Notwendigkeit der Prozeßstabitität auch in kleinen Kläranlagen und

TAE-Seminar: Klein- und Pflanzenkläranlagen
Referat Nr. 5
Notwendigkeit der Prozeßstabitität auch in kleinen
Kläranlagen und Möglichkeiten zur Erhöhung
Notwendi gkeit
Definition
Wirkungsgrad
Prof. Dr. Peter M. Kunz
Abwasserreinigung unter dcm Gesichtspunkt
des Notwendigen und Machbaren
Die Bemühungen zvr Gewässerreinhaltung durch Abwasservermeidung
und -reinigung in den alten Bundesländern
zeigen erste ökologische Erfolge. Zwar werden die Forderungen
aus dem 1. Anhang zvr Rahmenabwasserverwaltungsvorschrift
werden zwar noch nicht flächendeckend
erfüllt und auch die Ec-Richtlinie wird wohl nicht fristgerecht
urn_qesetzt, dclch haben die Anstrengungen der
vergangenen Jahre den Artenreichtum wieder vermehrt.
Auch in den neuen Bundesländern sind erste Erfolge zv
sehen - teils durch die Betriebsstillegungen, teils aber
auch schon durch den Bau von Kanalisationen und
Kläranlagen. Zum Schutz von Nord- und Ostsee dürfen
aber die Vermeidungs- und Verminderungsmaßnahmen
noch nicht nachlassen.
Wenn es um die Verbesserung der Gewässergüte geht,
denkt man unwillkürlich an eine Verbesserung der Ablaufergebnisse
aus Abwasserreinigungsanlagen und auch
unwillkürlich an eine Erweiterung. Sicherlich sind auch
bauliche Maßnahmen notwendig, vielfach läßt sich aber
bereits in der bestehenden Bausubstanz eine Menge realisieren
IKUNZ, 1986; WEBER, 1993]
E,ine E,rhöhung des Wirkun-esgrades - um die es sich hierbei
handelt - einer Abwasserreinigungsanlage durch bauliche
Maßnahmen ist bekanntlich mit überproportional
hohen Kosten verbunden (Gesetz vorn Grenznutzen).
Der Wirkungsgrad ist eigentlich eine betriebswirtschaftliche
Größe: er drückt die Effektivität bzw. die Ausbeute
aus. Unter dem Wirkungsgrad in der Abwassertechnik hat
man hingegen die Differenz zwischen Ausgangs- und
Endzustand im Verhältnis zum Ausgangszustand in Prozent
zrr verstehen (Beispiel: Zulauffracht minus Ablauffracht
dividiert durch die Zulauffracht multipliziert mit
Hundert ) .

I)ro1'. Dr. Peter NI. Kunz,'. Prozellstabilität in kleinen i\h\Ä'lrssc,rrciniuunssaulaserl Seite l
Okologische
Betrachtung Betrachtet man aber die Einleitungen in einen längeren
Gewässerabschnitt kann es durchaus sein, dalJ die resultierende
Gewässerbelastung bei gleichen finanziellen
Aufwendungen niedriger ist, wenn an allen Einleitungsstellen
eine Teilreinigung stattfindet, wenn im Vergleich
dazu nur an einer Stelle (zentrales Klärwerk) zrr 98% sereinigt
wird.
Reinigungsleistung versus Reinigungswirkung
Zurück jedoch zur Abwasserreinigung: Im abwassertechnischen
Sprachgebrauch hat sich eingebürgert, von Reinigungsleistung
zu sprechen, wenn man Reinigungswirkung
oder den Wirkungsgrad meint. Reinigungsleistung beinhaltet
aber den Zertbegriff (Arbeit pro Zeiteinheit _
Leistung). Die Reinigungsergebnisse konnten erheblich in
den letzten Jahren verbessert werden (siehe ATV-Nachbarschaftsberichte);
nicht imme' auch die Wirkungsgrade,
wenn sie auf Basis der Konzentration ermittelt wurden,
da in v ielen Einzugsgebieten der Oberflächenabfluß gesteigert
wurde und damit die Verdünnung zur Konzentrationsabsenkung
führte .
Prozeßstabilität
Betrachtet man jedoch die Entwicklung der Reinigungsleistung
von Abwasserreinigungsanlagen in den letzten Jahren,
muß man konstatieren, daß sie immer schlechter
wurden: In der Schlammbelastung kommt dies zum Ausdruck
(siehe Bild 1). Sie ist nämlich nichts anderes als
eine Geschwindigkeitsgröße (kg BSBS/kg TS und d_
1/d). Bekanntlich wurde in den 70er Jahren die Schlammbelastung
mit 0,3 bemessen, in den 80ern auf 0,15 für
Nitrifikation im Sommer und nun sind wir - bei einem
Schlammalter von zehn Taeen bei 0.075 ansekommen.
Beinahe entscheidender als der Wirkungsgrad ist jedoch
die Prozellstabiiität eines Verfahrens. Schließlich erlebt
man immer wieder, daß Verfahrens- und Anlagenanbieter
Diagramme von Untersuchungen an ihren Pilotanlagen
zeigen. die über L4 Tage sehr niedrige Ablaufwerte zeigen.Nur
wer nachfragt, wie es über dieses Diagramm
hinaus mit dem Ablaufwerten weiterging, erfährt auch,
dall dieser oder jener Einflußfaktor das Reinigungsergebnis
nachfolgend verschlechtert habe (only show the
best results I ).
Definition Prozeßstabilität
DAMIECKI [1982] definierte die Prozeßstabilitat als Einhaltung
einer als arithmetischen Mittelwert betrachteten
Ablaufkonzentration über einen läneeren Beobachtunss-

Prof. Dr. Peter M. Kunz: Prttzellstabilität in kleinen Ahrvasserreinigungsanlagen Seite 3
zeitraunt. KUNZ
Streuung um den
anzugeben (siehe
[1986] schlug
Mittelwert der
Bild 2)
Bild I Relative Abbauleistung in
Schlammbelastung tMUDRACK,
Bitd 2
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BEREICH DER ZU ERWARIENDEN
RgNTGUNGSERGESNTSSE (TUNKnONSEEREJCH)
BANDERE'IE DER STRzuUNG
(Mo0 li,lr ProzcBrlobllllöl)
vor, d ie Bandbreite der
gemessenen Ablaufwerte
an der Leistungsgrenze
breites Leistungsspektrum
geringes Leistungsspektrum
g3 o,7
BrS(kg/kg d)
Abhängigkeit von
KUNST, 1985]
E16?|ttr20
zusammenhang zwischen Reinigungsergebnis, prozeßstabilität
und Funktionstüchtigkeit IKUNZ, l9g6l
der

