DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN
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DÉPARTEMENT DE GÉNIE RURAL INSTITUT D’AMÉNAGEMENT DES TERRES ET DES EAUX GESTION DES ÉCOSYSTÈMES - Écotoxicologie Logo optimisé par J.-D.Bonjour, SI-DGR 13.4.93 ÉCOLE POLYTECHNIQUE FÉDÉRALE DE LAUSANNE DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL Literaturstudie Thomas Kupper August 2000 EPFL / DÉPARTEMENT DE GÉNIE RURAL / INSTITUT D’AMÉNAGEMENT DES TERRES ET DES EAUX / GESTION DES ÉCOSYSTÈMES - Écotoxicologie Inhaltsverzeichnis Inhaltsverzeichnis 1. Einleitung und Problemstellung ...................................................................................................... 3 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur ..................................................................................... 3 2.1 Mechanismen des Metalltransfers ........................................................................................... 3 2.1.1 Schwermetalle im Rohabwasser und während der Abwasserreinigung........................ 3 2.1.2 Vorklärung ................................................................................................................... 4 2.1.3 Biologie........................................................................................................................ 5 2.2 Transferkoeffizienten............................................................................................................... 6 2.3 Einflussfaktoren auf den Transfer............................................................................................ 6 2.3.1 2.3.2 2.3.3 2.3.4 Konzentration im Rohabwasser ................................................................................... 6 P-Fällung ..................................................................................................................... 7 Stossbelastungen ........................................................................................................ 7 Unterschiedliches Schlammalter .................................................................................. 7 3. Schlussfolgerungen und Ausblick................................................................................................... 9 4. Literatur........................................................................................................................................ 10 2 1. Einleitung und Problemstellung 1. Einleitung und Problemstellung In einer modernen Gesellschaft ist Wasser das mengenmässig wichtigste Verbrauchsgut. Durch die Nutzung in Haushalten, Industrie- und Gewerbebetrieben wird es verschmutzt. Viele umweltrelevante Stoffe gelangen so direkt ins Abwasser und werden in die Kanalisation entsorgt. Dies gilt auch für Verbindungen, die vom motorisierten Verkehr, von Heizungen oder von Industrie und Gewerbe in die Atmosphäre abgegeben werden, und ins abfliessende Regenwasser gelangen. Die im Abwasser enthaltenen Stoffe werden in den Kläranlagen zu einem grossen Teil aus dem Abwasser entfernt und im Klärschlamm eingelagert. Mittels Stoffhaushaltsmodell können die Frachten eines Stoffs in einem Einzugsgebiet berechnet und dessen Herkunft (private Haushalte, Industrie und Gewerbe, entwässerte Flächen und Atmosphäre) beschrieben werden (Kupper et al., 1999, Chassot, 1995). Klärschlamm reagiert auf eine veränderte Zusammensetzung des Abwassers rasch. Im Klärschlamm einer ARA, der im Stapelbehälter bis zu einem Jahr gelagert wird, sind die während dieser Zeitdauer