Stickstoffelimenation Ausarbeitung

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Weitergehende Abwasserreinigung –
Stickstoffelimination
Stickstoff ist ein wichtiger Nährstoff im kommunalen Abwasser, so dass eine übermäßige
Einleitung zu einer großen Belastung werden kann.
Folgende Wirkungen sind dabei zu nennen:

Ammonium
wird im Gewässer durch natürliche Nitrifikation umgesetzt und verursacht damit
Sauerstoffzehrung, Fischtoxizität durch Umsetzung des Ammonium zu
Ammoniak bei Erhöhung des pH-Wertes.

Nitrit
zehrt im geringen Ausmaß Sauerstoff bei der Oxidation zu Nitrat und ist für zahlreiche
Wasserlebewesen toxisch.

Nitrat
ist ein im Gewässer leicht verwertbarer Nährstoff, der zur Gewässereutrophierung
beiträgt.
Stickstoffeinträge im Fließgewässer
diffuse Einträge (60 %)
Punktförmige Einträge (40 %)
Niederschlag, Streu ( 3 %)
Industrielle Abwässer (7 %)
Einleitungen Landwirtschaft (20 %)
Dränwasser (6 %)
Regenwasserbehandlung (3 %)
Erosion (6 %)
Grundwasser (25 %)
häusliche Abwässer (30 %)
Stickstoffvorkommen im kommunalen Abwasser:



hauptsächlich als Ammonium
andere organische N-Verbindungen (nicht zerlegte Eiweiße)
Nitrit/Nitrat
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Ammonifikation:
Die Ammonifikation ist ein Teilprozess des Stickstoffkreislaufs und des Abbaus organischer
Stoffe in Ökosystemen. Hierbei wird der Stickstoff aus Stickstoff-haltigen organischen
Stoffen durch mikrobielle Prozesse in Form von Ammoniak (NH3) freigesetzt.
Viele Destruenten (Bakterien, Archaeen und Pilze) sind in der Lage, Ammoniak aus
organischen Stickstoffverbindungen abzuspalten. Beispielsweise kann Ammoniak aus
Aminosäuren, die in den Proteinen enthalten sind, durch Desaminierung abgespalten werden;
auch Aminozucker werden desaminiert. Außerdem kann Ammoniak durch Hydrolyse von
Harnstoff gebildet werden. Bei dieser Reaktion wird Harnstoff (CO(NH2)2) durch das Enzym
Urease zu Ammoniak (NH3) und Kohlenstoffdioxid (CO2) umgesetzt:
Aus Ammoniak, das in Wasser gelöst ist, entstehen Ammoniumionen. Da dabei
Hydroxidionen entstehen, ist die entstehende Lösung alkalisch. Das Mengenverhältnis von
Ammoniak zu Ammonium-Ionen ist vom pH-Wert abhängig:
Ammonifikation bewirkt so eine Alkalisierung des Milieus.
Ammoniumabbau:
Ammonium wird zuerst zu Nitrat oxidiert (Nitrifikationsschritt) und anschließend wird das
Nitrat zu molekularem Stickstoff reduziert (Denitrifikationsschritt).
NH4+
NO2-/NO3Nitrifikation
N2
Denitrifikation
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Nitrifikation, Nitrifizierung
(nitrification)
(lat. nitrogénium = Stickstoff; lat. fácere = machen, tun) Die Nitrifikation ist die
Umsetzung von Ammoniak bzw. Ammonium zu Nitrat. Sie wird im natürlichen Gewässer
und bei der biologischen Abwasserreinigung von Nitrifikanten durchgeführt. Bisher wurde
noch kein Bakterium identifiziert, das Ammonium direkt bis hin zum Nitrat oxidieren
könnte; vielmehr sind an der Oxidation zwei Arten beteiligt:


Die Ammoniumoxidierer (Nitrosomonas) wandeln durch biochemische Oxidation
(pH-Wert abhängig) über diverse Zwischenprodukte zu Nitrit.
Die Nitritoxidierer (Nitrobacter) oxidieren das entstandene Nitrit weiter zum
Endprodukt Nitrat. Ammonium und Nitrit wirken hierbei als Elektronendonatoren.