Prof . Dr. Peter M. Kunz: Prozeßstabilität in kleinen Abu'asserreinigungsanlagen Seite 4
Bitd 3
Schließlich ist die Prozeßstabilitat das entscheiclencle
Merkmal, wenn es um die Einhaltung von Grenzwerten
geht. Der M ittelwert plus d ie streubreite zusammen müssen
zu 100% (was nicht gehen wird!) unter dem Grenzwert
liegen! Eine andere Planungs-Philosophie ist nicht
zulässig, wenn man den verantwclrtlichen Bürgermeister
nicht ins Gefängnis bringen will.
Man kann aber auch die Summenhäufigkeitsverteilungen
(siehe Bild 3) dieser Ablaufrverte ermitteln und das 80oder
90-Perzentil bzgl. eines Parameters angeben!
SUMMENHAUT|OXE|T lN q MIT N-HEMMUNG
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
10 20 30
o ARITHI.4ETISCIJER MNTELWEFI
Prozeßstab ilitat
IDAMIECKI, 19821
60
BSBA6 -t'4C /L
von Abwasserreinigungsanlagen
Zu beachten ist dabei natürlich auch der Parameter, auf
den sich die Prozeßstabilität bezieht. Beispielsweise nürzt
es nichts, wenn der CSB aus der filtrierten probe bestimmt
wird, wenn der wasserrechtliche Bescheid die homogenisierte
Probe vorsieht und das zum Einsatz kommende
verfahren zeitweise von Schlammabtrieb durch
unkontrollierte Denitrifikation in der Nachklärung oder
Ablösung von Feststoff-Fetzen von Schrägklärer-Flächen
gekennzeichnet ist.
Leider findet man in den meisten Veröffentlichungen jedoch
nur Fieberkurven von Ablaufwerten.

Prol'. Dr. Peter N{. Kunz: Prtlz-el}stabilität in kleincn AhuasssrrciniIunssal]lasen Seitc 5
Sinnvolle Abwasser-Reinigung/
Entropie Bei allen Bemühungen darf die Abwasserreinigung kein
Selbstzweck sein, Sondern muß immer unter ciem Aspekt
des Sinnvollen betrachtet werden. Schließlich ist Abwasser
ein Zustand mit hoher molekularer Entropie. Abwasserreinigung
stellt je nach Intensität eine Verminderung
der Moleküle je Abwasser-Volumeneinheit dar, einhergehend
mit der Abnahme der stofflichen Entropie. Die Intensität
der Abwasserreini-eung steht aber in der Regel in
direktem Zusammenhang mit dem Einsatz von Energie.
Strom oder andere Energieträger werden genutzt. um einen
Zustand zu verbessern. Dadurch wird aber gleichzeitig
die E,ntropie des Gesamtsystems erhöht. Aus dieser
Warte ist es durchaus nicht unsinnig, die natürlichen
Kräfte in die Reinigungsüberlegungen einzubeziehen, da
die ENtropie-Erhöhung des Gesamtsystems dem Umweltschutz-Gedanken
zuwiderl äuft .
Biologiefähigkeit
Be dienun g
Einflußfaktoren auf die Prozeßstabilität
Einer Abwasserreinigungsanlage fließt Abwasser, bestehend
aus einer Vielzahl geogener, biogener und anthropogener
Verbindungen in ständig wechselnden Konzentrationen
zv. Kein Abwasser gleicht dem anderen. Neben
den nichtanthropogenen Einflußfaktoren determinieren die
Siedlungsstruktur, die sozioökonomischen Verhältnisse
und die Art des angesiedelten Gewerbes die Abwasserzusammensetzung
und Verteilung über die Tageszeit.
Die Abwasserzusammensetzung (der Verfasser empfiehlt
die Methode " Abwasser ist destilliertes Wasser plus . . .)
determiniert die biologische Behandelbarkeit, um die es
hier ausschließlich geht. Die Abwasserinhaltsstoffe müssen
"biologiefähig" sein, wenn sie biologisch behandelt
werden sollen. Erstaunlicherweise verkraftet eine breite
Mikroorganismen-Population auch die Einleitung an sich
toxisch wirkender Abwasserinhaltsstoffe, weil entweder
diese ihre antimikrobielle Wirksamkeit durch die Reaktion
mit anderen Abwasserinhaitsstoffen bereits verloren
haben oder die Mikroorganismen über Inaktivierungssysteme
verfügen (es gibt Mikroorganismen in Desinfektionsmittel-Behältern!)
oder einige Mikroorganismen zwar
abgetötet werden, aber andere in diese Nische so schnell
hineinwachsen, daß in der Summe keine nesative Wirkuns
mehr zu erkennen ist.
Der Verfasser verfügt über Untersuchungsergebnisse, die
zeigen, dall das Bedienungspersonal eher die Funktion einer
Kläranlage beeinträchtigt, als die häufig ins Feld ge-

Prof. Dr. Peter NI. Kunz: Prozellstabilität in kleinen Abu'asscrreinicunssanlaIen Seite 6
G renzwert-
Einhaltung
Aufgabenbeschrei
bung
Prozeß -
Determinanten
Zuf all
1.
2.
3.
führten toxischen Einleitungen. Damit soll jedoch nicht
gesagt werden, daß es diese nicht auch ab und zu gibt.
Allerdings sollte in solchen Fällen der Kläranlagenplaner
Möglichkeiten vorgesehen haben, damit auch in diesen
Fällen keine Grenzwert-ÜUerschreitungen zu verzeichnen
sind. Hier muß man leider konstatieren, daß in der Verg,
ngenheit viel z\ sehr das erreichbare Prozeßergebnis in
den Vordergrund gestellt wurde und nicht das "sicher erreichbare".
Hätte man sich dieses Ztel gesteckt, würden
die Grenzwerte in den EG- und Landeswassergesetzen
(Wasserrecht ist Landesrecht) nicht so niedrig liegen. In
Baden-Württemberg müssen in 19 Kläranlagen (Stand Dezember
1993) Essigsäure als Wasserstoff-Donator für die
Denitrifikation zudosiert werden, damit die Stickstoff-
Grenzwerte eineehalten werden können!
Aufgabe des Kläranlagen-Planers (der Verfasser verwendet
das Wort Kläranlage für den gesamten Anlagenpark
inklusive Schlammbehandlung) ist es,
die Produkte " gereinigtes Abwasser " und " Schlamm " im
Auge zu behalten [s . KUN Z , 1994],
ideale Bedingungen für jene Mikroorganismen zu schaffen,
die imstande sind, die Aufgaben "Transformation"
und " Akkumulation " (s .u .) der zu el iminierenden Abwasserinhaltsstoffe
zu erfüllen und
Maßnahmen vorzusehen, die im Falle eines Falles die
Prozeßstabilitat aufrecht erhalten. auch wenn einzelne
Teilfunktionen versagen.
Bedauerlicherweise sind vielen Betroffenen die Determinanten
hierfür nicht bekannt. Tabelle I zeigt einen Ausschnitt
von Komponenten, die alle Auswirkungen auf das
Prozeßergebnis haben.
In der konventionellen Klärtechnik ist noch vieles dem
Zufall überlassen - viele Abhängigkeiten sind eben noch
nicht untersucht, weil bislang das System auch ohne diese
Kenntnisse funktioniert hat und der Staatsanwalt sich
noch selten blicken ließ.