eingetragenen Stoffe gespeichert. Die Konzentrationen der Stoffe im Klärschlamm liegen weit über denjenigen im Rohabwasser und im gereinigten Abwasser, was einen Vorteil für die Analytik bedeuten kann (Chassot et al., 1996). Diese Eigenschaften sind im Hinblick auf Frachtberechnungen entscheidende Vorteile. Klärschlamm kann so bei einem verhältnismässig geringen analytischen Aufwand zur Beschreibung der Stofffrachten in einem Einzugsgebiet verwendet werden (Chassot und Candinas, 1997, Kupper, 2000,a,b). Für zuverlässige Frachtberechnungen muss aber der Anteil eines Stoffs, der vom Abwasser in den Klärschlamm transferiert wird (Transferkoeffizient), möglichst genau bekannt sein. Für Schwermetalle werden in der Literatur unterschiedliche Transferkoeffizienten angegeben (Zessner, 1999). Im folgenden soll anhand ausgewählter Untersuchungen die wichtigsten Faktoren, welche den Transfer von Schwermetallen im den Klärschlamm beeinflussen, dargestellt und diskutiert werden. Die Eigenschaften von Nickel werden dabei eingehender betrachtet. 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur 2.1 Mechanismen des Metalltransfers 2.1.1 Schwermetalle im Rohabwasser und während der Abwasserreinigung Cd, Cr sind im Rohabwasser einer ARA grösstenteils in gelöster Form, Cu, Hg, Pb und As fast nur partikulär vorhanden (Goldstone et al., 1990a, b, c). Ni liegt im Rohabwasser zu ca. 65 % in gelöster Form, Zn zu 65 % partikulär vor. Gemäss Patterson und Kodukula (1984) betrugen die löslichen Anteile der Metalle Cd, Cr, Cu, Pb und Zn in einer Pilotanlage weniger als 15 % (Ausnahme: Ni bis 50 %). Die Konzentrationen der gelösten Metalle blieben vom Rohabwasser bis zum Ablauf konstant. Ekster und Jenkins (1996) beobachteten in einer ARA ebenfalls auf allen Stufen eine weitgehend gleichbleibende Konzentration der löslichen Fraktion von Cu und Ni. Sie fanden folgende Konzentrationen bzw. Verteilungen im Rohabwasser: Cu 109 g/l (gelöst 5,5 g/l), Ni 24 g/l (gelöst 9,2 g/l) und im gereinigten Abwasser: Cu 3,8 g/l (gelöst 3,5 g/l), Ni 8,5 g/l (gelöst 8,4 g/l). Goldstone et al. (1990a,b) haben nur für Ni und Zn gleichbleibende Konzentrationen der gelösten Fraktion vom Rohabwasser bis zum gereinigten Abwasser beobachtet. Die löslichen Konzentrationen von Cd, Cr und Pb wurden im Laufe der Abwasserreinigung etwa halbiert. Der gelöste Cu-Gehalt nahm zu. Lester (1983) gibt aufgrund von Messungen des Zuflusses verschiedener ARA die Variabilität der Gehalte von Schwermetallen im Rohabwasser in folgender Reihenfolge an: Cu>Pb>Cr>Cd>Zn>Ni. Gemäss Rossin et al. (1983) sind Cd, Cr, Cu, Pb und Zn an anorganische Partikel adsorbiert. Ni ist an organische Partikel gebunden, ausser bei hohen Zuflussmengen. DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 3 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur 2.1.2 Vorklärung Der Metalltransfer in der Vorklärung hängt vom Ausmass der Sedimentation von Partikeln (1) und von der chemischen Form (gelöst, partikulär) der Metalle (2) ab (Lester, 1983). Diese beiden Faktoren hängen wiederum ab von: (1) 1.1 Form und Anordnung der Vorklärbecken; 1.2 Zuflussmenge (Trockenwetter, Regenwetter); 1.3 Konzentration der Metalle im Rohabwasser. (2) 2.1 2.2 2.3 Konzentration der Metalle im Rohabwasser; Konzentration des chemischen Sauerstoffbedarfs im Rohabwasser; Wasserhärte und pH des Wassers. Die Adsorption von Metallen an Partikel erfolgt rasch d.h. innerhalb der hydraulischen Aufenthaltszeit von Abwasser in einer ARA. Die Adsorption ist reversibel. Der pH hat