 (E12-3)
DIN 38406-E22; DIN EN 1483 (E12-3)
DIN 38406-E22
Hausverfahren EG/LV
CNS 2000
Gastemperatur
Lufttemperatur
°C Thermometer
Gasmenge
Gaszusammensetzung
Methan CH4
Kohlendioxid CO2
Wasserstoff H2
Schwefelwasserstoff H2S
l/d
Vol%
Vol%
Vol%
ppm
Trommelgaszähler,
Thermische Massendurchflussmessung
Orsat-Analyse
Gaschromatograph einschließlich
Wärmeleitfähigkeitsdetektor (WLD)
Heizwert Gas KJ/m³ Berechnet
Spezifischer Filtrationswiderstand r 10 12 cm -2 Hausverfahren EG/LV
Entwässerbarkeit % TR Versuchskammerfilterpresse
Filtratwasser
Abfiltrierbare Stoffe
Chemischer Sauerstoffbedarf CSB
Ammonium-Stickstoff NH4-N
Organischer Stickstoff org.N
Gesamtphosphor Pges
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
mg/l
DIN 38406
DIN 38409-H41
DIN EN ISO 11732-(E23)
DIN EN 38406-E22
anlog. DIN EN 1189 (D11)

Abschnitt I 24
Die verwendeten Analysenverfahren sind in Tabelle 3-2 aufgeführt.
Der Großteil der Untersuchungen wurde in den Laboratorien der Emschergenossenschaft
nach DIN- bzw. standardisierten Verfahren durchgeführt. Die
Bestimmung einfacher Schlammparameter (z.B. TR, GV, pH, Temperatur) erfolgte
im Labor der Versuchsstation auf dem Klärwerk Emschermündung, wo
sich auch die Versuchsanlagen im halbtechnischen Maßstab befanden. Mit
den Untersuchungen nach AbfKlärV wurden zum Teil externe Labore bzw. Institute
beauftragt.
4 Versuchsbetrieb
4.1 Beschreibung der Versuchsanlagen
4.1.1 Pilotanlage im halbtechnischen Maßstab
Linie 1: Klärschlammfaulung
37°C
500 l
zur Entwässerung
(zeitweise)
Rohschlammvorlage
Faulbeh älter
Probenvorlage
Linien 2 bis 4: Co-Vergärung von Klärschlamm und Substrat
500
37°C
bzw.
1000 l
zur Entwässerung
(zeitweise)
Rohschlamm und Co -Substratvorlage
Faulbeh älter
Probenvorlage
die im Parallelbetrieb betrieben wurden. Alle Straßen bzw. Linien (Linie 1 = Klär-
Versuchs-
Kammerfilterpresse
Konditionierung (Poly,
Strukturmaterial)
zur Kl äranlage
Filtratvorlage
Filterkuchen
Mischbehälter
Faulschlamm
Faulschlamm mit
Co- Substrat
Abbildung 4-1: Schematische Darstellung der Versuchsfaulanlagen [nach
SCHMELZ, 2000]
Die halbtechnische Versuchsanlage bestand aus vier Versuchsfaulanlagen,

Abschnitt I 25
schlammfaulung, Linie 2 bis 4 = Co-Vergärung) verfügten prinzipiell über den
gleichen Aufbau.
Die Abbildung 4-1 und Abbildung 4-2 zeigen die nachfolgend beschriebenen
Faulanlagen.
Jede Linie bestand jeweils aus einem
Vorlagebehälter mit Rührwerk, einer regelbaren
Exzenterschneckenpumpe, einem
beheizbaren Faulbehälter mit einem Volumen
von 510 bzw. 1000 l incl. Rührwerk,
Thermometer und Gasuhr.
Nach dem Faulprozess gelangte der
ausgefaulte Schlamm in die
Ablaufsammelbehälter und anschließend
(zeitweise) zur Konditionierung und Entwässerung.
Abbildung 4-2:
Versuchsfaulanlage
Zur Verminderung der Geruchsemissionen waren die Vorlage- und Ablaufsammelbehälter
abgedeckt. Der Vorlagebehälter war zusätzlich mit einem
Rührwerk ausgestattet, damit eine gute Durchmischung des Rohschlammes
und Co-Substrates eine Verhinderung von Sedimentationsprozessen gewährleistet
werden konnte.
Die Inhalte aus den Vorlagebehältern wurden mit Hilfe von Exzenterschneckenpumpen
in den Faulbehälter gepumpt. Der Pumpvorgang erfolgte quasi-kontinuierlich,
d.h. die Pumpen förderten alle 4 Stunden einige Minuten in
die Faulbehälter. Die Förderzeiten und somit Fördermengen waren so eingestellt,
dass sich eine Aufenthaltszeit von 20 Tagen im Faulbehälter ergab.
Die Temperatur von ca. 37°C wurde über einen Heizdraht an der Außenwand
unter der Wärmeisolierung des Fermenters erreicht und über einen Regelkreis
gesteuert. Diese Rückkopplung realisierte konstante Verhältnisse im System.
Bei einem Abfall der Temperatur erfolgte eine automatische Korrektur der
Faulraumtemperatur auf den eingestellten Wert von 37°C.
Das Faulgas, das im Faulbehälter entstand, entwich am Behälterdeckel über
einen Kiesfilter (verhinderte den Austritt von eventuell vorhandenen
Schaum), eine Kondensatfalle und danach durch die Gasuhr. Die Gasproduk-

Abschnitt I 26
tion jedes Faulbehälters wurde über das Betriebsüberwachungssystem (BÜS)
ständig online aufgezeichnet, so dass Störungen im Betriebsablauf (durch Verstopfungen
o.ä.) bereits nach kurzer Zeit festgestellt und behoben werden
konnten.
Die Entwässerungsversuche fanden auf einer Versuchskammerfilterpresse
statt (siehe auch Kapitel 3.3, Seite 18).
4.1.2 Pilotanlage im großtechnischen Maßstab
Für die Durchführung des Projektes wurde die Kläranlage Schermbeck ausgewählt,
weil sie trotz ihrer relativ kleinen Ausbaugröße über alle Einrichtungen
verfügt, die für das geplante Untersuchungsprogramm notwendig waren.
Die Anlage gehört zum Lippeverband und ist nahe der Lippe zwischen
Dorsten und Wesel gelegen (Abbildung 4-3). Die Anlagenkapazität beträgt
ca. 17.000 Einwohnerwerte (EW).
Abbildung 4-3: Kläranlage Schermbeck
Der biologische Reinigungsteil besteht aus einer Kaskaden-Denitrifikation mit
vorgeschaltetem Anaerobbecken zur biologischen Phosphorelimination. Für
die Stabilisierung des Rohschlammes sind zwei Faulbehälter mit je 600 m³ Fassungsvermögen
vorhanden. Die beiden Faulbehälter können getrennt be-

Abschnitt I 27
schickt werden und sind beide mit einer Gasmengenmessung ausgestattet.
Ein Parallelbetrieb der beiden Faulbehälter war daher sehr einfach zu realisieren.
Auf der Anlage befindet sich ein BHKW mit der elektrischen Leistung von
55 kW, welches die Verstromung aller anfallenden Gasmengen gewährleistet.
Die Beschickung beider Faulbehälter sah ein Gemisch aus Primär- und Überschussschlamm
vor, wobei ein Faulbehälter zusätzlich mit Co-Substrat befrachtet
wurde.
Die Co-Substrate wurden per LkW bzw. Tankwagen angeliefert und in der Fäkalannahmestation
der Kläranlage zwischengespeichert. Der Fäkalannahmeschacht
wurde während der Versuche als Substratschacht verwendet und
zusätzlich mit einem
Rührwerk
ausgestattet.
Das Rührwerk diente zur
Homogenisierung
der
Substrate. Weiterhin war es
möglich, Brauchwasser in
den
Speicherbehälter
zuzudosieren, um so ein
pumpfähiges Co-Substrat-
Wasser-Gemisch zu erzeugen
(Abbildung 4-4).
Abbildung 4-4:
Rührwerk im Speicher
Nach dem Faulprozess gelangt der ausgefaulte Schlamm in die Faulschlammsilos
und wird anschließend zur Konditionierung und Entwässerung zu einer
anderen Kläranlage des Lippeverbandes transportiert bzw. direkt in der
Landwirtschaft verwertet. Im Rahmen des Forschungsprojektes wurden parallel
dazu regelmäßig Entwässerungsversuche auf der Versuchskammerfilterpresse
durchgeführt.

Abschnitt I 28
Fäkalannahmeschacht wird während des
Versuchsbetriebes der Co-Vergärung zur Annahme und
Speicherung des Co-Substrates verwendet.
Beschickung Faulbehälter 2 mit
Rohschlamm und Co-Substrat.
Abbildung 4-5: Fließbild der Kläranlage Schermbeck mit dem Weg der Co-
Substrate während der Versuchsphase
In Abbildung 4-5 wurde der Fließweg der Co-Substrate auf der Kläranlage
während der Versuchsphase gekennzeichnet.
4.2 Charakterisierung der eingesetzten Klärschlämme und biogenen Abfälle
Da kommunale biogene Abfälle aus der getrennten Sammlung (‘Braune Tonne’)
eine relativ umfangreiche Aufbereitungstechnik mit hohen Investitionskosten
erfordern, wurden im Forschungsvorhaben nur flüssige bis pastöse biogene
Abfälle eingesetzt, die nur ein Minimum an Aufbereitung bedürfen. Es
kamen solche biogenen Abfälle zur Anwendung, für die auf dem Entsorgungsmarkt
ein relativ großes Potential vorhanden ist. Hierbei sind insbesondere
biogene Abfälle aus dem Bereich der Lebensmittelindustrie bzw. Gaststätten
und Großküchenbetrieben zu verstehen.

Abschnitt I 29
Die Ausgangsstoffe zur Co-Vergärung waren Rohschlamm, Speiseabfälle aus
Kantinen und Großküchen, Fettabscheiderinhalte sowie Flotatschlamm aus
der Lebensmittelindustrie.
Zunächst wurden mit den Co-Substarten Versuche im halbtechnischen Maßstab
durchgeführt. In der sich anschließenden großtechnischen Versuchsphase
wurden zwei zuvor getestete Co-Substrate ausgewählt und direkt in den
Faulbehälter des Versuchsanlage Schermbeck in den Faulbehälter gegeben.
Hierbei handelte es sich um Fettabscheiderinhalte und fetthaltige Flotatschlämme
(Tabelle 4-1).
Tabelle 4-1:
Eingesetzte Klärschlämme und Co-Substrate
Halbtechnische Versuche
Versuchsstation Klärwerk Emschermündung
Rohschlamm Klärwerk Emschermündung
Speiseabfälle
Fettabscheiderinhalte
Flotatschlamm
Großtechnische Versuche
Kläranlage Schermbeck
Rohschlamm Kläranlage Schermbeck
Fettabscheiderinhalte
Flotatschlamm
4.2.1 Klärschlamm und Co-Substrate
Rohschlamm Klärwerk Emschermündung
Der in den halbtechnischen Versuchen verwendete Klärschlamm setzte sich
aus einer Mischung von Überschussschlamm und Vorklärschlamm zusammen.
Auf dem Klärwerk Emschermündung werden die eingedickten Rohschlämme
vor der Beschickung der Faulbehälter in großen Vorlagebecken gemischt. Der
für die Versuche benötigte Schlamm wurde direkt aus den Mischbecken herausgepumpt.
So wurde sichergestellt, dass die Versuchsbedingungen in diesem
Punkt mit den Prozessen auf der Kläranlage identisch sind.
Rohschlamm Kläranlage Schermbeck
In den großtechnischen Versuchen handelte es sich um den Rohschlamm der
Versuchsanlage, der Kläranlage Schermbeck.
Bevor der Überschussschlamm zusammen mit dem Primärschlamm in den beiden
Faulbehältern der anaeroben Stabilisierung unterlag, wurde er in einem
statischen Eindicker eingedickt. Beide Volumenströme der Rohschlämme teil-

Abschnitt I 30
ten sich zu gleichen Teilen auf die beiden Faulbehälter auf, wobei einer der
Faulbehälter zusätzlich mit Co-Substrat gespeist wurde.
Speisereste
Die Speisereste (Abbildung 4-6) wurden
von einer Fachspedition aus Dortmund
geliefert. Es handelte sich um
Kantinenabfälle und Reste aus
Großküchen, die in flüssiger Phase vorlagen
und abgesiebt werden mussten,
um grobe Störstoffe wie z.B. Knochen
auszusondern.
Abbildung 4-6:
Speisereste
In den letzten Wochen des halbtechnischen Versuchsbetriebes waren die
Speiseabfälle mit Fetten versetzt, die sich im Faulbehälter nicht abbauen ließen.
Das führte zum Aufschwimmen von Fettkugeln (von im Mittel 1 cm
Durchmesser) im Fermenter (Abbildung 4-7), was aber erst nach Ende der Versuche
bemerkt wurde.
Von einer Anwendung der Speiseabfälle
im großtechnischen Maßstab
wurde nach Beendigung der Vorversuche
aufgrund der umfangreichen
Aufbereitung und der Fettkugelproblematik
abgesehen.
Abbildung 4-7:
Fettkugeln der Linie 2, nach Versuchsende
direkt dem Faulbehälter
entnommen
Fettabscheiderinhalte
Die Fettabscheiderinhalte wurden in den ersten Wochen der Vorversuche von
einer Rohrreinigungsfirma aus Oberhausen geliefert. Leider stellte sich heraus,
dass diese Fettabscheiderinhalte (Abbildung 4-8), Rückstände aus Schlachtereien
und Metzgereien, sich nur ungenügend für eine Co-Vergärung eigneten.
Da der sehr geringe Feststoffanteil von unter 2 % TR hauptsächlich zu einer
Verdünnung des Klärschlamms nicht aber zu einer Erhöhung der Gasproduktion
oder zu einem verbesserten Abbau der organischen Substanz führte.

Abschnitt I 31
Abbildung 4-8:
Fettabscheiderinhalte
Abbildung 4-9:
Frittierfett
Abbildung 4-10:
Fettkugeln aus dem Frittierfett, direkt
dem Faulbehälter entnommen
Abbildung 4-11:
Fettschlamm
Daher erfolgte nach einem Zeitraum von vier Wochen die Umstellung auf Frittierfett.
Dieses wurde in einem Zeitraum von zwei Wochen eingesetzt, war
aber auch ungeeignet für die Co-Vergärung.
Die Mikroorganismen im Faulbehälter konnten das in Abbildung 4-9 gezeigte
Frittierfett nicht aufspalten und verarbeiten. Obwohl das Fett vor dem Einmischen
in den Klärschlamm erwärmt und verflüssigt wurde, bildete es Kugeln
(von im Mittel 1 cm Durchmesser), die oben im Faulbehälter aufschwammen
und dort abgeschöpft werden mussten (Abbildung 4-10).
Danach (ab Mitte Phase 2) wurden dann Fettabscheiderreste (Abbildung
4-11) aus der Aufbereitungsanlage einer Spezialfirma aus Essen verwendet.

Abschnitt I 32
Diese Fettschlämme waren gut abbaubar und verträglich, so dass sie für den
verbleibenden halb- und großtechnischen Versuchszeitraum eingesetzt wurden.
Die pastöse Konsistenz des Fettschlamms führte zu Schwierigkeiten bei der
Abmessung der Mengen für den Zulauf. Zudem wurde im Vorlagebehälter eine
Entmischung von Klärschlamm und Fettschlamm beobachtet. Das Co-
Substrat schwamm dann in Form von Fettkugeln auf. Daher konnte der Faulbehälter
nicht immer mit einer gleichmäßigen Vorlagemischung beschickt
werden.
Flotatschlamm
Der Flotatschlamm (Abbildung 4-12)
wurde von einer Firma der Lebensmittelproduktion
bezogen und fiel dort in der
betriebseigenen Abwasservorbehandlungsanlage
an. Es handelte sich um ein
homogenes, flüssiges Material, welches
sich sehr gut verarbeiten ließ.
Abbildung 4-12: Flotatschlamm
Die Substratlieferungen in den ersten zwei Monaten des Versuchszeitraums
wiesen einen relativ hohen Fettanteil auf, so dass vor dem Einmischen in den
Klärschlamm das Substrat erwärmt wurde. Diese Erwärmung sollte zu einer
besseren Vermischung und zur Anbindung kleinster Fetttröpfchen an die Feststoffpartikel
des Schlamms führen. Die Vergrößerung der Angriffsfläche sollte
eine bessere Abbaubarkeit des Substrats zur Folge haben. Bei späteren Lieferungen
wurde von einer Erwärmung abgesehen, da kein positiver Einfluss auf
den biologischen Abbau festgestellt werden konnte. Zudem hatte der Fettgehalt
der Substratlieferungen augenscheinlich abgenommen.
In den nachfolgenden Versuchen im großtechnischen Maßstab wurde dieses
Co-Substrat ebenfalls eingesetzt.
4.2.2 Produktqualität der Ausgangssubstrate
In den nachstehenden Ausführungen werden einige der Analysendaten zur
Beschaffenheit der Klärschlämme und Co-Substrate vorgestellt. Dies sind Aussagen
über den Anteil an Trockensubstanz im Substrat, den abbaubaren organischen
Anteil, den Schwermetallgehalt der Ausgangssubstrate sowie die

Abschnitt I 33
Ergebnisse der Nährstoffanalyse, die für die Co-Substrate durchgeführt wurden.
4.2.2.1 Halbtechnische Versuche
Trockensubstanz und organischer Anteil
Die Substrate waren je nach Lieferung sehr unterschiedlich in ihrem Gehalt an
Trockenmasse (Tabelle 4-2). Die Speisereste hatten einen TR-Anteil zwischen 6
und 23 % (im Mittel 12,8 %), während der Flotatschlamm zwischen etwa 7 und
35 % TR variierte. Die Fettabscheiderreste lagen zwischen 20 und ca. 65 %. Im
Vergleich dazu waren die Werte des Klärschlamms mit etwa 5 % sehr viel niedriger.
Tabelle 4-2:
TR und oTR-Gehalte der Substrate sowie Glühverluste
Substrat
Klärschlamm
Co-Substrate
Mischschlamm Speiseabfälle Fettabscheider Flotatschlamm
TR
[%]
3,6-7,6
Mittel: 5,0
5,9-23,0
Mittel:12,8
20,9-65,5
Mittel: 56,4
6,5-34,9
Mittel: 20,8
GV
[%]
50,5-65,1
Mittel: 59,6
81,4-94,9
Mittel:90,1
88,2-97,7
Mittel: 96,0
94,6-98,2
Mittel:97,0
oTR
[g/l]
19,5-39,3
Mittel: 29,9
51,8-218,0
Mittel:117,5
184,0-642,2
Mittel: 548,0
61,6-341,9
Mittel: 202,7
Bei der Betrachtung des Glühverlustes fällt auf, dass dieser beim Klärschlamm
bei etwa 60 % lag, bei den Co-Substraten aber sehr viel höher angesiedelt
war. Der Organik-Anteil lag bei den Co-Substraten zwischen 80 nahezu 100 %.
Der nicht abbaubare Anteil im Zulauf zum Faulbehälter wurde daher durch
die Beimischung von Co-Substrat kaum erhöht.
Schwermetallgehalte
Die Substrate wurden nach Klärschlammverordnung (AbfKlärV) auf Schwermetalle
und AOX hin untersucht. Die Ergebnisse im Vergleich zum Klärschlamm
und den Grenzwerten sind in Tabelle 4-3 dargestellt.

Abschnitt I 34
Tabelle 4-3:
Schadstoffgehalte der Substrate und ihre Grenzwerte
Klärschlamm
Co-Substrate
Grenzwerte
Parameter
Speiseabfä
lle
Mischschlamm
Fettabscheider
Flotatschlamm
AbfKlärV
MUNLV
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
AOX 457 142 168 202 500 150
Chrom 57 3,2 15,1 50,9 900 80
Nickel 37 1,9 7,0 24,6 200 60
Kupfer 323 4,8 42,6 10,7 800 100
Zink 1191 31,2 92,6 69,9 2000/2500* 500
Cadmium 2,7 < 0,3

Abschnitt I 35
Tabelle 4-4:
Nährstoffgehalte der Substrate
Parameter
Klärschlamm
Co-Substrate
Mischschlamm Speiseabfälle Fettabscheider Flotatschlamm
Kohlenstoff
[% TR]
Schwefel
[% TR]
Stickstoff
[% TR]
C/N-
Verhältnis
36 46 57 73
0,9 0,2 0,1 0,1
3,7 2,0 3,3 1,1
9,7/1 23,0/1 17,3/1 66,4/1
Aus dem Verhältnis von Kohlenstoff zu Stickstoff (C/N-Verhältnis) lässt sich auf
die Eignung eines Materials für die anaerobe Behandlung schließen. Da beim
anaeroben Abbau nur relativ geringe Mengen Stickstoff eliminiert werden,
sollte der Gehalt an Stickstoff im Vergleich zum Kohlenstoff möglichst gering
sein (BOEHNKE ET AL., 1993). Alle Substrate wiesen ein besseres C/N-Verhältnis als
der Rohschlamm auf.
4.2.2.2 Großtechnische Versuche
Trockensubstanz und organischer Anteil
Tabelle 4-5 verdeutlicht die TR und oTR-Gehalte sowie Glühverluste der Rohschlämme
und der Co-Substrate. Die biogenen Stoffe (Fettabscheider und
Flotatschlamm) wiesen auch in den großtechnischen Versuchen je nach Anlieferung
sehr unterschiedliche Gehalte an Trockenmasse auf. Die Fettabscheiderreste
hatten einen TR-Anteil zwischen 3 und 52 % (im Mittel 16,8), die
Flotatschlämme lagen zwischen 7 und 21 %. Im Vergleich dazu waren die
Werte des Klärschlamms im Mittel mit etwa 3,2 bzw. 3,5 % sehr viel niedriger.
Der Glühverlust des Klärschlammes wurde bei etwa 72 bzw. 81 % bestimmt. Bei
den Co-Substraten lag der Organik-Anteil zwischen 88 und nahezu 100 %. Der
nicht abbaubare Anteil im Zulauf zum Faulbehälter wurde daher durch die
Beimischung von Co-Substrat kaum erhöht.

Abschnitt I 36
Tabelle 4-5:
TR und oTR-Gehalte der Substrate sowie Glühverluste
Substrat
Klärschlamm
Co-Substrate
Primärschlamm Überschussschlamm Flotatschlamm Fettabscheider
TR
[%]
0,2-7,6
Mittel: 3,5
2,3-4,1
Mittel: 3,2
6,5-21,2
Mittel: 13,2
2,9-52,1
Mittel: 16,8
GV
[%]
65,3-93,3
Mittel: 81,3
66,0-85,2
Mittel: 72,4
93,0-98,2
Mittel: 96,9
88,1-99,5
Mittel: 95,3
oTR
[g/l]
2,25-69,1
Mittel: 28,3
17,0-29,5
Mittel:23,2
62,8-197,6
Mittel: 127,7
27,9-518,7
Mittel: 161,4
Schwermetallgehalte
Die Substrate wurden nach Klärschlammverordnung (AbfKlärV) auf Schwermetalle
und EOX hin untersucht. Der Gehalt an AOX wurde für die Co-
Substrate nicht bestimmt, da bei fetthaltigen Stoffen die AOX-Analytik äußerst
schwierig ist. Die Ergebnisse im Vergleich zum Klärschlamm und den
Grenzwerten sind in Tabelle 4-6 dargestellt.
Tabelle 4-6:
Schadstoffgehalte der Substrate und ihre Grenzwerte
Parameter
Klärschlamm Co-Substrate Grenzwerte
Primärschlamm
Überschussschlamm
Flotatschlamm
Fettabscheider
AbfKlärV
MUNLV
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
AOX 153 392 - - 500 150
EOX 6 4 10,8 40,4 - -
Chrom 29 16 42,2 45,0 900 80
Nickel 18 17 22,1 12,0 200 60
Kupfer 350 330 12,7 52,6 800 100
Zink 570 590 93,5 120,1 2000/2500* 500
Cadmium 0,2 < 0,1 0,3 0,1 5/10* 2
Quecksilber 0,4 0,5 0,08 0,09 8 1
Blei 34 23 3,1 10,5 900 80
* Grenzwert abhängig von Art und pH-Wert des Bodens, auf den die Aufbringung geplant ist
Hinsichtlich des Schwermetallgehaltes, halten beide verwendeten Co-
Substrate sowohl die Grenzwerte der Klärschlammverordnung [AbfKlärV,
1992] als auch die des Merkblattes des MUNLV [MUNLV, 2001] ein. Insgesamt
betrachtet, wiesen die Flotatschlämme die niedrigeren Schadstoffgehalte
auf.