Ptol. Dr. l)ctcr \I. Kurtz: I)rrlz-elistabilität in klcinen..\b\\asserrcinigunc:anlauen Scitc 7
Tabelle I Bereits meist unbeu'ullt genutzte
gischen Behandlungssystemen
Determinanten in biolo-
Sauerstoff-Konzentration und -Verteilung bzrv. Kontinuität
des Angebotes:
Versorgung der auch im Inneren sitzenden Mikroorganismen
in einer Schlammflocke. einem Biofilm oder einer
Schüttung.
partielle Anaerobie zrrr Unterstützung von Reduktionsvorgängen
bzw. Unterdrückung von höheren Organismen.
die an höhere Or-Partialdrücke eebunden sind
Schlammabzugsmetrg€, Art und Weise:
Veränderung der spezifischen Nährstoffversorgung (je
mehr Organismen, desto weniger bleibt für den einzelnen).
Absenkung des Schlammalters (das Schlammalter ist definiert
als die im System vorhandene Menge dividiert
durch die täglich abgezogene ÜUerschullschlammproduktion).
Veränderung der Leistungsfähigkeit der Organismen in
einer Schlammflocke durch Destabilisierung der Flocken
in Pumpen.
Entnahme während des Tages führt zur Destabilisierung,
da die Mikroorganismen zu diesem Zeitpunkt sowieso zu
hohen Anteilen in der sedimentierenden Nachklärung
verweilen, da sie über den tagsüber auftretenden Volumenstromanstieg
aus dem Reaktor verstärkt ausgetragen
werden.
Rücklaufschlamm- und Kreislaufwassermenge:
verkürzung/verlängerung der Reaktionszeiten in den belüfteten
bzw. unbelüfteten Reaktionszonen.
Verdünnung der Zulaufkonzentrationen.
Rückführung (eines Teils) schwerer verwertbarer Stoffe.
verstärkung eines mechanischen (Pumpen-/Rohrleitungen)
und biologischen (Kontaktphasen) Streßfaktors mit Wirkung
auf die Flockengröße.
Rückführung von Schlammwasser, Einleitung von Fäkalschlamm:
Erhöhung de r spez if i schen N ährstoffbel adung (me i st
kurzzeitige Spitzenbelastung an Kohlenstoff und Stickstoff).
Rückführung von (hungernden) fakultativen Anaerobiern
aus Schlammfaulanlasen.

Prol. Dr. Pc'tcr N{. Kunz.: Prozelistahilität irt kleirteti Ahu'a:scrreinisunusartlaIen Scite 8
Transformation
und Elimination
Akkumulation
Elimination
S pei che run g
Grundlegendere Aspekte der Abwasserreinigung
Vergessen wird häufig bei den Planungen, dalj die grenzwertrelevanten
Stoffe "transformiert" und anschliellend
die entstandenen Produkte weitestgehend eliminiert aus
dem Abwasser werden müssen. Erst dann ist das Abwasser
als gereinigt anzusehen.
Beispiele: Die CSB-relevanten Stoffe müssen mikrobiell
oxidiert bzw. in die Biomasse inkorporiert werden und
die entstandene Biomasse muß quasi vollständig eliminiert
werden. Oder: Die biologische P-Elimination durch
erhöhte Aufnahme von Phosphat in die Zelle setzt nicht
nur voraus, daß der im Abwasser vorhandene Phosphor
weitestgehend aus o-Phosphat besteht. weil nur dieser
mikrobiell aufgenommen wird, sondern auch, daß die Mikroorganismen
weitestgehend aus dem behandelten Abwasser
entfernt werden, weil sonst die homogenisierte
Probe Gre nzwert-Überschreitungen zergt - infolge der P-
Speicherung in den abtreibenden Zellent (ähnlich verhält
es sich mit adsorbierbaren Substanzen).
und
Die Nähr- und Störstoffelimination aus dem Abwasser erfolgt
bedeutend schneller als jeglicher Abbau. Ein bedeutender
Anteil der Abwasserinhaltsstoffe wird aus der flüss
igen Phase durch physikochemische Vorgänge, wie
Flockung und Sorption an die Biomasse - zumindest vorübergehend
- entfernt. Das Ausmaß dieser Schlammbeladung
oder Akkumulation hängt dabei von der Art des
Substrates und von der Art des Schlammes ab, wobei
beide sich gegenseitig beeinflussen (2.8. die Beladung
beeinflußt die Vermehrungsrate der Population direkt).
Durch die Ausgestaltung des technischen Systems in Form
hoher Schlammgehalte oder hoher aktiver Biomasseanteile
kann die Höhe der Schlammbeladuns aktiv beeinflußt
werden.
Man darf allerdings nicht vergessen, daß bei Systemen
mit hoher Akkumulationsrate bei abtreibenden Schlammflocken
nicht nur der CSB in die Höhe geht, sondern auch
alle akkumulierten Stoffe (Phosphor, Schwermetalle
usw.).
Bekanntlich fließt das Abwasser nirgendwo konstant einer
Abwasserreinigungsanlage zv. Im Sinne der obigen Definition
"Abwasser ist destilliertes Wasser plus ... " geht es
also darum, die plus-Komponenten vom Wasser zu tren-

Prot'. Dr. Pcte r Nl. Kurtz: ProzelJstabilität in klcirten Ah\Ä'asscrreinigunssanlauerr Scitc 9
Adaptation
Abbaub arkeit
Resumee bz gl .
C -Elimination
der
nen. Die hydraulische und stoffliche Belastung sind entkoppelt
zu betrachten, wenn es gelingt, die plus-Komponenten
im System zu speichern. Dies ist insbesondere
dann wichtig, wenn die hydraulische Verweilzeit des Abwassers
im System geringer ist als die Zert, die die Mikroorganismen
zum Abbau benötigen. Zrel muß es deshalb
sein. die zu eliminierenden Abwasserinhaltsstoffe im
System zu speichern.
Zum Abbau von eingeleiteten Substanzen rnüssen die entsprechenden
Enzyme vorhanden sein. Fehlt eines in der
Abbaukette, findet keine Mineralisierung statt. Wenn der
Organismus über genügend Energiereserven verfügt, kann
er - sofern er genetisch dazu befähigt ist - die erforderlichen
Enzyme synthetisieren. Die Adaptation ist dann eine
Anpassung der Enzy mausstattung, die innerhalb weniger
Stunden erfolgt sein kann. Daneben versteht man unter
Adaptation auch die Anpassung der mikrobiellen Lebensgemeinschaft,
die Tage bis Wochen gehen kann.
Wenn die Substanz häufig und in kurzen Zeitabständen
eingeleitet wird, ist die Anpassung in kurzen Zeitintervallen
zv erwarten; sie kann jedoch sehr lang sein, wenn
sie selten eingeleitet wird, weil das System sich immer
wieder neu adaptieren muß. Hier muß der Verfahrenstechniker
Lösungen finden.
M anche al s abbaubar bezeichneten Substanzen ( in
Stoffdatenblättern etc. ) finden sich durchaus im Ablauf
von Abwasserreinigungsanlagen wieder. Entweder weil
die speziell betrachtete Biocoenose sie nicht verstoffwechseln
kann (mangelnde Enzymausstattung) oder weil
genügend besser verwertbare Substanzen vorhanden sind
(Diauxie). Die Abbaubarkeit einer Substanz ist immer System-abhängig.
Die
mit
mit
a
a
Elimination eines Kohlenstoffes aus dem Abwasser
Hilfe der biologischen Abwasserreinigung hängt sovon
seiner Struktur, d.h. seiner grundsätzlichen biologischen
Verwertbarkeit,
dem System, gekennzeichnet durch günstige oder weniger
günstige Umgebungsbedingungen für die Mikroorganismen
und der Kontaktzeit zwischen Stoff
und mikrobiellem System (Flocke),
den vorhandenen Mikroorganismen und deren enzymatischen
Ausrüstung in diesem System 8b, wobei
dieses stark durch die Vorgeschichte geprägt wird.