einen grossen Einfluss auf die Löslichkeit von Metallen (div. Autoren zitiert in Patterson und Kodukula, 1984). Gemäss Lester (1983) ist die Löslichkeit der Schwermetalle wie folgt: Pb<Cu<Cd<Ni. Die meisten löslichen Metalle sind vermutlich mit löslichen organischen Liganden komplexiert, welche im Rohabwasser reichlich enthalten sind. Co, Cu und Ni liegen kaum in ionischer Form vor, sie sind vorwiegend komplexiert. Dies trifft für Cd und Pb dagegen kaum zu. Komplexierte Metalle können nur nach Umwandlung in eine Form mit höherer Stabilität aus dem Abwasser entfernt werden (Cantwell et al., 1982). Durch Zugabe von Trübwasser zur Vorklärung, in dem die Metalle fast nur in partikulärer Form vorliegen, nimmt der lösliche Anteil aller Metalle massiv ab, und die partikulär gebundenen Metalle werden in der Vorklärung entfernt. Der Transfer von Cd, Cr, Cu und Pb wird dadurch erhöht. Der Transfer von Ni und Zn wurde dadurch nicht beeinflusst. Ni scheint aufgrund geringerer Bindungskapazität an Partikel oder aufgrund höherer Bindungskapazität an lösliche Liganden eine geringere Affinität zu den Partikeln im Trübwasser zu haben (Goldstone et al., 1990a, b). Die Variabilität des Transfers in der Vorklärung von Ni ist im Vergleich zu den übrigen Schwermetallen am höchsten, von Zn am niedrigsten (Ni>Cu>Cr>Cd>Pb>Zn). Dabei ist die Speziation der Elemente entscheidend. Beim Auslauf aus der Vorklärung sind Cd, Cr, Cu, Hg und Zn vorwiegend an Partikel gebunden, Pb, Mn und Ni vor allem gelöst (Cheng, 1974). Die Untersuchungen von Ekster und Jenkins (1996) stimmen mit der Arbeit von Cheng (1974) überein. Sie beobachteten auf einer ARA eine Zunahme des löslichen Anteils für Cu bzw. Ni in der Vorklärung von 4 bzw. 34 % auf 92 bzw. 98 %. Der Transfer von Cu war stark korreliert mit dem Transfer von Partikeln. Dies gilt nicht für Ni. In gelöster Form wurden Cu oder Ni in der Vorklärung nicht in den Schlamm eingebunden. Cd, Cr, Cu und Zn können also durch eine effizientere Sedimentation von kleinen Partikeln weitergehend entfernt werden, währenddem dies für Pb, Mn und Ni nicht der Fall ist. Pb gelangt allerdings aufgrund seiner geringen Löslichkeit in der Vorklärung ohnehin weitgehend in den Primärschlamm (Goldstone et al., 1990b). Hg und As liegen vorwiegend in partikulärer Form vor und werden in der Vorklärung grösstenteils entfernt (Goldstone et al., 1990c). DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 4 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur 2.1.3 Biologie Der Metalltransfer in der Biologie hängt von der Sedimentation von unlöslichen Partikeln (1) und von der Adsorption von gelösten oder fein-partikulären Metallen an die Schlammflocken (2) ab (Lester, 1983). Folgende Transfermechanismen werden beschrieben (Brown und Lester, 1979): 1. Physikalische Anlagerung von ausgefällten Metallen in die Schlammflockenmatrix; 2. Bindung von löslichen Metallen an die extrazellulären Bakterienpolymere; 3. Akkumulation von Metallen in den Zellen; 4. Gasförmige Elimination von Metallen. Gemäss Lester (1983) ist der Transfer in der Biologie proportional zur Konzentration in der Lösung für Cd, Cr, Cu, Pb, Zn bzw. abnehmend bei zunehmender Konzentration in der Lösung für Ni, Ba. Die Adsorption an Belebtschlamm wird durch extrazelluläre Polymere von Mikroorganismen massgebend bestimmt. Bei vergleichbarer Affinität ist die Stabilität von Cu-Polymerkomplexen höher als diejenige von Cd-, Co-, und Ni-Polymerkomplexen. Die Adsorption von Ni ist geringer als diejenige der übrigen Metalle (Cheng et al., 1975). Cr liegt im Abwasser vor allem in CrVI+-Form vor. Während der Belüftung im Belebungsbecken findet eine Reduktion zur CrIII+-Form statt. Diese Ionen werden in der Biologie zu 80-90% in den Belebtschlamm transferiert. Der Transfer für CrIII+ beträgt ca. 20 %. In Belebschlammbecken sind mehr als 50 % von Cd, Cr, Cu, Zn, Fe, Hg an Partikel > 8 m adsorbiert bzw. mehr als 50 % von Ni, Pb, Mn an Partikel < 8 m (Chen et al., 1974). Gemäss diesen Autoren können mittels Belebtschlamm begrenzt Metalle entfernt werden. Dies gilt nicht für Ni, Mn und Pb, die mit kleinen nicht sedimentierbaren Partikeln im gereinigten Abwasser verbleiben. Bei Cr, Cu, Hg und Zn ist ein grosser Teil in ausgefällter Form vorhanden. Diese Fraktion wird in die Schlammmatrix eingebunden. Bei Ni und Mn, welche den schwächsten Transfer in der Biologie aufweisen, ist dieser Mechanismus von untergeordneter Bedeutung Der Gesamttransfer von Cr, Cu, Hg und Zn ist höher als der Anteil an Metallen, der ausgefällt wird. Daher müssen weitere Transfermechanismen vorliegen (Cheng et al., 1975). Sterrit et al. (1981) erwähnen Ausfällung und Adsorption als wichtige Mechanismen. Für Cd, CrVI+, Mn und Ni, welche im Belebungsbecken hauptsächlich gelöst vorliegen, trägt vor allem die Adsorption zum Transfer bei. Bei Pb und Cu überwiegt die Ausfällung. Bei Cu scheint diese zusätzlich von der Cu-Konzentration im Belebungsbecken abhängig zu sein. Gemäss Dugan and Pickrum (1972) weist Ni eine geringere Affinität zu Schlammflocken auf als andere Metalle. Cd, Cu und Pb gehen in der Biologie teilweise wieder in Lösung. Dies wird vermutlich durch Absterben von Mikroorganismen verursacht, wodurch Metalle, welche in den extrazellulären Polymeren gebunden sind, verfügbar werden und mit organischen Stoffen komplexieren. Bei Cr ist dies nicht der Fall, da gut lösliches CrVI+ in weniger unlösliches CrIII+ übergeht (Goldstone et al., 1990a). Für Ni und Zn trifft dies ebenfalls nicht zu (Goldstone et al., 1990b). Durch die Zugabe von Überschussschlamm erfolgte eine Abnahme des löslichen Gehalts und eine Zunahme des Gehalts von Cd, Cr, Cu, Ni und Zn in partikulärer Form. Die Änderungen sind nicht nur durch Verdünnung aufgrund der Zugabe von Belebtschlamm zu erklären (Goldstone et al., 1990a, b). Ni ist in der Biologie sehr löslich (löslicher als Co, Cu und Pb). Es hat eine höhere Affinität zu löslichen Liganden, die im Abwasser vorhanden sind, als zu Schlammflocken in der Biologie ( Cheng et al., 1975). Gemäss Ekster und Jenkin (1996) war ein Transfer von gelöstem Cu in der Biologie zu beobachten (Abnahme des Gehalts an gelöstem Kupfer von 3,6 g/l auf 1,1 g/l). In dieser Untersuchung wurde ebenfalls festgestellt, dass gelöstes Ni vermutlich aufgrund von Komplexbildung nicht in den Belebtschlamm transferiert wird. DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 5 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur As ist im Überschussschlamm überwiegend löslich und wird in der Biologiestufe kaum transferiert (Goldstone et al., 1990c). As verhält sich insgesamt völlig anders als alle andern Metalle. Es wird aber in Vorklärung grösstenteils entfernt. Die Konzentrationen von Schwermetallen im Primär- und im Überschussschlamm sind gleich hoch. Einzig für Ni ist die Konzentration im Primärschlamm höher (Patterson und Kodukula, 1984). 