Die Nitrifikation ist eine Reaktion mit sehr hohem Sauerstoffbedarf der extern zugeführt
werden muss, da die Nitrifikanten zu den aeroben Bakterien gehören. Sie benötigen
Sauerstoff als Elektronenakzeptor und nutzen organisches Kohlendioxid als
Kohlenstoffquelle. Eine schnelle Umwandlung der Nitritsalze durch die Bakterien ist
lebensnotwendig, da Nitrit für höhere Organismen bei niedrigem pH-Wert giftig wirkt.
Der in zwei Stufen untergliederte Nitrifikationsprozess kann folgendermaßen beschrieben
werden:
1. Stufe: Oxidation des Ammoniums zu Nitrit.
Dazu muss zuerst die Umwandlung des Ammonium-Ions über die vom Enzym
Ammoniummonooxigenase (AMO) katalysierte Reaktion zum Hydroxylamin
erfolgen. Im Anschluss daran wird das gebildete Hydroxylamin durch die
Hydroxylaminoxidoreduktase (HAO) in das Endprodukt der ersten Stufe, das
Nitrit, umgebaut.
Diese beiden Reaktionsschritte führen Bakterien aus, die allgemein als
Ammoniumoxidanten bezeichnet werden. Der bekannteste Vertreter dieser Gruppe ist
Nitrosomonas.
2. Stufe: Oxidation des Nitrits zu Nitrat.
In der zweiten Stufe erfolgt dann die Umwandlung des entstandenen
Nitritstickstoffs in seine höhere Oxidationsstufe, das Nitrat. Repräsentativer
Mikroorganismus dieses Schritts ist Nitrobacter.
Beide Schritte zusammen werden als Nitrifikation bezeichnet. Dabei nutzen die beteiligten
Mikroorganismen die Ausgangsverbindungen Ammonium bzw. Nitrit zur Veratmung mit
Sauerstoff.
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NH4+
NO21) Nitrosomonas
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NO32) Nitrobacter
Die Lebensweise der beteiligten Mikroorganismen wird als Chemolitotrophie bezeichnet.
Darunter versteht man, dass bei einer chemischen Reaktion nur anorganische Stoffe
umgesetzt werden. Der oben beschriebene Sachverhalt führt zu Problemen in natürlichen
Gewässern, die mit großen Mengen an Stickstoff belastet werden. Durch die Oxidation
von Ammonium zu Nitrat wird zum einen der Sauerstoffgehalt im Wasser des Gewässers
verändert. Hierbei werden 4,5 mg Sauerstoff pro1 mg Ammonium-Stickstoff verbraucht.
Dies kann zu einem Sauerstoffdefizit und zur Umwandlung von Ammonium zu
Ammoniak, einem Fischgift führen. Zum anderen entsteht wegen der steigenden Nutzung
von Oberflächengewässern für die Trinkwasserversorgung ein weiteres Problem. NitratKonzentrationen von über 10 mg/L Trinkwasser können bei Säuglingen zu erheblichen
gesundheitlichen Beeinträchtigungen führen. Dies beruht weniger auf der Primärtoxizität
des Nitrates, sondern auf der möglichen Reduktion zu Nitrit durch die im Körper
ansässigen Bakterien.
Die technische Nitrifikation ist unter anderem abhängig von:







Temperatur: Das Optimum liegt zwischen 28-36°C. Die Nitrifikation wird bei
Temperaturen unter 12°C verlangsamt und unter 8°C eingestellt.
gelöster Sauerstoff >=2 mg/l
pH-Wert, Pufferkapazität: starke Abhängigkeit, optimaler Bereich 7,5-8,3
organische Belastung
relevante Substratkonzentrationen (Ammonium, Nitrit)
eventuell Hemmstoffe
Kontaktzeit zwischen nitrifizierender Biomasse und Abwasser
Bei kommunalem Abwasser wird üblicherweise von einer spezifischen
Gesamtstickstofffracht von 12g N/(E. d) ausgegangen. Etwa 2g davon werden im Rahmen
der biologischen Reinigungsprozesse zum Aufbau neuer Biomasse verbraucht. Es bleiben
so ca. 10g/(E.d), die im Zuge der Nitrifikation oxidiert werden müssen.