Prof. Dr. Peter M. Kunz: Prozelistabilität in kleinen Abu'asscrreinigungsanlagen Seite l0
Mikrobielle Stickstoff-Elimination
1.
2.
ist auf mehreren Wegen mögl ich:
ÜUer Stickstoffaufnahme in die Zellen und Entfernung
der Zellen aus dem Abwassersystem: Das Wachstum von
Mikroorganismen setzt die Anwesenheit von Kohlenstoff,
Stickstoff und Phosphor im Verhältnis von näherungsweise
100:10:1 voraus. In der Hauptsache stammt der inkorporierte
Stickstoff aus Ammonium-Verbindungen. Fallweise
werden auch ganze Aminosäure-Sequenzen
(Peptide) aufgenommen. Diese Form der Stickstoff-Elimination
ist - sofern das Schlammproblem gelöst ist - die
einfachste Lösung, Stickstoff zu eliminieren. Sie ist an
aerobe Systeme gekoppelt, in denen eine maximale Ausbeute
an Biomasse erreicht werden kann.
ÜUer Oxidations- und Reduktionsprozesse z\ gasförmigen
Stickstoff-Verbindunsen: In wässrisen Medien laufen die
Schritte
Ammonifikation (Produkt: Amm. rium/ NH+ + -N) bei
Anwesenheit von Mikroorganismen fast immer, die
Nitritation (Produkt: Nitrit/ NOZ--N) und Nitratation
(Produkt: Nitrat/ NOI --N) bei Anwesenheit spezieller
Bakteriengattungen sowie eine
reduktive Denitrifikation zum molekularen Stickstoff
bzw. zu weiteren Stickstoffgasen, wie NZO und NO* unter
anaeroben Bedingungen ab.
Ammoniak- und Nitrit-
Oxidation Unter Nitrifikation versteht man die biologische Oxidation
von Ammoniak über Nitrit zum Nitrat. Zur Nitrifikation
sind lithotrophe und heterotrophe Mikroorganismen
befähigt. Lithotroph sind die beiden phylogenetisch
nicht miteinander verwandten Gruppen der Ammoniakoxidierer
(Gattungsnamen beginnen mit der Vorsilbe
" Nitroso- " ) und der Nitritoxidierer (Gattungsnamen beginnen
mit der Vorsilbe " Nitro- " ). Die Nitrosogruppen
oxidieren Ammoniak zv Nitrit, die Nitrogruppen Nitrit
zum Nitrat. Die dabei freigesetzte Energie geht in den
Aufbau von Biomasse (hauptsächlich aus COr). Zur heterotrophen
Nitrifikation sind neben Bakterien auch Pilze
befähigt; ihre Nitrifikationsleistung ist jedoch von untergeordneter
Bedeutung.
Im Vergleich zv den heterotrophen Organismen ist das
Wachstum der lithothrophen Nitrifikanten auch unter optimalen
Bedingungen wenig effizient und von daher langsam.
Als Größenordnung für die Freie Enthalpie wird für
die Nitritation 289 J/mol und 75 J/mol für die Nitratarion
angegeben /EPA, 197 5l .

Prol. Dr'. Peter lvI. Kunz,: ProzclJstabilitat in klcinett Ahuas\crrciniuunIsanlacen Scitc ll
N itratre dukti on
nitrifikation
Die Gruppe der Ammoniak- und der Nitritoxidierer besitzen
unterschiedliche pH- und O:-Partialdruckoptima. Innerhalb
der beiden Gruppen \,\'erden art- stamm- und sogar
standortspezifische Optima beobachtet: dies ist wichtig,
weil ein zu hoher Or-Partialdruck das Wachstum
hemmt.
Der Sauerstoffbedarf zur vollständigen Oxidation ''ler
Stickstoffverbindungen im Abwasser läfJt sich stöchiometrisch
mit 2 r"ol Or je mol Ammonium angeben. Der
Ammoniumstickstoff wird bei ausreichender Anzahl an
Nitrifikanten und entsprechenden Umgebungsbedingungen
unter Verbrauch von 1 ,5 mol Or pro mol NH+ + -N zu Nitrit
und unter Aufnahme von 0,5 mol Ot zu Nitrat auf
biologischem Wege aufoxidiert. Stöchiometrisch werden
also 4,57 g Or pro g NH+ +-N bzw . 4,57 g 02 pro -q NO:-
-N benötigt (oder 3.55 g Oz pro g NH+*).
De-
Grundlage des Verfahrens der Denitrifikation ist die Verwertung
des im Nitrat gebundenen Sauerstoffs durch
Denitrifikanten in Ermangelung gelösten Sauerstoffs. In
der siedlungswasserwirtschaftlichen Literatur wird dieser
anaerobe Zustand (kein gelöster O2, dafür jedoch gebundener)
häufig auch als anoxisch bezeichnet.
Bei der Nitratreduktion unterscheidet man die assimilatorische
zum Aufbau von Zellbestandteilen und die dissimilatorische.
Zur Nitratassimilation (das Nitrat wird zum
Ammonium reduziert und z.B. in Proteine eingebaut) sind
eine Vielzahl von Bakteriengattungen befähigt. Bei der
Nitratatmung, die in Analogie zur Atmung, bei der unter
aeroben Bedingungen die Elektronen aus reduzierten
Verbindungen auf den molekularen Sauerstoff übertragen
werden) so bezeichnet wird, entstehen eine Viel zahl von
Stoffwechselprodukten, abhängig vom jeweiligen Organismus:
N02-, NO, NOz, N2O, NZO2 und das erwünschte
N',. Die als Denitrifikation bezeichnete Respiration oxidierten
Stickstoffs (Nitrit, Nitrat) führt zu gasförmigen
Verbindungen. die in die Athmosphäre entweichen können.
Für die Nitrat-Respiration sind also Elektronendonatoren
- z.B. in Form organischer Kohlenstoffverbindungen
oder als Wasserstoff - erforderlich. Da die Denitrifikation
weitgehend mit dem aeroben Stoffwechsel der Bakterien
vergleichbar ist, sind auch die Einflußfaktoren dieselben:
Im wesentlichen ist ein möglichst neutraler pH-
Wert und ein hohes E,lektronendonato renlNO*-N-Verhältnis
anzustreben (in der Literarur wird ein BSB5/NOx-
N-Verhältnis von größer 3 genannr).