2.2 Transferkoeffizienten Chassot und Candinas (1997) geben aufgrund einer Literaturstudie folgende Transferkoeffizienten* an: Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Co 70 Blake, zit. in Colin und Le Guillou (1980) Colin und Le Guillou (1980) ** 77 85 >92 32 85 74 67 78 77 83 56 64 73 Goldstone, zit. in Bubb und Lester (1991) 87 89 83 35 82 48 Aulenbach et al. (1987) 82 88 83 56 74 62 Aulenbach et al. (1987) >90 >90 >90 74 >90 >90 Helmers et al. (1995) Balogh und Liang (1995) 96 90-96 * Referenz 75 52 65 Mo Ekster und Jenkins (1995) 47-64 52 69 77 91 47 80 73 94 89 72 77 59 93 79 Schönberger (1990) *** 34 Firk (1986) **** gültig für ARA mit Vorklärung und Belebtschlammverfahren ** Mittelwert, zitiert in der Studie *** Mittelwerte, selbst berechnet (n = 2 - 6) **** Eine ARA mit bescheidenem Gewerbeanteil, Belebtschlammverfahren Zessner (1999) gibt ebenfalls aufgrund einer Literaturstudie (Literatur ab 1980) folgende Transferkoeffizienten an: Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Quellen (versch. Autoren zit. in Zessner (1999) 62 66 76 76 48 78 72 Mittelwert 42-94 17-89 41-94 48-92 29-70 31-93 27-91 Schwankungsbreite 2.3 Einflussfaktoren auf den Transfer 2.3.1 Konzentration im Rohabwasser Isaac et al. (1997) haben in 4 ARA festgestellt, dass der Transfer von Kupfer in den Klärschlamm konstant 80 % beträgt, und dass er von der Zulaufkonzentration nicht beeinflusst wird. Zum gleichen Ergebnis kommt Lester (1983), allerdings nur in Bezug auf die Vorklärung. Zessner (1999) legt gegenteilige Ergebnisse vor. Gemäss einer Auswertung verschienener Arbeiten und aufgrund eigener Untersuchungen kommt er zum Schluss, dass der Transfer von Kupfer und Zink mit sinkender ZuDER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 6 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur laufkonzentration abnimmt. Eine Rolle spielt aber auch der pH (bei höherem pH höherer Transfer). Die Ergebnisse von Melcer et al. (1988) und Rossin et al. (1983) stimmen im Grundsatz mit Zessner (1999) überein. Erstere Autoren fanden bei Messungen der Zufluss- und Abfluss-Konzentrationen von 3 ARA im Zufluss deutlich höhere Schwankungen als im Abfluss. Gemäss Untersuchungen in einer Pilotanlage von Rossin et al. (1983) wird der Transfer durch unterschiedliche Schwermetallkonzentrationen etwas verändert. Der Transfer war bei 3-fachem Trockenwetter-Zufluss leicht niedriger. Eine zusätzliche Abnahme des Transfers wurde bei ständig wechselnder Zuflussmenge beobachtet. Patterson und Kodukula (1984) zitieren Studien, die einerseits eine gute Korrelation zwischen der Schwermetallkonzentration im Zufluss und derjenigen im Abfluss sowie andererseits einen relativen Anstieg des Metalltransfers bei Zunahme der Zuflusskonzentration nachweisen. Aus den von diesen Autoren zitierten Untersuchungen geht zudem eine gute Korrelation zwischen dem Transfer von Partikeln und dem Metalltransfer hervor. Bei Ni und Hg ist gemäss Zessner (1999) eine Abhängigkeit zwischen Zulauf und Ablaufkonzentration nicht auszuschliessen. 2.3.2 P-Fällung Gemäss ATV (1991) steigt die Elimination der partikulären Stoffe in der Vorklärung von 60 % auf 90 % bei Einführung der P-Fällung. Demzufolge ist ein Einfluss der P-Fällung auf den Transfer der Schwermetalle zu erwarten. Chassot (1995) rechnet mit einer Verbesserung des Transfers von 50 % auf 60 % mit P-Fällung für Cu, Pb und Zn. Boller und Eugster (1985) stellten einen Transfer in der Vorklärung von 77 %, 78 % und 85 % für Cu, Pb und Zn fest, wenn Phosphor gefällt wird. Die P-Fällung hat ebenfalls einen Einfluss auf die Nachklärung. Chassot (1995) rechnet mit einer Erhöhung des Metalltransfers in den Schlamm um 10 % für Cu, Pb und Zn, obwohl die von ihm zitierten Autoren nur in einzelnen Fällen eine Erhöhung des Transfers durch Einführung der P-Fällung nachweisen konnten. Yeoman et al. (1993) stellen eine verminderte Löslichkeit von Schwermetallen in gefällten Schlämmen fest. Sie zitieren verschiedene Autoren, welche betätigen, dass der Metalltransfer in den Schlamm durch die P-Fällung erhöht wird. Als Ursache wird die Bildung grösserer Schlammflocken und Partikel genannt. 