Abschnitt I 37
4.3 Untersuchungsprogramm
4.3.1 Halbtechnische Versuche
Um die Einflüsse der Zugabe der einzelnen Co-Substrate zum Klärschlamm direkt
erkennen und bilanzieren zu können, wurden vier Versuchslinien parallel
betrieben, wobei die Linien wie folgt beschickt wurden:
Linie 1
Linie 2
Linie 3
Linie 4
diente als Referenz. Die Beschickung erfolgte mit Rohschlamm des
Klärwerks Emschermündung (KLEM). Die Linie 1 spiegelte somit vergleichsweise
die reale Situation der Fermenter des KLEM wieder.
wurde mit dem Rohschlamm des KLEM und zusätzlich mit den
Speiseabfällen betrieben.
wurde mit demselben Rohschlamm wie Linie 1 und 2 beschickt und
zusätzlich mit den Fettabscheiderinhalten befrachtet.
verzeichnete im Zulauf ebenfalls den Rohschlamm des KLEM und
den fetthaltigen Flotatschlamm.
Das gesamte halbtechnische Versuchsprogramm erstreckte sich über einen
Zeitraum von 5 Monaten. Der Gesamtzeitraum wurde in vier Phasen aufgeteilt,
in denen die Co-Vergärung mit unterschiedlichen Co-Substratmengen
gefahren wurde. Es galt den Nachweis zu führen, welche Auswirkungen sich
durch steigende Zugabemengen an biogenen Abfällen einstellen. Die vier
Versuchsphasen beschreiben sich wie folgt:
Einfahrphase
Phase 1
August 2000, Dauer 21 Tage
Linien 1 bis 4 der Versuchsfaulanlagen werden mit Klärschlamm
eingefahren. Dazu werden die Faulbehälter mit Faulschlamm gefüllt
und mit Rohschlamm beschickt. Die Rohschlammzugabe wird
so eingestellt, dass sich eine Aufenthaltszeit von 20 Tagen im Faulbehälter
ergibt.
August bis September 2000, Dauer 21 Tage
Linie 1 wird weiterhin nur mit Klärschlamm betrieben, Linien 2 bis 4
werden mit demselben Klärschlamm und jeweils einem Co-Substrat
beschickt. Das TR-Mischungsverhältnis von Co-Substrat zu Klärschlamm
betrug etwa 1:5.

Abschnitt I 38
Phase 2
Phase 3
Phase 4
September bis Oktober 2000, Dauer 42 Tage
In den Linien 2 bis 4 wurde das TR-Mischungsverhältnis von biogenem
Abfall zu Klärschlamm auf etwa 1: 2 erhöht. Ergänzend wurden
Entwässerungsversuche durchgeführt.
Oktober bis Dezember 2000, Dauer 42 Tage
Das TR-Mischungsverhältnis von Co-Substrat zu Klärschlamm in den
Linien 2 bis 4 steigt bis auf etwa 1:1. Zusätzlich gehören in diese Phase
ebenfalls Entwässerungsversuche.
Dezember 2000, Dauer 16 Tage
Das Mischungsverhältnis zwischen Co-Substrat und Klärschlamm
wurde noch weiter auf 2:1 angehoben, bis es am Ende der Untersuchung
durch die Überlastung der Fermenter zum Erliegen der
mikrobiologischen Prozesse in den Linien 3 und 4 kam. Daraufhin
wurde die Versuchsreihe beendet.
In den Phasen 1 bis 4 blieb die Gesamtbeschickungsmenge bei allen Fermentern
durchgehend gleich, um die 20 Tage Aufenthaltszeit über den Versuchszeitraum
in allen Phasen beizubehalten. Das Zulaufvolumen setzte sich jedoch
bei den Linien 2 bis 4 nach den genannten Mischungsverhältnissen zusammen.
D.h. in der Beschickungsmenge wurde der Anteil des Klärschlammes zugunsten
der Co-Substratzugabe entsprechend verringert.
Im Anhang befindet sich die graphische Darstellung der zeitlichen Abfolge
der Versuchsphasen.
Parallel zum Faulbetrieb wurden regelmäßig Entwässerungsversuche durchgeführt,
um Veränderungen der Entwässerbarkeit durch Co-Substratzugabe
zu erkennen. Das bei den Entwässerungsversuchen entstandene Filtrat wurde
aufgefangen und auf die kläranlagenrelevanten Parameter untersucht.
Die Tabelle 4-7 gibt einen Überblick über sämtliche Untersuchungen und deren
Häufigkeit.

Abschnitt I 39
Tabelle 4-7:
Untersuchungsprogramm der halbtechnischen Versuche
Medium Parameter Messzyklus
Input
Rohschlamm
Volumenstrom
pH-Wert
Trockenrückstand, Glühverlust
Chemischer Sauerstoffbedarf
Parameter nach AbfKlärV
täglich
zweimal pro Woche
zweimal pro Woche
Stichprobe
Stichproben
Co-Substrat
Volumenstrom
pH-Wert
Trockenrückstand, Glühverlust
Chemischer Sauerstoffbedarf
Parameter nach AbfKlärV
täglich
täglich
zweimal pro Woche
Stichprobe
Stichprobe
Faulbehälter
Temperatur
pH-Wert
täglich
werktäglich
Output
Faulschlamm
Volumenstrom
Trockenrückstand, Glühverlust
Organische Säuren
Chemischer Sauerstoffbedarf
Parameter nach AbfKlärV
Filterwiderstand
Entwässerungsversuch
täglich
werktäglich
wöchentlich
Stichprobe
Stichprobe
wöchentlich
Stichprobe
Faulgas
Gasmenge
Gaszusammensetzung
Heizwert
täglich
wöchentlich
wöchentlich
Filtratwasser
Abfiltrierbare Stoffe
Chemischer Sauerstoffbedarf
Ammonium-Stickstoff
Organischer Stickstoff
Gesamtphosphor
parallel zum
Entwässerungsversuch
4.3.2 Großtechnische Versuche
Die beiden Faulbehälter der Kläranlage Schermbeck wurden parallel betrieben.
Somit war ein direkter Vergleich zwischen Klärschlammfaulung und Co-
Vergärung möglich. Die Beschickung der Linien erfolgte wie unten beschrieben:
Linie 1
Linie 2
diente als Referenz- bzw. Vergleichslinie. Der Faulbehälter wurde
nur mit dem Rohschlamm der Kläranlage Schermbeck beschickt.
wurde mit dem Rohschlamm der Versuchsanlage Schermbeck und
zusätzlich mit einem Co-Substrat befrachtet. Zunächst handelte es
sich um den fetthaltigen Flotatschlamm aus der Lebensmittelindustrie,
später wurden die Fettabscheiderinhalte als biogene Abfälle
eingesetzt.

Abschnitt I 40
Der Versuchzeitraum hatte insgesamt einen zeitlich Umfang von ca. 8 Monaten
und wurde in drei Phasen unterteilt. In der ersten Phase wurden die Linie 2
mit dem fetthaltigen Flotatschlamm beschickt. Die Fettabscheiderinhalte
wurden in der dritten Phase zum Faulbehälter gegeben. In der Zwischenphase
(Phase 2) wurde keine Co-Vergärung durchgeführt. Parallel zum großtechnischen
Faulbetrieb wurden regelmäßig Entwässerungsversuche durchgeführt
und das Filtratwasser auf die kläranlagenrelevanten Parameter untersucht.
Eine kurze Übersicht zu den Phasen 1 bis 3 ist nachfolgend ersichtlich. Die graphische
Darstellung des Zeitplans der Versuche kann dem Anhang entnommen
werden.
Phase 1
Phase 2
Phase 3
September bis November 2002, Dauer 71 Tage
Linie 1 wird weiterhin nur mit Klärschlamm betrieben, Linie 2 wird mit
demselben Klärschlamm und dem Co-Substrat fetthaltiger Flotatschlamm
beschickt. Das TR-Mischungsverhältnis von Co-
Substrat zu Klärschlamm betrug etwa 1:2. Zusätzlich gehörten in
diese Phase Entwässerungsversuche.
November 2002 bis Januar 2003, Dauer 67 Tage
Beide Faulbehälter der Kläranlage Schermbeck werden nur mit
Rohschlamm befrachtet, um eine gegenseitige Beeinflussung der
Co-Substrate auszuschließen und einen vollständigen Austausch
des Faulbehälterinhalts zu gewährleisten.
Januar bis April 2003, Dauer 85 Tage
Linie 1 und 2 wurden weiterhin mit Klärschlamm betrieben, zusätzlich
wurden in die Linie 2 die Fettabscheiderinhalte gegeben. Das
TR-Mischungsverhältnis vom biogenen Abfall zu Klärschlamm wurde
im Mittel bei ca. 1:2 bestimmt. Ergänzend wurden
Entwässerungsversuche durchgeführt.
Im Unterschied zu den halbtechnischen Untersuchungen wurde im großtechnischen
Maßstab jeder Faulbehälter mit der gleichen Grundsubstratmenge
beschickt. Der zweite Faulbehälter bekam zusätzlich in den Phasen 1 und 3
die Fracht aus dem jeweiligen Co-Substrat.
Die Tabelle 4-8 gibt einen Überblick über sämtliche Untersuchungen und deren
Häufigkeit.

Abschnitt I 41
Tabelle 4-8:
Untersuchungsprogramm der großtechnischen Versuche
Medium Parameter Messzyklus
Input
Rohschlamm
Volumenstrom
pH-Wert
Trockenrückstand, Glühverlust
Parameter nach AbfKlärV
täglich
zweimal pro Woche
zweimal pro Woche
Stichproben
Co-Substrat
Volumenstrom
pH-Wert
Trockenrückstand, Glühverlust
Parameter nach AbfKlärV
täglich
täglich
zweimal pro Woche
Stichprobe
Faulbehälter
Temperatur
pH-Wert
täglich
werktäglich
Output
Faulschlamm
Volumenstrom
Trockenrückstand, Glühverlust
Organische Säuren
Parameter nach AbfKlärV
Filterwiderstand
Entwässerungsversuch
täglich
werktäglich
wöchentlich
Stichprobe
wöchentlich
Stichprobe
Faulgas
Gasmenge
Gaszusammensetzung
Heizwert
täglich
wöchentlich
wöchentlich
Filtratwasser
Abfiltrierbare Stoffe
Chemischer Sauerstoffbedarf
Ammonium-Stickstoff
Organischer Stickstoff
Gesamtphosphor
parallel zum
Entwässerungsversuch

Abschnitt II - 42 -
5 Darstellung der halbtechnischen Versuchsergebnisse
5.1 Randbedingungen des Faulbehälterbetriebes
Eine Gesamtübersicht der Mittelwerte hinsichtlich der Parameter pH-Wert,
Temperatur, Aufenthaltszeit sowie Raumbelastung über alle Phasen gibt hierzu
Tabelle 5-1. Eine genaue Betrachtung der einzelnen Randbedingungen ist
den nachfolgenden Ausführungen zu entnehmen.
Tabelle 5-1:
Betriebsparameter der Faulbehälter (Mittelwerte über die einzelnen
Phasen)
Versuchsphase
Phase 1
Co:KS=1:5
Phase 2
Co:KS=1:2
Phase 3
Co:KS=1:1
Phase 4
Co:KS=2:1
Linie L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4
pH-Wert
[-]
Temperatur
[°C]
7,2 7,2 7,2 7,2 7,3 7,3 7,2 7,3 7,3 7,4 7,2 7,3 7,3 7,5 7,2 7,2
37,1 36,4 36,5 37,5 37,2 36,7 36,6 37,4 37,3 36,6 36,7 37,3 37,2 35,3 35,7 37,2
TRzu
[%]
5,4 5,8 5,0 6,2 5,1 5,9 5,9 6,4 4,7 7,4 9,0 6,9 5,2 7,3 14,2 12,1
TRab
[%]
4,2 4,3 4,1 4,4 4,1 4,0 3,6 4,4 3,7 3,9 4,3 3,7 3,6 3,4 4,7 4,1
GVzu
[% v. TR]
GVab
[% v. TR]
Aufenthaltszeit
[d]
Raumbelastung
[kg⋅oTR/m³⋅d]
55,7 60,3 59,9 62,1 59,6 69,7 68,1 69,9 62,7 77,5 80,2 79,0 60,8 80,8 86,6 86,2
42,9 43,1 43,9 43,3 43,1 46,1 47,8 45,9 47,9 52,2 57,1 52,1 47,9 53,9 61,5 58,5
20,5 20,0 19,6 20,4 20,8 18,3 18,8 20,9 20,4 21,0 22,0 21,3 20,7 24,1 21,9 20,9
1,48 1,76 1,54 1,91 1,45 2,22 2,13 2,13 1,45 2,77 3,45 2,59 1,52 2,53 5,69 4,91
L 1 = Klärschlammfaulung
L 2 = Co-Vergärung mit Speiseresten
L 3 = Co-Vergärung mit Fettabscheiderinhalten
L 4 = Co-Vergärung mit Flotatschlamm
pH-Wert im Faulbehälter
Wie aus Tabelle 5-1 ersichtlich ist, lagen die pH-Werte über den ganzen Versuchszeitraum
im Mittel bei 7,2 und 7,5. Es wird deutlich, dass die pH-Werte der
Linie 2 (Speisereste und Klärschlamm) die höchsten Werte aufwiesen, während
die der Linie 3 (Fettabscheiderinhalte und Klärschlamm) etwas niedriger waren.
In der Linie 4 blieb der pH-Wert auf etwa demselben Wert wie bei der Ver-

Abschnitt II - 43 -
gleichslinie 1. Bei allen Anlagen konnte somit in jeder Phase ein stabiler pH-
Wert gehalten werden.
Faulraumtemperatur
Die Temperaturen der Faulbehälter belegen, dass die Fermenter im gesamten
Versuchszeitraum konstant im mesophilen Bereich betrieben wurden.
Feststoffgehalt
Die Feststoffgehalte bei der Klärschlammfaulung entsprachen üblichen Werten
auf großtechnischen Anlagen. Durch die Zugabe der biogenen Abfälle
liegen die Feststoffgehalte in der Co-Vergärung immer etwas höher, als bei
der Klärschlammfaulung. Die höchsten Feststoffgehalte wurden in der Phase 4
in den Faulbehältern 3 und 4 der Co-Vergärung mit 14,2 und 12,1 % im Zulauf
erreicht. Doch auch bei diesem hohen Wert konnten keine Probleme hinsichtlich
der Umwälzung des Faulrauminhalts verzeichnet werden, da durch den
guten Abbau die TR-Gehalte im Behälter deutlich unter den hohen Eingangswerten
lagen.
Glühverlust
Der Glühverlust des Rohschlamms betrug in der ersten Phase ca. 56 % und lag
somit niedriger als in den folgenden Phasen. In den Phasen 2 bis 4 wurde er
dagegen mit jeweils ca. 60 % bestimmt. Die Linien der Co-Vergärung wiesen in
den einzelnen Phasen mit steigendem Mischungsverhältnis auch einen erhöhten
organischen Anteil auf. In Phase 4war der Glühverlust in den Linien 3 und 4
mit ca. 86 % am höchsten.
Aufenthaltszeit
Die Verweilzeit des Schlammes in den Faulbehältern wurde auf eine theoretische
Aufenthaltszeit von 20 Tagen festgelegt. Durch Störungen und Ungenauigkeiten
in der Justierung der Pumpen kam es hier teilweise zu Abweichungen.
Im Mittel betrugen die Aufenthaltszeiten in den Linien 1 bis 4 zwischen
18 und 24 Tagen, die Abbildung 5-1 zeigt die genauen Werte.
Die mittleren Aufenthaltszeiten in Faulbehältern auf Kläranlagen liegen nach
Literaturangaben zwischen 15 und 30 Tagen [BÖHNKE ET AL., 1993]. Die Werte
der Versuchsanlage erfüllten diese Bedingungen durchgehend, so dass ein
stabiler Abbauprozess vorausgesetzt werden konnte.

Abschnitt II - 44 -
25
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
24
24,1
23
Verweilzeit [d]
22
21
20
22,0
20,6
20,4 20,5 20,4
20,2
20,0
19,6
20,8
21,1
22,0 21,9
21,3
21,0
20,9
20,7
20,4
19
18,9
18,7
18
17
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-1: Mittlere Verweilzeit pro Phase und Linie
Eine geringere Aufenthaltszeit als 20 Tage deutet auf eine zu hohe Beschickung
der Behälter hin (Phase 2 in den Linien 2 und 3). Ein Verstopfen der Zuläufe
oder andere Behinderungen des Zulaufes (Abspringen des Zulaufschlauches,
o.ä.) führte zu einer Verlängerung der Aufenthaltszeit. Das ist in Phase 4
deutlich an der Linie 2 zu ersehen.
Raumbelastung
Aus Tabelle 5-1 lässt sich entnehmen, dass die Raumbelastung der Linien 2, 3
und 4 stetig anstieg. Im Mischungsverhältnis Co:KS=1:5 (Phase 1) war bei Linie
3 kein Anstieg zu vermerken, da in diesem Zeitraum mit Fettabscheiderinhalten
mit einem TR < 2 % gemischt wurde, was zu einer Verdünnung des Klärschlamms
führte. Nachdem das Fettsubstrat gewechselt wurde, erhöhte sich
die Raumbelastung der Linie 3 deutlich, bis sie in Phase 4 mit fast 6 kg
oTR/(m 3·d) kritische Werte erreichte.
Bis auf die Phase 4, in der gezielt eine Überlastung der Faulbehälter angestrebt
wurde, lag die Raumbelastung durch die Co-Vergärung in einem für
Kläranlagen üblichen Bereich zwischen 1,32 und 3,45 kg oTR/(m³··d). Die geringe
Raumbelastung der Linie 2 in dieser Phase resultierte aus einer Störung
an der Pumpe, durch die die Zulaufmengen zurückgingen.
Werden die Raumbelastungen für Co-Substrat und Klärschlamm getrennt betrachtet,
wie in Abbildung 5-2 für die Linie 2 dargestellt, so ist ersichtlich, dass

Abschnitt II - 45 -
der Anstieg der Raumbelastung direkt aus der Zusatzbelastung durch das Co-
Substrat herrührt.
3,0
aus KS
aus Co-Substrat
2,5
Raumbelastung Linie 2 [kg oTRzu/(m³*d)]
2,0
1,5
1,0
0,5
0,41
0,94
1,35 1,28
1,67
1,11
1,89
0,64
0,0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-2: Mittlere Raumbelastung der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Der kleine Anteil an der Raumbelastung durch Klärschlamm in Phase 4 ist damit
zu erläutern, dass das Co-Substrat in dieser Phase nur einen geringen oTR
von etwa 8,6 % aufwies. Die festgelegte Zulaufmenge pro Tag führte bei niedrigerem
TR und oTR des Co-Substrates allgemein zu einer niedrigeren Raumbelastung.
Der störungsbedingte geringere Zulauf verstärkte diese Tendenz
noch. Verbunden mit dem hohen Mischungsverhältnis von Co:KS=2:1 ergab
sich daher eine sehr geringe Raumbelastung von nur 0,64 kg oTR/(m³·d) durch
den Klärschlamm.
In Abbildung 5-3 ist die Aufteilung der Raumbelastung für die Linie 3 dargestellt.

Abschnitt II - 46 -
6,0
aus KS
aus Co-Substrat
Raumbelastung Linie 3 [kg oTRzu/(m³*d)]
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,34
1,22
4,25
2,09
0,95
1,45 1,35 1,35
0,0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-3: Mittlere Raumbelastung Linie 3 getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Es wird deutlich, dass sich die Raumbelastung durch Co-Substrat kontinuierlich
erhöhte und im Mischungsverhältnis Co:KS=2:1 auf 4,25 kg oTR/(m³·d) anstieg.
Dies war bedingt durch den sehr hohen oTR-Gehalt des Co-Substrates von
über
500 g/l. Dadurch erhöhte sich die Gesamtraumbelastung auf
5,7 kg oTR/(m³·d), was die Überlastung des Fermenters zur Folge hatte.
Bei der Linie 4 ist in Abbildung 5-4 gut zu erkennen, dass, während die Raumbelastung
durch den Klärschlamm konstant zwischen 1,03 und
1,41 kg oTR/(m³·d) lag, sich die Raumbelastung durch das Co-Substrat von
0,51 auf 3,66 kg oTR/(m³·d) erhöhte. Der relativ geringe Anstieg von der Phase
Co:KS=1:2 zur Phase Co:KS=1:1 verdeutlicht, dass die Raumbelastung auch
vom oTR-Gehalt des Substrates abhängig ist. Hier waren TR und oTR-Gehalt
des Co-Substrates niedriger, was auf Produktionsschwankungen bei der Firma
hindeutete. Daher führte eine Erhöhung des Mischungsverhältnisses bei einem
Rückgang der TR und oTR-Gehalte des Co-Substrates bei festgelegter Zulaufmenge
nicht zu einer entsprechend hohen Steigerung der Raumbelastung.
In Phase 4 wurde trotz der hohen Raumbelastung von 4,8 kg oTR/(m³·d)
keine Überlastungserscheinungen nachgewiesen.

Abschnitt II - 47 -
5,0
aus KS
aus Co-Substrat
Raumbelastung Linie 4 [kg oTRzu/(m³*d)]
4,0
3,0
2,0
1,0
0,51
0,97
1,59
3,66
1,41
1,22
1,03
1,17
0,0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-4: Mittlere Raumbelastung Linie 4 getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Insgesamt bleibt festzuhalten, dass die Raumbelastung der Linien mit Co-
Vergärung in den gefahrenen Mischungsverhältnissen in einem für Kläranlagen
üblichen Bereich lag. Lediglich im Mischungsverhältnis Co:KS=2:1 kam es
zu kritischen Werten bei der Raumbelastung, was aber von vornherein geplant
war. Das bedeutet, dass aus Sicht der Raumbelastung problemlos Mischungsverhältnisse
von Co-Substrat und Klärschlamm bis Co:KS=1:1 gefahren
werden können.
5.2 Anaerobes Abbauverhalten
5.2.1 Abbaugrad
Gehalte und Abbaugrade der organischen Substanz
Der biologische Abbaugrad gibt einen Hinweis auf die Qualität des anaeroben
Prozesses im Faulbehälter. Der Abbaugrad sowie die Menge des entstehenden
Faulgases stehen in engem Zusammenhang, da beim biologischen
Abbau als Endprodukt Biogas entsteht. Um die Auswirkungen der Veränderungen
des Mischungsverhältnisses auf den Abbaugrad zu veranschaulichen,
werden die Abbaugrade pro Mischungsverhältnis angegeben. Durch die
Aufenthaltszeit von 20 Tagen im Faulbehälter wird der Abbauprozess aber
noch durch die vorangegangenen Phasen beeinflusst. Wegen der kurzen Ver-

Abschnitt II - 48 -
suchsphasen (maximal 42 Tage) wurde aber auf eine gesonderte Betrachtung
der Umstellungsphasen verzichtet.
Aus Abbildung 5-5 ist ersichtlich, dass sich die Abbaugrade der organischen
Substanz durch die Co-Vergärung ausnahmslos erhöhten.
80
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
74
70
60
56
55
56
61
59
63
66
64
Abbaugrade [%]
50
40
30
40
37
40
43
37
44
42
46
43
41
35
20
10
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-5: oTR-Gesamtabbaugrade in den Phasen
Während der Abbaugrad in der Klärschlammfaulung (Linie 1) während des
gesamten Zeitraums um 40 % lag (35 bis 43 %), erhöhten sich die Abbaugrade
in der Co-Vergärung mit steigendem Mischungsverhältnis. Der Abbaugrad
von 55 % der Linie 3 in Phase 2 ist nicht repräsentativ. Das Aufschwimmen des
Frittierfettes als Fettkugeln führte hier zu einer Verfälschung des Abbaugrades,
da diese nicht in den Ablauf gelangten. Der tatsächliche Abbaugrad in
dieser Phase lag viel niedriger als die errechneten 55 %.
Um darstellen zu können, wie der Abbaugrad der Co-Substrat/Klärschlamm-
Mischung sich in seine Bestandteile aufgliedert, wurde der Abbaugrad der
Linie 1 als Richtwert für den Abbauanteil des Klärschlamms der anderen Linien
angenommen. Daraus ergeben sich für die Linie 2, wie in Abbildung 5-6 zu sehen
ist, sehr viel höhere Abbaugrade für die biogenen Abfälle als für die reine
Klärschlammfaulung.

Abschnitt II - 49 -
100
aus KS aus Co-Substrat gesamt
90
80
81
73
77 77
Abbaugrade Linie 2 [%]
70
60
50
40
37
44
43
56
41
61
35
66
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-6: Abbaugrade der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und
Co-Substrat
100
aus KS aus Co-Substrat gesamt
90
80
84
82
79
74
70
Abbaugrade Linie 3 [%]
60
50
40
37
59
42
45
58 59
41
35
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-7: Abbaugrade der Linie 3, getrennt nach Klärschlamm und
Co-Substrat
Die Abbaugrade für die Linie 3 sind in Abbildung 5-7 dargestellt.
Hier ist deutlich zu erkennen, dass unaufbereitete Fettabscheiderinhalte, wie
sie in der Phase 1 verwendet wurden, im Vergleich zu den aufbereiteten Fetten
(Phase 2 ff.) weitaus schlechter abbaubar waren. Der Abbaugrad von
59 % für das Co-Substrat lag weit unter den Abbaugraden für alle anderen
Co-Substrate unabhängig vom Mischungsverhältnis.

