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Aus: Stand der Abwassertechnik in verschiedenen Branchen
Umweltbundesamt 1995, Texte 72/95
Das Gesamtdokument kann bei Vorauszahlung von 20,-- DM durch Banküberwei-sung, Konto Nummer 432765-104 bei der Postbank Berlin (BLZ 10010010) bezo-gen werden bei:
Fa. Werbung und VertriebAhornstraße 1-210787 Berlin
14. Behandlung von Deponiesickerwasser
14.1 Allgemeines
In den alten Bundesländern existieren zurzeit ca. 340 Deponien, von denen nur ca. 17 % bis
heute mit einer Sickerwasserreinigungsanlage ausgerüstet sind. Dies bedeutet, dass mehr als
80 % der Deponien ihr Sickerwasser bis heute in kommunalen Kläranlagen entsorgen. 176
Deponien planen nach einer Erhebung in den nächsten Vierjahren eine Behandlungsanlage. Bei
einem Wert von durchschnittlich 7 - 10 Mio. DM pro Anlage dürfte das Investitionsvolumen für
die alten Bundesländer bei 1,2 bis 1,7 Mrd. DM liegen.
Die Zahl der erforderlichen Sickerwasserbehandlungsanlagen für die neuen Bundesländer kann
zurzeit noch nicht genau abgeschätzt werden. In der Regel besitzen die dortigen Deponien keine
Basisabdichtung, sodass auch keine oder nur sehr geringe Sickerwassermengen gefasst
werden. Mit dem Einigungsvertrag ist festgelegt worden, dass die Mehrzahl der vorhandenen
Deponien Bestandsschutz genießen und trotz fehlender Basisabdichtung restverfüllt werden
dürfen.
Auf einer Reihe von Deponien sind mittlerweile neue basisabgedichtete Abschnitte angelegt
worden, auf denen in naher Zukunft Sickerwasser anfallen wird. Welche Deponien ausgebaut,
gesichert oder geschlossen werden, ist noch nicht genau abschätzbar. Im Bundesland
Thüringen wird davon ausgegangen, dass ca. 15 - 20 Deponien in Zukunft betrieben werden [1].
Für die neuen Bundesländer kann grob mit mindestens 120 Deponien gerechnet werden, auf
denen in Zukunft Sickerwasser anfallen wird.
14.2 Entstehung und Zusammensetzung des Sickerwassers
Deponiesickerwasser entsteht durch das Eindringen von Niederschlagswasser in den
Deponiekörper, Fremdzuflüssen, durch Auspressung aus feuchtem Abfall sowie als
Reaktionsprodukt, beispielsweise bei der Verrottung von organischen Müllbestandteilen. Es wird
in der Regel an der Basisabdichtung gesammelt und über ein Dränagesystem abgeleitet. Auf
seinem Weg durch den Deponiekörper wird das Sickerwasser je nach Art und Packungsdichte
des abgelagerten Materials und je nach biologischer Aktivität innerhalb der Deponie verunreinigt.
Auf Grund der unterschiedlichen Müllqualität wird zwischen Hausmüll-, Industriemüll- und
Sondermülldeponie unterschieden.
Einer Umfrage der Arbeitsgruppe 7.2.26 der ATV (Sickerwässer aus Industrie- und
Sonderabfalldeponien) ergab, dass Sickerwasser aus Hausmülldeponien höhere anorganische
Beladungen (Chlorid, Sulfat, Ammonium), eine geringere organische Belastung (CSB, BSB5),
niedrigere Arsen-, Blei- und Quecksilberkonzentrationen und höhere Konzentrationen von
Cadmium, Eisen, Nickel, Kupfer, Chrom und Zink aufwies [2]. Die AOX-Konzentrationen für
Sickerwasser aus Hausmülldeponien unterscheiden sich nicht wesentlich von denen aus
Sonder- und Industriemülldeponien. Eine Gegenüberstellung der Sickerwasserdaten zeigt die
Tabelle 14.2-1 [3].
Die großen Spannweiten der einzelnen Sickerwasserinhaltsstoffe resultieren nicht nur aus
unterschiedlichen Müllqualitäten, sie hängen auch vom Alter der Deponie ab. So gehen die
biologischen Umsetzungsprozesse von anfänglich aeroben Vorgängen nach ca. 2 - 5 Jahren in
ein anaerobes Milieu über. Zu Beginn erfolgt dieser anaerobe biologische Abbau nur bis zu
niederen Fettsäuren, die, in Wasser gelöst, die hohen organischen Belastungen verursachen
(saure Phase). Im weiteren zeitlichen Verlauf werden dann die restlichen niederen Fettsäuren zu
Methan und Kohlendioxid umgesetzt und damit die Belastungen des Sickerwasser drastisch
reduziert (Methanphase). Da die niederen Fettsäuren gleichzeitig zu einer Absenkung des pH-
Wertes führen, ändern sich auch die Löslichkeiten und damit die Konzentrationen einiger
anorganischer Inhaltsstoffe, die in Tabelle 14.2-2 dargestellt sind [4].
Tabelle 14.2-1: Zusammensetzung von Deponiesickerwasser
Parameter Einheit Industrie- und Sonderab-
falldeponien (Umfrage)
Mittelwert Bereich
Hausmülldeponien
(nach Ehrig bzw. LAGA)
Mittelwert Bereich
Wassermenge m3/ha·d 4.340 0,1-18.636 - -
pH 7,7 5,9-11,6 7,5 3,5-9
CSB mg/l 5.746 50-35.000 5.000 500-60.000
BSB5 mg/l 2.754 41-15.000 1.500 100-45.000
Leitfähigkeit µS/cm 28.217 2.110-183.000 10.000 -
Chlorid mg/l 13.257 36-126.300 2.000 100-15.000
Sulfat mg/l 2.458 18-14.968 300 50-3.000
Ammonium mg/l 921 5-6.036 500 20-3.000
Nitrit mg/l 7,3 0,02-131 0,5 -
Nitrat mg/l 606 0,1-14.775 3 0-50
Gesamt-N mg/l 461 1-3.892 600 20-4.000
Gesamt-P mg/l 7,9 0,03-52 1 0,01-10
Fluorid mg/l 13,3 0,1-50 - -
Gesamtcyanid mg/l 1,3 0,007-15 - -
Arsen µg/l 51 2-240 20 0,1-1.000
Blei µg/l 155 4,3-650 50 20-1.000
Cadmium µg/l 144 0,2-2.000 5 1-100
Kupfer µg/l 517 1,3-8.000 50 10-1.000
Nickel µg/l 2.096 14,2-30.000 200 20-2.000
Quecksilber µg/l 5,5 0,17-50 10 1-50
Zink µg/l 2.936 20-27.242 1.000 100-10.000
Gesamtchrom mg/l 18,1 0,009-300 0,2 0,02-15
Eisen mg/l 144 0,38-2.700 50 1-1.000
Phenolindex mg/l 26 0,01-350 0,006 -
Kohlenwasserstoffe mg/l 30 0,01-424 - -
AOX µg/l 32.000 44-292.000 2.000 320-3.350
Dichlormethan µg/l 8.531 150-36.500 64-1.300
Trichlormethan µg/l 267 1-710 - -
Tetrachlormethan µg/l - 0,6-30 - 70-270
Tabelle 14.2-2: Vergleich der Konzentrationsbereiche von Sickerwasserinhaltsstoffen in der
"sauren" und der "Methanphase"
Einheit "Saure" Phase
Mittelwert Bereich
"Methanphase"
Mittelwert Bereich
pH - 6,1 4,5-7 ,5 8 7,5-9
BSB5 mg/l 13.000 4.000-40.000 180 20-550
CSB mg/l 22.000 6.000-60.000 3.000 500-4.500
BSB5/CSB - 0,58 - 0,06 -
Sulfat mg/l 500 70-1.750 80 10-420
Kalzium mg/l 1.200 10-2.500 60 20-600
Magnesium mg/l 470 50-1.150 180 40-350
Eisen mg/l 780 20-2.100 15 3-280
Mangan mg/l 25 0,3-65 0,7 0,03-45
Zink mg/l 5 0,1-120 0,6 0,03-4
Strontium mg/l 7 0,5-15 1 0,3-7
Anhand der Tabellen 14.2-1 und 14.2-2 wird ersichtlich, dass sich Deponiesickerwässer vor
allem durch folgende Besonderheiten auszeichnen:
- hoher Anteil schwer abbaubarer organischer Verbindungen, insbesondere bei alten
Deponien,
- hohe Gehalte an Ammonium und organischen Stickstoffverbindungen,
- hohe Ionenkonzentrationen an Natrium, Kalium und Chlorid.