2.3.3 Stossbelastungen Melcer et al. (1992) stellten im Laborversuch bei Zugabe von Schwermetallen bis zur 5- bzw. 10fachen Konzentration im Abwasser im Vergleich zur Kontrolle (d.h. Konzentration im Zufluss ohne die zugegebenen Schwermetalle) erhöhte Gehalte im Ablauf fest. Der Transfer blieb aber im Vergleich zur Kontrolle konstant. Ni zeigte einen sehr schwachen Transfer. Nach der Stossbelastung ging die Konzentration im Ablauf zurück, blieb aber im Vergleich zur Kontrolle leicht höher. Dies ist vermutlich auf Rücklösung von Metallen in der Biologie zurückzuführen. Die Transfer betrugen für Cr, Cu, Pb, Zn 70 % und mehr, für Cd und Ni weniger als 50 %. 2.3.4 Unterschiedliches Schlammalter Ein Einfluss verschiedener Schlammalter (3, 6 Tage) war gemäss Untersuchungen von Melcer et al. (1992) nicht zu erkennen. Die Angewöhnung der Biomasse hatte keinen Einfluss auf den Transfer. Sterritt und Lester (1981) untersuchten in einem Laborversuch den Transfer von Schwermetallen bei unterschiedlichem Schlammalter (3-18 Tage). Schwermetalle wurden zudosiert. Die Messungen DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 7 2. Ausgewählte Ergebnisse aus der Literatur wurden durchgeführt, nachdem sich das System im neuen Zustand stabilisiert hatte. Die wichtigsten Ergebnisse: − Der Trockensubstanzgehalt des Belebtschlamms nahm zu bei zunehmendem Schlammalter bis zu 15 Tagen. − Cu, Zn und Ag verhielten sich ähnlich. Sie wurden bei zunehmendem Schlammalter vermehrt und bei einem Schlammalter von 15 Tagen am effizientesten entfernt. Ni wurde bei einem Schlammalter von 18 Tagen am besten transferiert. Die Transferraten für Ag, Cu, Zn und Ni betrugen –7 bis 70 %, 17-42 %, 27-51 % und 3-25 %. Die Transferraten dieser Metalle korrelierten eng mit dem chemischen Sauerstoffbedarf im Abfluss. Dies dürfte bedeuten, dass der Transfer der Metalle stark mit dem Gehalt an löslichen organischen Verbindungen im Ablauf zusammenhängt. Für Ni gilt dies weniger ausgeprägt. Der Transfer dieser Metalle hängt daher auch mit dem Abbau von organischen Stoffen zusammen, welche als Liganden dienen. − Co und Mn wurden zu weniger als 10 %, Mo zu weniger als 20 % entfernt. Der Transfer dieser Metalle wird kaum vom Schlammalter beeinflusst. Sie scheinen weitgehend in gelöster Form zu bleiben. − Der Transfer von Cd wird vom Schlammalter relativ wenig beeinflusst. Es ist eine Zunahme von 44 auf 68 % zu beobachten. − Cr verhielt sich anders als die übrigen Metalle. Es erfolgte eine Zunahme des Transfers bei Schlammalter 3-6 Tage, eine starke Abnahme bei Schlammalter 9 Tage und wieder eine starke Zunahme gegen Schlammalter 15 Tage (95 %). Der Transfer war eng korreliert mit dem Trockensubstanzgehalt des Belebtschlamms mit Ausnahme des Transfers bei Schlammalter 9 Tage. − Der Transfer von Pb war eher schwach mit Ausnahme der Zunahme auf 47 % bei einem Schlammalter von 12 Tagen. Der Transfer von Pb ist demnach eine Funktion der Konzentration von Partikeln im Ablauf. DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 8 3. Schlussfolgerungen und Ausblick 3. Schlussfolgerungen