Die abwassertechnischen Probleme der mikrobiellen Ammoniumoxidation (Nitrifikation)
sind im Wesentlichen auf die biologischen Eigenheiten der nitrifizierenden Bakterien
zurückzuführen. Im Vordergrund steht dabei die Tatsache, dass diese Organismen, im
Vergleich zu den heterotrophen Bakterien, nur eine überaus geringe Vermehrungsrate
haben. Die Generationszeit der heterotrophen Bakterien liegt bei ca. 2 Stunden, die der
Nitrifikanten bei ca. 12 Stunden. In diesen Fällen steht den Nitrifikanten im Wasserkörper
nicht genug Zeit zur Verfügung, um sich zu einer hinreichend leistungsfähigen
nitrifizierenden Bakterienpopulation zu entwickeln. Infolge der laufenden Ausspülung der
Nitrifikanten stellt sich im biologischen Reaktionsraum ein Gleichgewicht zwischen
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Vermehrung und Ausschwemmung auf einem so niedrigen Niveau ein, dass die relativ
wenigen im Abwasser flottierenden Nitrifikanten nur geringfügig zu Stickstoffoxidation
beitragen können. Unter diesen Bedingungen hängt die Nitrifikationsleistung überwiegend
von den am Teichboden fest sitzenden Nitrifikanten ab. Die Immobilisation von
Nitrifikanten auf Festkörpern wird u.a. auch in Biofiltern als auch Hochleistungsreaktoren
zur Stickstoffelimination ausgenutzt. Für die Stickstoffelimination ist neben der
Nitrifikation der weitere Schritt Denitrifikation notwendig.
Nitrifikanten
Nitrobakterien, Bakterien, mit denen die Nitrifikation erfolgt. Zu den Nitrobakterien zählen
einerseits die Nitratbakterien und andererseits die Nitritbakterien.
Die bekanntesten Nitrifikanten sind Nitrobacter, eine Gattung nitratbildender Bakterien
und Nitrosomonas, eine Gattung nitritbildender Bakterien.
Nitrosomonas
Nitrobacter
Nitrobacter und Nitrosomonas, die im Boden und im Wasser leben, ernähren sich
autotroph unter Ausnutzung von Energie, die durch Nitrifikation gewonnen wird. Bedingt
durch ihre geringen Wachstumsraten ist es notwendig, besondere Milieubedingungen zu
gewährleisten, um diese Bakterien im Abwasserbereich besonders effektiv einsetzen zu
können.
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Denitrifikation
Der Abbau von Nitrat zu Stickstoff und Sauerstoff durch bestimmte Mikroorganismen
(Denitrifikanten). Das Verfahren wird technisch u.a. in der biologischen Abwasserreinigung
als Folgeschritt nach der Nitrifikation für den Abbau von Stickstoffverbindungen genutzt. Es
tritt aber auch in der Umwelt im natürlichen Stickstoffkreislauf auf.
Unter Denitrifikation wird die Fähigkeit von Mikroorganismen verstanden, selektiv Nitrat
durch enzymatische Aktivitäten zu molekularem Stickstoff zu reduzieren (abzubauen). Dieser
Prozess findet nur statt, wenn kein frei gelöster Sauerstoff im Wasser vorhanden ist, also
anoxische Bedingungen vorliegen. Die Denitrifikation ist der einzige biologisch bekannte
Prozess, durch den organische oder anorganische Stickstoffverbindungen zu Stickstoffgas
zersetzt und letztlich wieder in den Stickstoffkreislauf der Atmosphäre zurückgeführt werden
können. Wie bei der Nitrifikation sind auch bei der Denitrifikation verschiedene bakterielle
Enzyme beteiligt. Im Unterschied zur Nitrifikation kann die Denitrifikation von einem
einzigen Organismusstamm durchgeführt werden, die als Denitrifikanten bezeichnet werden.