14.3 Verfahrenstechnisch problematische Eigenschaften von Deponiesickerwasser
Was die Handhabung von Deponiesickerwasser in der Praxis technisch sehr aufwändig und
schwierig macht, sind, abgesehen von den erforderlichen Wirkungsgraden für umweltrelevante
Verbindungen, gewässergütewirtschaftlich unbedeutende Substanzen, wie Natrium- und
Kalziumgehalt, die Sulfatkonzentration, der Karbonat- bzw. Bikarbonatgehalt und die
Leitfähigkeit. Die Leitfähigkeit ist nur insoweit "harmlos", so lange der Grenzwert für die
Fischtoxizität eingehalten wird.
Solche Wasserinhaltsstoffe können wesentlich die Investitions- und Betriebskosten für eine
Behandlung des Sickerwassers bestimmen. Dies kann im Einzelfall so weit gehen, dass diese
Stoffe für die Anwendbarkeit bestimmter Verfahren entscheidend sind.
Es muss betont werden, dass eine selektive Abtrennung bestimmter Inhaltsstoffe in der Regel
nicht möglich ist, ohne dass das Lösungsgleichgewicht bezüglich anderer Inhaltsstoffe gestört
wird. Für Betriebsschwierigkeiten sind in der Regel folgende Eigenschaften des Sickerwassers
verantwortlich [5].
Leitfähigkeit: Die Leitfähigkeit lässt sich als Summenparameter für die insgesamt
gelösten Salze interpretieren. Hohe Salzfrachten entscheiden über die
wirtschaftliche Einsetzbarkeit von Umkehrosmoseanlagen auf Grund
eines dadurch bedingten hohen osmotischen Druckes.
Eine hohe Leitfähigkeit des Sickerwassers fördert die Neigung zur
Korrosion. Insbesondere der Chloridgehalt als Teil der Gesamt-
Salzfracht erhöht die Gefahr der Lochfraßbildung an bestimmten
Werkstoffen. Dies gilt insbesondere für V2A- und V4A-Stähle im
Bereich der Schweißnähte, beispielsweise bei den Belüftungs-
elementen. Bei einer thermischen Sickerwasserbehandlung (Ein-
dampfung, Verbrennung) müssen besonders korrosionsfeste
Materialien ausgewählt werden, weil hohe Temperaturen den
Korrosionsprozess fördern.
Ausfällungen: Mit vor allem Kalziumcarbonatausfällungen muss immer dann
gerechnet werden, wenn eine Aufkonzentrierung, eine Temperatur-
änderung oder Störungen des Kalk/Kohlensäuregleichgewichts
erfolgen.
Aufkonzentrierungsprozesse, wie beispielsweise Umkehrosmose und
Eindampfung, verschieben das Löslichkeitsgleichgewicht aller
organischen Inhaltsstoffe zur Löslichkeitsgrenze.
Eine Temperaturerhöhung, insbesondere in Wärmetauschern, kann zu
einer Kalziumcarbonatschicht an den Wärmeaustauschflächen führen
und somit den Wärmeübergang erheblich erschweren. Ein starkes
Ansteigen der Energiekosten ist die Folge.
Das Kalk/Kohlensäuregleichgewicht ist abhängig von der Kalzium-,
Karbonat- und Bikarbonatkonzentration sowie von der zugehörigen
freien Kohlensäure. Die Zusammenhänge werden in den
Reaktionsgleichungen (1), (2) und (3) dargestellt:
(1) Ca2+ + CO32- + CO2* + H2O → Ca2+ + 2 HCO3-
(2) Ca2+ + CO32- → CaCO3
(3) CO2* + H2O → H2CO3 → H+ + HCO3-
* zugehörige freie Kohlensäure
Die Reaktionsgleichung (1) zeigt, dass die zugehörige freie
Kohlensäure in der Lage ist, Kalziumcarbonat in Lösung zu halten. Wird
CO2 durch Temperaturerhöhung oder Strippung (z.B. im
Belebungsbecken) ausgetrieben, dann verschiebt sich das
Gleichgewicht bei entsprechend geringer Produktion von CO2 durch
BSB5-Abbau zur linken Seite. Die Konzentration von Carbonat erhöht
sich und Kalziumcarbonat fällt entsprechend der Gleichung (2) aus.
Die pH-Wertabhängigkeit verdeutlicht Gleichung (3). Bei einer
Erhöhung des pH-Wertes verschiebt sich das Gleichgewicht zur rechten
Seite und CO2 setzt sich zu Bicarbonat (HCO3-) um. Damit fehlt die
freie zugehörige Kohlensäure, um CaCO3 gemäß den Gleichungen (1)
und (2) in Lösung zu halten.
In biologischen Sickerwasserbehandlungsanlagen mit Nitrifikation greift
noch ein weiterer Reaktionsmechanismus in das Kalk/ Kohlensäure-
gleichgewicht ein. Die Nitrifikation erfolgt bekanntermaßen über zwei
Reaktionsschritte:
(4) NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + H2O + 2 H+
(5) NO2- + 0,5 O2 → NO3-
Bei der biologischen Umsetzung des Ammoniums zum Nitrit werden
zwei Protonen frei, die mit Bikarbonationen wie folgt reagieren können:
(6) 2 H+ + 2 HCO3- → 2 H2CO3 → 2 H2O + 2 CO2
Die Gleichung (6) verdeutlicht, dass Bicarbonationen, die vor allem eine
pH-Wert-Pufferkapazität besitzen, durch Nitrifikation verbraucht werden.
Das System wird dadurch jedoch nicht gleich instabiler gegenüber pH-
Wert-Änderungen, weil die freiwerdenden Protonen zum Teil durch die
Schlammflocken gepuffert werden. Die Struktur der Flocke wird
dadurch jedoch verändert und der Schlammindex steigt. Ein verstärkter
Schlammabtrieb ist die Folge.
pH-Wert-Änderung: Unerwünschte pH-Wert-Änderungen können außer aus den bisher
genannten Gründen auch durch den Behandlungsprozess selbst
entstehen. Je nach Pufferkapazität des Sickerwassers können sich bei
Wässern junger Deponien die pH-Werte durch Eliminierung der
organischen Säuren, wie beispielsweise Essigsäure, durch eine
biologische Stufe oder auch durch eine Umkehrosmoseanlage
verschieben.
Schäumen: Sickerwasser mit seinen hohen organischen Stoffkonzentrationen neigt
bei Erhitzen und Aufkonzentrierung zum Schäumen. Dies kann z.B. in
NH4+-Strippkolonnen und Eindampfanlagen zu Betriebsstörungen
führen.
Bakterienbewuchs: Neben der anorganischen und organischen Fracht sind im
Sickerwasser auch Bakterien enthalten. Bei Membranverfahren mit
Celluloseacetat-Membranen finden die Bakterien einen guten
Nährboden zur Vermehrung. Auf diese Weise können die Bakterien den
Betrieb von Membrananlagen erheblich stören.
Geruch: Deponiesickerwasser besitzt in der Regel einen unangenehmen und
intensiven Geruch. Bisweilen kann dies dazu führen, dass die
Abdeckung von biologischen Kläranlagen nötig ist, um Geruchs-
belästigungen zu vermeiden. Allerdings sind entsprechende Ab-
deckungen zwecks Wärmeisolation in der Regel ohnehin erforderlich,
um die für ausreichende Nitrifikation nötigen Temperaturen auch im
Winter nicht zu unterschreiten.
14.4 Entwicklung zum heutigen Stand der Technik bei der Sickerwasserbehandlung
Die technologische Entwicklung von Abwasserbehandlungsanlagen hat im Bereich der
Sickerwasserreinigung einen so rasanten Fortschritt erlebt wie in kaum einem anderen
Bereich. Die Sickerwasserbehandlung hat sich vor allem deshalb als Innovationsfeld
etabliert, weil Sickerwasser neben den Problemen der Altlastensanierung (kontaminiertes
Grundwasser) das einzige Abwasser mit im Sinne des § 7a WHG gefährlichen Stoffen ist,
deren Behandlung in der Regel in der Zuständigkeit der öffentlichen Hand (Kreise) liegt.