Über den Transfer von Schwermetallen vom Abwasser in den Klärschlamm liegen zahlreiche Arbeiten mit teilweise widersprüchlichen Resultaten vor. Die Interpretation der Resultate wird zusätzlich dadurch erschwert, dass die Untersuchungen unter Laborbedingungen, auf Pilotanlagen oder unter Praxisbedingungen durchgeführt wurden. Die Konzentrationen im Abwasser lagen bei den Untersuchungen meist deutlich über den aktuellen Werten in schweizerischen Kläranlagen. Die 3. Stufe (PFällung), durch welche der Transfer ebenfalls beeinflusst wird (Yeoman et al., 1993), ist nur in Einzelfällen auf den untersuchten Anlagen vorhanden. Es scheint, dass der Transfer in ARA eher höher liegt als unter Laborbedingungen oder in Pilotanlagen. Insgesamt dürfte die Wahl der Transferkoeffizienten im Bereich 70-80 % (bzw. 50-60 % für Ni) gerechtfertigt sein (Chassot et al., 1999), welche auch von Kupper (2000a, b) verwendet wurden. Trotzdem wäre aufgrund der von Chassot et al. (1999) berechneten Metallbilanzen zu prüfen, ob für verschiedene ARA unterschiedliche Transferkoeffizienten bzw. Bereiche von Transferkoeffizienten angewendet werden sollten. Möglicherweise könnte der Transfer für die einzelnen ARA anhand der routinemässig im Abfluss untersuchten Parameter (Konzentration von P, ungelöste Stoffe, BSB5 usw.) genauer bestimmt werden. Dies würde allerdings voraussetzen, dass diese Parameter mit dem Metalltransfer korrelieren. Die Durchführung von Modellrechnungen (z.B. gemäss Siegrist, 1996) könnte ebenfalls geprüft werden. Die Eigenschaften von Ni in der Abwasserreinigung können aufgrund der vorliegenden Literaturstudie wie folgt skizziert werden: − Der gelöste Anteil im Abwasser ist hoch. − Die Variabilität des Transfers in der Vorklärung von Ni ist im Vergleich zu den übrigen Schwermetallen ist am höchsten (Cheng, 1974). Gelöstes Ni wird in der Vorklärung kaum transferiert. − Aufgrund der schwachen Adsorption an Belebtschlamm wird gelöstes Ni auch in der biologischen Stufe kaum transferiert. Zudem ist der Transfer von Ni in der Biologie abnehmend bei zunehmender Konzentration in der Lösung (Lester, 1983). − Bei hydraulischen Spitzenbelastungen oder stark schwankenden Belastungen wird der Transfer vermindert. Daraus lässt sich der Schluss ziehen, dass der Transfer von Ni in den Klärschlamm niedriger ist und stärker schwankt im Vergleich zu den übrigen Schwermetallen. Dies stimmt mit Untersuchungen, welche auf Kläranlagen durchgeführt wurden in der Tendenz überein (vgl. Bürgi et al., 1998). Es ist allerdings zu erwarten, dass die Löslichkeit von Ni durch die Verwendung von Fällungsmitteln vermindert wird (Yeoman et al., 1993). DER TRANSFER VON SCHWERMETALLEN VOM ABWASSER IN DEN KLÄRSCHLAMM UNTER BESONDERER BERÜCKSICHTIGUNG VON NICKEL 9 4. Literatur 4. Literatur ATV. 1991. Bemessung von einstufigen Belebungsanlagen ab 5000 Einwohnerwerten. Arbeitsblatt A 131. ATV. 1, 22. St. Augustin, Gesellschaft zur Förderung der Abwassertechnik e.V. (GFA). Aulenbach D.B., Clesceri N.L., Vasudevan C., Beckwith E., Joshi S. and Meyer M. 1987. "Enhancement of metals removal in municipal wastewater treament plants using alum for phosphorus removal." In Heavy metals in the environment. International Conference (New Orleans, Lindberg, S.E. und Hutchinson, T.C. Edinbourg: CEP Consultants Ltd. S. 242-244. Balogh S. and Liang L. 1995. Mercury pathways in municipal water treatment plants. Water, Air and Soil Pollution 80: 1181-1190. Boller M. und Eugster J. 1985. 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