Abschnitt II - 50 -
In Abbildung 5-8 ist für die Linie 4 zu erkennen, dass die Abbaugrade mit einem
Wert von 93 % in der Phase 1 sehr hoch lagen, dann jedoch auf 74 bis
81 % zurückgingen. Der extreme Rückgang um über 20 % von Phase 1 zur Phase
2 lässt sich nicht aus Störfällen auf der Versuchsanlage erklären. Eine Möglichkeit
stellt die während dieser Phase stattfindende Erwärmung des Substrats
vor der Einmischung in den Klärschlamm dar. Da große Mengen des Co-
Substrates in einem Metallbehälter mit Hilfe eines Brenners erwärmt wurden,
war eine gleichmäßige Erwärmung nicht immer gegeben. Die leicht abbaubaren
Bestandteile des Flotatschlammes könnten unter der stellenweise zu
großen Wärmeeinwirkung denaturiert sein. In Phase 3 wurde das Substrat vor
der Einmischung nicht mehr erwärmt, der Abbaugrad stieg daraufhin auf
81 % an.
100
90
93
aus KS aus Co-Substrat gesamt
80
74
81
75
Abbaugrade Linie 4 [%]
70
60
50
40
37
46
43
56
41
63
35
64
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-8: Abbaugrade der Linie 4, getrennt nach Klärschlamm und
Co-Substrat
Festzuhalten ist, dass der Abbaugrad der organischen Substanz durch die Co-
Vergärung positiv beeinflusst wurde. Der höchste Abbaugrad von 93 % wurde
in Phase 1 mit dem Flotatschlamm erzielt. Die Speiseabfälle und Fettabscheiderrückstände
wiesen über den Versuchszeitraum konstantere Werte auf, die
mit 73 bis 84 % weit über denen der reinen Klärschlammfaulung lagen.

Abschnitt II - 51 -
Gehalte und Abbaugrade des gelösten CSB
Der chemische Sauerstoffbedarf kann sowohl an einer Gesamtprobe des Faulschlamms
als auch im Filtratwasser bestimmt werden. Da davon auszugehen
ist, dass der in gelöster Form vorliegende Anteil an CSB auch abgebaut wird,
wurde der CSB von einer filtrierten Probe des Faulschlamms bestimmt. Die hohen
Fehlerquoten bei der Bestimmung des Roh-CSB waren ein weiterer Grund,
nur den chemisch oxidierbaren Anteil im Filtrat zu analysieren.
Die Menge an CSB in den Zu- und Abläufen der Faulbehälter unterschied sich
je nach verwendetem Co-Substrat deutlich. So wies der CSB im Zulauf der Linie
2 die höchsten Werte auf, wie in Abbildung 5-9 veranschaulicht ist.
25.000
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
23413
CSBfil Zulauf Mittelwerte pro Phase [mg/l]
20.000
15.000
10.000
5.000
1793 1793
1793 1793
10920 10835
10173
6217
4797
3053
3254 3225
2458 2741
2336 2444
3836
5811
10144
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-9: Mittelwerte des CSB fil im Zulauf der Linien 1 bis 4
Der große Anteil leicht abbaubarer Verbindungen in dem Substrat der Linie 2
führte zu der hohen CSB-Belastung im Zulauf des Faulbehälters. Durch die
fortgeschrittene Hydrolyse und Versäuerung war der Anteil leicht oxidierbarer
organischer Substanz sehr hoch. Dagegen sind die CSB-Gehalte in den Zuläufen
der Linien 1 und 3 etwa auf dem gleichen niedrigen Niveau, während die
Werte der Linie 4 durch einen gewissen Anteil leicht abbaubarer Verbindungen
im Co-Substrat zwischen denen der Linien 2 und 3 lagen. Der Anstieg des
CSB-Gehaltes der Linie 1 ist saisonbedingt zu erklären, da durch die niedrigeren
Temperaturen im Herbst und Winter der Vorabbau im Emschersystem abgenommen
hatte.

Abschnitt II - 52 -
1.250
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
1177
1.000
CSBfil Ablauf Mittelwerte pro Phase [mg/l]
750
500
250
367
337
306 310
326 327
301
287
449
389 381
357
594
533
454
323
352
713
529
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-10: Mittelwerte des CSB fil im Ablauf der Linien 1 bis 4
Die CSB-Gehalte im Ablauf werden in Abbildung 5-10 graphisch aufbereitet.
Dabei wird deutlich, dass die Ablaufgehalte der Linien 1 bis 4 sehr viel niedrigerer
lagen als die der Zuläufe. Alle gemessenen Ablaufwerte befanden sich etwa
im gleichen Bereich. Nur die CSB-Gehalte im Ablauf der Linie 2 stiegen in
der Phase 4 an und veranschaulichen die angestrebte Überlastung der Faulbehälter
in dieser Phase. Der Vergleich mit den Werten der Zuläufe lässt dennoch
eine sehr hohe Reduzierung der Frachten durch die Behandlung im
Faulbehälter erkennen.
Die CSB-Abbaugrade in den Linien 2 und 4 lagen mit bis zu 95 % sehr hoch
(Abbildung 5-11), während die Abbaugrade der Linie 3 eher schwankten und
maximal 90 % erreichten. Bei den Substraten Flotatschlamm und Speiseabfälle
wurde der CSB somit deutlich besser abgebaut als bei den Fettabscheiderinhalten
der Linie 3, dessen Abbaugrade teilweise unter den Werten der Linie 1
lagen. Da die CSB-Zulaufgehalte der Linie 3 aber deutlich niedriger waren als
die der Linien 2 und 4, wirkte sich der geringere Abbaugrad nicht auf die CSB-
Ablaufgehalte aus, die alle etwa dieselben Werte aufwiesen (siehe Abbildung
5-9 und Abbildung 5-10).

Abschnitt II - 53 -
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
100
80
85
92
74
82
87
96 96
90
86
73
88
94 94
93
87
81
79
85
71
88
Abbaugrad CSB fil. [%]
60
40
20
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-11: Abbaugrade des CSB fil in den Linien 1 bis 4
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass der chemische Sauerstoffbedarf
im Faulbehälterablauf durch die Co-Vergärung nur unwesentlich erhöht wird.
Eine bedeutend höhere Kläranlagenrückbelastung durch CSB aus der Co-
Vergärung konnte nicht nachgewiesen werden (siehe auch Kapitel 5.4, Seite
66).
5.2.2 Stabilisierungsgrad
Aus dem Anteil an organischen Säuren im Faulbehälter lassen sich Aussagen
über den Stabilisierungsgrad des Faulschlamms treffen.
Ein sehr gut ausgefaulter Schlamm weist Gehalte an organischen Säuren von
unter 100 mg/l Essigsäureäquivalent auf [ATV, 1996]. Abbildung 5-12 verdeutlicht,
dass dieser Wert von allen Linien weit unterschritten wurde, die Linien 1, 3
und 4 wiesen konstante Gehalte um 50 mg/l auf, das sind etwa 50 % des in
der Literatur angegebenen Richtwertes. Es kann also davon ausgegangen
werden, dass alle Schlämme während des gesamten Versuchszeitraums sehr
gut stabilisiert waren. Ein relativ hoher Gehalt an organischen Säuren wurde
in der Phase Co:KS=2:1 bei der Linie 2 gemessen. Er weist darauf hin, dass die
Belastung in dieser Phase für den Faulbehälter zu hoch wurde. Durch die bereits
erwähnte Störung der Pumpen und die damit verbundene Reduzierung
der Zulaufbelastung zum Faulbehälter stabilisierte sich der biologische Prozess
wieder.

Abschnitt II - 54 -
250
Linie 1 Linie2 Linie3 Linie4
Einfahrphas Phase 1 Phase 2 Phase 3
Phase 4
organische Säuren im Ablauf [mg/l]
200
150
100
50
0
0 25 50 75 100 125 150
Versuchsdauer [d]
Abbildung 5-12: Organische Säuren in den Abläufen der Linien 1 bis 4
5.2.3 Gasproduktion- und Zusammensetzung
Gasanfall
Abbildung 5-13 zeigt die Darstellung der Faulgasproduktion über den gesamten
Versuchszeitraum.
Zur besseren Übersicht sind die Werte auf einen Kubikmeter Faulraumvolumen
bezogen. Deutlich ist zu erkennen, dass die Gasproduktion aus Klärschlamm
konstant um 500 l/(m 3·d) lag. Die Gasproduktion in den Linien der Co-
Vergärung wurde in allen gefahrenen Mischungsverhältnissen weit über der
der Klärschlammfaulung ermittelt. Ausnahme stellt die Linie 3 gegen Ende des
Mischungsverhältnisses Co:KS=1:5 dar, als die Faulgasproduktion auf Klärschlammniveau
absackte. Ursache war der Einsatz der Fettabscheiderinhalte
mit sehr geringem Anteil an organischer Substanz (oTR < 2 %), die den Klärschlamm
verdünnten. In den Linien 3 und 4 lag die Gasproduktion insgesamt
auf höherem Niveau als die der Linie 2. Dies bestätigten auch Literaturaussagen
[Schön, 1994], nach denen aus fetthaltigen Substraten die Produktion
einer höheren Gasmenge als aus kohlehydratreichen biogenen Abfällen ohne
Fettanteil beschrieben wird.

Abschnitt II - 55 -
3500
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
3000
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3
Phase 4
Gasproduktion [l/m³·d]
2500
2000
1500
1000
500
Abbildung 5-13: Gasproduktion über den Versuchszeitraum
Spezifische Gasproduktion
In Abbildung 5-14 ist die mittlere Gasausbeute pro kg oTR abgebaut dargestellt.
0
0 25 50 75 100 125 150
Versuchszeitraum [d]
1400
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
Gasausbeute [l/kg oTR abgebaut]
1200
1000
800
600
400
850
765
735
668
1.113 1.120
1.090
1.100
982
929
913
809
1.162
1.047
926 937
1.196
1.090
944
769
200
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-14: Mittlere Gasausbeuten bezogen auf den abgebauten organischen
Anteil
Zwischen dem Abbau an organischer Substanz und dem Gasanfall besteht
ein enger Zusammenhang, da die abgebaute organische Masse in Form von
Faulgas entweicht. Gasanfall und abgebauter Anteil können innerhalb kurzer

Abschnitt II - 56 -
Zeiträume aber nur schwer in Beziehung gesetzt werden. Die Gasproduktion
im Faulbehälter ist immer mindestens 20 Tage (eine Aufenthaltszeit) vom Zulauf
beeinflusst, bei Versuchsphasen von maximal 42 Tagen sind plausible und
deutliche Aussagen über einen Zusammenhang zwischen Gasproduktion und
abgebauter Substanz nur schwer zu treffen. Dies ist in Abbildung 5-15 zu erkennen,
wo eine Steigerung der Gasausbeute durch die Co-Vergärung nicht
in allen Linien und Versuchsphasen festgestellt werden konnte. Die Gasausbeute
der Linien schwankte stark und lag teils unter der der Vergleichslinie 1.
Es wird daher auf eine weitere Betrachtung von Gasproduktion und organischem
Abbau verzichtet, die Gasproduktion wird nachfolgend auf den Anteil
organischer Masse im Zulauf bezogen (Abbildung 5-15).
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
900
800
788
730
700
683
Gasausbeute [Nl/kgoTRzul]
600
500
400
300
316
294 305
288
516
485
455
340
613
586
576
533
373 383 385
605
566
200
100
0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-15: Mittlere Gasausbeuten bezogen auf den organischen Anteil
im Zulauf
Die erhöhte Zulaufmenge an organischer Substanz und der höhere Abbaugrad
in den Linien der Co-Vergärung führten zu einer Steigerung der Gasproduktion.
Die Erhöhung der Gasausbeuten aller Co-Vergärungs-Linien von der
Phase 2 zur Phase 3 fällt relativ gering aus. Das zeigt, dass die Zunahme der
Menge an Co-Substrat in diesem Bereich zwar die Gasproduktion netto steigert
(Abbildung 5-13), die Gasausbeute dagegen nahezu stagniert. Das deutet
darauf hin, dass der biologische Prozess ab einer gewissen bereitgestellten
Menge an organischer Substanz sein Optimum erreicht hat, dass also pro kg
oTR im Zulauf nur eine bestimmte maximale Gasmenge produziert werden
kann. In Phase 4 sinkt die Gasausbeute der Linien 3 und 4, da der Zulauf an

Abschnitt II - 57 -
organischer Substanz und damit die Raumbelastung stark erhöht wurden. Die
Gasproduktion in dieser Phase stieg nicht in gleichem Maße, da die zugeführte
organische Masse nicht vollständig abgebaut werden konnte. Daher kam
es zu einem Rückgang der Gasausbeute.
1.200
aus KS aus Co-Substrat gesamt
1.000
970
927
Gasausbeute Linie 2 [Nl/kg oTRzul]
800
600
400
485
340 350
830
552
699
576
383 385
788
200
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-16: Mittlere Gasausbeuten der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Werden die Gasausbeuten in den Linien mit Co-Vergärung getrennt nach ihrem
Anteil aus Klärschlamm und aus Co-Substrat betrachtet, fällt auf, dass
aus dem Co-Substratanteil eine weit höhere Gasausbeute produziert wurde
als aus dem Anteil an Klärschlamm (Abbildung 5-16). Dies war durch die höheren
Abbaugrade des Co-Substrates zu erwarten, da der abgebaute Anteil in
Faulgas umgesetzt wurde. Die niedrigeren Gasausbeuten in den Phasen 2
und 3 sind auf den relativ hohen TR- und oTR-Gehalt der gelieferten Speiseabfälle
zurückzuführen (oTR um 15 %, sonst um 8 %). Die Gasproduktion steigerte
sich nicht in gleichem Maße wie die oTR-Zulauffracht, daher die geringere
Gasausbeute. Dagegen stieg die Gasausbeute in der Phase 4 wieder an, als
durch die bereits beschriebene Störung und zusätzlich durch den geringen
oTR-Gehalt des Co-Substrates die Zulauffrachten zurückgingen.

Abschnitt II - 58 -
aus KS aus Co-Substrat gesamt
1.200
1.000
Gasausbeute Linie 3 [Nl/kg oTRzul]
800
600
400
340
843
455
890
765
613
586
373 383 385
635
566
200
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-17: Mittlere Gasausbeuten der Linie 3, getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Die Gasausbeuten der Linie 3 sind in Abbildung 5-17 dargestellt. Obwohl die
Netto-Gasproduktion in (Abbildung 5-13) zusammen mit der Linie 4 die höchsten
Werte für die Linie 3 aufwies, sank die Gasausbeute bezogen auf die Zulaufbelastung
mit zunehmendem Mischungsverhältnis. Ursache dafür war der
hohe Anteil an organischer Substanz von fast 65 % im Co-Substrat, der die
Raumbelastung stark ansteigen ließ.
In Linie 4 (Abbildung 5-18) fiel die Gasausbeute aus dem Co-Substrat mit Abstand
am höchsten aus. Analog zu Linie 3 deuten hier die Werte der Phase 4
auf eine zu hohe Raumbelastung aus dem Co-Substrat hin.

Abschnitt II - 59 -
1.200
aus KS aus Co-Substrat gesamt
1.000
983
920
943
Gasausbeute Linie 4 [Nl/kg oTRzul]
800
600
400
516
340 350
618
730
383 385
690
605
200
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-18: Mittlere Gasausbeuten der Linie 4, getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Die Ergebnisse der Linien mit Co-Vergärung lassen sich dahingehend interpretieren,
dass etwa ab einem Mischungsverhältnis von Co:KS=1:2 die spezifischen
Gasausbeuten nicht mehr deutlich gesteigert werden konnten. Da einerseits
die Gasproduktion zunehmen, gleichzeitig aber die Raumbelastung
nicht zu stark erhöht werden soll, erscheinen Mischungsverhältnisse über
Co:KS=1:2 als nicht sinnvoll. Als am besten geeignetes Substrat für die Co-
Vergärung bietet sich der Flotatschlamm an, da die reine Gasproduktion sehr
hoch lag und die Gasausbeute am höchsten war. Die Speiseabfälle fallen im
Bereich der Gasmenge zurück, die Fettabscheiderinhalte bei der Betrachtung
der Gasausbeute. Letztlich lässt sich jedoch mit jedem der drei Substrate eine
erhebliche Steigerung der Gasproduktion erreichen, ohne die Raumbelastung
oder das Mischungsverhältnis auf kritische Werte zu erhöhen.
Gaszusammensetzung und Heizwerte
Die Gaszusammensetzung wurde mittels einer Orsat-Analyse bestimmt. Die
analysierten Gasbestandteile waren Methan, Kohlendioxid, Wasserstoff, Sauerstoff
und Stickstoff. Am Beispiel der Linie 4 sind in Tabelle 5-2 die Ergebnisse
der Faulgasanalysen über den Versuchszeitraum aufgeführt.

Abschnitt II - 60 -
Tabelle 5-2:
Ergebnisse der Faulgasanalysen der Linien über den Versuchszeitraum
(Mittelwerte)
Versuchsphase
Phase 1
Co:KS=1:5
Phase 2
Co:KS=1:2
Phase 3
Co:KS=1:1
Phase 4
Co:KS=2:1
Linie L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4
Methan
[Vol.-%]
Kohlendioxid
[Vol.-%]
Wasserstoff
[Vol.-%]
Stickstoff
[Vol.-%]
Sauerstoff
[Vol.-%]
60,3 59,2 60,7 60,9 58,3 57,5 60,1 60,6 59,7 59,1 60,9 61,9 62,4 58,9 61,3 62,6
29,6 31,3 29,2 28,7 32,0 33,0 28,5 29,2 32,2 32,4 30,5 29,1 29,1 32,5 29,3 28,5
1,3 1,3 1,3 1,3 2,0 1,7 1,8 1,8 1,8 2,0 1,7 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0
7,4 7,0 7,7 7,8 7,0 7,1 7,7 7,3 5,8 5,9 6,1 6,4 6,0 6,1 6,4 5,9
1,3 1,2 1,0 1,2 0,7 0,6 1,9 0,9 0,7 0,6 0,8 0,5 0,5 0,5 1,0 1,0
L 1 = Klärschlammfaulung
L 2 = Co-Vergärung mit Speiseresten
L 3 = Co-Vergärung mit Fettabscheiderinhalten
L 4 = Co-Vergärung mit Flotatschlamm
Da unter anaeroben Bedingungen wie im Faulbehälter das Faulgas keine Anteile
an Sauerstoff und Stickstoff enthalten kann, wird davon ausgegangen,
dass es sich bei den gemessenen Mengen an Sauerstoff und Stickstoff um Ungenauigkeiten
bei der Probenahme handelt. Die Faulgaszusammensetzung
wird daher in (Abbildung 5-19) auf die drei Bestandteile Methan, Kohlendioxid
und Wasserstoff bezogen und zu 100 % hochgerechnet.
Es ist deutlich zu erkennen, dass die Methankonzentration aller Linien im gesamten
Versuchszeitraum über 60 % liegt. Der Methangehalt der Linie 2 stand
stets um einige Prozentpunkte unter den Werten der anderen beiden Co-
Vergärungslinien. Das ist durch den hohen Gehalt an Kohlenhydraten in den
Speiseabfällen und den größeren Fettgehalt der beiden anderen Substrate
(Flotatschlamm und Fettabscheiderrückstände) zu erklären (siehe auch Kapitel
2.2, Tabelle 2-2, Seite7). Die Gaszusammensetzung der Linien 2 bis 4 entsprach
weitestgehend der der Vergleichslinie 1 und blieb nach der Einfahrphase
über den gesamten Versuchszeitraum in allen Versuchlinien sowie die
Erhöhung der Mischungsverhältnisse stabil und veränderte sich nicht.

Abschnitt II - 61 -
100%
CH4 H2 CO2
90%
80%
33,432,4 34,7 34,6
31,1 34,1 32,0 31,6
34,7 35,8 31,5 31,9 34,434,6 32,8 31,3 31,1 31,6 30,6
34,8
Anteile im Gas [Vol%]
70%
60%
50%
40%
30%
64,2 66,1 63,1 63,2
66,7 64,5 66,5 67,0
63,1 62,3 66,5 66,1 63,763,2 65,4 66,6 66,7 66,2 67,2
63,1
20%
10%
0%
L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4 L1 L2 L3 L4
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3
Phase 4
Abbildung 5-19: Mittlere Gaszusammensetzung der Linien 1 bis 4
H2S-Gehalte im Faulgas
Schwefelwasserstoff ist in Spuren im Faulgas vertreten. Durch die Vergärung
von Abfällen aus dem Lebensmittelbereich kann es dazu kommen, dass die
Gehalte an H2S im Faulgas stark zunehmen. Grund dafür sind die in diesen
Substraten enthaltenen Schwefelverbindungen. In Kapitel 4.2.2.1, Tabelle 4-4,
Seite 35 wurde bereits auf den geringen Schwefelanteil der Co-Substrate hingewiesen,
der auf keine erhöhten Mengen an H2S im Faulgas schließen ließ.
Die Ergebnisse der Faulgasanalysen bestätigten diese Vermutung.
Aus Abbildung 5-20 geht deutlich hervor, dass die Schwefelwasserstoffgehalte
aller vier Linien in einem sehr geringen Bereich bis zu 45 ppm liegen. Auffällig
ist, dass die H2S-Gehalte in den Linien der Co-Vergärung höher liegen als in der
Klärschlammfaulung, obwohl, wie in Kapitel 4.2.2.1, Tabelle 4-4, Seite 35 beschrieben,
der Schwefelgehalt im Klärschlamm über dem der Co-Substraten
liegt. Damit waren die Schwefelbelastungen im Zulauf der Co-
Vergärungslinien geringer als die der Vergleichslinie. Ursache für die dennoch
höheren H2S-Gehalte im Faulgas könnte sein, dass die in den Substraten enthaltenen
Schwefelverbindungen leichter abbaubar sind als die des Klärschlamms
bzw. wenige Stoffe z.B. Eisen für eine Ausfällung der Schwefelverbindungen
zur Verfügung standen.

Abschnitt II - 62 -
50,0
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
45,0
45
40,0
35,0
35
H2S-Gehalt [ppm]
30,0
25,0
20,0
15,0
23 23
20 20
20
23
30 30
28
25
17
31
15
30
10,0
10
10
10
10
5,0
0,0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-20: Mittlere Schwefelwasserstoffgehalte der Linien 1 bis 4
Heizwert im Faulgas
Der Energiegehalt des Faulgases wird aus dessen brennbaren Bestandteilen
errechnet und zeigt, wie viel Energie bei der Verbrennung freigesetzt wird.
Brennbare Komponenten des Faulgases sind Methan (CH4) und Wasserstoff
(H2), außerdem Schwefelwasserstoff (H2S), der während der Versuchsreihe nur
in vernachlässigbaren Spuren produziert wurde (siehe Abbildung 5-20). Aus
den in Abbildung 5-19 dargestellten prozentualen Anteilen der Gase wurden
mithilfe der Heizwerte für Methan (38,5 MJ/Nm³) und Wasserstoff
(10,8 MJ/Nm³) die Heizwerte pro Kubikmeter Faulgas errechnet.
Die mittleren Heizwerte der Linien 1 bis 4 über den Versuchszeitraum sind in
Abbildung 5-21 dargestellt. Die Werte beziehen sich jeweils auf einen Kubikmeter
Faulgas. Bei der Betrachtung der Abbildung fällt auf, dass der Heizwert
der Linie 2 am geringsten war, analog zum geringsten Methananteil in
Abbildung 5-19. Dagegen schwankte der Heizwert des Gases der Linie 1 stark.
Dies war auf die durch den variierenden Vorabbau (Jahreszeit) unterschiedliche
Zusammensetzung des Rohschlamms zurückzuführen. Die Heizwerte der
Linien 3 und 4 lagen ebenso wie die Methangehalte durchgehend am höchsten.

Abschnitt II - 63 -
24,5
24,0
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
24,3
24,1
24,1
24,0
23,8
23,8
24,1
24,3
23,9
23,6
Heizwert pro m³Faulgas [MJ/Nm³]
23,5
23,0
22,5
22,0
23,2
23,1
22,8
22,7
23,2
22,9
22,4
23,0
22,9
22,8
21,5
21,0
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3 Phase 4
Abbildung 5-21: Mittlere Heizwerte des Faulgases über den Versuchszeitraum
5.3 Entwässerungseigenschaften
Filterwiderstand
Als ein Anhaltspunkt für die Entwässerbarkeit von Faulschlämmen gilt der spezifische
Filtrationswiderstand. Je niedriger der Filterwiderstand liegt, desto besser
ist die Entwässerbarkeit des Schlammes. Dies gilt aber nur für die Betrachtung
eines einzelnen Schlammes über einen bestimmten Zeitraum hinweg. Der
Vergleich verschiedener Schlämme über den Filterwiderstand ist nicht immer
aussagekräftig.
In Abbildung 5-22 sind die Ergebnisse der Filterwiderstandsmessungen dargestellt.
Es zeigt sich deutlich, dass der Filterwiderstand der Co-Vergärungslinien
mit Erhöhung des Mischungsverhältnisses anstieg. Auch die Werte der Linie 1
erhöhten sich. Dies ist aber saisonbedingt zu werten, da die Entwässerbarkeit
des Faulschlamms in den Wintermonaten in der Regel abnimmt. Während im
Mischungsverhältnis Co:KS=1:2 die Filterwiderstände aller Linien recht dicht
beieinander lagen, nahm in Phase 3 der Filterwiderstand der Co-
Vergärungslinien erheblich zu. Die Werte der Linien 3 und 4 lagen in etwa auf
gleichem Niveau, der Filterwiderstand der Linie 2 wies die höchsten Werte auf.
In der letzten Phase der Versuche im Mischungsverhältnis Co:KS=2:1 erhöhten
sich die Werte des Filterwiderstands in den Linien der Co-Vergärung nochmals
sprunghaft.