Die im Laufe der Jahre angebotenen Verfahrenskombinationen wurden immer aufwendiger
und kostenintensiver, ohne dass die Emissionen gegenüber den ersten
Verfahrenskombinationen wesentlich vermindert wurden. Mit der Verabschiedung des
Anhangs 51 wurden insbesondere biologische Verfahren zur Eliminierung der organischen
Verbindungen sowie zur Nitrifikation und Denitrifikation entwickelt [6, 7]. Als neuartige
Technologie für diesen Anwendungsbereich erlangte die Umkehrosmose ihre technische
Reife. Bis dahin war nur die Verfahrenskombination aus biologischer Vorbehandlung mit
Aktivkohle-Adsorption (Pulverkohle) und Flockung/Fällung (Verfahren Minden/Heisterholz)
bekannt [8]. Kostentreibend wirkte sich jedoch vor allem in den folgenden Jahren die
Verabschiedung der TA Abfall aus. In diesem Zusammenhang sind u.a. folgende
Bestimmungen der TA Abfall zu nennen:
1. Sickerwasser wurde als besonders überwachungsbedürftiger Abfall (Sonderabfall)
definiert (Anhang C: Abfallschlüssel Nr. 953).
2. Abfälle, bei denen auf Grund der im Entsorgungsnachweis beschriebenen Herkunft oder
Beschaffenheit durch die Ablagerung wegen ihres signifikanten Gehaltes an toxischen,
langlebigen und bioakkumulativen organischen Stoffen (z.B. organische
Halogenverbindungen, organische Phosphorverbindungen) eine Beeinträchtigung des
Wohls der Allgemeinheit zu befürchten ist, sind grundsätzlich nicht einer ober-irdischen
Deponie zuzuordnen. (Nr. 4.4.3.1 Absatz b der Zweiten allgemeinen
Verwaltungsvorschrift zum Abfallgesetz (TA Abfall)).
Allein aus diesen Anforderungen ergaben sich folgende Konsequenzen für die
Sickerwasserbehandlung:
1. Eine Rückführung von Umkehrosmosekonzentraten oder Schlämmen aus der
Aktivkohle-Adsorption ist grundsätzlich nicht statthaft.
2. Rückstände aus der Deponiesickerwasserbehandlung werden als Sonderabfälle
eingestuft, die untertägig zu deponieren sind.
Somit wurden den ursprünglich ein- bzw. zweistufigen Umkehrosmoseanlagen weitere
Behandlungsstufen, wie z.B. die Eindampfung und Trocknung, zur Konzentratbehandlung
nachgeschaltet. Der energetische Aufwand der Deponiesickerwasserbehandlung stieg somit
immens an. Die anfallenden rieselfähigen Rückstände müssen in die Untertagedeponie
nach Herfa-Neurode geschafft werden. Einigen Deponiebetreibern wurde jedoch von den
Genehmigungsbehörden gestattet, zumindest für eine Übergangszeit diese Rückstände auf
ihrer Hausmülldeponie in besonderen Bereichen abzulagern. Dies gilt auch für Rückstände
aus der Aktivkohle-Adsorption (Pulverkohle).
Im Grundsatz wurde durch die TA Abfall
- die Rückverrieselung von Umkehrosmosekonzentraten,
- die Aktivkohle-Adsorption mit Pulverkohle und anschließender Ablagerung auf der
eigenen Hausmülldeponie sowie
- die Sickerwasserkreislaufführung
untersagt, obwohl insbesondere beim zuletzt genannten Verfahren viele Vorteile
(biologischer Vorabbau von Kohlenstoffverbindungen, Vergleichmäßigung der
Sickerwasserbelastung usw.) zu erkennen waren [9].
U.a. auf Grund der steigenden Gebühren für die Untertagedeponie wurden dann chemisch-
nassoxidative Verfahren relativ schnell erfolgreich eingeführt, die die organischen
Schadstoffe eliminieren und nicht durch Aufkonzentrierungsstufen in den Abfallbereich
verlagern [10, 11]. Diese Verfahren besitzen zudem keine entsalzende Wirkung, sodass
kaum Rückstände anfallen, die als Sonderabfall zu entsorgen sind.
Als weiterer Weg zur Eliminierung von Schadstoffen wurde die Aktivkohle-Adsorption mit
regenerierbarer Kornkohle nach einer biologischen Vorbehandlung realisiert [12]. Die
eigentliche Schadstoffzerstörung erfolgt dabei in einem zentralen Regenerierungsofen.
In der Tabelle 14.4-1 sind Art und Anzahl der in Deutschland derzeit in Betrieb sowie in Bau
oder Planung befindlichen Anlagen zur Behandlung von Sickerwässern aus
Siedlungsabfalldeponien zusammengestellt (Stand 1992/93). Mittlerweile zählen alle
aufgeführten Behandlungskombinationen zur Reinigung des Sickerwassers zum Stand der
Technik [13].
Die Tabelle 14.4-1 ermöglicht einen ersten Einblick in den technischen und damit auch
finanziellen Aufwand, der heute auf den meisten Deponien betrieben wird, um das
anfallende Abwasser zu behandeln. Kosten von 50 DM/m3 und mehr sind eher die Regel als
die Ausnahme. Dies sind Dimensionen, die in wirtschaftlich geführten Industrieunternehmen
nicht oder nur in Ausnahmenfällen (Wertstoffrückgewinnung) vertretbar sind.
Neben den Kostenaufwendungen stellen die meisten Verfahrenskombinationen höchste
Ansprüche an die Qualität des Betreuungspersonals sowie der Mess- und
Regelungstechnik. Betriebsstörungen werden auf vielen Anlagen durch eine nicht
sachgerecht eingerichtete Systemsteuerung ausgelöst.
Die in der Tabelle 14.4-1 zusammengestellten Verfahrenskombinationen sind grundsätzlich
in der Lage, die Anforderungen nach Anhang 51 einzuhalten, wobei die jeweiligen
Randbedingungen auf den einzelnen Deponien zu beachten sind. Beispielsweise ist die
zweistufige Biologie allein sicherlich kein universell einsetzbares Verfahren.
Tabelle 14.4-1: Art und Anzahl der in Deutschland derzeit in Betrieb sowie in Bau oder
Planung befindlichen Anlagen zur Behandlung von Sickerwässern aus
Siedlungsabfalldeponien, Stand 1992/1993 [13]
Verfahrenskombination Anlagen in
Betrieb
Anlagen in
Bau oder
Planung
Biologie/Ultrafiltration/A-Kohle 12
2-stufige Umkehrosmose-Anlage (UO) 11 11
UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 8
Biol./Ultrafiltr./A-Kohle/UO-Anlage/Eindampf./Trocknung 5
Biologie/Ultrafiltration 5
UO-Anlage 3
1-stufige Biologie 9 3
Biologie/UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1 3
Biologie/2-stufige UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 2
Biologie/Ultrafiltration/UO-Anlage 2
Biologie/Ultrafiltration/Ozon-UV 2
Biologie/Ozon-UV 2
2-stufige UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1 2
Biologie/2-stufige UO-Anlage 1 1
Biologie/Ultrafiltration/UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1
Biologie/Ozon-UV/Biologie/A-Kohle 1
Biologie/H2O2-UV 1 1
Eindampfung 1
A-Kohle 1
2-stufige Biologie 4
Biologie/Fällung/Flockung/A-Kohle 3
Biologie/Ozonung 3
3-stufige UO-Anlage/4-stufige Eindampfung/Trocknung 1
Biol./2-stuf. UO-Anlage/2-stuf. Verdampfung/Trocknung 1
Insgesamt 36 66
14.5 Verfahren nach dem Stand der Technik
Auf Grund der Vielzahl der möglichen Verfahrenskombinationen werden in den folgenden
Abschnitten gezielt die wesentlichen Behandlungsstufen erläutert und diskutiert.
14.5.1 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der biologischenBehandlungsstufe
Bei der Betrachtung der verschiedenen Verfahrenskombinationen wird deutlich, dass sich
die biologische Behandlung als erste Stufe in vielen Fällen durchgesetzt hat. Sie dient zur
Entfernung von abbaubaren organischen Sickerwasserinhaltsstoffen und ist zudem in der
Lage, die Stickstoffverbindungen (Ammonium) durch Nitrifikation und Denitrifikation zu
eliminieren. Im Ablauf der biologischen Stufe verbleiben biologisch schwer bzw. nicht
abbaubare Verbindungen, die in nachgeschalteten Verfahrensstufen weiterbehandelt
werden müssen.
Die wichtigsten Verfahren zur biologischen Sickerwasserbehandlung sind
- konventionelle Belebtschlammverfahren,
- Tauchtropfkörperbiologien sowie
- Kompaktbiologien.