NO3-
N2
Denitrifikanten benötigen für den Abbau des Nitrats zu Distickstoff organisch gebundenen
Kohlenstoff, der als Elektronenspender dient. Diese Beziehung spiegelt das Verhältnis von
BSB5-Wert zur Nitrat-Konzentration wieder, das bei der Denitrifikation nach
Erfahrungswerten idealerweise ca. 4:1 beträgt. Bei kommunalem Abwasser beträgt das
Verhältnis von BSB5 zu CSB ungefähr 0,65-1. Wenn sich zu wenig gelöster organischer
Kohlenstoff im Abwasser befindet, also bei niedrigem BSB5-Werten, kann der Abbauweg auf
einer der Zwischenstufen enden (dead end-Produkte). In diesem Fall kann sich Nitrit oder
Distickstoffoxid anhäufen. Da dies nicht erwünscht ist, muss für die Denitrifikanten immer
genug Kohlenstoff vorhanden sein. In der Abwasserreinigung werden drei verschiedene
Denitrifikationsverfahren angewandt:



vorgeschaltete Denitrifikation
simultane Denitrifikation
nachgeschaltete Denitrifikation
Denitrifizierer
Beispiele für denitrifizierende Bakterien sind:



Paracoccus denitrificans (autotroph, Oxidation von H2)
Thiobacillus denitrificans (autotroph, Oxidation von S2- (Sulfid) oder S2O32(Thiosulfat))
Pseudomonas stutzeri (heterotroph, Oxidation von organischen Stoffen)
Allgemein ist die Fähigkeit zur Denitrifikation innerhalb der Prokaryoten weit verbreitet;
Häufungen gibt es in der Alpha-, Beta- und Gamma- Klasse der Proteobakterien.
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Technisch wird die Denitrifikation in der Abwasserreinigung in Kläranlagen zur Eliminierung
von Nitrat eingesetzt. Unter anaeroben Bedingungen, in Gegenwart von Nitraten, nutzt P.
denitrificans für seinen Energiestoffwechsel die Denitrifikation.
Vorgeschaltete Denitrifikation
Ammoniumverbindungen gelangen vom Zulauf der Kläranlage unverändert durch die
Denitrifikationsstufe in die nachfolgende Nitrifikation. Erst dort werden diese Verbindungen
unter aeroben Bedingungen in Nitrat umgewandelt und wieder in den Zulauf der
Denitrifikation zurückgeführt. Dies geschieht mittels des Rücklaufschlamms, in dem der
größte Teil der Nitratverbindungen enthalten ist. Die vorgeschaltete Denitrifikation findet
meist in Form von großvolumigen Klärbecken ihre Anwendung. So lassen sich z. B.
ungenutzte Vorklärbecken zu Denitrifikationsstufen umrüsten. Ein Vorteil dieses Konzeptes
liegt darin, dass der in der Denitrifikationstufe umgesetzte Nitrat-Sauerstoff schon zum
biologischen Abbau der organischen Inhaltsstoffe des Abwassers (BSB5-Wert) genutzt wird,
d.h. es ist keine externe Zugabe von Kohlenstoffquellen zum Nitratabbau notwendig. In der
anschließenden Nitrifikationsstufe ist aufgrund dieses Sachverhalts ein verminderter
Sauerstoffbedarf vorhanden, da der BSB-Wert in der Denitrifikationsstufe schon reduziert
wurde. Als Folge muss das Nitrifikationsbecken weniger belüftet werden, wodurch
Energiekosten eingespart werden können.
Bei der vorgeschalteten Denitrifikation ist es normalerweise nicht möglich, Nitrat vollständig
aus dem Abwasser zu entfernen, da der anfallende Schlamm nicht vollständig in die
Denitrifikation zurückgeführt werden kann. Dies würde die Durchflusskapazität der
Kläranlage überfordern, d.h. die hydraulische Belastung wäre zu hoch. Hierin liegt einer der
Nachteile der vorgeschalteten Variante. Außerdem führen die für den Rücklaufschlamm
benötigten Pumpen zu hohen Energie- und Investitionskosten. Eine Problemlösung stellt der
Einsatz spezieller Rührsysteme dar. Da das Abwasser mit dem Rücklaufschlamm vermischt
werden muss, um Konzentrationsunterschiede im Klärbecken zu vermeiden, können diese
Rührsysteme auch zum Fördern des Rücklaufschlammes eingesetzt werden. Hierbei wird die
Saugkraft der Rührer genutzt und mit der Einsparung der speziellen Förderpumpen werden
dementsprechend Energie- und Wartungskosten eingespart.