Abschnitt II - 64 -
600
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
Einfahrphase Phase 1 Phase 2 Phase 3
Phase 4
500
Filterwiderstand [r 10 12 /cm²]
400
300
200
100
0
0 25 50 75 100 125 150
Versuchszeitraum [d]
Abbildung 5-22: Filterwiderstand der Linien 1 bis 4
Ergebnisse der Entwässerungsversuche
Über Vorversuche wurde das zu verwendende Polymer und dessen Dosierung
ermittelt. Dazu wurden insgesamt sechs Versuche mit Faulschlamm der Linie 1
(ohne Co-Substrat) durchgeführt. Konditioniert wurde der Schlamm mit 20 %
Sägemehl (bezogen auf den TR) und Polymeren verschiedener Dosierung, um
das am besten geeignete Polymer sowie die optimale Dosierung zu finden.
Während des Versuchszeitraums wurde im Mischungsverhältnis Co:KS=1:2 und
im Mischungsverhältnis Co:KS=1:1 jeweils eine Serie Entwässerungsversuche
durchgeführt. Als Maß für die Entwässerbarkeit eines Schlammes wird der Feststoffgehalt
(TR) im Filterkuchen bestimmt.
Zuvor gab es bereits Vorversuche mit Faulschlamm der Linie 1, um die
Schlammkonditionierung zu optimieren. Zur Konditionierung des Schlamms
wurden 20 % Sägespäne bezogen auf den TR des Schlamms und das Flockungshilfsmittel
der Firma Stockhausen A 7844 in der Dosierung 7 g/kg TR
verwendet.

Abschnitt II - 65 -
43
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
41
40,7
Feststoffgehalt im Filterkuchen [% TR]
39
37
35
33
31
29
37,2
38,3
39,1
35,5
28,3
32,5
33,4
27
25
Phase 2 Phase 3
Abbildung 5-23: Mittlere Entwässerbarkeit der Linien 1 bis 4
Das Ergebnis der Entwässerungsversuche der Linien 1 bis 4 ist in Abbildung 5-23
dargestellt. Die Abbildung verdeutlicht, dass die Entwässerbarkeit aller
Schlämme im ersten Versuchszeitraum besser ausfiel als im Mischungsverhältnis
Co:KS=1:1 (Phase 3). Die Werte für den Klärschlamm lagen stets höher als in
den Co-Vergärungslinien, von denen der Schlamm aus der Vergärung mit Co-
Substrat der Lebensmittelproduktionsfirma (Linie 4) am besten abschnitt.
Während die Abnahme der Entwässerbarkeit der Co-Schlämme in der ersten
Versuchsreihe relativ gering ausfiel (1,6 %-Punkte bei Linie 4, 2,4 %-Punkte bei
Linie 3 und maximal 3,5 %-Punkte bei der Linie 2 zur Vergleichslinie 1), waren bei
den Versuchen der zweiten Entwässerungsreihe die Ergebnisse der Co-
Vergärungslinien deutlich schlechter. Der auch hier am schlechtesten entwässerbare
Schlamm der Linie 2 (Speisereste) hatte im Vergleich zur Linie 1 einen
über 7,2 %-Punkte geringeren Feststoffgehalt im Filterkuchen. Bei den Linien 3
und 4 lag das Ergebnis um 3,0 bzw. 2,1 %-Punkte unter dem der Klärschlammfaulung.
Werden die Ergebnisse der zweiten Entwässerungsphase mit den Werten für
den Filterwiderstand in Abbildung 5-22 verglichen, so decken sich die Werte.
Auch die Ergebnisse der Filterwiderstandsmessung zeigten die höchste Entwässerbarkeit
für Linie 1 an, die Werte der Linien 3 und 4 lagen dicht nebeneinander
auf niedrigerem Niveau. Die Ergebnisse für die Linie 2 wiesen auch
hier auf eine verminderte Entwässerbarkeit des Schlammes hin.

Abschnitt II - 66 -
Insgesamt muss die Entwässerbarkeit der Schlämme aus der Co-Vergärung
schlechter beurteilt werden als die des reinen Klärschlamms. Die Ergebnisse
der Linien 3 und 4 lagen bei Schlämmen des Mischungsverhältnisses Co:KS=1:2
aber nur unwesentlich unter denen der Linie 1. Das Ergebnis der Linie 2 mit 3,5
%-Punkten weniger TR im Filterkuchen liegt schon deutlicher unter diesen Werten.
Die schlechte Entwässerbarkeit des Schlamms der Linie 2 bei einem Mischungsverhältnis
von Co:KS=1:1 lässt darauf schließen, dass ein solches Mischungsverhältnis
im großtechnischen Maßstab zu hohen Mehrmengen bei
der Schlammentsorgung und daher zu einer erheblichen Kostensteigerung
führen würde. Daher ist aus Sicht der Entwässerbarkeit ein Mischungsverhältnis
über Co:KS=1:2 nicht zu empfehlen. Die am besten geeigneten Co-
Substrate stellten der Flotatschlamm und der Fettschlamm dar. Die Entwässerbarkeit
des Faulschlamms dieser Linien wurde durch die Erhöhung des Mischungsverhältnisses
nur wenig beeinflusst.
5.4 Rückbelastung
Filtratwasserbelastung
Da das bei der Entwässerung anfallende Schlammwasser (Filtratwasser) üblicherweise
in die Kläranlage zurückgeleitet wird, lässt die Filtratwasserbelastung
Aussagen über die voraussichtliche Rückbelastung der Kläranlage zu.
Die gemessenen Parameter setzten sich zusammen aus CSB, NH4-N, org. N und
Pges
Die Abbildung 5-24 und die Abbildung 5-25 zeigen die Filtratwasserbelastungen
aus den Entwässerungsversuchen. Zusätzlich aufgeführt ist die Kjeldahl-
Stickstoff-Konzentration TKN, die sich aus NH4-N und org. N zusammensetzt
und einen wichtigen Bemessungsparameter für Kläranlagen darstellt.
Bei der Betrachtung der Filtratwasserbelastung sind die Parameter CSB, TKN
und Pges kläranlagenrelevant.
In der Abbildung 5-24 und Abbildung 5-25 fällt auf, dass die Linie 2 in beiden
Versuchsreihen die höchsten CSB- und TKN-Werte aufwies. Der CSB der Linien 3
und 4 lag ebenfalls höher als der der Linie 1. Die erhöhten CSB-Gehalte sind
durch den zusätzlichen Anteil leicht abbaubarer organischer Stoffe zu erläutern.

Abschnitt II - 67 -
1.200
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
Konzentration im Filtratwasser Phase 2 [mg/l]
1.000
800
600
400
200
0
908
925
717 729
689
653 656
629
496
464 469
325
101
64
17 32
17 12 22
CSB Ammonium-N org. N TKN P ges.
erfasste Parameter
16
Abbildung 5-24: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 2
Linie 1 Linie 2 Linie 3 Linie 4
1.200
1120
Konzentrationen im Filtratwasser Phase 3 [mg/l]
1.000
800
600
400
200
0
1003
938
815
731
747 755
704
659
639 644
589
117 104
84
52
18 28 35
CSB Ammonium-N org. N TKN P ges.
erfasste Parameter
35
Abbildung 5-25: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 3
Bei der Betrachtung der Stickstoffgehalte wird deutlich, dass sich durch den
Einsatz von Speiseabfällen als Co-Substrat die Stickstoffanteile im Filtratwasser
deutlich erhöhten, während in den Linien 3 und 4 der Stickstoffgehalt abnahm
und geringere Werte als im Filtratwasser aus Klärschlamm aufwies.
Die Phosphorgehalte in den Linien der Co-Vergärung lagen im Mischungsverhältnis
Co:KS=1:2 etwa auf dem Niveau der Linie 1, im Mischungsverhältnis

Abschnitt II - 68 -
Co:KS=1:1 stiegen die Werte leicht an auf Werte über denen der Klärschlammfaulung.
Da die Phosphorgehalte in den Schlämmen der Co-Vergärung bei
höherem Mischungsverhältnis eher abnahmen (siehe Kapitel 5.5, Tabelle 5-4,
Seite 70), ist der Anstieg über einen höheren Anteil leicht löslicher Stoffe im Gesamtphosphorgehalt
zu erklären.
5.5 Produktqualität Endprodukt
Die ausgefaulten Schlämme wurden sowohl in den halbtechnischen als auch
den großtechnischen Versuchen hinsichtlich der Gehalte an Schwermetallen
und AOX sowie der Nährstoffgehalte untersucht.
Schadstoffgehalte nach Klärschlammverordnung
Die Mittelwerte der Analyseergebnisse aus den Abläufen der Linien 1 bis 4 finden
sich in der Tabelle 5-3. In den folgenden Abbildungen werden die Parameter
AOX, Nickel und Zink betrachtet. Für alle Schadstoffe gilt, dass die
Grenzwerte nach AbfKlärV während des gesamten Zeitraums nicht überschritten
wurden.
Tabelle 5-3:
Schadstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre
Grenzwerte
Referenz Co-Vergärung Grenzwerte
Parameter Linie 1
Linie 2
Linie 3
Linie 4
AbfKlärV
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
[mg/kg TR]
AOX 361 314 357 332 500
Chrom 67,8 61,5 67,3 95,0 900
Nickel 45,8 41,5 46,3 56,5 200
Kupfer 378,8 339,8 370,0 336,0 800
Zink 1519,3 1327,5 1400,3 1426,0 2000/2500*
Cadmium 3,4 2,8 2,9 3,0 5/10*
Quecksilber 1,4 1,1 1,1 1,2 8
Blei 151,5 126,8 141,5 133,0 900
* Grenzwert abhängig von Art und pH-Wert des Bodens, auf den die Aufbringung geplant ist
Die AOX-Gehalte aller vier Linien lagen im gesamten Versuchszeitraum unter
dem Grenzwert von 500 mg/kg TR. Tendenziell wurde die AOX-Belastung der
Linie 1 über den Versuchszeitraum geringer, während die Werte der Linie 2 am
niedrigsten lagen.

Abschnitt II - 69 -
Die Nickel-Gehalte im Faulschlamm aller Linien befanden sich weit unter dem
Grenzwert von 200 mg/kg TR. Die leicht erhöhten Nickelwerte im Ablauf der
Linie 4 sind aus der im Vergleich zu den anderen Co-Substraten höheren Nickelbelastung
im Ausgangsprodukt Flotatschlamm zu erklären (siehe auch
Kapitel 4.2.2.1, Tabelle 4-3, Seite 34). Die Werte der Linie 2 sind etwas niedriger
als die der Linien 1 und 3, die auf etwa demselben Niveau liegen.
Die Zink-Gehalte (Grenzwert 2000/2500 mg/kg TR, abhängig von Art und pH-
Wert des Bodens) sanken während des Versuchszeitraums im Faulschlamm der
Linie 1. Das zeigt die allgemeine Tendenz aller Schadstoffgehalte an, die im
Sommer höher als im Winter sind. Ursache hierfür ist wiederum der bei niedrigen
Temperaturen geringere Vorabbau der organischen Substanz im Gewässer
vor Einleitung in die Kläranlage. Die Linie 2 wies bei den Zink-Gehalten, wie
bei allen anderen Schwermetallen, die niedrigsten Werte auf. Die Gehalte der
Linien 3 und 4 lagen leicht darüber. Die Zink-Gehalte in den Schlämmen der
Co-Vergärung waren grundsätzlich niedriger als in reinem Klärschlamm.
Insgesamt kann festgestellt werden, dass sich die Schadstoffgehalte im ausgefaulten
Produkt durch die Co-Vergärung nur unwesentlich positiv beeinflussen
lassen. Bedingt durch die sehr hohen Abbaugrade der Co-Substrate ist ein
Verdünnungseffekt im Ablauf kaum feststellbar. Bei der Linie 4 kam es in den
Parametern Nickel und Chrom sogar zu einer etwas höheren Belastung als bei
der reinen Klärschlammfaulung. Das war bedingt durch die leicht erhöhten
Werte im Substrat, die etwa der Konzentration im Klärschlamm entsprachen.
Die Ablaufbelastung der Linie 2 war bei allen gemessenen Schadstoffen am
geringsten, die Grenzwerte nach Klärschlammverordnung wurden aber in
keiner Linie überschritten.
Nährstoffgehalte
Da die stabilisierten Schlämme als Sekundärrohstoffdünger in der Landwirtschaft
verwertet werden sollen, ist die Betrachtung des Düngewerts der Endprodukte
interessant. Bei Untersuchungen nach Klärschlammverordnung wurden
daher auch Nährstoffgehalte im Schlamm gemessen. Die wichtigsten
Bodennährstoffe sind Stickstoff, Phosphat und Kalium [BDE, 1994].
In der Regel ist der Stickstoffbedarf des Bodens höher als durch den Klärschlamm
eingebracht werden kann. Eine Erhöhung der Stickstoffgehalte im
Schlamm der Co-Vergärung ist damit positiv zu werten. Wie in Tabelle 5-4 zu

Abschnitt II - 70 -
sehen, stiegen durch die Co-Vergärung die Stickstoffgehalte der Linie 2 stark
an, während die Zunahme in den anderen Co-Vergärungslinien relativ gering
war.
Tabelle 5-4:
Nährstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre
Grenzwerte
Referenz
Co-Vergärung
Parameter Linie 1
Linie 2
Linie 3
Linie 4
[% TR]
[% TR]
[% TR]
[% TR]
Stickstoff ges 5,0 6,6 5,4 5,2
Phosphor ges 5,3 5,1 4,4 4,6
Kalium 0,6 1,0 0,6 0,6
Im Gegensatz zum Stickstoff ist der Bedarf an Phosphor im Boden niedriger. Da
neben Klärschlamm u. a. auch Gülle als Dünger aufgebracht wird, ist das
Phosphordargebot aus Klärschlamm höher als benötigt, so dass die Aufbringungsmenge
oft durch den Phosphorgehalt beschränkt wird. In den Co-
Vergärungschlämmen lagen die Phosphorgehalte niedriger als in reinem Klärschlamm,
wobei die Werte der Linien 3 und 4 geringer waren als die der Linie 2.
Dies lässt höhere Schlammmengen zur landwirtschaftlichen Verwertung zu.
Bei der Betrachtung von Kalium als Dünger im Boden liegen die Verhältnisse
ebenso wie beim Stickstoff. Hier sind die Gehalte im Klärschlamm gewöhnlich
niedriger als der Bedarf des Bodens. Eine Erhöhung der Kaliumgehalte würde
daher, ebenso wie beim Stickstoff, zu einem verbesserten Düngewert führen.
Dies war, wie aus Tabelle 5-4 hervorgeht, beim Schlamm der Linie 2 der Fall,
dessen Kaliumgehalte über denen der anderen Schlämme lagen. Die Werte
der Linien 3 und 4 unterscheiden sich nur unwesentlich von denen der Linie 1.
Eine größere Veränderung der Nährstoffgehalte in den Schlämmen der Co-
Vergärung war nur bei der Linie 2 festzustellen, da der Anstieg der Stickstoffund
Kaliumgehalte zu einer Erhöhung des Düngewerts führte. Die Schlämme
aus der Co-Vergärung mit Flotatschlamm und Fettabscheiderrückständen
wiesen bis auf eine Reduzierung der Phosphorgehalte keine signifikanten Veränderungen
zur Vergleichslinie 1 auf. Aus Sicht der landwirtschaftlichen Klärschlammverwertung
eignet sich also der Schlamm der Linie 2 am besten. Da
die Phosphorgehalte im Schlamm durch die Co-Vergärung sanken, können

Abschnitt II - 71 -
von allen Co-Schlämmen größere Mengen aufgebracht werden als aus der
Klärschlammfaulung. Das ist vor allem im Hinblick auf höhere Schlammmengen
aus der Co-Vergärung positiv zu werten.
5.6 Fazit
Nachfolgend sollen die Ergebnisse der halbtechnischen Versuche für die drei
hauptsächlich verwendeten Co-Substrate Speisereste, Fettabscheiderrückstände
und Flotatschlamm zusammengefasst werden.
Die Eignung der einzelnen Substrate zur Co-Vergärung kann so herausgestellt
werden. Zur besseren Übersicht werden die Versuchsergebnisse für die einzelnen
Substrate nicht mehr in Zahlenform aufgeführt, sondern über eine Rangfolge
visualisiert. Da jedes Substrat prinzipiell für die Co-Vergärung geeignet ist,
wurde eine Unterteilung in sehr gute, gute und mittlere Eignung vorgenommen.
Alle erfassten Parameter sind in der Tabelle 5-5 dargestellt und für eine
großtechnische Umsetzung priorisiert.
Die Einteilung in niedrige, mittlere oder hohe Priorität stellt aber nicht die
Wichtigkeit der Parameter als solches dar, sondern die Wichtigkeit der Ergebnisse
für die einzelnen Substrate. Da beispielsweise die Schadstoffgehalte aller
drei getesteten Substrate sehr gering waren, wird die Priorität als niedrig eingestuft.
Die Ergebnisse der Entwässerungsversuche unterschieden sich deutlich,
daher ist die Wichtigkeit dieser Daten für die Wahl eines Substrates sehr
hoch.

Abschnitt II - 72 -
Tabelle 5-5:
Versuchsergebnisse der einzelnen Substrate und ihre Priorität
Priorität
Bereich Parameter Speisereste
Fettabscheider
Flotatschlamm
Linie 2
Linie 3
Linie 4
hoch Ausgangssubstanzen
Aufbereitungsbedarf * ** ***
niedrig Schadstoffgehalte *** ** *
niedrig
pH-Werte *** * *
mittel
mittel
Anaerobes
Abbauverhalten
Abbaugrade
Gesamt
Abbaugrade
Co-Substrat
*** *** ***
** *** **
niedrig CSBfil. *** *** ***
niedrig organische Säuren ** *** ***
hoch Faulgasproduktion ** *** ***
hoch
hoch
Gasausbeute gesamt
[Nm 3 /kg oTRzul.]
Gasausbeute Substrat
[Nm 3 /kg oTRzul.]
* ** ***
** ** ***
hoch Gaszusammensetzung ** *** ***
niedrig H2S im Faulgas *** ** **
hoch
Heizwerte
[MJ/Nm 3 ]
* *** ***
niedrig Entwässe-
Filterwiderstand * ** ***
rungseigen-
hoch
schaften Entwässerbarkeit * ** ***
hoch Rückbelastung Kläranlagenrückbelastung * *** ***
niedrig Endprodukt Schadstoffgehalte *** ** *
niedrig
Nährstoffgehalte *** ** **
Σ hohe Priorität 7 8 12
Σ mittlere Priorität 5 9 3
Σ niedrige Priorität 6 1 3
*** sehr gute Eignung ** gute Eignung * mittlere Eignung

Abschnitt II - 73 -
6 Darstellung der großtechnischen Versuchsergebnisse
6.1 Randbedingungen des Faulbehälterbetriebes
Zur Beurteilung der Ergebnisse aus den einzelnen Versuchsphasen ist es wichtig,
die Randbedingungen zu kennen, unter denen die Faulbehälter betrieben
wurden. In Tabelle 6-1 sind hierzu die wichtigsten Informationen enthalten.
Tabelle 6-1:
Betriebsparameter der Faulbehälter (Mittelwerte über die einzelnen
Phasen)
Versuchsphase
Phase 1
dosiertes Co-Substrat
Flotatschlamm
Phase 2 Phase 3
dosiertes Co-Substrat
Fettabscheider
Linie Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2
pH-Wert
[-]
Temperatur
[°C]
TRzu
[%]
TRab
[%]
GVzu
[% v. TR]
GVab
[% v. TR]
Aufenthaltszeit
[d]
Raumbelastung
[kg⋅oTR/m³⋅d]
7,1 7,1 7,1 7,1 7,1 7,1
37,0 37,2 36,1 36,8 36,7 36,7
4,2 5,0 3,1 3,1 2,7 3,9
2,4 2,4 2,0 2,0 1,6 1,7
73,9 75,9 76,9 76,9 76,2 77,9
57,7 58,6 60,4 60,4 57,7 59,9
42,9 39,4 32,8 32,8 34,9 31,8
0,76 1,04 0,72 0,72 0,59 1,02
Linie 1 = Klärschlammfaulung
Linie 2 = Co-Vergärung
pH-Wert im Faulbehälter
Die Tabelle 6-1 verdeutlicht, dass die pH-Werte über den ganzen Versuchszeitraum
konstant im Bereich 7,1 lagen. Die pH-Werte der Linie 2 (Co-Vergärung)
wiesen etwa dieselben Werte auf wie die Vergleichslinie 1.

Abschnitt II - 74 -
Faulraumtemperatur
Auch die mittleren Faulraumtemperaturen belegen eindeutig, dass beide
Faulbehälter bei den gleichen Temperaturverhältnissen im mesophilen Bereich
betrieben wurden.
Feststoffgehalt
Die Feststoffgehalte der Klärschlammfaulung in Linie 1 fallen im Laufe der Versuche
von 4,2 % auf einen Wert von 2,7 %. Dies deutet auf eine allgemeine
Veränderung des Rohschlammes über die Zeit hin. In der Co-Vergärung sind
die Feststoffgehalte durch die Zugabe der Flotatschlämme in Phase 1 und
durch Zugabe der Fettabscheiderinhalte in Phase 3 immer etwas höher als
bei der Klärschlammfaulung.
Glühverlust
Der organische Anteil des rohen Klärschlamms betrug in den Versuchsphasen
etwa 74 bzw. 76 %. Im Vergleich dazu wurde der Glühverlust in der Co-
Vergärung aufgrund der zusätzlichen Substratzugabe jeweils höher ermittelt.
In Phase 1 lag der Glühverlust der Linie 2 bei 76 %. Während in der Phase 3 in
der etwa das gleiche Mischungsverhältnis von Klärschlamm zu biogenen Abfall
eingestellt wurde sogar noch 2%-Punkte darüber.
Aufenthaltszeit
Es zeigte sich, dass durch die Zugabe von Co-Substraten zur Faulung der Linie
2 nur eine geringe Beeinflussung der Aufenthaltszeit zu verzeichnen war
(Abbildung 6-1).
Bei der Linie 1 beträgt die Aufenthaltszeit in der Klärschlammfaulung ca.
43 Tage und sinkt im Verlaufe der einzelnen Versuchsphasen auf einen Minimalwert
von ca. 33 Tagen.
Die Zugabe von Co-Substraten zur Linie 2 beeinträchtigt somit die Aufenthaltszeit
nur geringfügig. Die Aufenthaltszeit beträgt in der Phase 1 ca. 39 Tage
und sinkt in der Phase 3 auf einen Minimalwert von ca. 31 Tagen.

Abschnitt II - 75 -
50
Linie 1 Linie 2
42,9
40
39,4
32,8
32,8
34,9
31,8
Verweilzeit [d]
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3
Abbildung 6-1: Mittlere Verweilzeit pro Phase und Linie
Diese Daten entsprechen ebenfalls den Kennwerten aus dem Merkblatt des
MUNLV zur Co-Vergärung [MUNLV, 2001]. Bei einer Anlagengröße < 50.000 EW
sollte die Faulzeit mindestens zwischen 20 und 30 Tagen liegen (Tabelle 6-2).
Grundsätzlich gilt, dass die angegebene minimale Aufenthaltszeit bei einer
Mitbehandlung biogener Abfälle nicht unterschritten werden darf.
Tabelle 6-2:
Kennwerte einer anaeroben Stabilisierungsanlage für Klärschlamm
[MUNLV, 2001]
Anlagengröße < 50.000 EW 50.000-100.000 EW > 100.000 EW
Faulzeit
[d]
Organische Raumbelastung
[kg oTR/m³·d]
Organische Säuren
[mg/l]
20-30 15-20 15-18
1,5 3,0 4,5
< 300 im täglichen Betrieb
Raumbelastung
Neben der Aufenthaltszeit muss auch die organische Raumbelastung den
allgemeinen Bemessungsansätzen entsprechen und einer Überprüfung standhalten.
In der Tabelle 6-2 sind Orientierungswerte für die organische
Raumbelastung in Abhängigkeit der Kläranlagengröße aufgelistet. Diese Werte
müssen in jedem Fall nach Zugabe der biogenen Abfälle bei der Co-

Abschnitt II - 76 -
Vergärung eingehalten werden. Eine Überschreitung der maximalen Raumbelastung
von 1,5 kg oTR/(m³·d) ist nicht genehmigungsfähig.
Insgesamt betrachtet (Tabelle 6-1), liegen die Raumbelastungen beider Faulbehälter
in allen Phasen unter dem Wert von 1,5 kg oTR/(m³·d). Für Linie 1
wurden Mittelwerte zwischen 0,59 und 0,76 kg oTR/(m³·d) festgestellt. Die
vorhandenen mittleren organischen Raumbelastungen wurden für die Co-
Vergärung in den Phasen 1 und 3 im Bereich von ca. 1,0 kg oTR/(m³·d) ermittelt.
Werden die Raumbelastungen für Co-Substrat und Klärschlamm getrennt betrachtet,
wie in Abbildung 6-2 für die Co-Vergärung dargestellt, so ist ersichtlich,
dass der Anstieg der Raumbelastung direkt aus der Zusatzbelastung
durch das Co-Substrat herrührt.
1,2
aus PS aus ÜS aus Co-Substrat
Raumbelastung Co-Vergärung [kg oTRzu/(m³*d)]
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,29
0,40
0,36
0,45
0,37
0,23
0,0
Phase 1 Phase 3
Abbildung 6-2: Mittlere Raumbelastung der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm
und Co-Substrat
Die Erhöhung der Raumbelastung wurde im Vergleich zur Linie 1 durch das
jeweilige Co-Substrat hervorgerufen. Im Mittel stieg in Phase 1 durch die Zugabe
der fetthaltigen Flotatschlämme die Raumbelastung um
0,29 kg oTR/(m³·d). Die Zugabe der Fettabscheiderinhalte in Phase 3 hatte
eine Erhöhung um 0,45 kg oTR/(m³·d) zur Folge. Insgesamt bleibt festzuhalten,
dass die Raumbelastung der Linie mit Co-Vergärung in einem für Kläranlagen
üblichen Bereich lag.