Prof. Dr. Peter M. Kunz: Prozeßstabilität in kleinen Abwasserreinigurrgsanlagen Seite l2
Modell der Mischpopulation
Die biologische Abwasserreinigung in den heute üblichen
einstufigen Belebungsanlagen (submerse Kultur) beinhaltet
eine mikrobielle Lebensgemeinschaft von meist
schneller wachsenden, heterotrophen Kohlenstoff-Oxidierern
und eben den Nitrifikanten. Trotz einer durchaus
hohen Artenvielfalt nitrifizierender Bakterien werden in
Abwassersystemen i.a. nur zwei bis drei Arten gefunden
/BOCK, 1989/. Dies spricht für eine extreme Spezialisierung.
Für die Abwassertechnik bedeutet dies, daß z.B.
ein Ammoniak-Oxidierer der Kläranlage A sich in einer
Kläranlage B nicht etablieren können muß, se lbst wenn
ähnliche Belastungsverhältnisse vorliegen.
Es ist auch bekannt, daß in Abhängigkeit von der Temperatur
des Abwassers der nitrifizierende Schlamm in einer
submersen Mischpopulation eine Verweildauer von
ca. l0 Tagen benötigt, damit sich im jeweiligen Abwasserreinigungssystem
bemerkbar Nitrifikanten entwickeln
können. Viele Nitrifikanten werden in den konventionellen
Klärsystemen nicht zurückgehalten, weil sie partikulär
bleiben und damit über Absetzsysteme nicht abgetrennt
werden ltönnen.
Stoff-
flüssiger \
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Bild 4 Modell der Mischpopulation [KUNZ, l99}l

Prot'. Dr. Peter IU. Kuttz-: ProzelJstabilität in kleinen Abu'asscrreinisur'lIsanlapcrr Seite l3
Uberschu ß -
schlamm
In Bild 4 ist schematisch gezeigr, wie man sich die ökologischen
Bedingungen der Nitrifikanren in einem Mischsystem
in einer biologischen Kläranlage vorzustellen hat:
Bekommt die Schlammflocke organische Nährsroffe ab,
werden die Heterotrophen wachsen, die Nitrifikanten
überwuchern und damit deren Zugang zum gelösten Sauerstoff
im Abwasser verschlechtern. Auf der anderen
Seite werden aber beim heterotrophen Wachstum auch
COz-Moleküle abgegeben, die die Baustoffquelle der Nitrifikanten
sind. Gleichzeitig erwärmen die Heterotrophen
die Belebtschlammflocke, wäs die Wachstumschancen der
Nitrifikanten im winter ebenfalls begünsrigt (aber die
Sauerstofflöslichkeit lokal herabsetzt).
Ein wesentlicher Nachteil des submersen Abwasserbehandlungsverfahrens
ist, dall infolge Feststoffeintrags
über den Zulauf und heterotrophes Mikroorganismenwachstum
dem System immer wieder Überschußschlamm
entzogen werden muß. Damit werden aber auch die benötigten
Nitrifikanten immer wieder entfernt.
Nährstofle und ökologische
Randbedingungen Mit Bild 4 vor Augen kann man bestimmte Interpretationen
von Meßergebnissen in der Literatur ein wenig differenzierter
betrachten: Im allgemeinen wird behauptet, daß
Nitrifikanten sehr empfindlich auf schwankende BSB5-
Belastungen, rasche Temperaturwechsel und Veränderungen
ihrer Milieubedingungen reagieren. Wie oben gezeigt,
muß es sich jedoch bei zurückgehenden Ums atzraten
nicht um Hemmungen der Nitrifikanten handeln, sondern
vielmehr können auch einfach Substrate. wie Oo
oder COr fehlen.
Wenn die Nitrifikanten Sauerstoff bekommen [nach JAE-
GER, 19881, liegen die halbmaximalen Sauerstoff-Monod-
Konstanten zwischen 0,3 und 0,5 mg O2ll), wird in der
Belebtschlammflocke Nitrat produziert, da Ammonium
immer verfügbar ist. Dieses Nitrat steht natürlich den zur
Denitrifikation befähigten Heterotrophen in der Flocke
als E,rsatz-Energiequelle zur verfügung. Deren Stoffwechselprodukt
COz liefert dann wieder den Kohlenstoff
für das Nitrifikanten-Wachstum. In der Praxis liegen die
gemessenen Werte für den Sauerstoffverbrauch z\r Nitrifikation
um 3,8 g 02 pro g NH+ + -N. Auch ist nicht die
T'emperatur des Abwassers, sondern die des Schlammes
maßgebend (die Temperatur des Abwassers kann niedriger
sein). Die Heterotrophen produzieren etwa lz J lg CSB
Wärme.

Prol'. Dr. I)crer Nl. Kurrz: Prozellstabilität in kleinen Ab\A'asserreinisunIsanlaucn Seitc l4
De n itri fi k ati o r,
systemen
Bei der N itrif ikation (Bildung von salpetriger Säure) wird
die Alkalinität herabgesetzt. In der Literatur [2. B. HA-
ANDE,L. MARAIS, 19811 werden pro mg oxidiertem
Kjehldahl-Stickstoff (TKN) Werte zwischen 5,4 und 7 ,4
mg CaCO j genannt. Die Säurekapazität eines vorgeklärten
kommunalen Abwassers liegt etwa bei 300 und 800
mg CaC03/l IKAPP. 19831, so daß bei einem erforderlichen
^i.est-Carbonatgehalt von 100 mg/l zwischen nur 25
und 85 mg TKN/l oxidiert werden könnten. Bei geforderter
Phosphatelimination kann dieser Wertebereich noch
kleiner aussehen, wenn die simultane Phosphatfällung
gewählt wird. Durch Denitrifikation wird das Puffervermögen
wieder angehoben.
in Abwasser-
Zur Stickstoff-Elimination muß das Abwasser noch - wie
erwähnt - in einen anaeroben (anoxischen) Reaktor geleitet
werden, damit das gebildete Nitrat reduziert werden
kann. Hierfür gibt es in der Praxis zwei Prinzipien:
. Zum einen kann man nitrathaltiges gereinigtes Abwasser
in einen Reaktor einleiten, dem Elektronendonatoren
zugesetzt werden.
. Zum anderen kann man die im Abwasser vorhandenen
oxidierbaren Komponenten (C-Komponenten)
nutzen.
Letzteres wird am häufigsten angewandt, und zwar in
Form einer vorgeschalteten Denitrifikation: Der Rücklaufschlamm
enthält ohnehin Nitrat, die Rücklaufschlamm-Menge
kann erhöht werden, bis die Hydraulik in
der nachgeschalteten Phasentrennung zum Schlammabtrieb
über den Klarlauf führt; dann kann man aber vor der Phasentrennung
einen Kreislaufwasserstrom abziehen; insgesamt
verkürzen aber alle diese Maßnahmen die Zeit, in
der das Abwasser im oxidierenden Reaktor verweilt
(Reaktions zeit der C- und N-Umsetzung). Deshalb werden
auch Verfahren angewandt, die als simultan oder alternierend
beschrieben werden, bei denen im Hauptstrom denitrifiziert
wird. Da das Konzentrationsgefälle bzw. die
Verfügbarkeit organischer Verbindungen aber nach einem
oxidativen Stoffumsatz nicht mehr so groß ist, wie direkt
nach dem Eintritt des Abwassers in das biologische Reaktionssystem,
muß man ggf.größere Reaktionsräume,
längere Abwasserverweilzeiten oder höhere Konzentrationen
an Denitrifikanten (endogene Atmung führt auch zu
Denitrifikatiion) hierfür vorsehen.
Nachgeschaltete Denitrifikationszonen bedürfen der Dosierung
eines leicht abbaubaren Substrates, wie Methanol