Das wesentliche Problem bei der biologischen Behandlung von Deponiesickerwasser ist
nicht die Verbesserung des Abbaus schwer abbaubarer Verbindungen, sondern die
Elimination des Ammoniums. Zur Dimensionierung der dazu erforderlichen Beckenvolumina
sind dazu zahlreiche Veröffentlichungen erschienen. In den vergangenen Jahren wurde für
das Belebtschlammverfahren in Abhängigkeit vom BSB5/N-Verhältnis als Bemessungs-
grundlage die Schlammbelastung (BSB5/N < 5) oder das Schlammalter (BSB5/N > 5)
gewählt [14]. Nach eingehenden Untersuchungen wurde festgestellt, dass bei diesem
Vorgehen die Becken in der Regel zu groß dimensioniert wurden. Deshalb wird heute
vorgeschlagen, nur das Schlammalter als Bemessungsgröße heranzuziehen [15].
Neben den wissenschaftlichen Untersuchungen zur Bemessung von Belebungsbecken für
die Nitrifikation und Denitrifikation herrschen bei den planenden Ingenieurbüros über den
Sicherheitsfaktor, der bei der Dimensionierung von Sickerwasserbehandlungsanlagen zum
Ansatz gebracht wird, zum Teil erhebliche Auffassungsunterschiede. In der Mehrzahl wird
von einem Sicherheitsfaktor von 1,2 bzw. 1,25 ausgegangen. Die wissenschaftliche
Erarbeitung der Bemessungsgrundlagen wird somit in der Praxis von ganz anderen
Fragestellungen dominiert, die zu Recht die nach wie vor vorhandenen Unsicherheiten und
Risiken bei der Planung abdecken sollen.
Die bisher vorliegenden Bemessungsvorschläge wurden in der Regel aus Laboranlagen
bzw. Praxisanlagen mit Sickerwasser aus Hausmülldeponien entwickelt. Wie halbtechnische
Untersuchungen mit verschiedenen Sickerwässern aus Hausmüll- und
Sonderabfalldeponien gezeigt haben, können im Einzelfall erheblich Unterschiede zu den
üblichen Bemessungswerten bestehen. Auf einer Deponie wurde z.B. festgestellt, dass eine
Tauchtropfkörperanlage zur vollständigen Nitrifikation auf eine Flächenbelastung von 0,25 -
0,6 g NH4-N/m2d ausgelegt werden musste. Übliche Bemessungswerte sind 1,5 - 2 g NH4-
N/m2d. Zwei in diesem Zusammenhang überprüfte Kompaktbiologien mit festen
Aufwuchskörpern konnten keine oder nur eine sehr instabile Nitrifikation erreichen. Ähnliche
Untersuchungen liegen auch für eine Sonderabfalldeponie vor, bei der eine Nitrifikation
weder in einer Kompaktbiologie mit Ultrafiltration noch mit einer konventionellen
Belebtschlammanlage realisiert werden konnte.
Diese Ergebnisse zeigen, dass es eine sichere und allgemein gültige Bemessung von
Sickerwasserbehandlungsanlagen nach wie vor nicht gibt. Die Planung von biologischen
Stufen sollte nach Möglichkeit immer mit der labortechnischen Überprüfung der
wesentlichen Bemessungsparameter parallel laufen.
Neben der Dimensionierung einer Anlage führt beim Belebtschlammverfahren
Schlammabtrieb und damit der Verlust an nitrifizierenden Mikroorganismen zu
Schwierigkeiten. Dies gilt insbesondere bei Anlagen, die nur zur Nitrifikation ausgelegt (die
Denitrifikation übernimmt die kommunale Kläranlage) und mit einer konventionellen
Sedimentationsstufe ausgerüstet sind. Deshalb konnten sich Festbettverfahren, wie z.B.
Tauchtropfkörper, im Markt gut behaupten. Der Vorteil gegenüber anderen biologischen
Verfahren ist beim Tauchtropfkörperverfahren vor allem die hohe Prozessstabilität
gegenüber Belastungsschwankungen und pH-Wertverschiebungen. Insbesondere bei
problematischen Sickerwässern, z.B. aus Sonderabfalldeponien, konnten die Anlagen immer
wieder ihre Leistungsfähigkeit beweisen.
Die Belebtschlammverfahren erhielten in den letzten Jahren vor allem durch die
Ultrafiltration als Alternative zur Sedimentationsstufe einen eindrucksvollen Aufschwung [16].
Bei der Ultrafiltration handelt es sich um eine Porenmembran, mit deren Hilfe die Biomasse
zu 100 % zurückgehalten werden kann. Dadurch wurde es möglich, den bei konventionell
geplanten Anlagen immer wieder beobachteten Schlammabtrieb sicher zu beherrschen. Bei
1" Rohrmodulen und Strömungsgeschwindigkeiten von 4 m/s bleibt die Fluxrate über
mehrere Monate konstant bei etwa 100 l/m2·h. Der Energiebedarf liegt bei etwa 6 - 8
kWh/m3 Permeat und damit erheblich über dem Energiebedarf einer konventionellen
Sedimentation. Die spezifischen Investitionen für eine betriebsbereit montierte Anlage im
Leistungsbereich von ca. 4 m3/h liegen bei etwa 10.000 DM/m2 Membranfläche.
Der technische Fortschritt bei der Sickerwasserbehandlung zeigt sich auch darin, dass
vielfach von einer so genannten Betonbauweise biologischer Behandlungsstufen zu
Kompaktbiologien in Behälterbauweise übergegangen wird.
Die Entwicklung der Kompaktbiologien mit Ultrafiltration hat den Versuchen, höhere Raum-
Zeit-Ausbeuten zu erzielen, neuen Auftrieb gegeben. Biomassekonzentrationen bis 25 g TS/l
sind schon im Versuchsmaßstab erfolgreich erprobt worden. Die Ablaufergebnisse haben
sich nach den bisher vorliegenden Untersuchungsberichten gegenüber konventionellen
Biologien (Belebtschlammanlagen oder Tauchtropfkörper) jedoch nicht wesentlich
verbessert. Wie verschiedene Kostenberechnungen gezeigt haben, besitzen
Kompaktbiologien in der Regel auch keinen wesentlichen ökonomischen Vorteil gegenüber
konventionellen Anlagen. Während die Investitionen meist etwas geringer sind, ist der
Energieaufwand bei den Kompaktbiologien erheblich höher. Im Mittel haben
Tauchtropfkörperanlagen einen spezifischen Energiebedarf von 1 kWh/m3, konventionelle
Belebtschlammanlagen zwischen 5 und 10 kWh/m3 und Kompaktbiologien ca. 18 bis 25
kWh/m3.
Ein Vorteil der Kompaktbiologien ist u.a. in dem geringen Raumbedarf und der
Überschaubarkeit der Anlage zu sehen. Tauchtropfkörperanlagen besitzen dagegen einen
sehr großen Flächen- bzw. Raumbedarf, der je nach Planung zu Mehrkosten bei so
genannten Peripheriebauwerken, wie z.B. Klärhalle und Außenanlagen, führen kann. Im
Falle einer Klärhalle ist eine Abluftbehandlung erforderlich, um die vorgeschriebenen MAK-
Wert einzuhalten.
Kompaktbiologien können unter erhöhtem Druck betrieben werden, um dadurch eine höhere
Sauerstoffausnutzung zu erreichen. Gleichzeitig fällt damit eine geringere Abluftmenge an.
Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass durch die Kompaktbiologien mit
Ultrafiltration als Nachklärung eine wesentliche Erhöhung der Raum-Zeit-Ausbeuten
realisiert und das Problem des Schlammabtriebs sicher beherrscht wird. Eine bedeutende
Verbesserung der Ablaufergebnisse ist allerdings bisher nicht erkennbar, sodass eine
weitere Behandlungsstufe für die nicht biologisch abbaubaren Sickerwasserinhaltsstoffe
erforderlich ist. Ob mit der Einführung der Kompaktbiologien eine Kostenersparnis
gegenüber konventionellen Biologien verbunden ist, muss im Einzelfall diskutiert werden.
Das weitere Entwicklungspotenzial einer biologischen Behandlung liegt beim Sickerwasser
nicht so sehr in der Verbesserung des Abbaus schwer biologisch abbaubarer Verbindungen,
sondern in der Optimierung der vorhandenen Technologien in Hinblick auf eine
Kostenminimierung. Eine Kostensenkung auch bei konventionellen Beckenbiologien kann
auf zwei Wegen realisiert werden:
1. Verbesserung der Raum-Zeit-Ausbeute durch Erhöhung der Biomassekonzentration
mithilfe der Ultrafiltration analog zu den Kompaktbiologien oder durch Erhöhung der
spezifischen Oberfläche bei Festbettbiologien
2. Nutzung von Abwärme, z.B. aus der Deponiegasverwertung, zur Erhöhung der
Sickerwassertemperatur sowie einer damit verbundenen Beschleunigung der
mikrobiologischen Umsetzungsprozesse.