Abschnitt II - 77 -
6.2 Anaerobes Abbauverhalten
6.2.1 Abbaugrad
Gehalte und Abbaugrade der organischen Substanz
Der biologische Abbaugrad gibt einen Hinweis auf die Qualität des anaeroben
Prozesses im Faulbehälter. Aus Abbildung 6-3 ist ersichtlich, dass sich die
Abbaugrade der organischen Substanz durch die Co-Vergärung ausnahmslos
über der Klärschlammfaulung liegen.
Die Klärschlammfaulung wies einen relativ gleichmäßigen Abbaugrad zwischen
etwa 43 und 55 % auf. Im Vergleich zu Werten üblicher kommunaler
Klärschlämme, die zwischen 40 und 50 % liegen, ist der erreichte oTR-
Abbaugrad als optimal einzustufen.
Bei der Co-Vergärung wurden sowohl in Phase 1 (Co-Substrat = Flotatschlämme)
als auch in der Phase 3 (Co-Substrat = Fettabscheiderinhalte)
durchweg höhere Abbaugrade von jeweils über 60 % erreicht.
100
Linie 1 Linie 2
90
80
Abbaugrad oTR [%]
70
60
50
40
55
63
43
45
52
63
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2 Phase 3
Abbildung 6-3: Gesamtabbaugrade in den Phasen
Die organische Zulauffracht bei der Co-Vergärung setzt sich zum Teil aus dem
Klärschlamm und zum Teil aus dem biogenen Abfall zusammen. Da sowohl der
Abbaugrad des Klärschlamms aus der Klärschlammfaulung bekannt als auch
der Klärschlammanteil in der Co-Vergärung bekannt sind, wurden Abbaugrade
getrennt für den Klärschlamm und das Co-Substrat getrennt berechnet.
Hierbei wird vorausgesetzt, dass der organische Klärschlammanteil in der

Abschnitt II - 78 -
Co-Vergärung genau so gut abgebaut wird wie in der reinen Klärschlammfaulung.
In Abbildung 6-4 ist das Ergebnis der Berechnungen dargestellt und
verdeutlicht, dass der organische Anteil der Co-Substrate wesentlich besser
abgebaut werden kann, als der des Klärschlamms. Für beide Abfälle, Flotatschlämme
und Fettabscheiderinhalte, wurden organische Abbaugrade
von über 80 % erreicht.
100
Schlamm Substrat Gesamt
90
80
84
87
Abbaugrade [%]
70
60
50
40
55
63 63
52
30
20
10
0
Phase 1 Phase 2
Abbildung 6-4: Abbaugrade der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und
Co-Substrat
6.2.2 Stabilisierungsgrad
Trotz der erhöhten Raumbelastungen in den Phasen 1 und 3 (siehe auch Kapitel
6.1, Seite 73) traten keine nennenswerten Anstiege der organischen Säuren
im Co-Schlamm auf. Zur Verdeutlichung wird in Abbildung 6-5 der Gehalt
an organischen Säuren über den gesamten Versuchszeitraum dargestellt.
Die Abbildung zeigt die regelmäßig ermittelten Anteile an organischen Säuren
im ausgefaulten Produkt und verdeutlicht sehr niedrige Konzentrationen,
die Werte von 100 mg/l nicht überschreiten. Alle Faulschlämme sind daher als
sehr gut stabilisiert zu bezeichnen (siehe auch Kapitel 2.1, Seite 3).

Abschnitt II - 79 -
120
Linie 1 Linie 2
Phase 1 Phase 2 Phase 3
100
organische Säuren im Ablauf [mg/l]
80
60
40
20
0
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Versuchzeitraum [d]
Abbildung 6-5: Organische Säuren in den Abläufen der Linien 1 und 2
6.2.3 Gasproduktion- und Zusammensetzung
Gasanfall
Die Faulgasproduktion über den gesamten Versuchszeitraum ist in Abbildung
6-6 dargestellt.
Die Gasproduktion aus dem Klärschlamm lag im Bereich von 200 bis 300 m³/d.
In den Phasen mit Zugabe der fetthaltigen biogenen Abfälle wurde auch in
den großtechnischen Versuchen eindeutig eine weit höhere Gasproduktion
nachgewiesen.
Es konnte abschließend jedoch nicht eindeutig erklärt werden, weshalb in der
Zwischenphase (Phase 2) bei gleicher Beschickung beider Faulbehälter die
Faulgasproduktion der Linie 2 unter das Klärschlammniveau absackte.

Abschnitt II - 80 -
500
Linie 1 Linie 2
450
Phase 1 Phase 2 Phase 3
400
Gasproduktion [m³/d]
350
300
250
200
150
100
Abbildung 6-6: Gasproduktion über den Versuchszeitraum
Insgesamt muss von einem Fehler in der Gasmengenmessung ausgegangen
werden. Bei einem Vergleich der aufgezeichneten Gasvolumenströme mit
dem Gasverbrauch des BHKW auf der Kläranlage und den erzeugten Strommengen
werden Diskrepanzen klar erkennbar. Die Summe der gemessenen
Gasmengen liegt deutlich über dem Gasverbrauch des BHKW. Trotz mehrfacher
Kalibrierung der Gasmessgeräte konnte dieser Fehler nicht minimiert und
behoben werden.
Beide Gasleitungen münden nach den Messgeräten in eine gemeinsame Leitung.
Durch eventuell zurückfließendes Gas werden Gasströme doppelt erfasst
und führen insgesamt zu einer Gasmehrmessung von ca. 30 %.
Spezifische Gasproduktion
Zwischen dem Abbau an organischer Substanz und dem Gasanfall besteht
ein enger Zusammenhang, da die abgebaute organische Masse in Form von
Faulgas entweicht.
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Versuchszeitraum [d]
Da hinsichtlich der erfassten Gasmengen von einem erheblichen Messfehler
(siehe auch oben) auszugehen ist, werden der Gasanfall und der abgebaute
bzw. zugeführte organische Anteil nicht in Beziehung gesetzt. Über diesen Zusammenhang
können keine plausiblen und deutlichen Aussagen getroffen
werden können. Es wird daher auf eine weitere Betrachtung der spezifischen
Gasproduktion im Zulauf verzichtet.

Abschnitt II - 81 -
Nach den Erfahrungen in den halbtechnischen Versuchen kann aber davon
ausgegangen werden, dass die erhöhten Zulaufmengen an organischer Substanz
und der höhere Abbaugrad in den Linien der Co-Vergärung zu einer
Steigerung der Gasausbeute und spezifischen Gasproduktion führten
Gaszusammensetzung und Heizwerte
Mit Hilfe eines Gaschromatographen einschließlich Wärmeleitfähigkeitsdetektor
(WLD) wurden die Bestandteile des Faulgases bestimmt. Zu den analysierten
Gasbestandteilen zählen Methan, Kohlendioxid, Wasserstoff, Sauerstoff
und Stickstoff. Die Ergebnisse der Faulgasuntersuchungen sind in Tabelle 6-3
über den Versuchszeitraum aufgeführt.
Tabelle 6-3:
Ergebnisse der Faulgasanalysen über den Versuchszeitraum
(Mittelwerte)
Versuchsphase
Phase 1
dosiertes Co-Substrat
Flotatschlamm
Phase 2 Phase 3
dosiertes Co-Substrat
Fettabscheider
Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2
Methan
[Vol.-%]
Kohlendioxid
[Vol.-%]
Wasserstoff
[Vol.-%]
Stickstoff
[Vol.-%]
Sauerstoff
[Vol.-%]
53,9 62,3 60,7 61,9 63,1 64,5
25,8 29,3 31,7 31,9 33,1 31,8
< 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1 < 0,1
14 5,8 4,5 3,4 2,5 2,5
3,8 1,3 1,0 0,7 0,4 0,4
Linie 1 = Klärschlammfaulung
Linie 2 = Co-Vergärung
Die relativ hohen Sauerstoff- und Stickstoffanteile im Faulgas können nur
durch einen systematischen Fehler bei der Probenahme und Probenverarbeitung
erklärt werden, da unter anaeroben Bedingungen das Faulgas keine
Anteile an Sauerstoff und Stickstoff enthalten sind.
Die Faulgaszusammensetzung wird daher in Abbildung 6-7 auf die drei Bestandteile
Methan, Kohlendioxid und Wasserstoff bezogen und zu 100 %
hochgerechnet.

Abschnitt II - 82 -
100%
CH4 H2 CO2
80%
32,3 31,9 34,7 34,0 34,4 33,5
Anteile im Gas [Vol%]
60%
40%
0,2 0,1
0,2 0,1 0,1 0,1
67,6 68,0 65,1 65,9 65,5 66,4
20%
0%
Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2
Phase 1 Phase 2
Phase 3
Abbildung 6-7: Mittlere Gaszusammensetzung der Linien 1 und 2
Die Wasserstoffanteile des Faulgases liegen durchweg bei etwa 0,1 %. Da Wasserstoff
als Zwischenprodukt des anaeroben Abbaus entsteht, werden sich
geringe Mengen immer im Faulgas finden lassen.
Der Methangehalt im Faulgas der Klärschlammfaulung reduziert sich im Verlauf
der Versuche in Phase 2 leicht auf 65,0 %, der Kohlendioxidgehalt steigt
entsprechend an. Dies kann auf eine veränderte Rohschlammzusammensetzung
zurückgeführt werden. Die mittleren Glühverluste wurden in den Phasen
1 und 3 bei knapp unter 60 % bestimmt. In der Phase 2 betrug der Glühverlust
dagegen 60 % (siehe Tabelle 6-1).
Insgesamt betrachtet entsprach die Gaszusammensetzung der Linie 2 in allen
Phasen weitestgehend der der Vergleichslinie 1, blieb über den gesamten Versuchszeitraum
in allen Versuchlinien weitestgehend stabil und veränderte sich
nicht.
H2S-Gehalte im Faulgas
Durch die Vergärung von Abfällen aus dem Lebensmittelbereich kann es dazu
kommen, dass die Gehalte an H2S im Faulgas zunehmen. Als Ursache sind
die in diesen Substraten enthaltenen Schwefelverbindungen Die Ergebnisse
der Faulgasanalysen bestätigten diese Vermutung nicht.
Die Schwefelwasserstoffgehalte aller Linien wurden im gesamten Untersuchungszeitraum
bei allen durchgeführten Faulgasuntersuchungen < 10 ppm
bestimmt. Da die nachgewiesen Konzentrationen an H2S sehr gering waren,

Abschnitt II - 83 -
ist an den Einrichtungen zur Gasverwertung (z.B. Blockheizkraftwerke zur
Strom- und Wärmeproduktion) aus Sicht der Gasqualität keine Änderung wie
z.B. Faulgasreinigung erforderlich.
Heizwert im Faulgas
Der Heizwert des Faulgases wurde aus dessen brennbaren Bestandteilen ermittelt
und in Abbildung 6-8 graphisch aufbereitet. Die Werte beziehen sich
jeweils auf einen Kubikmeter Faulgas.
24,0
Linie 1 Linie 2
23,2
Heizwert pro m³ Faulgas [MJ/Nm³
23,0
22,0
21,0
20,0
19,0
19,3
22,4
21,8
22,2
22,6
18,0
17,0
Phase 1 Phase 2 Phase 3
Abbildung 6-8: Mittlere Heizwerte des Faulgases über den Versuchszeitraum
Der Heizwert war in der Vergleichslinie jeweils am geringsten. Dies kann analog
zum höheren Methananteil im Gas der Co-Vergärung erklärt werden. Die relativ
große Schwankungsbreite im Heizwert des Gases der Linie 1, wird insgesamt
auf jahreszeitlich bedingt Veränderungen in der Zusammensetzung des
Rohschlamms zurückzuführen.
6.3 Entwässerungseigenschaften
Filterwiderstand
Abbildung 6-9 verdeutlicht die in den Untersuchungen ermittelten Filterwiderstände.
In beiden Phasen zeigen die Kurven aus der Referenzlinie und Co-
Vergärung tendenziell den gleichen ansteigenden Verlauf und weisen auf eine
allgemeine Veränderung des Schlammes über die Zeit hin. Dies ist aber saisonbedingt
zu werten, da die Entwässerbarkeit des Faulschlamms in den Wintermonaten
in der Regel abnimmt.

Abschnitt II - 84 -
Linie 1 Linie 2
450
400
Phase 1 Phase 2 Phase 3
350
Filterwiderstand [r 1012/cm2]
300
250
200
150
100
50
0
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Versuchszeitraum [d]
Abbildung 6-9: Filterwiderstand der Linien 1 und 2
Je niedriger der Filterwiderstand liegt, desto besser ist die Entwässerbarkeit
des Schlammes. Dies gilt aber nur für die Betrachtung eines einzelnen
Schlammes über einen bestimmten Zeitraum hinweg. Der Vergleich verschiedener
Schlämme über den Filterwiderstand ist nicht immer aussagekräftig.
Aus den Ergebnissen der Untersuchungen des spezifischen Filtrationswiderstandes
in Abbildung 6-9 geht hervor, dass der Filterwiderstand des Schlammes
aus der Co-Vergärung in der Phase 1 nur leicht über dem der Klärschlammfaulung
lag. Diese Tendenz wurde auch in Phase 2 nachgewiesen, in
der beide Faulbehälter nur mit Rohschlamm beschickt wurden. In der letzten
Phase dagegen fiel der Filtrationswiderstand aus der Co-Vergärung deutlich
unter den der Klärschlammfaulung.
Ergebnisse der Entwässerungsversuche
Bei den Versuchen ergab sich bei gleicher Konditionierung und gleich langer
Presszeit (30 Minuten) unter Verwendung der Membranfilterpresse stets ein
feststoffreicherer Filterkuchen.
Abbildung 6-10 beinhaltet das stark zusammengefasste Ergebnis der Entwässerungsserien.
Gegenübergestellt werden die in den Versuchen erreichten
mittleren Endfeststoffgehalte des Filterkuchens.

Abschnitt II - 85 -
25
Linie 1 Linie 2
Phase 1 Phase 3
Feststoffgehalt im Filterkuchen [% TR]
20
15
10
5
13,2
13,7
19,1
17,4
12,2
12,8
16,1
16,0
0
5 g/kg TR 7 g/kg TR 5 g/kg TR 7 g/kg TR
Polymerdosierung
Abbildung 6-10: Mittlere Entwässerbarkeit der Linien 1 und 2
In den einzelnen Phasen handelte es sich jeweils um eine Serie bestehend aus
zwei mal zwei Entwässerungsversuchen. Für die Durchführung der Untersuchungsreihen
wurde die Polymersorte A 7844 der Firma Stockhausen vorgesehen
und in einer Dosierung von 5 und 7 g Wirksubstanz pro kg Schlammtrockenmasse
verwendet.
Insgesamt wurde in beiden Phasen mit der höheren Polymerdosierung von
7 g/ kg TR die besten Entwässerungsergebnisse erzielt. Beim Vergleich von
Klärschlamm und Co-Schlamm untereinander fällt auf, dass in allen Fällen der
Klärschlamm ein etwas besseres Entwässerungsergebnis lieferte. In Phase 1
zeigte die mit Flotatschlamm versetzte Linie im Endresultat eine absolute Differenz
von -1,7 %-Punkten zur Klärschlammfaulung, in Phase 3 wurde dagegen
ein gleichwertiger Endfeststoffgehalt erreicht.
In der zweiten Entwässerungsreihe (Phase 3) bleiben aber auch die Endfeststoffgehalte
der Klärschlammfaulung unter den Ergebnissen der Phase 1 zurück.
Dies deutete sich bereits bei der Betrachtung der Filterwiderstände an,
die auf eine Veränderung der Schlämme hinwiesen (siehe auch Abbildung
6-9).
Abschließend wird auch in den großtechnischen Untersuchungen die Entwässerbarkeit
der Schlämme aus der Co-Vergärung etwas schlechter beurteilt als
die des reinen Klärschlamms.

Abschnitt II - 86 -
6.4 Rückbelastung
Filtratwasserbelastung
Die Ergebnisse der Filtratwasseruntersuchungen, die parallel zu den Entwässerungsversuchen
durchgeführt wurden, sind in der Abbildung 6-11 und
Abbildung 6-12 ersichtlich. Bei der genauen Betrachtung der Filtratwasserbelastung
wird hierbei insbesondere auf die kläranlagenrelevanten Parameter
CSB, TKN und Pges eingegangen.
1.000
Linie 1 mit 5 g/kg
Linie 1 mit 7 g/kg
Linie 2 mit 5 g/kg
Linie 2 mit 7 g/kg
Konzentration im Filtratwasser Phase 1 [mg/l]
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
836
815
823
791
798
774
754
757
186 189 182 183
103 101
65
21 32 25
5
CSB Ammonium-N org.N TKN Pges
erfasste Parameter
62
Abbildung 6-11: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 1
In beiden Abbildungen wird deutlich, dass zwischen den einzelnen Linien und
den betrachteten Parametern keine signifikanten Unterschiede zu verzeichnen
sind.
In der Regel ergibt sich im Filtratwasser des Co-Schlamms ein etwas höherer
CSB. Dies ist darauf zurück zu führen, dass die Co-Vergärung mit einer größeren
organischen Fracht beschickt wurde.
Bei den Stickstoffverbindungen im Filtratwasser ist zu erkennen, dass der ü-
berwiegende Teil in Form von Ammonium vorliegt. Ein kleinerer Teil wird von organischen
Stickstoffverbindungen gebildet. Beim Vergleich der TKN-Werte ergeben
sich im Filtratwasser der Co-Vergärung etwas niedrigere Werte.
Die leicht erhöhten Stickstoffkonzentrationen (NH4-N) können wie folgt erklärt
werden. in der Co-Vergärung findet gegenüber der Klärschlammfaulung ein

Abschnitt II - 87 -
wesentlich höherer Abbau der organischen Feststofffracht statt und hätte
entsprechend zu ebenso hohen Konzentrationen im Schlammwasser geführt.
Da dies nicht eingetreten ist, ergibt sich hier der Hinweis darauf, dass der Stickstoffgehalt
der biogenen Abfälle niedriger ist als der des Klärschlamms.
Bei den Phosphorgehalten im Filtratwasser ergab sich bei der Co-Vergärung
ein äquivalenter bzw. ein niedrigerer Wert als bei der Klärschlammfaulung.
1.000
Linie 1 mit 5 g/kg
Linie 1 mit 7 g/kg
Linie 2 mit 5 g/kg
Linie 2 mit 7 g/kg
Konzentration im Filtratwasser Phase 3 [mg/l]
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
791 777 785
743 753 746
757
723
178 194
176 173
68
76 80
61
34 28 24
CSB Ammonium-N org.N TKN Pges
50
erfasste Parameter
Abbildung 6-12: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 3
Frachtenvergleich
Die folgenden Berechnungen zeigen, inwieweit sich die Kläranlagenrückbelastung
durch die Co-Vergärung verändert. Der Frachtenvergleich wurde für die
Kläranlage Schermbeck und die Modellkläranlage [MURL, 1999] durchgeführt.
Der Berechnung liegt eine Beschickung bzw. ein Mischungsverhältnis Co-
Substrat:Klärschlamm = 1:2 zugrunde.
Es sollte untersucht werden, wie hoch die zusätzliche Rückbelastung in Abhängigkeit
von Menge und Art der zugeführten Co-Substrate für die Kläranlage
ist. Als Bezugsgröße dient dabei sehr anschaulich die Zulaufbelastung der
Kläranlage bzw. der Ablauf Vorklärung.

Abschnitt II - 88 -
Tabelle 6-4:
Parameter
Einwohnerspezifische Frachten, 85-Perzentil
(ATV Arbeitsblatt A 131)
Ablauf Vorklärung
(0,5 bis 1,0 h Durchflusszeit bei Qt)
BSB5 [g/E·d] 45
CSB [g/E·d] 90
TS [g/E·d] 35
TKN [g/E·d] 10
P [g/E·d] 1,6
Die Ermittlung der Frachten im Ablauf Vorklärung wurde in Anlehnung an die
derzeit gültige Fassung des ATV-Arbeitsblattes A 131 [ATV, 2000] über die einwohnerspezifischen
Frachten durchgeführt (Tabelle 6-4). Die Werte für die
Kläranlage Schermbeck und die Modellkläranlage ergeben sich entsprechend
und sind in Tabelle 6-5 dargestellt.
Tabelle 6-5:
Zulaufbelastung zur Kläranlage Schermbeck und zur Modellkläranlage
Parameter
Kläranlage Schermbeck
17.000 EW
Modellkläranlage
100.000 EW
Q [m³/d] 2.550 15.000
CSB [kg/d] 2.040,0 12.000,0
TKN [kg/d] 187,0 1.100,0
P [kg/d] 30,6 180,0
Die Bemessungsfrachten ergeben sich als Summe aus den Frachten Ablauf
Vorklärung und Rückbelastung durch Filtratwasser.
In der Abbildung 6-11 und Abbildung 6-12 sind die in den großtechnischen
Versuchen gemessenen Filtratwasserbelastungen dargestellt. Diese Ergebnisse
und die ermittelten Gesamtschlammwassermengen (Kapitel 6.6.1, Tabelle
6-11 f. und Tabelle 6-14 f., Seite 94) bilden die Grundlage der nachfolgenden
Betrachtungen für die Kläranlage Schermbeck. Für die Modellkläranlage wurden
die Werte der Filtratwasseranalyse aus den halbtechnischen Versuchen
entnommen (Kapitel 5.4, Abbildung 5-24, Seite 67) da für die Kläranlage der
Größe 100.000 EW von einem industriell beeinflusstem Abwasser ausgegangen
wird.

Abschnitt II - 89 -
Aus den Schlammwassermengen sowie den Konzentration der gelösten Inhaltsstoffe
konnten die in Tabelle 6-6 und Tabelle 6-7 dargestellten anfallenden
Frachten an CSB, TKN und Pges ermittelt werden. Gleichzeitig erfolgte eine
Gegenüberstellung zur jeweiligen Zulauffracht der Kläranlage.
Das bei der Entwässerung ausgefaulter Klärschlämme abgetrennte und in
den Zulauf der Kläranlage eingeleitete Wasser verursacht Rückbelastungen
zur Kläranlage. Insgesamt betrachtet, beträgt die CSB-Rückbelastung aus
dem Schlammwasser bezogen auf die Zulauffracht der Kläranlage etwa 3 %,
bei der Stickstoffrückbelastung sind es ca. 15 % [SCHMELZ, 2000].
Beide Tabellen (Tabelle 6-6 und Tabelle 6-7) belegen diese Angaben und zeigen,
dass die ermittelten Ergebnisse sogar unter diesen Werten liegen. Die
prozentuale Rückbelastung durch das Filtratwasser bezogen auf den Kläranlagenzulauf
ist jeweils in Klammern zusammengefasst.
Tabelle 6-6:
Schlammwassermengen und Frachten aus der Klärschlammfaulung
und der Co-Vergärung im Vergleich zur Zulaufbelastung
der Kläranlage Schermbeck
Zulauffracht
Ohne
Co-Vergärung
Mit
Co-Vergärung
Klärschlammfaulung
zusätzlich
Flotatschlamm
zusätzlich Fettabscheiderinhalte
Schlammwasser
[l/d]
30.963 34.398 33.510
CSB-Konz. [mg/l] 179,0 183,0 173,0
TKN-Konz.
[mg/l]
Pges-Konz.
[mg/l]
CSB-Fracht
[kg/d]
TKN-Fracht
[kg/d]
Pges-Fracht
[kg/d]
791,0 757,0 757,0
63,0 62,0 50,0
2.040,0 5,5 [0,3 %) 6,3 (0,3 %) 5,8 (0,3 %)
187,0 24,5 (13,1 %) 26,0 (13,9 %) 25,4 (13,6 %)
30,6 1,9 (6,2 %) 2,1 (6,7 %) 1,7 (5,6 %)

Abschnitt II - 90 -
Tabelle 6-7:
Schlammwassermengen und Frachten aus der Klärschlammfaulung
und der Co-Vergärung im Vergleich zur Zulaufbelastung
der Modellkläranlage
Zulauffracht
Ohne Co-
Vergärung
Mit Co-Vergärung
Klärschlammfaulung
zusätzlich
Flotatschlamm
zusätzlich Fettabscheiderinhalte
Schlammwasser
[l/d]
131.891 158.070 151.301
CSB-Konz. [mg/l] 325,0 469,0 464,0
TKN-Konz.
[mg/l]
Pges-Konz.
[mg/l]
CSB-Fracht
[kg/d]
TKN-Fracht
[kg/d]
Pges-Fracht
[kg/d]
717,0 729,0 689,0
17,00 16,0 22,0
12.000,0 42,9 (0,4 %) 74,1 (0,6 %) 70,2 (0,6 %)
1.100,0 94,6 (8,6 %) 115,2 (10,5 %) 104,3 (9,5 %)
180,0 2,2 (1,2 %) 2,5 (1,4 %) 3,3 (1,8 %)
Durch die Zugabe von Co-Substraten tritt im Vergleich zur reinen Klärschlammfaulung
keine wesentliche Erhöhung der Kläranlagenrückbelastung
auf. Die Steigerungen liegen immer im Bereich < 2 %-Punkte.
Für die Kläranlage Schermbeck liegt die größte Steigerung bei der Co-
Vergärung von Flotatschlämmen. Die Rückbelastung erhöht sich bezogen auf
die Zulauffracht beim Parameter TKN von 13,1 % (reine Klärschlammfaulung)
auf 13,9 % (Co-Vergärung).
Auch bei der Modellkläranlage ist für die Größe TKN bei der zusätzlichen Vergärung
von Flotatschlamm ebenfalls die höchste Steigerung zu verzeichnen.
Die Rückbelastung bezogen auf die Zulauffracht steigt in diesem Fall im Vergleich
zur konventionellen Klärschlammfaulung von 8,6 % auf 10, 5%.
Ob diese leicht erhöhten Rückbelastungen von der jeweiligen Kläranlage
aufgenommen werden können, ist im Einzelfall gegebenenfalls durch eine
Nachbemessung nach den Vorgaben des LUA-NRW Merkblattes Nr. 13 „Bemessung
kommunaler Kläranlagen – Hinweise für die Bemessung von Belebungsanlagen
mit dem Programm ARA-BER (Version 4.0)“ zu prüfen

Abschnitt II - 91 -
6.5 Produktqualität Endprodukt
Schadstoffgehalte nach Klärschlammverordnung
Die Ergebnisse der Untersuchungen hinsichtlich Schwermetallgehalte sowie
AOX lagen innerhalb der Grenzwerte der Klärschlammverordnung. In der
Tabelle 6-8 sind die Analyseergebnisse festgehalten.
Tabelle 6-8:
Schadstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre
Grenzwerte
Referenz Co-Vergärung Grenzwerte
Parameter Linie 1
[mg/kg TR]
Linie 2
[mg/kg TR]
AbfKlärV
[mg/kg TR]
AOX 289 338 500
EOX 3 7
Chrom 32 44 900
Nickel 26 29 200
Kupfer 460 420 800
Zink 900 910 2000/2500*
Cadmium < 0,1 < 0,1 5/10*
Quecksilber 1,4 1,3 8
Blei 48 47 900
* Grenzwert abhängig von Art und pH-Wert des Bodens, auf den die Aufbringung geplant ist
Beim Vergleich der Werte wird deutlich, dass die untersuchten Schlämme bezüglich
ihrer Qualität keine gravierenden Unterschiede aufwiesen. Teilweise
sind die Werte aus der Referenzlinie sogar ein etwas höher als die in der Co-
Vergärung.
Beim Parameter Chrom ergaben sich die deutlichsten Unterschiede zwischen
den Schlämmen. Erklärt werden kann dieser Effekt durch den relativ niedrigen
Chromgehalt von im Mittel 29,0 bzw. 16 mg/kg TR im Rohschlamm und dem
vergleichsweise hohen Chromgehalt von ca. 45,0 mg/kg TR im Co-Substrat.
Durch den höheren Abbaugrad der organischen Substanz des biogenen Abfalls
findet eine stärkere Aufkonzentration des Chrom statt und erreicht
schließlich sogar höhere Werte als im ausgefaulten Klärschlamm. Da die
Chromgehalte in allen Proben jedoch deutlich unterhalb des Grenzwerts der
Klärschlammverordnung liegen, ist diese Erhöhung für die Produktverwertung
und damit für die Qualitätsbeurteilung unrelevant.