Integrierte vorgeschaltete Denitrifizierung
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Simultane Denitrifikation
Die Denitrifikation und Nitrifikation erfolgt im selben Becken in dem abwechselnd
sauerstoffarme und -reiche Zonen eingerichtet werden. In aeroben Bereichen findet so die
Nitrifikation statt und das gebildete Nitrat wird durch Umwälzungsvorgänge in die
sauerstofffreien Zonen zur Denitrifikation transportiert. In neueren Kläranlagen wird diese
Methode häufig genutzt, da hierbei nur ein Becken für die Stickstoffelimination notwendig
ist. Technisch wird dies u.a. auch durch die diskontinuierliche oder punktuelle
Sauerstoffzufuhr im Becken gelöst. Ein Teil des anfallenden Schlammes wird in den Zulauf
des Beckens zurückgeführt, da der Rücklaufschlamm die benötigten Bakterien enthält und die
Schlammflocken als Aufwuchskörper für die Organismen dienen. Außerdem muss aufgrund
der langsamen Wachstumsrate der beteiligten Mikroorganismen der Schlamm zurückgeführt
werden, um immer eine ausreichende Menge an aktiver Biomasse im Becken zu erhalten. Die
Aktivität der Nitrifikanten und Denitrifikanten ist hierbei vom mittleren Schlammalter
abhängig. Durch die Schlammrückführung kann man die Biomassekonzentration in
Belebungsbecken den schwankenden Belastungen im Abwasser anpassen und somit den
Abbau der Stickstoffverbindungen in begrenztem Maße regeln. Mit dem Rücklaufschlamm
wird aber auch ein hoher Anteil an abgestorbener Bakterienmasse ins Becken
zurückgefördert, die keine biologische Aktivität mehr besitzt. Der Vorteil dieses Verfahrens
liegt darin, dass nur ein Becken zur Stickstoffreduzierung benötigt wird.
Nachgeschaltete Denitrifikation
Für die nachgeschaltete Denitrifikation werden zunehmend Bioreaktoren eingesetzt. Die
biologische, nachgeschaltete Denitrifikation wird überwiegend in sogenannten BiofilmReaktoren durchgeführt. Vereinzelt existieren auch Lösungen mittels des Belebungsverfahren,
die sich jedoch kaum von der simultanen Denitrifikation unterscheiden. Die BiofilmVerfahren werden aufgrund ihrer Eigenschaften in Festbettreaktoren und Fließbettreaktoren
unterteilt.
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Bioreaktoren nehme aufgrund ihrer kompakten Bauweise wesentlich weniger Platz in
Anspruch als herkömmliche Reinigungsbecken und können auch in die Höhe gebaut werden.
So lassen sich auch vorhandene Kläranlagen, die z. B. über kein großes Platzangebot
verfügen, um eine biologische Stufe zur Stickstoffelimination erweitern. Nachteilig erweist
sich bei diesen Verfahren die kurze Verweilzeit des Abwassers im Reaktor. Plötzlich
auftretende Belastungsstöße bzw. starke Nitrat-Schwankungen können schlechter
ausgeglichen werden. Hier sind Belebungsanlagen durch ihre großen Volumina, die als Puffer
dienen, im Vorteil.
Im Fall der nachgeschalteten Denitrifikation wird schon der größte Teil des im Wasser
befindlichen Kohlenstoffs abgebaut. Damit die Denitrifikation dennoch erfolgen kann, wird
die externe Zugabe einer Kohlenstoffquelle nötig. Dieser Nährstoff muss gezielt dosiert
werden, wobei der im Wasser befindliche Nitratgehalt Regelgröße ist. Die Zugabe kann durch
unterschiedliche Verfahren realisiert werden. So wird z. B. ein Teil des noch nicht biologisch
gereinigten Abwassers vor der Nitrifikationstufe abgezogen und der Denitrifikation zugeben.
In diesem Rohwasser befindet sich meistens noch eine hohe Konzentration an gelösten
organischen Kohlenstoffverbindungen, die den Bakterien als Nahrungsquelle dienen. Ein
Nachteil ist hierbei jedoch, dass in dem als Nährstoff zugegebenen Wasser AmmoniumStickstoff vorhanden ist, der nicht in der Denitrifikation abgebaut werden kann. Dies führt
wiederum zu einer Erhöhung der Konzentration an Gesamtstickstoff im Ablauf der
Kläranlage.