I)roI I)eter irl. Kunz: Proz.cl\stahilität irt kleirtert.\b\\'as\crrernrsur)gsartlJircn Scitc I5
Anforderungen
" LJnerwünschte "
Nitrifikation und
ihre Folgen "
Konsequenzen
oder der Einleitung eines unbehandelten Abwasserzuflull-
Teilstromes. Hierbei ist angesichts der Schwankungen ein
extrem hoher MefJ- und Regelaufwand notwendig. um unzulässige
Restverschmutzungen zu vermeiden.
4 Umsetzung in technische Systeme
Die Grundlagen und Merkmale biologischer Abwasserreinigungssysteme
sind ausführlich von KUNZ [1992] aus
reaktionstechnischer S icht und unter dem Ges ichtspunkt
der Optimierung der Verfahrensführung beschrieben, so
daf] im folgenden lediglich auf die kleinen Kläranlagen
abgehoben werden soll.
Kleine Abwasserreinigungsanlagen müssen im Augenblick
in den meisten Einzugsgebieten (gemäß 1. Anhang zvr
Rahmenabwasserverwaltungsvorschrift) lediglich einen
CSB unter 150 mg/l ( < I .000 EGW) bzw. 1 10 mg/l ( <
5000 EGW) erreichen. Diese Forderung wird meistens
eingehalten, wenn die Anlage bestimmungsgemäß funktioniert.
Unterschiede zwischen den einzelnen Verfahren
ergeben sich meist im Betriebsaufwand.
Zu beobachten ist aber zwischenzeitlich, daß in allen diesen
Anlagen auch Nitrifikation eintritt. Nitrifikanten sind
mittlerweile überall, auch im Gewässersediment. Da in
der Regel die Anlagen aber nicht auf eine gezielte Nitrifikation
ausgelegt sind, denkt kaum jemand auch an den
Fall der unerwünschten Denitrifikation, die immer dann
eintritt, wenn das Abwasser-Schlamm-Gemisch zu lange
in der Nachklärung verweilt. I-Ind dies ist recht häufig
der Fall. Infolge Gasblasenbildung im Schlammsediment
treiben Schiammflocken auf und gelangen aus der Nachklärung
ins Gewässer. Mancher Schönungsteich nach einer
Abwasserreinigungsanlage wurde dadurch bereits zum
Schl ammstapelbehälter !
Aber auch ohne dieses sichtbare Zeichen können im Falle
einer wasserwirtschaftlichen Kontrolle die abtreibenden
Schlammflocken eine nachgewiesene, unerlaubte Gewässerbenutzung
darstellen, weil sie enorme CSB-Mengen in
der homogenisierten Probe aufweisen.
Deshalb muß nach Ansicht des Verfassers eine gezielte
Denitrifikation mit geringem Aufwand eingerichtet werden
und auch gegen abtreibende Schlammflocken muß
man sich etwas einfallen lassen.

Prof. Dr. Peter lvI. Kunz: ProzelJstabilität in kleinen Ah\Ä'asserreiniqunrsanlauen Seite l6
4.1 Biologische C ontainer-Kläranlage
der KLA-KIärtechnik
Bei Durchsicht der Angebotspalette von Container-Kläranlagen
sieht man sehr viele, sehr ähnliche Systeme, bestehend
aus einer Vorklärung, einer Belebung mit Festbetteinbauten
und einer Nachklärung. Allerdings sind in
den meisten Container-Anlagen keine Zonen für die Denitrifikation
des Abwassers vorsesehen.
9'
Gezielte Denitrifikation in einer Container-
Klär anl age Bild 5 zeigt eine Anlage, in der gezielt denitrifiziert
wird. Dazu wird das Abwasser aus der Vorklärung in eine
Mischzone gebracht und von dort über vier als Kaskade
geschaltete Festbett-Reaktoren mänderförmig geführt,
wobei die Reaktoren mit Bodenbelüftern und einem Pump-
System zur vollständigen Durchmischung ausgerüstet
sind. Da das vierte Kaskadenbecken neben dem ersten
liegt, kann über eine einfache Heberpumpe der Ablauf
des vierten Kaskadenbeckens in das erste zurückgeführt
werden. Die Steuerung der Rückführmenge erfolgt über
ein patentiertes Verfahren, bei dem die Redoxpotential-
Differenz als Steuergröße verwendet wird.
Ergebnisse
Optimierungen
Die Untersuchungsergebnisse eines unabhängigen Instituts
zeigen, daß bereits der erste Prototyp die Anforderungen
voll erfüllt. Die BSB5 -Frachten schwankten zwischen 4,8
und 15,7 kg/d, diue CsB-Frachten zwischen 9 und 33,3
kg/d. Die Bilder 6 und 7 zeigen die Konzentrationsganglinien.
Die Ablaufwerte des BSB5 lagen im Durchschnitt
bei 14 mgll (: 97 %), des CSB bei 93 ,,4 mgll (: 91 %)
mit äußerst geringen Schwankungsbreiten - auch im Winterbetrieb.
Schlammabtrieb wurde während der gesamten
Untersuchung sphase nicht beobachtet IFALTER, MUL-
LER , tgg4l.
Bei den neuen Anlagen wurden einige optimierungen
vorgenommen. So erfolgt nun die Belüftung über Tauchbelüfter,
damit der Kompressorenlärm gedämpft und die
entstehende Abwärme zur Aufheizung der Bioreaktoren
genutzt werden kann.
Im vergleich zv anderen container-Anlagen weist die
vorgestellte Anlage auch ein Hydraulikbecken auf, das
automatisch über ein IDM ab einer ortsspezifischen Zuflußmenge
über ein Streichwehrsystem gefü1lt und auch
wieder automatisch entleert wird. In die Vorklärung ist
nun ein Zyklon eingebaut, der gröbere Teilchen sofort
dem Schlammabzus zuführt.