Für die Bemessung von Belebungsbecken zur Sickerwasserbehandlung wurden die
erforderlichen Volumina für verschiedene Temperaturen und Trockensubstanzgehalte im
Belebungsbecken (TSBB) berechnet und in Abbildung 14.5.1-1 dargestellt [15].
Abbildung 14.5.1-1: Belebungsbeckenvolumen in Abhängigkeit von der Temperatur sowie
unterschiedlichen TS-Konzentrationen, bezogen auf VBB bei 10 °C
und TSBB = 4 kg/m3.
Abbildung 14.5.1-1 verdeutlicht, dass durch eine Vervierfachung der
Biomassekonzentration und eine Erhöhung der Temperatur von 10 °C auf 20 °C nur ein
Zehntel des Bauvolumens benötigt wird. Dieses Beispiel zeigt, dass erhebliche
Kosteneinsparungspotenziale bestehen, wenn auch die biologische Behandlung in die
Nutzung vorhandener Wärmequellen, wie z.B. Abwärmenutzung bei der Deponie-
gasverbrennung, eingebunden wird.
Interessante Entwicklungen zur Steigerung der Raum-Zeit-Ausbeuten sind auch bei der
Optimierung von Festbettreaktoren erkennbar. Bei konventionellen Tauchtropfkörpern wird
die spezifische Oberfläche, auf denen sich der biologische Rasen entwickeln kann, mit 150 -
200 m2/m3 angegeben. Es existieren schon Festbettbiologien mit einer spezifischen
Oberfläche von 2.000 m2/m3, die jedoch zur Deponiesickerwasserbehandlung noch nicht
großtechnisch realisiert wurden.
Erreicht wurde dies mit einer nach unten expandierenden Wirbelschicht, die von oben
angeströmt wird. Abbildung 14.5.1-2 zeigt schematisch einen solchen Reaktor.
Abbildung 14.5.1-2: Darstellung eines Wirbelschichtreaktors
Bei dem als Säule konzipierten Reaktor besteht die Gefahr, dass der unten eingetragene
Sauerstoff nicht über die Betthöhe gleichmäßig ausgenutzt wird, und somit ein
Sauerstoffgradient entsteht. Deshalb wird zusätzlich ein Membranbegasungssystem über die
gesamte Wirbelschichthöhe installiert [17].
Bei diesem System wird über Silikon-Kautschukschläuche reiner Sauerstoff blasenfrei in das
System eingebracht und stellt über die gesamte Betthöhe eine gleichmäßige
Sauerstoffversorgung des Reaktors sicher. Dieses System ist in Abbildung 14.5.1-3
schematisch dargestellt. Spezifische Sauerstoffeinträge von 15 g O2/m2·bar und mehr sind
realisierbar. Die Sauerstoffausnutzung liegt bei diesem Begasungssystem über 95 %. Das
gebildete Kohlendioxid muss gleichzeitig aus der Wasserphase abgezogen werden.
Abbildung 14.5.1-3: Schematische Darstellung des Sauerstoffeintragsystems
Grundsätzlich muss betont werden, dass eine Verbesserung der Raum-Zeit-Ausbeuten
durch Biomasseanreicherung oder Temperaturerhöhung die Gefahr in sich birgt, dass diese
Biologien anfällig gegenüber toxischen Verbindungen werden. Dies gilt insbesondere für die
Nitrifikanten.
Auch an die Prozesssteuerung der Nitrifikation und Denitrifikation müssen höchste
Anforderungen gestellt werden, da sich z.B. kleinste pH-Wertverschiebungen bei kleinen
Reaktorvolumina sehr viel deutlicher und schneller negativ auf die Nitrifikation auswirken
können als bei konventionellen Biologien mit einem großen Puffervolumen. Deshalb sollten
solche Kompaktbiologien immer in Verbindung mit einer Denitrifikationsstufe betrieben
werden, da die Denitrifikation, z.B. durch die Reduzierung von zwischenzeitlich vermehrt
auftretendem Nitrit, zu einer stabileren Nitrifikation beiträgt.
14.5.2 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der Membrantechnologie
Einen beeindruckenden Aufschwung haben die Membrantechnologien zur Deponie-
sickerwasserbehandlung seit der erstmaligen Einführung dieser Technologie in Rastatt
erlebt [18]. Die mit der Umkehrosmose erreichbaren Ablaufwerte werden von keinem
anderen Verfahren erreicht. Die wirtschaftliche Einsetzbarkeit der Umkehrosmose wird vor
allem vom osmotischen Druck und somit von der Leitfähigkeit bestimmt. Im Wesentlichen
wird durch Aufbringung eines transmembranen Druckgefälles eine Diffusion der
Wassermoleküle durch die Membran bewirkt, wobei die Schadstoffmoleküle zurückgehalten
werden. Dazu zählen die gelösten Salze ebenso wie organische Verbindungen. Der
aufzubringende Druck muss dabei höher sein als die Summe aus osmotischem Druck und
Druckverlust durch den Diffusionswiderstand durch die Membran und die Deckschicht, die
sich vor der Membran bildet. Modulkonstruktionen müssen so ausgebildet werden, dass die
sich bildende Deckschicht nicht zu groß wird und gegebenenfalls mechanisch abgetragen
werden kann. Zur Begrenzung des Aufbaus der Deckschicht sind hohe
Anströmgeschwindigkeiten erforderlich.
Wie beim großtechnischen Einsatz aller Membranverfahren wird der Betrieb und der
Wirkungsgrad auch bei Umkehrosmoseanlagen insbesondere vom eingesetzten
Membranwerkstoff, von der Modulkonstruktion und von der Anlagenkonstruktion bestimmt.
Die Eigenschaften verschiedener Modulbauweisen, die bei der Sickerwasserbehandlung
zum Einsatz kommen, fasst die Tabelle 14.5.2-1 zusammen.
Tabelle 14.5.2-1: Bauarten und Einsatzbereiche verschiedener Modultypen
Tubularmodul DT-Modul Wickelmodul
Verschmutzung des
Sickerwassers
stark kolloidal
verschmutzt
mittel bis leicht
kolloidal ver-
schmutzt
keine kolloidale
Verschmutzung,
Einsatz nur in der
2. Stufe
Packungsdichte 90 m2/m3 200 m2/m3 ca. 390 m2/m3 (2,5")
ca. 520 m2/m3 (4")
ca. 630 m2/m3 (8")
Reinigungsmöglichkeit intern durch
Schwammbälle
extern mechanisch zu
reinigen
nicht mechanisch
zu reinigen
Membranaustausch gut möglich gut möglich nicht möglich
maximaler Betriebsdruck 40 - 60 bar 65 - 140 (200) bar 40 - 60 bar
Auf Grund der Gefahr der irreversiblen Verschmutzung bei der Behandlung von
Deponiesickerwasser werden bevorzugt Rohrmodule und DT-Module (disc tube), die seit
ihrer Einführung im Jahre 1988 zunehmend Verwendung finden, eingesetzt. Wickelmodule
können wegen ihrer Anfälligkeit gegenüber Verblockungen allenfalls als 2. Stufe eingesetzt
werden [19].
Die Besonderheiten des aus wenigen Konstruktionselementen bestehenden Moduls sind die
ultraschallverschweißten Membrankissen, die Formgebung der Membranträgerscheiben, die
Dichtungstechnik sowie die Kombination aus Engspalttechnik und Offenkanalkonstruktion.
Das Modul selbst besteht aus einem Stapel von Trägerscheiben und Membrankissen, die
abwechselnd auf einem Zuganker aufgeschichtet sind und mit einer Verschraubung
zwischen zwei Endplatten zusammengepresst werden. Den Betriebsdruck nimmt ein
Druckrohr auf, das bei der Endmontage des Moduls über den gesamten Stapel geschoben
wird.