Mit einer Überdosierung der zugegebenen Nährquelle kann bis zu bestimmten Grenzen die
Denitrifikationsgeschwindigkeit erhöht werden. Eine Überdosierung lässt aber auch den BSBWert im Abwasser wieder ansteigen, da der organische Kohlenstoff des zugeführten Substrats
nicht mehr vollständig abgebaut wird. Der BSB-Wert des gereinigten Abwassers darf jedoch
ebenfalls nicht zu hoch sein, deshalb müssen bei der Substratdosierung beide Auswirkungen
berücksichtigt werden: Bei Überdosierung wird das Nitrat schneller eliminiert, dies hat eine
niedrigere Gesamtstickstoff-Konzentration zur Folge. Andererseits steigt damit wiederum der
BSB-Wert an. Der Gehalt an Gesamtstickstoff wie auch BSB sind abgabepflichtig und somit
sind beide Parameter ein Kostenfaktor für den Klärwerkbetreiber.
Die Denitrifizierung wird zwischen Belebungsbecken und Nachklärung in einem separaten
Becken durchgeführt. Das Wasser wird hier bewegt, aber nicht belüftet.
Ein Nachteil ist das Fehlen der H-Donatoren im gereinigten Abwasser. Bei der
nachgeschalteten Denitrifikation müssen folglich H-Donatoren gezielt dosiert zugesetzt
werden, ohne inakzeptable Erhöhung des BSB5-Ablaufs.
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Anammox
Anammox ist ein Kunstwort, das sich aus den Begriffen Anaerobe Ammoniak-Oxidation
zusammensetzt. Die anaerobe Ammoniak-Oxidation ist ein biologischer Vorgang aus dem
Bereich des Stickstoffkreislaufes. Wie der Begriff schon andeutet, ist die Anamoxidation ein
Oxidationsvorgang, der ohne Sauerstoff (anaerob) abläuft. Dabei wird Ammonium (NH4+)
mit Nitrit (NO2−) unter anaeroben Bedingungen zu molekularem Stickstoff (N2) umgesetzt:
NH4+ + NO2− → N2 + 2 H2O
Die Anammox-Reaktion wurde erstmals in den 1980ern in einer
Abwasseraufbereitungsanlage in Delft in den Niederlanden beobachtet. Verantwortlich dafür
ist das bisher wenig beachtete Bakterium Candidatus Brocadia anammoxidans. Die Biologie
des erst seit wenigen Jahren bekannten Bakteriums wurde von einem europäischen
Forscherkonsortium Anfang 2006 entschlüsselt. Neben Brocadia anammoxidans wurde der
Anammox-Prozess auch bei den Bakterien Kuenenia stuttgartiensis und Scalindua sorokinii
beobachtet; während erstere Süßwasserorganismen sind, lebt Scalindua im Meer. Dem Erbgut
nach zählt Candidatus Brocadia anammoxidans eindeutig zu den Bakterien, doch besitzen die
Mikroben Organellen, wie es eigentlich nur bei den komplizierter aufgebauten Eukaryoten
(Einzellern mit Zellkern) üblich ist. Die Zellwand der purpurroten Bakterien ähnelt dagegen
der von Archaeen, einer Klasse von primitiven Einzellern, die sich vornehmlich in extremen
Umgebungen (Black Smoker) wohlfühlen. Brocadia anammoxidans nutzt die AnammoxReaktion zur Energiegewinnung, wobei als Zwischenprodukt das giftige Hydrazin entsteht.
Das Schlüsselenzym der Reaktion, eine Hydroxylamin Oxidoreduktase, befindet sich daher in
einer speziellen Organelle, dem Anammoxosom. Leiterförmige Ketten aus KohlenstoffRingen (Ladderane), die mit der Membran des Anammoxosoms über Etherbrücken verankert
sind, bilden eine einzigartige Struktur und verhindern, dass das Hydrazin das Organell
verlässt.