Prof. Dr. Peter M. Kunz: Prozeßstabilitat in kleinen Abwasserreinigungsanlagen Se ite l7
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prof. Dr. Peter M. Kunz: Prozeßstabilität in kleinen Abrvasserreinigungsanlagen
Bild 6
Bild 7
Seite l8
Schließlich wird das gereinigte Abwasser über eine ebenfalls
patentierte, zweistöckige Nachklärungskaskade geführt,
uffi etwaig auftretende, feine Schlammflöckchen
bzw. Schwimmschlamm sicher abscheiden zu können und
auch Kapazitäten zu haben, wenn das Bedienungspersonal
einmal längere Zeit nicht auf die Anlage kommt. Derzeit
wird überprüft, ob der unten beschriebene selbstreinigende
Schrägklärer die Nachklärung noch verbessern kann.
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BSB S-Zu- und Ablauf-Ganglinie [FALTER, MÜLLER, 1994]
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CSB -Zu- und Ablauf-Ganglinie [FALTER, MÜLLER, 1994]
4.2 Vario-Bio-Reaktor für sporadisch
anfallende Abwässer
Einen anderen Lösungsansatz stellt das Konzept des Vario-Bio-Reaktors
dar, der sich selbst entsprechend der
hydraulischen Belastung zwischen Tropfkörper- und Submersreaktor
mit schwimmenden Trägermaterialien einstellt.
Das Prinzipschaubild ist in Bild 8 gezeigt. Bei geringem
Abwasserzufluß verrieselt das Abwasser über kugelförmige
Kunststoff-Füllkörper mit hoher spezif ischer
Oberfläche. Das gereinigte Abwasser verläßt den Reaktor
über eine Drossel im Sumpfbereich, nachdem es eine
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Prrrf . Dr. Peter lr1. Kulrt: Proz.eßstabilitat in kleinen Abu asserre inigungsalllagen Se itc l9
trichterförmige Nachklärung passiert hat. Flieflt mehr
Abwasser zu. staut die Ahflußdrossel zurück, so daß der
Reaktor eingestaut wird. Ab einer bestimmten Füllhöhe
schaltet die Belüftung zu und bewegt die kugelförmigen
Kunststoff-Füllkörper in ihrem Käfig im Abwasserstrom,
währencl das gereinigte Abwasser nun über den höheren
Ablauf die Anlage verläßt. Durch diese Vorgehensweise
ist nicht nur der Biofilm auf den Füllkörpern aktiv, sondern
es wird auch der Bereich dazwischen gezielt genutzr.
Ütrer einen Schl .nrmkreislauf ist die Rückführung von
Impfschlamm aus dem Nachklärsumpf möglich. Bei zurückgehender
Abwassermenge läuft der Reaktor wieder
leer und die Belüftung schaltet ab.
Schniüzeichnu ng Beaktor * Phasentren ner
ab I i---
Bild I Prinzip-schaubild des vARIO-BIO-REAKTORS IKUNZ, 19931

Prof. Dr. Peter M. Kunz-: ProzelJstabilität in kleinen Abuasserrerniuunssanlasert Seite 20
Anzahl
Nitrifikanten
Animpfung
In der Pilotanlage wird die Drosselung durch ein IDM ersetzt
und ein Ventil schaltet den unteren Abfluß.
Gut verwertbare Abwasserinhaltsstoffe werden in diesem
System sofort verstoffwechselt, wenlger gut verwertbare
lagern an den Biofilm an und werden in der nächsten Ruhe-Phase
abgearbeitet, in der dem Tropfkörper-System
immer wieder Abwasser aus dem Sumpf zugeführt wird.
4.3 Ni trifikanten -Fermente r
In Zukunft ist damit zu rechnen, daß auch kleinere Abwasserreinigunganlagen
nitrifizieren müssen. Da man allerdings
in diesen Anlagen (s. z.B. Bilder 6 und 7) mit
höheren Zuflußschwankun,een rechnen muß, bleibt den
Verantwortlichen keine andere Wahl als sich entsprechend
auszurüsten.
Aufgrund der kinetischen Verhältnisse muß man annehmen,
daß die Nitrifikationsleistung in kommunalen Abwassersystemen
nicht von einzelnen Nitrifikanten abhängt,
sondern nur von der verfügbaren Nitrifikanten-Anzahl
(Reaktion 0. Ordnung !). Technisch kann man von
daher die Nitrifikation nur steigern, wenn man die vorhandenen
Nitrifikanten besser nutzt und ihnen bessere
Lebensbedingungen bietet. Möglichkeiten sind:
. kleinere Flocken, üffi den Sauerstoff zum Nitrifikanten
zu bringen,
. höhere Sauerstoffkonzentrationen, um im Innern siedelnde
Nitrifkanten zu versorgen,
. mehr Schlamm in den aktiven Zonen. um die Masse
zu erhöhen.
Diesen technischen Möglichkeiten sind bekanntermaßen
Grenzen durch die maximale Aufkonzentrierbarkeit in Sedimentern
bzw. Belüfterkapazrtat gesetzt.
Angesichts der oben geschilderten Problematik der Kultivierung
von Spezialbakterien mit langen Generationszeiten
neben M ikroorganismen mit kurzen Generations zeiten,
Fresser-Organismen und der potentiell größeren Gefahr
der Wirkung von Störsubstanzen wurde ein Nitrifikanten-Fermenter
entwickelt [s. KUNZ, 19921, in dem
unter prozeßnahen, sehr einfachen Bedingungen standorteigene
Spezialisten, in diesem Falle Nitrifikanten, regelrecht
gezüchtet werden. Der Abfluß des Fermenters impft
immer wieder die Abwasserreinigungsanlage an; im Falle
einer Störuns wird ein Teil des Fermenterinhalts in die

Prol'. Dr. Pcter NI . Kunz: Prozelistabilität in kleirten Abuasscrrcinisurttsanlauert Scite 2l
Mikroorganismen
im Käfig
Separation der
Trä ger
Anlage abgepumpt. Damit ist die Nitrifikationskapazititt
ununterbrochen zu sewährleisten.
Im Fermenter befinden sich Schwebekörper (Braunkohle,
regenerierte Aktivkohle. Akadolit/Dolomitgestein), die
über eine Blasenbegasung in Schwebe gehalten werden.
Dem Fermenter werden lediglich gereinigtes Abwasser
und von Zeit zv Zeit Ammoniumsalze oder Ammoniak zuseführt.
4.4 Spezialisten-Recycling-Anlage
Wenn man die Konkurrenzsituation der schnell- und langsamwachsenden
Mikroorganismen bzw. die Problematik
der unterschiedlichen Generationszeiten von Abwasserbakterien
ausschalten und trotzdem in einem einstufigen
System verbleiben will, muß man den Spezialisten - bildhaft
gesprochen - einen Käfig bauen, damit man sie, wenn
man sie nun schon einmal kultiviert hat. immer wieder
nutzen kann. Dies gilt für Nitrifikanten, aber auch für
andere Spezialisten, die meist in industriellen Kläranlagen
benötigt werden. Da der in einem Abwassersystem
auf Trägern kultivierte Mikroorganismus vom Zufluß und
den sonstigen Systemrandbedingungen determiniert wird,
lag die Idee nahe, diesen "Käfig" nicht im Abwassersystem
zv belassen, sondern ihn vielmehr herauszuholen,
die darin und darauf wachsenden Spezialisten zv reaktivieren
(da sie mit Sicherheit von heterotrophen Bakterien
überwachsen werden, wenn sie im Mischabwasser sind)
und wieder zum Wachstum anzuregen. Diese Spezialisten-
Recycling-Anlage ist in Bild 9 im Fließschema gezeigt.
Die Nitrifikanten werden bevorzugt auf einen Träger gebracht.
der erstens ein Milieu schafft unabhängig vom
Milieu in der Behandlungsanlage und zweitens wieder aus
dem wäßrigen System herausgenommen werden kann.
Dieser Träger kann aus carbonathaltigen Materialien
(z.B . Schlämme aus der Entcarbonis ierung und Enteisenung
in Wasserwerken) und Eisenspänen sowie Klärschlamm
zusammengemischt, granuliert und gebrannt
oder in ähnlicher Weise hergestellt werden, so daß er ein
Schüttgewicht zwischen 100 und 800 kg pro m3 aufweist.
D ie Herausnahme der Träger kann bei Dotierung mit Eisenspänen
magnetisch erfolgen, indem das Gemisch aus
gereinigtem Abwasser und Schlamm, das den Überschußschlamm
ausmacht, an einem Elektromagneten vorbeige-