Durch eine auf diesem Grundkonzept des DT-Moduls basierende Weiterentwicklung konnte
der für die Umkehrosmose übliche Druckbereich bis ca. 65 bar in einem ersten Schritt auf
120 bar erweitert werden und damit die systembedingten Grenzen für die Aufkonzentrierung
von Sickerwasser überschritten und bis auf den doppelten Wert erhöht werden. Dies
entspricht einer Steigerung der Permeatausbeute von derzeit in der sickerwasser-
spezifischen Anlagentechnik maximal erzielbaren 80 % (Aufkonzentrierungsfaktor 5) auf bis
zu 90 % Ausbeute (Aufkonzentrierungsfaktor 10). Wenn üblicherweise die maximal
erzielbare Obergrenze für die elektrische Leitfähigkeit im Konzentrat aus einer
Umkehrosmoseanlage zur Sickerwasserbehandlung bei 50.000 bis 60.000 µS/cm
angesehen wurde, so werden bei dem mit der Hochdruck-Umkehrosmose möglichen
Betriebsdruck von 120 bar im Konzentrat Leitfähigkeiten von 100.000 bis 120.000 µS/cm
erreicht.
Abweichend von der üblichen Kreislaufführung des zu behandelnden Sickerwassers in den
einzelnen Modulblöcken wird bei der Hochdruck-Umkehrosmose ein gestufter batch-Betrieb
gefahren, der auf einer Verschaltung mehrerer Einzelanlagen mit entsprechenden
Zwischentanks beruht. Das mit diesem System produzierte Konzentrat kann unter
Umständen ohne die sonst übliche Verdampfung direkt in die Trocknungsstufe gegeben
werden.
Das Verfahrensprinzip der Hochdrucktechnik, wie es auf der Deponie Schönberg realisiert
ist, ist in Abbildung 14.5.2-1 dargestellt. Das Sickerwasser wird zunächst in zwei
kontinuierlich betriebenen Stufen (60 und 80 bar) aufkonzentriert, wobei das hierbei
anfallende Permeat einer weiteren Umkehrosmose zugeführt wird (Permeatstufe) [20].
Abbildung 14.5.2-1: Verfahrensschaltung der Hochdruck-Umkehrosmosetechnik
Die weitere Aufkonzentrierung des Sickerwassers in zwei 120 bar Stufen und einer 140 bar
Stufe erfolgt anschließend diskontinuierlich mithilfe der Zwischentanks. In Schönberg wird
das Konzentrat mithilfe von Zuschlagsstoffen anschließend verfestigt und auf einem
besonderen Bereich der Deponie als Feststoff abgelagert.
Es ist sowohl theoretisch ableitbar als auch analytisch nachweisbar, dass in dem nach der
Hochdruck-Umkehrosmose anfallenden aufkonzentrierten Sickerwasser die Löslichkeits-
grenze einzelner Inhaltsstoffe überschritten wird, sodass eine Ausfällung oder Kristallisation
zu erwarten gewesen wäre. Tatsächlich wurde die Löslichkeitsgrenze von Gips um das
Doppelte überschritten, ohne das Ausfällungen beobachtet werden konnten. Diese
Erscheinung kann genutzt werden, um über eine gezielte Ausfällung einen Teil der
Sickerwasserinhaltsstoffe aus der übersättigten Lösung zu entfernen. Ob die Ausfällungen
durch Zugabe von Fällmitteln oder andere Maßnahmen beschleunigt und auf andere
Salzarten ausgedehnt werden kann, hängt vom Sickerwasser ab und muss von Fall zu Fall
untersucht werden. Das nach Ausschleusung der ersten Feststofffraktion verbleibende
Konzentrat weist ein reduziertes Scaling-Potenzial auf. Somit ist es durchaus möglich, über
eine weitere Einengung im Einzelfall Permeatausbeuten von bis zu 95 % zu erzielen, was
einem Aufkonzentrierungsfaktor von 20 entspricht. Insgesamt kann festgestellt werden, dass
die sichere Betriebsweise der Hochdruck-Umkehrosmosetechnik entscheidend von der
Feststoffausschleusung abhängt. Die Optimierung der Feststoffausschleusung bedarf
jedoch weiterer Untersuchungen.
Auf der Deponie Schönberg wurden als spezifischer Energiebedarf - bezogen auf das
Permeat - für die Sickerwasserstufen 6,0 kWh/m3 und für die Konzentratstufen 12 bis 26
kWh/m3 ermittelt. Für die Gesamtbilanz bei einer Permeatausbeute von 90 % ergibt sich ein
spezifischer Energiebedarf von 7,3 bis 9,1 kWh/m3. Angaben über die Verfügbarkeiten der
Hochdruckstufen liegen zurzeit noch nicht vor.
Das größte Optimierungspotenzial bei der Umkehrosmosetechnik besteht in einer Erhöhung
des Betriebsdruckes und somit in einer Verringerung der Konzentratmenge. Eine solche
Optimierung erscheint insbesondere dann sinnvoll, wenn die anfallenden Konzentrate
thermisch bis zum trockenen Reststoff weiter behandelt werden müssen. Um den gleichen
Faktor, um den die Konzentratmenge vermindert werden kann, kann auch bei der
Eindampfung die thermische Energie eingespart werden. Die hierzu benötigte elektrische
Energie für die Umkehrosmose ist dabei vergleichsweise gering. Entscheidend für die
Hochdrucktechnik bleibt jedoch die Ausschleusung der anfallenden Feststoffe.
Der Einsatz der Nanofiltration wird zurzeit auf mehreren Deponien großtechnisch realisiert.
Während bei der Ultrafiltration Porenmembranen eingesetzt werden, handelt es sich bei der
Nanofiltration ebenso wie bei der Umkehrosmose um Lösungs-Diffusionsmembranen. Die
Nanofiltration besitzt die Eigenschaft, dass kleine organische Moleküle mit einem
Molgewicht von < 50 g/mol sowie einwertige Ionen, z.B. Chlorid, die Membran fast
vollständig passieren können, während größere organische Moleküle (> 300 g/mol) sowie
zweiwertige Ionen, z.B. Sulfat, zurückgehalten werden [21]. Tabelle 14.5.2-2 verdeutlicht
das Rückhaltevermögen von Nanofiltrationsmembranen für verschiedene Salze [22].
Tabelle 14.5.2-2: Rückhaltevermögen von Nanofiltrationsmembranen für verschiedene
Salze
Salze Feedkonzentration Rückhalt Membran
MgSO4 1.000 mg/l
2.000 mg/l
96 %
98 %
Desal 5K
FilmTec NF70
NaCl 4.000 mg/l 68 % Desal 5K
Chlorid 35.000 mg/l 25 % Desal 5K
Nitrat 100 mg/l 33 % FilmTec NF40
Der Einsatz der Nanofiltration kann auf Grund ihres spezifischen Rückhaltevermögens nur
hinter einer biologischen Behandlung bei der Sickerwasserbehandlung liegen. Die biologisch
nicht oder schwer abbaubaren Stoffe werden in einer Nanofiltrationsmembran in hohem
Maße zurückgehalten, da es sich in der Regel um größere Moleküle handelt. Kleinere
organische Verbindungen sind leichter abbaubar und werden deshalb schon in der
biologischen Behandlung eliminiert. Der höhere Anteil großer Moleküle nach einer
biologischen Vorbehandlung zeigt sich in der Zunahme des CSB-Rückhaltes. So beträgt er
bei Rohsickerwasser einer Deponie z.B. nur 93 %, nach der biologischen Vorbehandlung
jedoch 98 %. Die biologisch nicht bzw. schwer abbaubaren Verbindungen gelangen somit in
das Konzentrat der Nanofiltration.
Der Einsatz der Nanofiltration wurde im Zusammenhang mit der Verfahrenskombination
Biologie + Nanofiltration + chemische Nassoxidation bzw. Aktivkohle mit Konzentrat-
rückführung erprobt (Abbildung 14.5.2-2).
Abbildung 14.5.2-2: Verfahrenskombination Biologie + Nanofiltration + chemische Nass-
oxidation bzw. Aktivkohle-Adsorption mit Konzentratrückführung
Mithilfe dieser Verfahrenskombination soll eine Optimierung des biologischen Abbaus auch
der schwer abbaubaren Verbindungen erreicht werden. Durch die Verbindung zweier
Schadstoffsenken aus biologischer Behandlung und chemischer Nassoxidation bzw.
Aktivkohle-Adsorption ist eine Aufkonzentrierung organischer Moleküle kaum zu erwarten.
Anders ist jedoch die Kreislaufführung für die Salze zu bewerten. Der Rückhalt der
Nanofiltrationsmembran ist für einwertige Ionen wie Na+ oder Cl- gering, sodass hier nur
eine geringe Aufkonzentrierung im Kreislauf stattfindet. Problematisch sind jedoch
mehrwertige Ionen, die von der Nanofiltrationsmembran z.T. in hohem Maß zurückgehalten
werden (vgl. Tabelle 14.5.2-2). Die Konzentration dieser Salze wird im Kreislaufsystem
erhöht, bis ein Gleichgewicht zwischen der zu- und ablaufenden Fracht erreicht ist. Durch
die Aufkonzentrierung wird die Gefahr der Verblockung der Membran durch Ausfällungen
sehr stark erhöht. Auch kann nicht ausgeschlossen werden, dass sich Schwermetalle, die
bei der Sickerwasserbehandlung nur in Ausnahmefällen zu berücksichtigen sind, im
Kreislaufsystem so weit aufkonzentrieren, dass negative Folgeerscheinungen, wie z.B.