Bedeutung von Anammox für die Abwasserreinigung
Der Anammox-Prozess ist nicht nur von akademischem Interesse, sondern bietet eine
vielversprechende Alternative zu der klassischen Methode in Kläranlagen,
Stickstoffverbindungen zu entfernen. Wohl aus diesem Grund wurden auch schon mehrere
Patente in Zusammenhang mit dem Anammox-Prozess erteilt. Im Gegensatz zu den für
biologische Klärstufen typischen Mikroben benötigt Brocadia anammoxidans keinen
Sauerstoff und verbraucht noch dazu das Treibhausgas Kohlenstoffdioxid. Die Kosten
reduzieren sich auf ca. 10% und gleichzeitig verringert sich der Ausstoß von
Kohlenstoffdioxid um 88%. Für die Entwicklung biologischer Verfahren legten die in den
90er Jahren durchgeführten Untersuchungen über die mikrobiologischen Zusammenhänge der
Nitrifikation/Denitrifikation sowie insbesondere die zunehmende Kenntnis über
Hemmmechanismen innerhalb der Stickstoffumsetzung die Grundlage zur Entwicklung
angepasster Verfahren unter gezielter Verwendung dieser Mechanismen. Beispielhaft sind
hier zu nennen die Untersuchungen in Wien (Nowak und Svardal, 1993; Nowak, 1996), Delft
(van Niel et al., 1993; van Loosdrecht und Jetten, 1998) und Hannover (Abeling, 1994;
Hippen, 1999). Die weltweit erste auf Anammox basierende großtechnische Anlage wurde im
Rahmen eines durch das Land Nordrhein Westfalen geförderten Forschungsprojektes im Jahre
2000 auf der Ruhrverbandsanlage Hattingen in Betrieb genommen. In Gelsenkirchen wird das
Verfahren seit 2002 großtechnisch angewandt. Dieses wurde von der Universität Duisburg
Essen im Jahre 2004 nachgewiesen. In Rotterdam setzte man diese Erkenntnisse seit Anfang
2006 um. Zum jetzigen Zeitpunkt stehen eine Vielzahl verschiedener Verfahrenssysteme auf
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dem Markt zur Verfügung. Inwieweit sie jeweils die Anforderungen an einen wirtschaftlichen
und betriebsstabilen Betrieb erfüllen, wird sich in den nächsten Jahren mit zunehmenden
Erfahrungen von großtechnisch realisierten Anlagen zeigen.
Belebtschlammverfahren
Das Belebtschlammverfahren (auch kurz Belebungsverfahren; engl.: activated sludge process)
ist ein Verfahren zur biologischen Abwasserreinigung in Kläranlagen. Dabei wird das zumeist
kommunale Abwasser durch die Stoffwechsel-Aktivität von aeroben
chemoorganoheterotrophen Mikroorganismen, dem sogenannten Belebtschlamm,
weitestgehend von organischen Verunreinigungen befreit, also gereinigt. Das Verfahren setzt
nach der Filterung der Grobanteile ein, die entwässert, separiert und verbrannt werden.
Verfahrensgrundlagen
Belebtschlammverfahren im Durchlaufbetrieb
Anlagen nach dem Belebtschlammverfahren können sowohl kontinuierlich d.h. im
Durchlaufbetrieb als auch diskontinuierlich (Batch-Betrieb; engl.: batch process) betrieben
werden. Bei der klassischen Konfiguration des Durchlaufbetriebs folgt auf ein
Belebungsbecken zur Belüftung des Gemisches aus Abwasser und Belebtschlamm ein
Nachklärbecken zur Schlammabtrennung. Der Belebtschlamm wird im Nachklärbecken oder
Absetzbecken vom gereinigten Abwasser durch Sedimentation getrennt, durch sein
Eigengewicht eingedickt, am Beckenboden abgezogen und (teilweise) als sogenannter
Rücklaufschlamm in das Belebungsbecken zurückgefördert. Das gereinigte und vom
Belebtschlamm weitgehend befreite Abwasser verlässt das Nachklärbecken dabei oben über
ein Überlaufwehr.
Zur Verfahrensführung auf Kläranlagen können auch mehrere biologische Stufen
hintereinander geschaltet werden (Belebungsbecken I, Zwischenklärbecken, Belebungsbecken
II, Nachklärbecken). Der im Zwischenklärbecken abgesetzte Schlamm wird als
Rücklaufschlamm in das erste Belebungsbecken gefördert, jener des Nachklärbeckens in das
zweite Belebungsbecken. Somit entstehen unterschiedliche Biozönosen in den beiden Stufen.