Abschnitt II - 92 -
Da das Endprodukt aus der Co-Vergärung die Schadstoffgrenzwerte nach
Klärschlammverordnung [ABFKLÄRV, 1992] deutlich unterschreitet, ist eine Anwendung
dieses Klärschlammproduktes in der Landwirtschaft realisierbar.
Nährstoffgehalte
Für eine landwirtschaftliche Verwertung des ausgefaulten Schlammes aus der
Co-Vergärung sind im Rahmen der Klärschlammverwertung bestimmte Anforderungen
an den Gehalt an Pflanzennährstoffen zu erfüllen. Dazu wurde
der Gehalt der wichtigsten Pflanzennährstoffe Stickstoff, Phosphat und Kalium
bewertet.
Tabelle 6-9:
Nährstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre
Grenzwerte
Referenz
Parameter Linie 1
[% TR]
Co-Vergärung
Linie 2
[% TR]
Stickstoff ges 10,5 9,94
Phosphor ges 10,3 9,17
Kalium 1,32 1,19
Werden die Aussagen zur Veränderung des Nährstoffangebots im ausgefaulten
Schlamm durch Zugabe von Co-Substraten genauer betrachtet (siehe
Tabelle 6-9), wird deutlich, dass bei den untersuchten Parametern die Werte
aus der Co-Vergärung hinter dem reinen Klärschlamm zurück bleiben.
Der in der Landwirtschaft aufgebrachte Klärschlamm deckt nicht den Stickstoffbedarf
des Bodens bzw. der Pflanzen. Damit wäre eine Erhöhung der
Stickstoffgehalte im Schlamm der Co-Vergärung positiv zu werten. Der ermittelte
verringerte Stickstoffgehalt steht dieser Tendenz jedoch nicht entgegen.
Der gesamte pflanzliche Phosphorentzug kann durch die Klärschlammaufbringung
gedeckt werden. D.h. Klärschlämme mit einem niedrigeren Phosphatgehalt
dürfen in vollständig auf die Flächen aufgebracht werden und
bedingen somit die Entsorgung einer größere Schlammmenge. Vor diesem
Hintergrund ergibt sich bezüglich einer landwirtschaftlichen Verwertung auch
hier ein Vorteil für den Schlamm aus der Co-Vergärung. Der Phosphatgehalt
des Co-Schlamms war niedriger als der des ausgefaulten Klärschlamms. Zudem
bedeutet die Co-Vergärung eine höhere Menge an Faulschlamm.

Abschnitt II - 93 -
Beim Parameter Kalium verhält es sich wie folgt. Kalium ist im herkömmlichen
Klärschlamm nur in sehr geringen Mengen enthalten und muss von den
Landwirten durch zusätzliche Düngung mit Mineraldüngern ergänzt werden.
Ein höherer Kaliumgehalt im Schlamm würde daher die Kosten für zusätzliche
Mineraldünger senken. Doch in diesem Fall wiesen die Schlämme aus der Co-
Vergärung keine signifikanten Veränderungen zur Vergleichslinie auf.
6.6 Bilanzen
Zur Beurteilung der Leistungsfähigkeit der Co-Vergärung wurden Stoffstromund
Energiebilanzen ermittelt.
Die Erstellung von Schlammbilanzen ist unerlässlich, da somit Aussagen über
die evtl. zusätzlich anfallenden Schlammengen getroffen werden können. Des
Weiteren sind diese Angaben für die Wirtschaftlichkeitsberechnung unverzichtbar.
Energiebilanzen zeigen, wie hoch die zusätzlich erzeugte Energie ist, und wie
weit die Eigenenergieerzeugung der Kläranlage durch die Co-Vergärung gesteigert
werden kann.
6.6.1 Schlammbilanzen
Die nachfolgend aufgeführten Klärschlammbilanzen für die Kläranlage
Schermbeck und die Modellkläranlage stellen dar, wie sich die Feststoff- und
die Schlammwasseranteile im Verlauf der Schlammbehandlung verändern.
Zum einen wird die konventionelle Klärschlammfaulung mit anschließender
Entwässerung betrachtet. Zum anderen werden dem Klärschlamm biogene
Abfälle zugegeben, wobei jeweils das gleiche TR-Mischungsverhältnis wie in
den großtechnischen Versuchen in Schermbeck (Co:KS = 1:2) angewendet
wurde. In den Schlammbilanzen erfolgte nur eine Berücksichtigung der
Schlämme bzw. Substrate, der bei der Konditionierung zugeführte Wasseranteil
wurde nicht beachtet.

Abschnitt II - 94 -
Schlammbilanzen Kläranlage Schermbeck
Die für die Berechnungen weiterhin notwendigen Ausgangsgrößen bzw.
Randparameter sind in Tabelle 6-10 enthalten. Angenommen wurde weiterhin,
dass die Schlämme nach der Faulung auf etwa 30 % TR entwässert werden.
Tabelle 6-10:
Randbedingungen zu Ermittlung der Schlammbilanzen für
die Kläranlage Schermbeck
Klärschlamm Flotatschlamm Fettabscheider
Mengen [m³] 33,8 4,2 3,3
TR [%] 3,3 13,2 16,8
GV [%l] 68,3 96,9 95,3
oTR-Abbaugrad [%] 50,0 84,0 87,0
Die abschließende Bilanzierung der Schlämme ist in der Tabelle 6-11 und
Tabelle 6-12 dargestellt. Zunächst wurden der Klärschlamm und das jeweilige
Co-Substrat sowie deren Verhalten im Faulbehälter einzeln betrachtet. In der
letzten Spalte der Tabellen wurden die Berechnungen für die Mischung aus
dem biogenen Abfall und dem Klärschlamm vorgenommen.
Tabelle 6-11:
Schlammbilanz für die Kläranlage Schermbeck bei Mitbehandlung
von Flotatschlämmen
(Tageswerte in [l] bzw. [kg])
Klärschlamm Flotatschlamm Gesamt
Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR
Mengen 33.800 4.238 38.038
Zulauf Faulung 32.681 354 764 3.678 17 542 36.360 372 1.307
Ablauf Faulung 32.681 354 382 3.678 17 87 36.360 372 469
Austrag Entwässerung
feucht
1.719 737 243 104 1.962 841
Schlammwasser 30.963 3.436 34.398
Bemerkungen:
Wasser – Wasseranteile des Klärschlammes bzw. Substrates
mTR – mineralischer Anteil des TR
oTR – organischer Anteil des TR

Abschnitt II - 95 -
Tabelle 6-12:
Schlammbilanzen für die Kläranlage Schermbeck bei Mitbehandlung
von Fettabscheiderinhalten
(Tageswerte in [l] bzw. [kg])
Klärschlamm Fettabscheider Gesamt
Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR
Mengen 33.800 3.330 37.130
Zulauf Faulung 32.681 354 764 2.770 26 533 35.452 381 1.298
Ablauf Faulung 32.681 354 382 2.770 26 69 35.452 381 452
Austrag Entwässerung
feucht
1.719 737 223 96 1.942 832
Schlammwasser 30.963 2.547 33.510
Bemerkungen:
Wasser – Wasseranteile des Klärschlammes bzw. Substrates
mTR – mineralischer Anteil des TR
oTR – organischer Anteil des TR
Die Schlammbilanz zeigt sehr deutlich, dass bei einer Realisierung der Co-
Vergärung nicht nur auf die größere Gasmenge geachtet werden darf. Durch
die Mitbehandlung der biogenen Abfälle wird sich die zu entsorgende
Schlammenge vergrößern und entsprechend höhere Entsorgungskosten verursachen.
So ergab sich für die Kläranlage Schermbeck bei der Mitbehandlung
der Flotatschlämme insgesamt eine Erhöhung der Gesamtschlammmenge
von ca. 14%, bei den Fettabscheiderinhalten fällt die Steigerung etwas
geringer aus. In diesem Fall sind es 13%.
Auch zur Behandlung der erhöhten Schlammwassermenge in der Kläranlage
werden entsprechende Mehrkosten anfallen, die zu berücksichtigen sind.
Für die Co-Vergärung von Flotatschlämmen ergab sich ein Schlammwassermehranfall
von 3,4 m³/d. Bei der Mitbehandlung von Fettabscheiderinhalten
wurde diese Menge auf 2,5 m³/d beziffert. Diese Erhöhungen liegen bezogen
auf die Klärschlammwassermenge bei 11 bzw. 8 %.
Schlammbilanzen Modellkläranlage
Die für die Berechnungen benötigten Grunddaten wie TR der Substrate, Abbaubarkeit
usw. sind zum einen den Untersuchungsergebnissen der großtechnischen
Versuche entnommen. Zum anderen stammen die Angaben für die
Modellkläranlage dem „Handbuch – Energie in Kläranlagen“ [MURL, 1999].
Zusammengefasst stehen die Daten in Tabelle 6-13.

Abschnitt II - 96 -
Tabelle 6-13:
Randbedingungen zu Ermittlung der Schlammbilanzen für
die Modellkläranlage
Klärschlamm Flotatschlamm Fettabscheider
Mengen [m³] 155,0 32,3 25,4
TR [%] 5,5 13,2 16,8
GV [%l] 65,6 96,9 95,3
oTR-Abbaugrad [%] 40,7 84,0 87,0
Die Betrachtung der Schlammbilanzen für die Modellkläranlage (Tabelle 6-14
und Tabelle 6-15) ergibt, dass sich auch in diesen Fällen bei Anwendung der
Co-Vergärung die zu entsorgende Schlammenge und –wassermenge vergrößern
und höhere Entsorgungskosten verursachen. Die Größenordnungen liegen
bei den Schlammmengen zwischen 12 und 13 %. Auch zur Behandlung
der erhöhten Filtratwassermenge in der Kläranlage werden entsprechende
Mehrkosten anfallen, die zu berücksichtigen sind. Bei der Mitbehandlung der
Flotatschlämme steigt die Wassermenge um ca. 20 %, bei den Fettabscheiderinhalten
entspricht die Erhöhung etwa 15 %.
Tabelle 6-14:
Schlammbilanzen für die Modellkläranlage
(Tageswerte in [l] bzw. [kg])
Klärschlamm Flotatschlamm Gesamt
Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR
Mengen 155.000 32.292 187.292
Zulauf Faulung 146.475 2.936 5.589 28.029 132 4.130 174.504 3.068 9.719
Ablauf Faulung 146.475 2.936 3.314 28.029 132 661 174.504 3.068 3.975
Austrag Presse feucht 14.584 6.250 1.850 793 16.434 7.043
Schlammwasser 131.891 26.179 158.070
Bemerkungen:
Wasser – Wasseranteile des Klärschlammes bzw. Substrates
mTR – mineralischer Anteil des TR
oTR – organischer Anteil des TR

Abschnitt II - 97 -
Tabelle 6-15:
Schlammbilanzen für die Modellkläranlage
(Tageswerte in [l] bzw. [kg])
Klärschlamm Fettabscheider Gesamt
Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR Wasser mTR oTR
Mengen 155.000 25.372 180.372
Zulauf Faulung 146.475 2.936 5.589 21.110 200 4.062 167.585 3.136 9.651
Ablauf Faulung 146.475 2.936 3.314 21.110 200 528 167.585 3.136 3.842
Austrag Presse feucht 14.584 6.250 1.700 728 16.284 6.979
Schlammwasser 131.891 19.410 151.301
Bemerkungen:
Wasser – Wasseranteile des Klärschlammes bzw. Substrates
mTR – mineralischer Anteil des TR
oTR – organischer Anteil des TR
6.6.2 Energiebilanz
In den nachfolgenden Ausführungen wurde die Energiebetrachtung für die
Kläranlage Schermbeck vorgenommen. Grundlage der Darstellungen bilden
die in den großtechnischen Versuchen aufgenommen Ergebnisse.
Die Energiebilanzen zeigen, wie hoch die zusätzlich erzeugte Energie ist und
geben einen Einblick, wie die Eigenenergieerzeugung der Kläranlage durch
die Co-Vergärung gesteigert werden kann.
Die während der Versuche erzeugten Gasvolumenströme wurden vollständig
dem BHKW zugeführt und verstromt. Eine Zusammenstellung der Daten des
BHKW der Kläranlage Schermbeck findet sich in Tabelle 6-16.
Tabelle 6-16:
Eingangsdaten des Blockheizkraftwerkes (Herstellerangaben,
aus Winter, 2003)
Verbrennungsenergie des zugeführten Gases bei Volllast
Gesamte genutzte Energie
Mechanische Nutzenergie
170 kW
155 kW
55 kW
Gesamtwirkungsgrad 91 %
Mechanischer Wirkungsgrad 32 %
Verluste Generator 3 %
Heizwert von Methan 10,52
Mittlerer Methangehalt 65 %

Abschnitt II - 98 -
Abbildung 6-13 zeigt die Kurve der täglichen Energieproduktion im Versuchszeitraum.
Die Zugabe der biogenen Abfälle in Phase 1 und 3 zum Faulbehälter
führte insgesamt zu höheren Biogasvolumina und somit zu einem Anstieg der
erzeugten Strom- und Wärmemengen.
1400
1200
Phase 1 Phase 2 Phase 3
Energieproduktion [kWh/d]
1000
800
600
400
200
0
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Versuchszeitraum [d]
Abbildung 6-13: Energieproduktion (elektrisch)
Obwohl in den großtechnischen Versuchen jeweils nur ein Faulbehälter mit
Co-Substrat im TR-Mischungsverhältnis Co:KS von 1:2 beschickt wurde, konnte
das energetische Potential und der hohen Energiegehalt der Co-Substrate
bzw. der Co-Vergärung verdeutlicht werden.
Der Vergleich ergab, dass in der Phase 1 im Mittel 914 kWh/d erzeugt wurden.
In Phase 2 (keine Co-Substratzugabe) waren es dagegen nur 902 kWh/d. Die
Endphase wies dagegen bei Zugabe der Fettabscheiderinhalte sogar
1052 kWh/d auf.
Bei einem großtechnischen Dauerbetrieb würden beide Faulbehälter der
Kläranlage mit Co-Substrat befrachten werden, d.h. insgesamt steigt damit
die Co-Substratzugabemenge. Vor diesem Hintergrund ist davon auszugehen,
dass noch eine Verbesserung der Energiebilanz erwartet werden kann
und das Ergebnis somit noch positiver ausfallen würde.
In den Faulbehälter 2 wurden in Phase 3 etwa 100 kg oTR/d zusätzlich abgebaut.
Besteht 1 kg oTR ausschließlich aus Fetten ist nach ROEDIGER [1990] ein
CSB/oTR-Verhältnis von ca. 2,5 zu erwarten (bei Kohlenhydraten etwa 1,4).
Geht man von den Flotatschlämmen davon aus, dass sie zur Hälfte jeweils aus

Abschnitt II - 99 -
Fetten und Kohlenhydraten bestehen, ist hier ein Wert von ca. von 1,8 für das
CSB/oTR-Verhältnis anzusetzen. Aufgrund stöchiometrischer Beziehungen führen
1 kg eleminierter CSB zu einer Methangasmenge von 0,35 m³. Somit kann
bei einem Heizwert von ca. 10 kg/m³ Methan und einem elektrischen Wirkungsgrad
des BHKW von 32% von folgenden zusätzlichen elektrischen Energieproduktionen
ausgegangen werden:
100 kg oTRabg/d · 1,8 CSB/kg oTR · 0,35 m³ ·10 kg/m³· 0,32 = 202 kWh/d.
Die vorliegenden Betrachtungen zur Energiebilanz weisen darauf hin, dass die
Co-Vergärung unter ökologischen Gesichtspunkten ein zukunftsweisendes
Verfahren darstellt. Die Co-Vergärung liefert eine Substitutionsmöglichkeit für
fossile Energiequellen und verringert somit die CO2-Emissionen in die Atmosphäre.
6.7 Fazit
Im Anschluss sind die Ergebnisse der großtechnischen Versuche für die verwendeten
Co-Substrate Fettabscheiderrückstände und Flotatschlamm zusammengefasst.
Zur besseren Übersicht werden die Versuchsergebnisse, wie bereits in den
halbtechnischen Versuchen erfolgt, über eine Rangfolge (sehr gute, gute und
mittlere Eignung) beurteilt. Die hierzu betrachteten Parameter sind in der
Tabelle 6-17 dargestellt.
Grundsätzlich bestätigten sich die Ergebnisse aus den halbtechnischen Untersuchungen.
Beide Substrate Flotatschlamm und Fettabscheiderinhalte sehr
gut zur Anwendung in der Co-Vergärung im großtechnischen Maßstab geeignet.

Abschnitt II - 100 -
Tabelle 6-17:
Versuchsergebnisse der einzelnen Substrate und ihre Priorität
Priorität Bereich Parameter Flotatschlamm Fettabscheider
hoch Ausgangssubstanzen
Aufbereitungsbedarf *** ***
niedrig Schadstoffgehalte ** ***
niedrig
pH-Werte ** **
mittel
mittel
Anaerobes
Abbauverhalten
Abbaugrade
Gesamt
Abbaugrade
Co-Substrat
*** ***
*** ***
niedrig organische Säuren *** ***
hoch Faulgasproduktion ** ***
hoch Gaszusammensetzung *** ***
niedrig H2S im Faulgas ** **
hoch
Heizwerte
[MJ/Nm 3 ]
*** ***
niedrig Entwässerungseigenschaften
Filterwiderstand ** **
hoch
Entwässerbarkeit ** **
hoch Rückbelastung Kläranlagenrückbelastung *** ***
niedrig Endprodukt Schadstoffgehalte ** **
niedrig
Nährstoffgehalte ** **
Σ hohe Priorität 7 9
Σ mittlere Priorität 8 6
Σ niedrige Priorität - -
*** sehr gute Eignung ** gute Eignung * mittlere Eignung
7 Gegenüberstellung halbtechnische und großtechnische Versuchsergebnisse
Der anaerobe Abbau organischer Stoffe bis zum Biogas (CH4, CO2) verläuft in
vier aufeinander folgenden Schritten unter Beteiligung verschiedener Bakteriengruppen
(siehe auch Kapitel 2.2, Seite 4). Die gemeinsame Vergärung von
biogenen Abfällen und Klärschlamm führt insgesamt zu einer deutlichen Steigerung
der Biogasproduktion. Vor diesem Hintergrund wird noch einmal verdeutlicht,
dass der organische Abbaugrad eng mit der produzierten Faulgas
menge verknüpft ist.
Die nachfolgenden Ausführungen stellen die Ergebnisse der abgebauten organische
Masse und der Faulgasproduktion sowohl aus den halb- als auch

Abschnitt II - 101 -
den großtechnischen Versuchen gegenüber und unterziehen diese einer genaueren
vergleichenden Betrachtung.
Tabelle 7-1:
Gegenüberstellung abgebaute organische Masse und Faulgasproduktion
in den halbtechnischen Versuchen (Mittelwerte)
Versuchsphase
Phase 1
Co:KS=1:5
Phase 2
Co:KS=1:2
Phase 3
Co:KS=1:1
Linie L1 L3 L4 L1 L3 L4 L1 L3 L4
oTR-Fracht zu
[kg oTR/d]
oTR-Fracht ab
[kg oTR/d]
oTR-Fracht abg
[kg oTR/d]
Differenz zu L1
[%]
1,48 0,74 1,91 1,45 1,02 2,13 1,45 1,66 2,59
0,88 0,44 0,93 0,86 0,43 0,96 0,88 0,56 0,91
0,6 0,3 0,98 0,59 0,59 1,18 0,57 1,09 1,68
-50 +63 ±0 +99 +91 +194
Versuchsphase
Phase 1
Co:KS=1:5
Phase 2
Co:KS=1:2
Phase 3
Co:KS=1:1
Linie L1 L3 L4 L1 L3 L4 L1 L3 L4
Gasanfall
[m³/d]
Differenz zu L1
[%]
501 337 983 508 515 1318 555 1016 1891
-33 +96 +1 +160 +83 +241
L 1 = Klärschlammfaulung
L 2 = Co-Vergärung mit Speiseresten
L 3 = Co-Vergärung mit Fettabscheiderinhalten
L 4 = Co-Vergärung mit Flotatschlamm
In Tabelle 7-1 wurden für die halbtechnischen Versuchsphasen 1 bis 3 die zugeführten,
abfließenden und abgebauten oTR-Frachten dargestellt. Im Vergleich
zur Referenzlinie (Linie 1) wurde abschließend die prozentuale Differenz
im Abbau der organischen Masse jeweils für die Co-Vergärung (Linien 2 bis 3)
errechnet. Im zweiten Teil der Tabelle wurde parallel dazu die Steigerung der
Biogasausbeute angegeben. Die Ergebnisse zeigen, dass bei einem höheren
Abbau auch eine Erhöhung der Gasmenge nachgewiesen werden konnte.
Beide Parameter wiesen im Vergleich eine übereinstimmende Tendenz auf.
Da bei den halbtechnischen Untersuchungen aufgrund der Versuchsführung
eine sehr genaue und fehlerfreie Bilanzierung möglich war, kann bei den vor-

Abschnitt II - 102 -
liegenden Unterschieden von den üblichen Abweichungen in der Schlammanalyse
ausgegangen werden.
In der Gegenüberstellung muss dagegen in den großtechnischen Versuchen
von einem Fehler in der Aufnahme bzw. Erzeugung der Versuchsergebnisse
ausgegangen werden, so dass die Bilanz (Tabelle 7-2) für beide betrachteten
Parameter (Abbaugrad, Gasproduktion) relativ große Ungenauigkeiten aufweist.
Tabelle 7-2:
Gegenüberstellung abgebaute organische Masse und Faulgasproduktion
in den großtechnischen Versuchen (Mittelwerte)
Versuchsphase
Phase 1
dosiertes Co-Substrat
Flotatschlamm
Phase 2 Phase 3
dosiertes Co-Substrat
Fettabscheider
Linie Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2
oTR-Fracht zu
[kg oTR/d]
oTR-Fracht ab
[kg oTR/d]
oTR-Fracht abg
[kg oTR/d]
Differenz zu L1
[%]
435 625 432 432 357 606
202 223 233 226 164 193
258 406 176 187 184 405
+ 57 + 6 + 120
Versuchsphase
Phase 1
dosiertes Co-Substrat
Flotatschlamm
Phase 2 Phase 3
dosiertes Co-Substrat
Fettabscheider
Linie Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2 Linie 1 Linie 2
Gasanfall
[m³/d]
Differenz zu L1
[%]
241,8 317,7 273,0 212,3 241,6 337,4
+ 31 - 22 + 40
Zum einen muss ein Fehler in der Gasmengenmessung angenommen werden
(siehe auch Kapitel 6.2.3, Seite 79), zum anderen wird in der Erfassung der Trockenmasse
(TR) der einzelnen Schlammströme eine weitere Fehlerquelle deutlich.
Die täglichen Stichproben zur Bestimmung der Feststofffracht von Überschussschlamm
und Primärschlamm ließen abschließend keine repräsentative
Aussage zu und erwiesen sich für eine Bilanzierung als ungenau.