Hemmung des biologischen Abbaus, zu befürchten sind.
Ob die Nanofiltration im Bereich der Sickerwasserbehandlung ein Entwicklungspotenzial
besitzt, muss deshalb in weiteren Untersuchungen im Langzeittest nachgewiesen werden.
Interessanter erscheinen dagegen Anwendungsbereiche für die Nanofiltration bei der
industriellen Abwasserbehandlung. Die selektive Abtrennung von Chloriden aus dem
Abwasser, die in verschiedenen Verfahrensstufen, z.B. in Nassoxidationsstufen wie dem
Loprox-Verfahren, zu erheblichen Werkstoffproblemen führt, stellt eine beachtliches
Anwendungspotenzial dar. Weiter ist die Separierung von großen und kleinen organischen
Molekülen und damit eine Trennung von biologisch abbaubaren und nicht abbaubaren
Verbindungen zu beachten. Die Nanofiltration bietet sicherlich vielfältige Möglichkeiten des
industriellen Einsatzes. Für die Deponiesickerwasserbehandlung ist der Vorteil gegenüber
anderen Technologien jedoch bisher nicht klar erkennbar.
Ein neuartiges Ultrafiltrationssystem zur Biomasserückhaltung in Belebungsbecken wird in
japanischer Lizenz (Kubota) auf dem deutschen Markt angeboten. Es handelt sich im
Wesentlichen um eine Flachmembran (Platten), die, wie Abbildung 14.5.2-3 verdeutlicht,
untergetaucht in einem Belebungsbecken hängt. Mehrere Platten werden zu Modulblöcken
zusammengefasst, wobei der Plattenabstand ca. 8 cm beträgt. Durch den Aufbau des
Systems sind die Elemente leicht herausnehmbar und wenn nötig mit einem
Wasserschlauch oder Schwamm zu reinigen.
Die Spülung der Plattenoberfläche erfolgt durch die aufsteigenden Luftblasen der Belüftung
und wird durch intermittierenden Betrieb der Pumpe unterstützt, d.h. die Pumpe wird alle 10
Minuten für 2 Minuten abgestellt. Dadurch entspannt sich die Membran und das Ablösen der
Deckschicht wird erleichtert.
Der Reinwasserabzug (Permeat) erfolgt im Gegensatz zu allen anderen Membran-verfahren
zur Biomasseabtrennung im Unterdruckverfahren, wobei der spezifische Permeatfluss 21
l/m2·h beträgt. Im Vergleich zu konventionellen Rohrmodulen deren spezifischer
Energiebedarf bei 4,5 KWh/m3 Permeat liegt, benötigt dieses System nur etwa 0,03
KWh/m3 Permeat.
Abbildung 14.5.2-3: KU-Membransystem zur Biomasserückhaltung
14.5.3 Eindampfung
Mit der Einführung der Eindampfung zur Sickerwasserbehandlung mussten im Wesentlichen
folgende Problembereiche beherrscht werden [23]:
Inkrustationen: Durch die Verdampfung von Wasser wird das Löslichkeitsgleich-
gewicht verschiedener Salze verschoben. Dies führt insbesondere auf
Wärmetauscherflächen zu Ausfällungen, die den Wärmeübergang
erheblich verschlechtern.
Korrosion: Bei der Werkstoffauswahl ist die korrosive Eigenschaft des
Sickerwassers zu berücksichtigen. Dies führt zu einer Auswahl von
Werkstoffen, wie z.B. hochlegierte Stähle (für bestimmte
Apparateteile), Hastelloy, Titan oder Grafit.
Destillatqualität: Durch die Aufkonzentrierung organischer Verbindungen neigt das
Sickerwasser zur Schaumbildung, die durch mechanische
Einrichtungen oder durch Zugabe von Entschäumern beherrscht
werden muss, da sonst die Kondensatqualität negativ beeinflusst
wird [24].
Zur Vermeidung von Inkrustationen werden derzeit überwiegend Zwangsumlaufverdampfer
eingesetzt. Abbildung 14.5.3-1 zeigt einen Zwangsumlaufverdampfer mit außen liegendem
Heizkörper. Zwischen Brüdenraum und Heizkörper wird das Deponiesickerwasser mithilfe
im Kreislauf gefahren. Der Wärmetauscher besteht in der Regel aus einem vertikal
stehenden Rohrbündel.
Heizdampf
Heizkörper
Kondensat
Frischlösung
EntleerungUmlaufpumpe
Konzentrat
Fallrohr
Brüden
Flüssigkeits-abscheiderBrüdenraum
Abbildung 14.5.3-1: Zwangsumlaufverdampfer
Durch die Rohre strömt die einzudampfende Lösung und wird durch die Kondensation von
Heizdampf, der außen an den Rohren vorbei strömt, aufgewärmt. Beim Austritt aus dem
Wärmetauscher ist die Flüssigkeit im Brüdenraum überhitzt und wird im Verdampfer
entspannt. Ein Teil des Sickerwassers verdampft auf diese Weise und verlässt am oberen
Ende des Ausdampfgefäßes nach Passieren eines Tropfenabscheiders den Brüdenraum
der Verdampferanlage. Das Kondensat wird über ein Fallrohr zur Umwälzpumpe und zurück
in den Wärmeaustauscher geleitet. Die Aufkonzentrierung der Lösung ist begrenzt durch die
Bedingung, dass das Konzentrat pumpfähig bleiben muss. Hohe
Strömungsgeschwindigkeiten in den Rohren des Wärmetauschers sollen Verkrustungen bei
diesem Verdampfertyp verhindern.
Der Wärmetauscher kann auch als zirkulierende Wirbelschicht betrieben werden. Hierbei
werden eventuelle Ablagerungen an der Oberfläche des Heizkörpers durch das Wirbelgut
mechanisch entfernt.
Bei einstufigen Verdampferanlagen dient nahezu die gesamte eingebrachte Heizenergie der
Erzeugung des Wasserdampfes. Zur Kondensation im Ausdampfgefäß muss dann wieder
Kühlenergie zugeführt werden. Abbildung 14.5.3-2 zeigt die Aufteilung der eingesetzten
Energie (hier: Heizdampf) auf den Brüdenstrom und die Dicklösung. Es wird erkennbar,
dass der größte Teil der Energie die Anlage mit dem Brüdenstrom verlässt.
Dicklösung
Heizdampf-kondensat
Dünn-lösung
Heizdampf
Brüden
Abbildung 14.5.3-2: Energiefluss innerhalb einer Verdampferstufe
Zur Optimierung des Energieeinsatzes bietet sich die Nutzung der Brüdenenergie in
mehrstufigen Eindampferanlagen an. Der in der ersten Stufe erzeugte Brüdendampf wird in
der zweiten Stufe auskondensiert und erzeugt gleichzeitig in der zweiten Stufe den
Brüdendampf. So kann bei einer zweistufigen Anlage mit der gleichen Menge
Heizdampfenergie - wie in Abbildung 14.5.3-3 dargestellt - annähernd die doppelte
Sickerwassermenge ausgedampft werden.
Nachteilig ist bei Zwangsumlaufverdampfern der hohe elektrische Energiebedarf, der durch
den Energieverbrauch der Umwälzpumpen verursacht wird. Im Verhältnis zur
Ausdampfleistung wird die 80- bis 300-fache Menge umgepumpt.
Heizdampf-kondensat
Dünn-lösung
Heizdampf
Brüdenkondensatder 1. Stufe
Brüden
Dick-lösung
1.Stufe 2. Stufe
Abbildung 14.5.3-3: Energiefluss in mehrstufigen Anlagen
Neben den Möglichkeiten zur Senkung der Energieverbräuche liegt ein weiteres
Optimierungspotenzial in der Auswahl der erforderlichen Werkstoffe. Es sollte näher
untersucht werden, ob alle Anlagenteile mit diesen teuren Werkstoffen ausgerüstet werden
müssen. Möglicherweise sind auch andere, kostengünstigere Materialien einsetzbar.