Die höher belastete erste Stufe kann sich auf leicht abbaubare Substanzen bzw. Adsorption
ohne Abbau spezialisieren, jene der zweiten Stufe auf schwer abbaubare Stoffe und die
Nitrifikation (Ammoniumoxidation zu Nitrat).
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Belebtschlammverfahren im Batchbetrieb
Beim diskontinuierlichen oder Batch-Betrieb laufen die einzelnen Phasen des
Belebungsverfahrens (Befüllung, Belüftung, Abtrennung, Entleerung) in nur einem Becken
zeitlich nacheinander ab (siehe Abbildung).
Die Belüftung des Abwasser-Belebtschlamm-Gemisches kann durch Oberflächenbelüfter,
durch Einblasen von Druckluft oder durch Begasung mit Reinsauerstoff erfolgen. Dabei ist
darauf zu achten, dass die Belüftung sowohl hinsichtlich der eingetragenen Menge als auch in
Bezug auf die gleichmäßige Verteilung (vollständige Durchmischung) des Sauerstoffs
ausreichend ausgelegt ist, um den für die biologischen Abbauprozesse notwendigen
Sauerstoffbedarf der Mikroorganismen im gesamten Volumen des Belebungsreaktors zu
decken. Neben der biologischen Oxidation von Kohlenwasserstoffverbindungen wird der
Sauerstoff bei der Oxidation von Stickstoff- und Phosphorverbindungen verbraucht.
Belüftung beim Belebungsverfahren
Im Becken sollten dabei grundsätzlich Sauerstoffgehalte von ca. 2 mg/l vorliegen sofern nicht
eine besondere Strategie zur Denitrifikation (Umwandlung von NO3- zu N2) notwendig ist.
Die Belüftungssteuerung kann durch Sauerstoffsonden oder komplexe Regelmechanismen
unter Berücksichtigung der Nitrifikation/Denitrifikation (Zeit-Pausensteuerung, RedoxPotential, ON-LINE Messung NH4, NO3) erfolgen.
Die Regelung der Leistung der Belüftung erfolgt bei Druckluftbelüftung durch Ein- und
Ausschalten bzw. Drehzahlregelung der Gebläse/Kompressoren. Bei Oberflächenbelüftern
wird zur Änderung des O2 Eintrags die Eintauchtiefe der Rotoren/Kreisel durch Veränderung
des Wasserspiegels in den Becken zur Regelung des Sauerstoffeintrags verändert.
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Belebungsbeckenformen
Als Beckenformen für Belebungsbecken kommen Umlaufbecken, quadratische oder längliche
Formen in Frage. Je nach betrieblicher Erfordernis (z.B. Auftrennung von belüfteten und
unbelüfteten Becken zur Denitrifikation) können mehrere Becken vorgesehen werden.
Die Bemessung der Anlagen erfolgt nach dem Schlammalter, das ist die mittlere
Aufenthaltsdauer des Bakterienschlammes im System. Damit kann sichergestellt werden, dass
ausreichend Zeit besteht, um auch langsam wachsende Bakterien, wie die Nitrifikanten, zu
halten. Das Schlammalter ist grundsätzlich nicht die hydraulische Aufenthaltsdauer, da die
Schlammwirtschaft durch den Rückhalt des Schlammes im Nachklärbecken in Grenzen von
der Hydraulik entkoppelt ist. Das Schlammalter ist somit von der Schlammmenge im System
und dem täglichen Überschussschlammanfall wegen des Biomassewachstums abhängig. Die
klassischen Bemessungsparameter Raumbelastung und Schlammbelastung (BSB5 je kg
TS,Tag) können aus dem Schlammalter abgeleitet werden.
Zumeist können aus Gründen der Abtrennungsleistung im Nachklärbecken
Schlammkonzentrationen von 3 bis 5 g Trockensubstanz je Liter im Belebungsbecken
gehalten werden. Für die heute übliche Reinigung mit Nitrifikation und Denitrifikation sind
bei den in Mitteleuropa üblichen niedrigen Temperaturen Schlammalter von 15 bis 25 Tagen
erforderlich.
Die Oberfläche des Nachklärbeckens wird je nach den zu erwartenden
Schlammabsetzeigenschaften bemessen.
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