Abschnitt II - 103 -
In den großtechnischen Untersuchungen stimmt zwar die Tendenz (Tabelle
7-2), d.h. bei höherem oTR-Abbau in der Linie 2 (Co-Vergärung) wurde auch
eine höhere Gasproduktion nachgewiesen. Allerdings liegen zwischen diesen
Werten große Differenzen.
Die Ergebnisse der großtechnischen Co-Vergärung lassen sich demnach dahingehend
interpretieren, dass die Bandbreiten für die Steigerung im Abbaugrad
und der Mehrgasproduktion für die Co-Vergärung in Phase 1 zwischen 30
und 60% und die Phase 2 zwischen 40% und 120% liegen. Als sicher gilt nach
den Versuchen bzw. dem Nachweis im halbtechnischen Maßstab, dass höherer
Abbau der organischen Substanz zu einer deutlichen Steigerung der Biogasmenge
führen.
8 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung
Die in den Kapiteln 5 (Seite 42 ff.) und 6 (Seite 73 ff.) dokumentierten Ergebnisse
der halb- und großtechnischen Versuche wurden den Betrachtungen zur
Wirtschaftlichkeit der Co-Vergärung zugrunde gelegt. Die Darstellungen beziehen
sich auf zwei Varianten:
• Variante 1:
Da die Kläranlage Schermbeck Standort für die technischen Versuche zur
Co-Vergärung war, wurde sie als Beispielanlage gewählt.
• Variante 2:
Die Betrachtung der Kostenbilanz wurde für eine Modellkläranlage von
100.000 EW durchgeführt [MURL, 1999]. Die auf der Versuchsanlage realisierten
halbtechnischen Versuche dienen als Grundlage für die hierzu
durchgeführte Wirtschaftlichkeitsanalyse.

Abschnitt II - 104 -
8.1 Ausgangsdaten
In dem Merkblatt zur Co-Vergärung wurden die Randparameter und Mindestanforderungen
definiert, die bei Anwendung der Co-Vergärung auf einer
Kläranlage zu erfüllen sind [MUNLV, 2001]. Zu den Randparametern zählen:
• maximale Zugabemenge des Co-Substrates durch Einhaltung der Raumbelastung
von maximal 3,0 kg oTR/(m·d) und der Faulzeit von 15 bis 20 Tagen
bestimmt
• Kapazität des vorhandenen BHKW reicht aus, um die Verstromung aller anfallenden
Gasmengen zu gewährleisten
• leicht erhöhte Rückbelastung kann von der Kläranlage aufgenommen
werden.
Vor diesem Hintergrund wurde die Zugabe des Co-Substrates derart angepasst,
dass oben genannte Bedingungen eingehalten wurden. Als Substrat
wurde fetthaltiger Flotatschlamm gewählt. Die Zugabemenge beträgt für die
Kläranlage Schermbeck 4 m³/d, die Modellkläranlage 32 m³/d. Der mittlere TR
wurde mit 13% und der Glühverlust bei 97 % angesetzt. Eine vorherige Aufbereitung
ist nicht erforderlich. Weitere Randbedingungen der vereinfachten
Wirtschaftlichkeitsbetrachtung sind ebenfalls in der Tabelle 8-1 beschrieben.

Abschnitt II - 105 -
Tabelle 8-1:
Abschätzung der Energiegehalte
Variante 1
Kläranlage Schermbeck
Variante 2
Modellkläranlage
Klärschlamm
Co-Substrat
Flotatschlamm
Klärschlamm
Co-Substrat
Flotatschlamm
Rohschlamm
eingedickt
Mengen m³/d 33,80 4,24 155,00 32,29
zugeführte TR-
Fracht
kg TR/a 408.362,00 204.181,00 3.111.625,00 3.111.625,00
Glühverlust % 68,33 96,90 65,56 96,90
zugeführte oTR-
Fracht
kg oTR/a 279.024,81 279.024,81 2.040.042,33 2.039.981,35
Faulschlamm
Mengen m³/d 33,80 4,24 155,00 32,29
oTR-Abbaugrad % 50,00 83,73 40,70 83,73
zu entsorgende
TR-Fracht
kg TR/a 268.849,59 37.985,83 1.901.879,90 289.443,36
Glühverlust % 51,89 16,66 43,66 16,66
zu entsorgende
oTR- Fracht
kg oTR/a 139.512,41 31.656,22 830.297,23 241.213,17
Energieausbeute
Faulgasanfall m³/a 69.350,00 256.702,83 912.500,00 1.876.782,84
mittlerer Methananteil
Heizwert von
Methan
elektrischer
Wirkungsgrad
BHKW
elektrischer
Energiegewinn
% 65,00 65,00 65,00 65,00
kWh/Nm³ 10,52 10,52 10,52 10,52
% 32,00 32,00 33,00 33,00
kWh/a 151.748,90 561.706,86 2.059.092,75 4.235.035,55
8.2 Kostenanteile
In die vereinfachte Wirtschaftlichkeitsbetrachtung wurden nur Betriebskosten
einbezogen. Investitionskosten fanden keine Berücksichtigung. Diesbezüglich
wird vorausgesetzt, dass keine Erweiterungen auf der Kläranlage notwendig
sind und die die bestehende Anlagentechnik der Kläranlage genutzt werden
kann.

Abschnitt II - 106 -
Personal
Die zusätzliche Beschickung Faulbehälter mit Co-Substrat stellt einen weiteren
Verfahrensschritt auf einer Kläranlage dar und wird wie alle anderen Vorgänge
auf der Anlage in die SPS - Speicherprogrammierbare Steuerung eingebunden.
Der Bedarf an Personal beschränkt sich daher weitestgehend auf die Verfolgung
und Unterstützung der Anlieferung und Probenahme sowie der in diesem
Zusammenhang stehenden Verwaltungsarbeit (Begleitscheine, Vereinfachter
Entsorgungsnachweis usw.)
Das Betriebspersonal sollte vom Betriebsleiter eingewiesen werden, um die erforderlichen
Qualifikation für den Betrieb der Co-Vergärung entsprechend
gewährleisten zu können.
Die notwendigen Änderungen in der Prozessführung im Rahmen bzw. die Einrichtung
der Provisorien kann temporäre Gefahren bewirken. Die Auswirkungen
die durch die Co-Vergärung zusätzlich entstehen können, sind deshalb
sorgfältig vom Betriebsleiter und ggf. von der Arbeitssicherheit zu prüfen. Unter
Umständen sind gefahrmindernde Maßnahmen zu ergreifen.
Bei der Kostenrechnung werden zunächst Personalkosten für den Aufwand zur
Annahme des Substrates (Annahme, Probenahme, Schriftverkehr, etc.) mit
0,5 h/d bei 28 €/h berücksichtigt.
Energie
Die Erlöse aus der Stromeinspeisung belaufen sich nach dem Energie-
Einspeisungs-Gesetz (EEG) auf 7,67 €-Cent/kWh. Werden davon die Instandhaltungskosten
für das BHKW von 1,46 €-Cent/kWh abgezogen, verbleiben
6,21 €-Cent/kWh als Gewinn.
Auf der Kläranlage Schermbeck befindet sich ein BHKW mit der elektrischen
Leistung von 55 kW sowie einem Wirkungsgrad von 32 %, welches alle anfallenden
Gasmengen verstromt (siehe auch Kapitel 6.6.2, Tabelle 6-16, Seite 97).
Für die Modellanlage mit 100.000 EW wurde das BHKW mit einer elektrischen
Leistung von 280 kWel und einem elektrischen Wirkungsgrad von 32% ausgelegt.
Der Mehrbedarf an elektrischer Energie für Pumpen, Durchmischung im Faulbehälter
und Faulschlammentwässerung ist gering, da sich das zu be-

Abschnitt II - 107 -
handelnde Volumen nur leicht erhöht. Daher wird der zusätzliche Energiebedarf
vernachlässigt.
Für den Mehraufwand zur Behandlung der gesteigerten Rückbelastung aus
dem Filtratwasser wird ein zusätzlicher elektrischer Energiebedarf von
3 kWh/MgInput angenommen [Schmelz, 2000].
Die Kosten für den Strombezug wurden mit 6,9 €-Cent/kWh angesetzt.
Entsorgung
Die Entsorgungskosten, inklusive Konditionierung, Entwässerung und Transport,
wurden mit 200 €/t TR (regionale landwirtschaftliche Verwertung) und 350
€/t TR (thermische Verwertung) veranschlagt.
Annahme
Der Preis für die Annahme der Co-Substrate auf der Kläranlage liegt in der vorliegenden
Betrachtung bei 25 €/m³.
8.3 Gesamtbetrachtung
90.000
75.000
Landwirtschaftliche
Klärschlammverwertung
Thermische
Klärschlammverwertung
Zusätzliche Erlöse und Kosten
bei Anwendung der Co-Vergärung [€/a]
60.000
45.000
30.000
15.000
0
-15.000
38.671 38.671
Annahmeerlöse
elektrische Energie
61.995
34.882 34.882
-3.640
-320
-7.597
Personal
Rückbelastung
Entsorgungskosten
-3.640
-320
-13.295
56.297
-30.000
zusätzliche
Erlöse
zusätzliche
Kosten
Gewinn
zusätzliche
Erlöse
zusätzliche
Kosten
Gewinn
Abbildung 8-1: Zusätzliche Betriebskosten am Beispiel der Kläranlage
Schermbeck bei Anwendung der Co-Vergärung
Werden die einzelnen zusätzlich mit der Co-Vergärung entstehenden Betriebskostenanteile
zusammengefasst, ergibt sich das für die Variante 1 (Kläranlage
Schermbeck) in Abbildung 8-1 aufgezeigte Bild.

Abschnitt II - 108 -
Die Gesamtgewinne bestimmen sich aus den Kosten für das Personal, die
Rückbelastung sowie den Entsorgungskosten für die landwirtschaftliche bzw.
thermische Verwertung abzüglich der Erträge der Stromproduktion sowie Co-
Substratannahme. Die Grafik zeigt, dass die zusätzlich entstehenden Kosten
für die Entsorgung und Rückbelastung durch den Energiegewinn und durch
die Annahmeerlöse ausgeglichen und deutliche Gewinne erwirtschaftet
werden können.
750.000
600.000
Landwirtschaftliche
Klärschlammverwertung
Thermische
Klärschlammverwertung
Zusätzliche Erlöse und Kosten
bei Anwendung der Co-Vergärung [€/a]
450.000
300.000
150.000
0
-150.000
294.661 294.661
Annahmeerlöse
elektrische Energie
493.689
262.996 262.996
-3.640
-2.440
Personal
-57.889 Rückbelastung
Entsorgungskosten
-3.640
-2.440
-101.305
450.272
-300.000
zusätzliche
Erlöse
zusätzliche
Kosten
Gewinn
zusätzliche
Erlöse
zusätzliche
Kosten
Gewinn
Abbildung 8-2: Zusätzliche Betriebskosten am Beispiel einer Modellkläranlage
von 100.000 EW bei Anwendung der Co-Vergärung
Eine Darstellung der Betriebskosten für die Modellkläranlage (Variante 2) lässt
auf ein ähnliches Resultat wie für die Kläranlage Schermbeck schließen
(Abbildung 8-2). Unter den getroffenen Annahmen können die zusätzlich erzeugte
Energie und der Annahmerlös für das Co-Substrat die entstehenden
Kosten für die Co-Vergärung decken und sogar Gewinne erzielen.
9 Zusammenfassung
In einem vom BMBF geförderten, betriebsorientierten Forschungsvorhaben
wurden die Technologien Klärschlammdesintegration und Co-Vergärung auf
der Kläranlage Schermbeck des Lippverbandes mit dem Ziel der Betriebskostenreduzierung
untersucht.
Durch die Zugabe von Co-Substraten (flüssige bis pastöse biogene Abfälle)
wird die Faulgasproduktion erheblich gesteigert. Der Einsatz bzw. Betrieb eines

Abschnitt II - 109 -
Blockheizkraftwerkes sichert die Verstromung des anfallenden Biogases. Die
Co-Vergärung kann durch eingesparte Stromkosten sowie den Erlös für die
Annahme der Co-Substrate so zu einer Verbesserung der wirtschaftlichen Situation
der Kläranlagen beitragen. Die Versuche wurden mit verschiedenen
Co-Substraten im halb- und großtechnischen Maßstab durchgeführt und bestätigen
bisherige Ergebnisse aus Literatur und Praxis [Schmelz, 2002].
Die Untersuchungen zur Co-Vergärung zeigten, dass die Mitbehandlung biogener
Abfälle bereits heute ohne größeren Aufwand und ohne Nachteile
durchzuführen ist. Die Wirtschaftlichkeitsbetrachtung ergibt einen deutlichen
Gewinn, wenn die Investitionskosten auf der Kläranlage gering sind und ausreichende
Kapazitäten zur Mitbehandlung der Co-Substrate sowie zur Verwertung
der zusätzlichen Biogasmengen vorhanden sind.
Insgesamt können die technischen und wissenschaftlichen Arbeitsziele sowie
Ergebnisse der durchgeführten Versuchsreihen wie folgt zusammengefasst
werden.
Ziel 1:
Auswahl der Co-Substrate
Im ersten Schritt wurden geeignete Co-Substrate ausgewählt, an die verschiedene
Anforderungen gestellt wurden. Hierzu zählen pumpfähiger Zustand,
Vergärbarkeit, Störstofffreiheit, ausreichende Temperierung fetthaltiger
Materialien, Emulgierbakeit von Fetten und hygienische Unbedenklichkeit.
Ausgewählt wurden Speiseabfälle, fetthaltige Flotatschlämme und Fettabscheiderinhalte.
Bei der Auswahl wurde darauf geachtet, dass die biogenen
Abfälle in ausreichender Menge auf dem Markt zur Verfügung stehen.
In den halbtechnischen Vorversuchen zeigte sich, dass nicht alle der verwendeten
Co-Substrate für die Mitbehandlung im Faulbehälter geeignet waren.
Vor allem die Beimischung der zuerst verwendeten Fettabscheiderinhalte war
von Problemen gekennzeichnet (siehe auch Kapitel 4.2.2.1, Seite 33). Bei der
Verwendung von Frittierfett stellte sich beispielsweise heraus, dass nicht alle
Fette anaerob abgebaut werden können. Vor dem Einsatz von fetthaltigen
Substanzen muss daher genau geprüft werden, ob das Material abgebaut
werden kann. Eine solche Prüfung kann z. B. über die Untersuchung des Faulverhaltens
nach DIN 38414-S8 erfolgen. Die in den großtechnischen Versuchen
eingesetzten Fettabscheiderrückstände zeigten dagegen sehr gute Ergebnisse
bei der Mitbehandlung. Festzuhalten ist somit, dass es fetthaltige Substrate
gibt, die hervorragend für eine Behandlung im Faulbehälter geeignet sind.

Abschnitt II - 110 -
Speisereste und auch Flotatschlämme sind für die Mitbehandlung im Faulbehälter
grundsätzlich geeignet. Keine Probleme gab es während des gesamten
Versuchszeitraums beim Einsatz der Flotatschlämme. Dieses Substrat war äußerst
einfach zu handhaben und lieferte sehr gute Ergebnisse. Bei der Verwendung
von Speiseresten aus Kantinen und Großküchen muss darauf geachtet
werden, dass die biogenen Abfälle keine Anteile nicht abbaubarer
Fette enthalten.
Ziel 2: Entwicklung geeigneter Aufbereitungs- und Zugabetechniken
In den halbtechnischen Vorversuchen wurde untersucht, ob die biogenen
Abfälle Störstoffe enthalten und wie diese gegebenenfalls zu entfernen sind.
Dabei galt es zu berücksichtigen, dass die aufwendige Vorbehandlung fester
Co-Substrate einen hohen Kostenfaktor im Bereich der Betriebskosten einer
Kläranlage darstellt.
Bei den verwendeten Materialien fetthaltiger Flotatschlamm und Fettabscheiderinhalte
war keine vorherige Aufbereitung nötig. Dagegen wurde von
einer Anwendung der Speiseabfälle im großtechnischen Maßstab nach Beendigung
der Vorversuche aufgrund der Inhomogenität und der schwierigen
Aufbereitung abgesehen.
Eine weitere Zielstellung in der Phase der halbtechnischen Versuche war die
Untersuchung der Zugabetechnik. Bei flüssigen biogenen Abfällen wie z. B.
Fettabscheiderinhalten kann eine direkte Dosierung des Co-Substrates in den
Faulbehälter erfolgen. Es ist keine Einmischung der biogene Abfälle in den
Rohschlamm vor der Zugabe in den Faulbehälter nötig.
Ziel 3: Optimierung des Faulprozesses, Faulgasanfall und -zusammensetzung
Ziel der Co-Substratzugabe zum Faulbehälter ist die Erhöhung der Faulgasproduktion.
Da auf üblichen kommunalen Kläranlagen die einstufig-mesophile
Betriebsweise vorherrscht, wurden die Versuche unter diesen Bedingungen
durchgeführt.
Durch die Zugabe der flüssige bis pastösen biogenen Abfälle stieg die Faulgasproduktion
erheblich. Parallel dazu findet jedoch auch eine Erhöhung der
Raumbelastung der Faulbehälter und eine Verkürzung der Faulzeit statt. Deshalb
wurden neben der Faulgasproduktion und -zusammensetzung ebenso
ständig die organischen Säuren kontrolliert, um sicher zu stellen, dass der Faulprozess
stabil verläuft und ein guter Stabilisierungsgrad erreicht wird.

Abschnitt II - 111 -
In den halbtechnischen Versuchen ließ sich bei den für die Co-Vergärung geeigneten
Substraten ausnahmslos eine deutliche Erhöhung (Faktor 2 bis 5, je
nach Mischungsverhältnis) der Faulgasproduktion feststellen. Bei den fettreicheren
Substraten (Fettabscheiderrückstände und Flotatschlamm) konnte
insgesamt eine etwas höhere Faulgasproduktion festgestellt werden als bei
der Mitbehandlung von Speiseresten. Eine deutliche Steigerung der
Gasproduktion ließ sich schon mit geringen Zugabemengen ablesen.
Die Raumbelastung der Faulbehälter wurde während des halbtechnischen
Versuchszeitraums kontinuierlich gesteigert. Substrate mit hohem Feststoffanteil
erhöhten die Raumbelastung stärker als solche mit geringerem TR. Alle drei
verwendeten Co-Substrate eigneten sich in dieser Hinsicht für die Co-
Vergärung, da die Raumbelastung in keinem Falle in einem planmäßigen Mischungsverhältnis
zu hoch wurde. Bei einer maximalen oTR-Raumbelastung
von 5,69 kg oTR/(m³·d) (Linie 3, Co-Substrat Fettschlamm) bzw.
4,91 kg oTR/(m³·d) (Linie 4, Co-Substrat Flotatschlamm) konnte noch ein stabiler
Betrieb gewährleistet werden.
Im großtechnischen Betrieb war eine schrittweise Erhöhung der Zugabemenge
des jeweiligen Co-Substrates aufgrund der Vorgaben des Merkblattes zur
Co-Fermentation [MUNLV, 2001] und den Randbedingungen der Genehmigung
zum Versuchsbetrieb nicht vorgesehen. Das TR-Mischungsverhältnis
wurde bei Co:KS = 1:2 festgelegt, um die Parameter max. Zugabe (Aufenthaltszeit
> 20 Tage), Raumbelastung 1,5 kg oTR/(m³·d) einzuhalten.
Insgesamt wurde bei den verwendeten Co-Substraten Flotatschlamm und
Fettabscheiderinhalte ausnahmslos eine Erhöhung der Faulgasproduktion
nachgewiesen. Bei den Fettabscheiderinhalten konnte insgesamt eine etwas
höhere Faulgasproduktion festgestellt werden.
Ziel 4: Untersuchung der Entwässerbarkeit der ausgefaulten Schlämme
In vergleichenden Entwässerungsversuchen des Klärschlammes und des
Schlammes aus der Co-Vergärung (Co-Schlamm) wurde direkt der Einfluss der
Bioabfallzugabe auf die Entwässerbarkeit abgeleitet. Die Schlämme wurden
dazu gleich konditioniert und in einer Versuchskammerfilterpresse entwässert.
In den halbtechnischen Untersuchungen war die Entwässerbarkeit der Faulschlämme
aus der Co-Vergärung etwas schlechter als die mit reinem Klärschlamms.
Der Einsatz von Speiseresten verschlechterte die Entwässerbarkeit
am deutlichsten. Eine Abnahme des Feststoffgehaltes im Filterkuchen von bis

Abschnitt II - 112 -
zu 8 %-Punkten im Vergleich zur Referenzlinie stellt die großtechnische Umsetzung
in Frage, da die Erhöhung der Schlammmengen in diesem Ausmaß hohe
Folgekosten zur Entsorgung mit sich bringt. Allerdings wies der Schlamm aus
der Vergärung mit Speiseresten mit Abstand das ausgeglichenste Nährstoffverhältnis
auf, der Düngewert ist sehr viel besser als bei den anderen Schlämmen.
Die Verwendung von Fettabscheiderrückständen und Flotatschlämmen
ist aus Sicht der Schlammentwässerung günstiger, da die Entwässerbarkeit
sich nur um 1 bis 3 % verringerte, wobei die Ergebnisse der Flotatschlämme
immer etwas besser als die der Fettabscheiderinhalte waren.
Im großtechnischen Vergleich von Klärschlamm und Co-Schlamm zeigte sich,
dass die Auswirkungen durch die Co-Vergärung bzw. durch die Zugabe von
Flotatschlamm sowie Fettabscheiderinhalten im Entwässerungsergebnis e-
benfalls gering sind. In allen Fällen lieferte die Klärschlammfaulung gegenüber
der Co-Vergärung ein etwas besseres Entwässerungsergebnis. Die mit Flotatschlamm
versetzte Linie zeigte im Endresultat eine absolute Differenz von -
1,7 %-Punkten zum Klärschlamm, mit den Fettabscheiderinhalten wurde dagegen
ein gleichwertiger Endfeststoffgehalt erreicht.
Ziel 5: Untersuchung der Rückbelastung der Kläranlage
Durch Auffangen des Filtrats bei den Entwässerungsversuchen und Analyse
auf die kläranlagenrelevanten Parameter wurde die zusätzliche Rückbelastung
durch die Co-Substratzugabe zum Klärschlamm genau bestimmt.
Durch die Zugabe von Co-Substraten tritt im Vergleich zur reinen Klärschlammfaulung
keine wesentliche Erhöhung der Kläranlagenrückbelastung
auf. Die Steigerungen liegen für alle untersuchten Größen immer im Bereich
< 2 %-Punkte.
Für die Kläranlage Schermbeck würde die Rückbelastung bei der Co-
Vergärung von Flotatschlämmen bezogen auf die Zulauffracht beim Parameter
TKN von 13,1 % (reine Klärschlammfaulung) auf 13,9 % (Co-Vergärung)
steigen. Auch bei der Modellkläranlage ist für die Größe TKN bei der zusätzlichen
Vergärung von Flotatschlamm ebenfalls die höchste Steigerung zu verzeichnen.
Die Rückbelastung bezogen auf die Zulauffracht erhöht sich in diesem
Fall im Vergleich zur konventionellen Klärschlammfaulung von 8,6 % auf
10, 5%.
Ob diese leicht erhöhten Rückbelastungen von der jeweiligen Kläranlage
aufgenommen werden können, ist im Einzelfall zu prüfen.

Abschnitt II - 113 -
Ziel 6: Untersuchung der Produktqualität
Um die Beurteilung der Produktqualität vornehmen zu können, wurden regelmäßig
Analysen des Rohschlammes, der Co-Substrate und der Faulschlämme
auf die Parameter der Klärschlammverordnung durchgeführt.
Das Endprodukt aus der Co-Vergärung besitzt hinsichtlich einer landwirtschaftlichen
Verwertung häufig eine bessere Produktqualität als reiner Faulschlamm,
da biogene Abfälle in der Regel insgesamt niedriger mit Schadstoffen
belastet sind als Klärschlämme und einige Pflanzennährstoffe enthalten,
die im Klärschlamm fehlen.
Ziel 7: Erstellung von Stoffstrom- und Energiebilanzen
Zur Beurteilung der Leistungsfähigkeit der Co-Vergärung wurden Stoffstromund
Energiebilanzen erstellt. Darin wurde verdeutlicht, wie groß der organische
Feststoffabbau in der Co-Vergärung ist und welche Energiemengen sich
erzeugen lassen.
Bei der Betrachtung der Wirtschaftlichkeit der Co-Vergärung wurde der Einsatz
des Co-Substrates mittels des fetthaltigen Flotatschlamm geprüft. Die für
die Co-Vergärung erforderlichen Zusatzkosten aus der Schlammentwässerung
können aber durch die erhöhte Gas- und Energieproduktion sowie die Annahmeerlöse
in der Regel mehr als kompensiert werden.
Fazit
Zusammenfassend lässt sich feststellen, dass die Co-Vergärung bei einer Vielzahl
von Stoffen eine gute Alternative zur Verwertung biogener Abfälle darstellt.
Ökologische Vorteile ergeben sich aus dem Einsparen von Ressourcen im
Gegensatz zum Bau reiner Vergärungsanlagen sowie der durch den erhöhten
Gasanfall ermöglichten Nutzung von Klärgas über BHKWs. Beim Einsatz von
fetthaltigen Co-Substraten muss die Abbaubarkeit der Substrate überprüft
werden. Hier besteht der Bedarf nach weiteren Untersuchungen, um herauszufinden,
welche Fette in welcher Form abbaubar sind.