Prof . Dr. Peter M. Kunz: Prozeßstabilität in kleinen Abwasserreinigungsanlagen Se ite 22
führt wird. Noch eleganter läßt sich der Träger über ein
Rollsieb entfernen, bei dem bereits die an der Oberfläche
der Träger gewachsenen heterotrophen Biofilme abgeschert
werden. Anschließend gelangen die Träger noch in
einen Wäscher, der ein günstiges Milieu für die Spezialisten,
aber ein ungünstiges für die übrigen I{eterotrophen
abgibt. Ein Teil der Träger wird mit Sicherheit aus dem
S stem in die Schlammbehandlung ausgeschleust, da nicht
alle Träger magnetisch erfaßt werden oder durch Volumenänderung
durch den Sieb fallen. Dies ist aber gar
nicht ungünstig (abgesehen davon, daß die Träger umweltneutral
sind), da auf diese Weise auch die Spezialisten-Population
erneuert wird.
Fließschema der
S pezialis ten- Recycle -An la ge
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a
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Prinzip-Schaubild
IKUNZ, RHODE,
DN Nitrilikation Sedimenter
Separa-
behandlung
Fermenter
Nähr-
der Spezialisten-Recycling-Anla
SCHULZ, 1992]
Bird 9 ge

Prol'. Dr. [,cter M. Kunz: Proze[]stabilität in kleinen Ab\Ä'asserreinigungsanlagen Seite 23
S pitzenabb au
Die zurückgeführten und auch neue, noch unbenutzte
Träger werden in einen Fermenter gegeben, der nun aber
im Gegensatz zvr vorher beschriebenen Technik nicht
mehr submers betrieben werden soll. sondern nur noch
bei extremer Luftfeuchtigkeit. Dieser Fermenter wird mit
Brunnenwasser, behandeltem Abwasser oder auch mit
Rohwasser über ein Sprühsystem feucht gehalten. Der
Vorzug von Rohwasser besteht darin, daß die Träger bereits
mit dem Wassermilieu in Berührung kommen, dem
sie später ausgesetzt werden. Dies ist aber nicht so wesentlich,
weil bei diesem Verfahren das Milieu der Spezialisten
durch das Trägermaterial determiniert wird bzw.
die Träger immer wieder mit dem Abwasser in Berührung
kommen. Die Wasserzufuhr zum Fermenter kann
sich auf wenige Liter pro Tag beschränken (Verdunstungsverluste).
Der Nitrifikanten-Fermenter oder ein ähnlich gearteter
Spezialisten-Fermenter wird allein mit den Stoffen versorgt,
die die Spezialisten in der biologischen Behandlungsanlage
umsetzen sollen. Im Falle der Stickstoffoxidation
sind das Ammoniumsalze.
Der wesentliche Unterschied und Vorteil des beschriebenen
Verfahrens gegenüber allen bisher bekannten Verfahren
zvr Oxidation von Stickstoff im Rahmen der Stickstoff-Elimination
aus Wasser ist darin zu sehen, daß die
mit großem Aufwand kultivierten Spezialisten nicht mit
dem übrigen Schlamm aus dem Systern ausgetragen werden
und verloren gehen, sondern ständig im Kreislauf gefahren
werden können. Wie vorgestellt, werden sie dabei
so behandelt, daß sie sich regenerieren können. Ein weiterer
entscheidender Vorteil des Verfahrens ist, daß die
Nitrifikanten nahezu ungestört in ihrem Kultivationsmilieu
auf dem Träger verbleiben und daß der Träger seinerseits
eine Carbonatquelle ist, die das Milieu stark puffert.
Mit diesem Verfahren hat man somit jederzeit die Spezialisten
parat, wenn im Zulauf höhere Belastungen auftreten
als die, die entsprechend der Nitrifikations- oder
der sonstigen Spezialistenkapazität im System oxidiert
werden könnten. Gleichzeitig muß die betreffende Anlage
nicht mehr auf die genannten geringen Schlammbelastungen
ausgebaut werden, da dasSchlammalter der Belebtschlarnslflocken
nicht rnehr' 10 Tase berragen n:uß.

Prol. Dr. I)ctcr \1 . Kunz: Prtrz-ellstabrlitat rn klcittett Ahuasscrrcllllsuns\anlaIcn Seite 1"1
Flaschenbürste
4.5 Selbstreinigender Schrägklärer
Wenn es darum geht. auf sehr kleinem Raunr Abwasser
von Schlamm zv trennen. liegt es nahe, die Schrägklärer
zu benutzen. die bereits in der industriellen Abwasserreinigung
im Rahmen von Fällungs-iFlockungsprozessen
erfolgreich eingesetzt wurden. Allerdings wurde in der
Vergangenheit dabei vergessen, daß die Schrägklärer-Flächen
genauso besiedelt werden von sessilen Mikroorganismen
wie die Füllkörper. die zum Aufwuchs von Biofilmen
und damit zur Stabilisierung des Reinigungsgeschehens
in die Bioreaktoren einsesetzt werden.
Man mulJ demzufolge mit der " Flaschenbürste " von Zeit
zu Zeit die Flächen reinigen. Da dies manuell nur ungern
gemacht wird und in kleineren Abwasserreinigungsanlagen
das Personal nicht da ist. wenn sich Verstopfungen
und abdriftender Belag anzeigen, lag es nahe, einen
Schrägklärer zu entwickeln. der permanent gereinigt
wird. Da Schrägklärer nicht aus den üblichen Platten bestehen
müssen, sondern auch Röhren sein können, wurde
der Rohrbündelwärmetauscher als " Vorlage " gewählt (s.
Bild 10). Mit diesem Prinzip kann der Schrägklärer quasi
ideal horizontal ausgerichtet werden, so daß e ine
maximale Trennfläche entsteht.
5 Resumee
Mit den vorgenannten Beispielen sollte gezeigt werden,
dafJ es durchaus möglich ist, verhältnsimäßig einfache
verfahrenstechnische Systeme zu finden, die den notwendigen
biologischen Raum liefern. damit biologische
Prozesse mit hoher Prozeßstabilität ablaufen können.
E,s wäre vermessen. mit diesen Beispielen alle Probleme
erschlagen zu wollen, weil in jedem Einzelfall gepürft
werden muß, welche Lösun_e für den Betreiber das technische
und wirtschaftliche Optimum darstellt.
Angesichts der heutigen Informationstechnik ist es ohne
weiteres möglich, einen kleinen Prozeßrechner in die
Anlagen zu integrieren und über Modem von einer Bedienungsfirma
überwachen zu lassen. Die BCK-Anlage für
400 EGW in Woggersin bei Neubrandenburg wurde beispielsweise
durch den Bundesforschungsminister Dr. Paul
Krüger Anfang September 1991 aus der Ferne in Betrieb
genommelt.

Prof. Dr. Peter M. Kunz: Prozel]stabilität in kleinerr Abwasscrreinigungsanlagen Seite 25
D
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Bitd 10 Prinzip-Schaubild
IKUNZ, 19911
fvarn
Selbstre inigender Ko mpa kt-A b s e tze r
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