Abschnitt II - 114 -
10 Veröffentlichungen
(1) SCHLEGEL, S., SCHMELZ, K.-G., 2000:
„Aktuelle Probleme und Lösungsansätze bei der Klärschlammstabilisierung“,
Vortragsmanuskript auf dem 61. Darmstädter Seminar – Abwassertechnik
– „Kommunale Klärschlammbehandlung vor dem Hintergrund
der neuen europäischen Klärschlammrichtlinie“ am 09.11.2000 in Darmstadt
(2) SCHMELZ, K.-G., WINTER, A., 2000:
„Mehr Energie aus dem Schlamm holen“, Zfk - Zeitung für kommunale
Wirtschaft, Ausgabe 10/2000, Seite 26
(3) SCHMELZ, K.-G., WINTER, A., 2000:
„Klärschlammverminderung durch verschiedene Methoden der Desintegration
auf der Kläranlage Schermbeck“, Vortragsmanuskript auf dem
18. Bochumer Workshop Siedlungswasserwirtschaft „Innovationen in der
Abwasserbeseitigung“ am 21. September 2000
(4) SCHMELZ, K.-G.; WINTER, A.; REIPA, A., 2001:
„Kostenreduzierung durch Einsatz der Desintegration bei der anaeroben
Stabilisierung“, Vortragsmanuskript auf der 34. Essener Tagung für Wasserund
Abfallwirtschaft vom 14. bis 16. März 2001 in Aachen
(5) SCHMELZ, K.-G., 2001:
„Steigerung der Faulgasproduktion durch Co-Vergärung von Klärschlamm
und Bioabfall“, Vortrag auf dem 12. gemeinsamen Seminar -
Abwassertechnik - des Instituts WAR an der TU Darmstadt, Seminartitel:
„Aktuelle Ansätze bei der Klärschlammbehandlung und -entsorgung“ im
September 2001, erschienen in Heft 132 des Instituts WAR
(6) SCHMELZ, K.-G., 2002:
„Co-Fermentation of sewage sludge and biowaste”, Tagungsband Joint
CIWEM and Ayua Enviro Technology Transfer, 7 th European Biosolids and
Organic Residual Conference, 18.-20.11.2002, Wakefield, UK

Abschnitt II - 115 -
11 Literaturverzeichnis
(1) AbfKlärV (idF v. 15.04.1992): Am 1. Juli 1992 trat eine neugefaßte K. in
Kraft (BGBl. I S. 912)
(2) ATV (ABWASSERTECHNISCHEN VEREINIGUNG E.V.):
“ATV-Arbeitsblatt A 131“, GFA, Hennef, Februar 1991
(3) ATV (ABWASSERTECHNISCHEN VEREINIGUNG E.V.):
ATV-Handbuch “Klärschlamm“, Verlag Ernst & Sohn, Berlin, 1996
(4) ATV (ABWASSERTECHNISCHEN VEREINIGUNG E.V.):
ATV-Handbuch “Mechanische und biologische Verfahren der Abfallbehandlung“,
Verlag Ernst & Sohn , Berlin, 1998
(5) ATV (ABWASSERTECHNISCHEN VEREINIGUNG E.V.):
“Handbuch für Ver- und Entsorger, Band 3 – Fachrichtung Abwasser“, F.
Hirthammer Verlag, München, 1992
(6) BDE:
“Landwirtschaftliche Klärschlammverwertung“, In: Kreislaufwirtschaft in
der Praxis, Nr. 2
(7) BILITEWSKI, B.; WERNER, P.; RETTENBERGER, G.; STEGMANN, R.; FAULSTICH, M.:
“Anaerobe biologische Abfallbehandlung – Grundlagen, Problem, Kosten“,
Schriftenreihe des Instituts für Abfallwirtschaft und Altlasten, TU
Dresden, 2002,
(8) BÖHNKE, B., BISCHOFSBERGER, W., SEYFRIED, C. F. (HRSG.):
“Anaerobtechnik – Handbuch der anaeroben Behandlung von Abwasser
und Schlamm“, Springer Verlag, Berlin, 1993
(9) EEG (idF v. 01.04.2000) § 4
(10) EMSCHERGENOSSENSCHAFT / LIPPEVERBAND:
BMBF-Ideenwettbewerb Vorhabensbeschreibung des Teilprojektes 1:
“Kostenreduzierung für Kommunen und Verbände durch effiziente Erzeugung
und Verwertung von Faulgas als Primärenergie sowie Reduzierung
der Faulschlammmenge“, Essen, unveröffentlicht, 1999
(11) FRICKE, K., BURTH, M., WALLMANN, R. (HRSG.):
”Biomasse und Abfallwirtschaft – Chancen, Risiken, Perspektiven”, Schriftenreihe
des ANS, Orbit e.V., Weimar, 2002

Abschnitt II - 116 -
(12) HARTMANN, L.:
“Biologische Abwasserreinigung’’, Springer Verlag Berlin, 1989
(13) KAPP, H., BAHRS, D., DICHTL, N., ENGLMANN, E., KÖHLHOFF, D., SIEKMANN, K.:
“Stabilisierungskennwerte für biologische Stabilisierungsverfahren“, Arbeitsbericht
der ATV/BDE/VKS - Arbeitsgruppe 3.1.1, 1993
(14) KAPP, H.:
“Schlammfaulung bei hohem Feststoffgehalt“, Stuttgarter Berichte zur
Siedlungswasserwirtschaft 86, Oldenbourg Verlag, München, 1984
(15) KROISS, H.:
“Anaerobe Abwasserreinigung“, Wiener Mitteilungen, Wasser - Abwasser
- Gewässer , Band 62, Wien, 1986
(16) KRUG, G., TÜMMLER, V., WINKLER, M., KNAUER, M.,:
“Optimierung der Biogasausbeute von Klärschlamm durch Zugabe von
Cosubstraten“, WLB Wasser, Luft und Boden, 4/2002
(17) KRUPP, M.:
“Untersuchungen zum anaeroben Abbauverhalten sowie der Entwässerbarkeit
von Klärschlamm mit ausgewählten Co-Substraten im halbtechnischen
Maßstab“, Diplomarbeit, Universität Essen, unveröffentlicht,
2001
(18) MUDRAK, K., KUNST, S.:
“Biologie der Abwasserreinigung“, G. Fischer Verlag, Stuttgart, 1988
(19) MUNLV - MINISTERIUM FÜR UMWELT UND NATURSCHUTZ, LANDWIRTSCHAFT UND
VERBRAUCHERSCHUTZ DES LANDES NORDRHEIN-WESTFALEN (HRSG.):
“Merkblatt zur Co-Fermentation von biogenen Abfällen in Faulbehältern
von Kläranlagen“, Dezember 2001
(20) MURL – MINISTERIUM FÜR UMWELT, RAUMORDNUNG UND LANDWIRTSCHAFT DES LAN-
DES NORDRHEIN-WESTFALEN (HRSG.):
“Handbuch – Energie in Kläranlagen“, Schwannstr. 3, 40476 Düsseldorf,
September 1999
(21) NISIPEANU, P.:
“Co-Vergärung und Monovergärung. Zur Abgrenzung von Abfallrecht
und Abwasserrecht“, In: abfall-brief, Nr. 2, S. 12 – 14, 2000

Abschnitt II - 117 -
(22) PAUL, C.-D.:
“Biologie für Schule und Beruf“, Verlag Europa Lehrmittel, Haan-Gruiten,
1993
(23) ROEDIGER, H.; ROEDIGER, M.; KAPP, H.:
“Anaerobe alkalische Schlammfaulung“, Oldenbourg Verlag, München,
1990
(24) SCHEIDAT, B.:
“Bioverfahrenstechnische Aspekte zum Einsatz von technischen Enzymen
am Beispiel der kommunalen Abwasserreinigung“, Shaker Verlag
GmbH, Aachen, 2000
(25) SCHLEGEL, H. G.:
“Allgemeine Mikrobiologie“, Georg Thieme Verlag, Stuttgart, 1985
(26) SCHMELZ, K.-G.:
“Co-Vergärung von Klärschlamm und Bioabfällen“, Rhombos Verlag,
Berlin, 2000
(27) SCHMELZ, K.-G.; WINTER, A., REIPA, A.:
“Kostenreduzierung durch Einsatz der Desintegration bei der anaeroben
Stabilisierung“, Vortragsmanuskript auf der 34. Essener Tagung für Wasser-
und Abfallwirtschaft vom 14. bis 16. März 2001 in Aachen
(28) SCHÖN, M.:
“Verfahren zur Vergärung organischer Rückstände in der Abfallwirtschaft“,
In: Abfallwirtschaft in Forschung und Praxis, Nr. 66, 1994
(29) SCHRUMM, P.:
„Innovativer Einsatz von Biogas“, WLB Wasser, Luft und Boden, 4/2002
(30) THOMÉ-KOZMIENSKY, K.:
“Biologische Abfallbehandlung“, EF-Verlag für Energie und Umwelttechnik,
Berlin, 1995
(31) WENDLER, D.:
“Stand der Co-Fermentation in Deutschland - Bestandsaufnahme der
Erfahrungen in der Praxis“, Diplomarbeit, Institut für Siedlungswasserwirtschaft
und Abfalltechnik der Universität Hannover (ISAH), unveröffentlicht,
1997

Abschnitt II - 118 -
(32) WIESE, A., DROSCH, M.:
“Nutzung von Biomasse zur Energiegewinnung“, Wasser und Abfall,
10/2002
(33) ZACHÄUS, D.:
“Grundlagen der Vergärung“, In Thomé-Kozmiensky, K., “Biologische Abfallbehandlung“,
EF-Verlag für Energie und Umwelttechnik, Berlin, 1995

Abschnitt II - 119 -
12 Verzeichnis der Abbildungen
Abbildung 1-1: Betriebskostenanteile von Kläranlagen mit 50.000 bis 100.000 EW [MURL, 1999]
1
Abbildung 2-1: Schema des vierstufigen anaeroben Abbauprozesses [MUDRACK ET KUNST,
1988, verändert] 5
Abbildung 3-1:
Abbaugrad der organischen Substanz in Abhängigkeit von der Faulzeit nach
KAPP [1984], verändert 16
Abbildung 3-2: Apparatur zur Bestimmung des Filterwider-standes 19
Abbildung 3-3: Schema der Entwässerungsversuche [Schmelz, 2000] 19
Abbildung 3-4: Pumpe sowie Steuer- und Regelein- heit der Kammerfilterpresse 20
Abbildung 3-5: Filterkammer und Vorlagebehälter der Versuchspresse 20
Abbildung 4-1: Schematische Darstellung der Versuchsfaulanlagen [nach SCHMELZ, 2000] 24
Abbildung 4-2: Versuchsfaulanlage 25
Abbildung 4-3: Kläranlage Schermbeck 26
Abbildung 4-4: Rührwerk im Speicher 27
Abbildung 4-5:
Fließbild der Kläranlage Schermbeck mit dem Weg der Co-Substrate
während der Versuchsphase 28
Abbildung 4-6: Speisereste 30
Abbildung 4-7:
Fettkugeln der Linie 2, nach Versuchsende direkt dem Faulbehälter
entnommen 30
Abbildung 4-8: Fettabscheiderinhalte 31
Abbildung 4-9: Frittierfett 31
Abbildung 4-10: Fettkugeln aus dem Frittierfett, direkt dem Faulbehälter entnommen 31
Abbildung 4-11: Fettschlamm 31
Abbildung 4-12: Flotatschlamm 32
Abbildung 5-1: Mittlere Verweilzeit pro Phase und Linie 44
Abbildung 5-2:
Abbildung 5-3:
Abbildung 5-4:
Mittlere Raumbelastung der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 45
Mittlere Raumbelastung Linie 3 getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 46
Mittlere Raumbelastung Linie 4 getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 47
Abbildung 5-5: oTR-Gesamtabbaugrade in den Phasen 48
Abbildung 5-6: Abbaugrade der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und Co-Substrat 49
Abbildung 5-7: Abbaugrade der Linie 3, getrennt nach Klärschlamm und Co-Substrat 49
Abbildung 5-8: Abbaugrade der Linie 4, getrennt nach Klärschlamm und Co-Substrat 50
Abbildung 5-9: Mittelwerte des CSB fil im Zulauf der Linien 1 bis 4 51
Abbildung 5-10: Mittelwerte des CSB fil im Ablauf der Linien 1 bis 4 52
Abbildung 5-11: Abbaugrade des CSB fil in den Linien 1 bis 4 53
Abbildung 5-12: Organische Säuren in den Abläufen der Linien 1 bis 4 54
Abbildung 5-13: Gasproduktion über den Versuchszeitraum 55
Abbildung 5-14: Mittlere Gasausbeuten bezogen auf den abgebauten organischen Anteil 55

Abschnitt II - 120 -
Abbildung 5-15: Mittlere Gasausbeuten bezogen auf den organischen Anteil im Zulauf 56
Abbildung 5-16: Mittlere Gasausbeuten der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 57
Abbildung 5-17: Mittlere Gasausbeuten der Linie 3, getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 58
Abbildung 5-18: Mittlere Gasausbeuten der Linie 4, getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 59
Abbildung 5-19: Mittlere Gaszusammensetzung der Linien 1 bis 4 61
Abbildung 5-20: Mittlere Schwefelwasserstoffgehalte der Linien 1 bis 4 62
Abbildung 5-21: Mittlere Heizwerte des Faulgases über den Versuchszeitraum 63
Abbildung 5-22: Filterwiderstand der Linien 1 bis 4 64
Abbildung 5-23: Mittlere Entwässerbarkeit der Linien 1 bis 4 65
Abbildung 5-24: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 2 67
Abbildung 5-25: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 3 67
Abbildung 6-1: Mittlere Verweilzeit pro Phase und Linie 75
Abbildung 6-2:
Mittlere Raumbelastung der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und Co-
Substrat 76
Abbildung 6-3: Gesamtabbaugrade in den Phasen 77
Abbildung 6-4: Abbaugrade der Linie 2, getrennt nach Klärschlamm und Co-Substrat 78
Abbildung 6-5: Organische Säuren in den Abläufen der Linien 1 und 2 79
Abbildung 6-6: Gasproduktion über den Versuchszeitraum 80
Abbildung 6-7: Mittlere Gaszusammensetzung der Linien 1 und 2 82
Abbildung 6-8: Mittlere Heizwerte des Faulgases über den Versuchszeitraum 83
Abbildung 6-9: Filterwiderstand der Linien 1 und 2 84
Abbildung 6-10: Mittlere Entwässerbarkeit der Linien 1 und 2 85
Abbildung 6-11: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 1 86
Abbildung 6-12: Mittlere Filtratwasserbelastung der Schlämme aus der Phase 3 87
Abbildung 6-13: Energieproduktion (elektrisch) 98
Abbildung 8-1:
Abbildung 8-2:
Zusätzliche Betriebskosten am Beispiel der Kläranlage Schermbeck bei
Anwendung der Co-Vergärung 107
Zusätzliche Betriebskosten am Beispiel einer Modellkläranlage von
100.000 EW bei Anwendung der Co-Vergärung 108

Abschnitt II - 121 -
13 Verzeichnis der Tabellen
Tabelle 2-1: Geeignete biogene Abfälle [ATV, 2002] 4
Tabelle 2-2:
Tabelle 2-3:
Zusammensetzung von Biogas und spezifischen Gasmengen [ROEDIGER ET AL.,
1990] 7
Positivlisten der für die Mitbehandlung in Faulbehältern geeigneten Abfälle
(MUNLV, 2001, verändert] 10
Tabelle 2-4: Zulässige Schwermetall- und AOX-Gehalte für das Co-Substrat (MUNLV, 2001)12
Tabelle 3-1: Schadstoffgrenzwerte nach Klärschlammverordnung (AbfKlärV) 22
Tabelle 3-2: Gesamtüberblick Analyseverfahren 23
Tabelle 4-1: Eingesetzte Klärschlämme und Co-Substrate 29
Tabelle 4-2: TR und oTR-Gehalte der Substrate sowie Glühverluste 33
Tabelle 4-3: Schadstoffgehalte der Substrate und ihre Grenzwerte 34
Tabelle 4-4: Nährstoffgehalte der Substrate 35
Tabelle 4-5: TR und oTR-Gehalte der Substrate sowie Glühverluste 36
Tabelle 4-6: Schadstoffgehalte der Substrate und ihre Grenzwerte 36
Tabelle 4-7: Untersuchungsprogramm der halbtechnischen Versuche 39
Tabelle 4-8: Untersuchungsprogramm der großtechnischen Versuche 41
Tabelle 5-1:
Tabelle 5-2:
Betriebsparameter der Faulbehälter (Mittelwerte über die einzelnen Phasen)42
Ergebnisse der Faulgasanalysen der Linien über den Versuchszeitraum
(Mittelwerte) 60
Tabelle 5-3: Schadstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre Grenzwerte 68
Tabelle 5-4: Nährstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre Grenzwerte 70
Tabelle 5-5: Versuchsergebnisse der einzelnen Substrate und ihre Priorität 72
Tabelle 6-1:
Tabelle 6-2:
Betriebsparameter der Faulbehälter (Mittelwerte über die einzelnen Phasen)73
Kennwerte einer anaeroben Stabilisierungsanlage für Klärschlamm [MUNLV,
2001] 75
Tabelle 6-3: Ergebnisse der Faulgasanalysen über den Versuchszeitraum (Mittelwerte) 81
Tabelle 6-4: Einwohnerspezifische Frachten, 85-Perzentil (ATV Arbeitsblatt A 131) 88
Tabelle 6-5: Zulaufbelastung zur Kläranlage Schermbeck und zur Modellkläranlage 88
Tabelle 6-6:
Tabelle 6-7:
Schlammwassermengen und Frachten aus der Klärschlammfaulung und der
Co-Vergärung im Vergleich zur Zulaufbelastung der Kläranlage Schermbeck89
Schlammwassermengen und Frachten aus der Klärschlammfaulung und der
Co-Vergärung im Vergleich zur Zulaufbelastung der Modellkläranlage 90
Tabelle 6-8: Schadstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre Grenzwerte 91
Tabelle 6-9: Nährstoffgehalte der ausgefaulten Schlämme und ihre Grenzwerte 92
Tabelle 6-10:
Tabelle 6-11:
Tabelle 6-12:
Tabelle 6-13:
Randbedingungen zu Ermittlung der Schlammbilanzen für die Kläranlage
Schermbeck 94
Schlammbilanz für die Kläranlage Schermbeck bei Mitbehandlung von
Flotatschlämmen (Tageswerte in [l] bzw. [kg]) 94
Schlammbilanzen für die Kläranlage Schermbeck bei Mitbehandlung von
Fettabscheiderinhalten (Tageswerte in [l] bzw. [kg]) 95
Randbedingungen zu Ermittlung der Schlammbilanzen für die
Modellkläranlage 96

Abschnitt II - 122 -
Tabelle 6-14: Schlammbilanzen für die Modellkläranlage (Tageswerte in [l] bzw. [kg]) 96
Tabelle 6-15: Schlammbilanzen für die Modellkläranlage (Tageswerte in [l] bzw. [kg]) 97
Tabelle 6-16:
Eingangsdaten des Blockheizkraftwerkes (Herstellerangaben, aus Winter,
2003) 97
Tabelle 6-17: Versuchsergebnisse der einzelnen Substrate und ihre Priorität 100
Tabelle 7-1:
Tabelle 7-2:
Gegenüberstellung abgebaute organische Masse und Faulgasproduktion in
den halbtechnischen Versuchen (Mittelwerte) 101
Gegenüberstellung abgebaute organische Masse und Faulgasproduktion in
den großtechnischen Versuchen (Mittelwerte) 102
Tabelle 8-1: Abschätzung der Energiegehalte 105

Abschnitt II - 123 -
14 Verzeichnis der Abkürzungen
Lateinische Buchstaben
AFB Aufenthaltszeit im Faulbehälter d
Zeiteinheit
AGas Gasausbeute Nl/kg oTRzul
AoTR
AOX
Organische Feststofffracht im Ablauf pro Zeiteinheit
adsorbierbare organische Halogenverbindungen
C Kohlenstoff %TR
kg oTRabl
mg/kg TR
CH4 Methan Vol.-%
CO2 Kohlendioxid Vol.-%
CSB Chemischer Sauerstoffbedarf mg/l
CSBfil Chemischer Sauerstoffbedarf des Filtrats mg/l
d Jährliche Abschreibung %
GV Glühverlust % TR
H Heizwert aus Anteil eines Gases im Faulgas MJ/Nm³
H2 Wasserstoff Vol.-%
HGas Energiegehalt des Faulgases kWh/Nm³
Hu Unterer Heizwert des Gasbestandteils MJ/Nm³
H2S Schwefelwasserstoff Vol.-%
i Zinssatz %
m Abschreibungszeitraum a
M Mischungsverhältnis -
n Gasmenge mol
N Stickstoff % TR
NGas
Prozentualer Anteil eines Gases pro Kubikmeter
Faulgas
Vol.-%
NH4-N Ammonium-Stickstoff mg/l

Abschnitt II - 124 -
org. N Organischer Stickstoff mg/l
oTR Organischer Trockenrückstand g/l
oTRzul Organischer Trockenrückstand im Zulauf g/l
p Gasdruck Pa
P elektrische Leistung kW
Pges Gesamt-Phosphatgehalt mg/l
pH
negativer dekadischer Logarithmus der Konzentration
von OH-Ionen in einer Flüssigkeit
Zeiteinheit
ppm parts per million 10 -6 Vol.-%
R Gaskonstante mit dem Wert 8,31 J/(mol·K)
RoTR Organische Raumbelastung kg oTR/(m³·d)
S Schwefel % TR
T Temperatur °C oder K
TKN Kjeldahl-Stickstoff-Konzentration mg/l
TR Trockenrückstand % oder g/l
TRBio Trockenrückstand der biogenen Abfälle % oder g/l
TRKS Trockenrückstand Klärschlamm % oder g/l
VFB Volumen Faulbehälter m3
VGas Gasvolumen pro Zeiteinheit Nm³/h oder
Nl
Vzul Zulaufvolumen pro Tag l/d
W Wirkungsgrad elektrisch %
-
ZoTR
Organische Feststofffracht im Zulauf pro Zeiteinheit
kg oTRzul
ZTR Feststofffracht im Zulauf pro Zeiteinheit kg TRzul
ZTRKS
Feststofffracht aus Klärschlamm im Zulauf pro
Zeiteinheit
kg TRzul

Abschnitt II - 125 -
Indizes
AbfKlärV
ATV
BMBF
BHKW
BÜS
Co
DIN
DWD
EAK
EEG
EG/LV
EN
EW
FG
FHM
H2O
KS
LUA
NRW
MUNLV
PAK
PCB
PJ
RWU
SG
Klärschlammverordnung
Abwassertechnische Vereinigung
Bundesministerium für Bildung und Forschung
Blockheizkraftwerk
Betriebsüberwachungssystem
Co-Substrat
Deutsche Industrie Norm
Deutscher Wetterdienst
Europäischer Abfallschlüssel
Erneuerbare Energien Gesetz
Emschergenossenschaft/Lippeverband
Euronorm
Einwohnerwerte
Fachgebiet
Flockungshilfsmittel
Wasser
Klärschlamm
Landesumweltamt
Land Nordrhein-Westfalen
Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und
Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen
Polyaromatische Kohlenwasserstoffe
Polychlorierte Biphenyle
Personenjahr
Reparatur, Wartung und Unterhalt
Substratgemisch Klärschlamm/Co-Substrat

Abschnitt II - 126 -
Griechische Buchstaben
Einheit
?TR Zunahme der organischen Feststoffmasse im kg oTR
Faulbehälter pro Phase
?oTR Abbaugrad der organischen Substanz %

Abschnitt II - 127 -
15 Anhang
Zeitliche Abfolge aller Versuchsphasen
Monat
Halbtechnische Versuche
Linie 1: Klärschlammfaulung
Einfahren mit Rohschlamm
Betrieb mit Rohschlamm
Linie 2 bis 4: Co-Vergärung
Einfahren mit Rohschlamm
Betrieb mit Rohschlamm und biogenen Abfällen:
- TR-Mischungsverhältnis Co:KS = 1:5
- TR-Mischungsverhältnis Co:KS = 1:2
- TR-Mischungsverhältnis Co:KS = 1:1
- TR-Mischungsverhältnis Co:KS = 2:1
Großtechnische Versuche
Linie 1: Klärschlammfaulung
Betrieb mit Rohschlamm
Linie 2: Co-Vergärung
Betrieb mit Rohschlamm
Betrieb mit Rohschlamm und fetthaltigem Flotatschlamm
Betrieb mit Rohschlamm und Fettabscheiderinhalten
Entwässerungsversuche
Klärschlammfaulung
Co-Vergärung
Filtratwasseruntersuchung
Klärschlammfaulung
Co-Vergärung
Aug 00 Sep 00 Okt 00 Nov 00 Dez 00 Aug 02 Sep 02 Okt 02 Nov 02 Dez 02 Jan 03 Feb 03 Mrz 03 Apr 03