Auch sollte geprüft werden, ob bestimmte Anlagenteile tatsächlich für den sicheren Betrieb
der Verdampfung erforderlich sind oder ob sie durch preiswertere Lösungen ersetzt werden
können (z.B. mechanische Schaumzerstörung nur in der 1. Verdampferstufe).
Da die Kosten einer Verdampferanlage direkt verknüpft sind mit der installierten
Wärmetauscherfläche, kann der Einsatz eines anderen Verdampfertyps Kostenersparnisse
bringen. Hierzu zählen vor allem Fallfilmapparate, die sich durch hohe
Wärmedurchgangskoeffizienten und kleine treibende Temperaturdifferenzen auszeichnen.
Besonders Horizontalrohrverdampfer, bei denen die Verdampfung außen auf horizontalen
Rohren stattfindet, könnten als 1. Verdampferstufe zum Einsatz kommen. Zur Verhinderung
von Krustenbildung kann in diesem Falle die Seeding-Technik angewendet werden. Die
Auskristallisation der gelösten Stoffe findet hierbei auf in der Flüssigkeit mitgeführten,
arteigenen Kristallen statt. Eine Belagbildung auf den Wärmetauscherflächen wird so
verhindert. Zurzeit laufen hier an verschiedenen Hochschulen Pilotversuche, die die
technische Realisierbarkeit dieses Systems untersuchen.
Mit dem Einsatz von Fallfilmverdampfern wird auch die Möglichkeit geschaffen,
mechanische Brüdenverdichter zur Energiebereitstellung einzusetzen. Kostengünstige
Ventilatoren können maximal 7 °C Sattdampftemperaturdifferenz überbrücken, sodass
Zwangsumlaufverdampfer für diese Anwendung ausfallen. Vor allem die Lebensmittel- und
die Meerwasserentsalzungsindustrie setzt die Brüdenverdichtertechnik ein. Der einstufige
Fallfilmverdampfer mit Brüdenverdichter kann in Zukunft auch für Deponiesickerwasser an
Bedeutung gewinnen. Somit zeichnen sich zwei prinzipielle Entwicklungswege ab:
1. Modifizierung des derzeit favorisierten Konzeptes der mehrstufigen
Zwangsumlaufverdampfung
2. Einsatz von Hochleistungsverdampfern als Vorkonzentrierungsstufe.
14.5.4 Trocknung
In der Trocknungsstufe wird das Sickerwasser bis zum festen Pulver aufkonzentriert. Für
diesen Prozess stehen im Wesentlichen zwei Verdampfertypen zur Verfügung:
Dünnschichttrockner: Der Dünnschichttrockner besteht aus einem stehenden
zylindrischen Heizmantel, an dessen Kopf das vorkonzentrierte
Sickerwasser aufgegeben wird. Auf dem Weg ans untere Ende
des Heizrohres verdampft das Wasser, sodass ein Pulver
abgezogen wird. Um Inkrustationen zu verhindern, rotieren
Wischerklappen mit ca. 700 U/min um das Heizrohr, ohne dieses
direkt zu berühren. Der Trockner wird in der Regel aus Edelstahl
(1.4539) gefertigt.
Wirbelschichttrockner: Im Wirbelschichtreaktor wird das vorkonzentrierte Sickerwasser auf
das Wirbelgut, das aus bereits getrocknetem Material besteht,
aufgesprüht und getrocknet. Dieses System vermeidet den
Kontakt des korrosiven Konzentrates mit den Apparaten, da die
Trocknung auf der Oberfläche der Partikel erfolgt. Dies erlaubt den
Einsatz weniger hochwertiger Werkstoffe (z.B. Edelstahl 1.4571)
zum Bau der Apparate. Überschüssiges Wirbelgut fällt in eine
Kühl- und Abfüllanlage. Zur Kühlung werden derzeit in erster Linie
mit Frischluftkühlung arbeitende Apparate vor-gesehen. Das
Wirbelgas wird durch den Wirbelschichtreaktor, den nach-
geschalteten Zyklon zur Staubabscheidung und einen Wärme-
tauscher, der den Gasstrom aufheizt, im Kreislauf geführt.
Für die Trocknungsstufe können im Wesentlichen folgende Bereiche genannt werden, bei
denen ein Optimierungspotenzial angenommen werden kann [13]:
1. Durch die Ermittlung und Dokumentation realisierter Anlagen ließen sich
möglicherweise Erkenntnisse ableiten, die zu einer genaueren Dimensionierung der
Anlagen führen könnten.
2. Durch Abwärmenutzung innerhalb des Gesamtsystems der Sickerwasserbehandlung
aus Umkehrosmose, Eindampfung und Trocknung ließen sich noch erhebliche
Energiemengen einsparen.
3. Durch Anlegung von Unterdruck beim Dünnschichttrockner, aber auch bei den
Verdampfern, können die Verdampfungstemperatur vermindert und damit die
Energiekosten gesenkt werden. Auch die Gefahr der Korrosion könnte auf diese Weise
vermindert werden und dadurch zu einer kostengünstigeren Materialauswahl führen.
Beim Dünnschichtverdampfer müsste beim Unterdruckbetrieb das Problem der
Feststoffausschleusung gelöst werden.
Bei der Anwendung die Wirbelschichttrocknung hat es auf verschiedenen Deponien eine
Überhitzung des Systems gegeben. Untersuchungen haben ergeben, dass ab einer
bestimmten Betriebstemperatur Ammonium und Nitrat in einer exothermen Reaktion
miteinander zu Ammoniumnitrat reagieren. Diese Reaktion führte zu der Überhitzung und
somit zu Materialschäden am Wirbelschichtreaktor. Dass Ammonium und Nitrat überhaupt
in nennenswerten Konzentrationen im Zulauf zum Verdampfer vorlag, konnte auf eine
unzureichende Nitrifikation und Denitrifikation in der biologischen Vorbehandlungsstufe
zurück geführt werden.
14.5.5 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der chemischen Nassoxidation
Die Verfahren der chemischen Nassoxidation haben in den vergangenen Jahren einen
raschen Aufschwung erlebt. Zur Behandlung von Deponiesickerwasser werden in
Kombination mit einer biologischen Behandlungsstufe zunehmend oxidative Verfahren
eingesetzt. Gegenüber den Aufkonzentrierungsverfahren fallen beim Einsatz der
chemischen Nassoxidation in der Regel keine als Sonderabfall zu entsorgenden Rückstände
an [25].
Für die Ozon/UV-Technologie existieren schon zahlreiche großtechnische Anwendungen,
die den Nachweis der prinzipiellen Eignung dieses Verfahrens zur
Deponiesickerwasserbehandlung erbracht haben [26]. Im halbtechnischen Maßstab wurden
weitere Verfahren, wie Wasserstoffperoxid/UV sowie Ozon mit einem Festbettkatalysator,
erfolgreich erprobt.
Obwohl die zurzeit angebotenen Verfahren schon seit einigen Jahren bekannt sind, stehen
die anfänglichen betriebstechnischen Probleme sowie die zum Teil hohen Betriebskosten
derzeit noch einer stärkeren Verbreitung dieser Technologien entgegen. Weil in der Regel
mit der Verfahrenskombination aus Biologie + chemischer Nassoxidation + Biologie die
wasserrechtlichen Anforderungen des Anhangs 51 unterschritten werden können, liegt das
Problem ähnlich wie bei den thermischen Verfahren in den hohen Energiekosten. Deshalb
steht bei allen Untersuchungen zur Optimierung dieser Technologien vor allem die
Minimierung der Betriebskosten im Vordergrund.
Grundsätzlich lassen sich die Verfahren der chemischen Nassoxidation zur Peroxidation und
zur Anoxidation einsetzen. Bei der Peroxidation werden die organischen
Sickerwasserinhaltsstoffe möglichst vollständig zu Kohlendioxid und Wasser oxidiert. Bei der
Anoxidation werden die Sickerwasserinhaltsstoffe, die nicht durch eine vorgeschaltete
biologische Behandlungsstufe eliminiert wurden, durch eine Teiloxidation in biologisch
abbaubare Produkte überführt. In der nachgeschalteten biologischen Stufe können diese
Verbindungen dann abgebaut werden. In der Praxis hat es sich jedoch gezeigt, dass die
Oxidationsanlagen so bemessen werden, dass im Ablauf der chemischen Nassoxidation
schon die festgelegten Grenzwerte unterschritten werden. Die biologische Nachbehandlung
dient in der Regel als eine Art Sicherheitsstufe, die eine weitere Schadstoffeliminierung
bewirkt. Eine Steuerung der Oxidationsmittelmenge in Abhängigkeit von der Ablauf-
konzentration der biologischen Nachbehandlungsstufe wird derzeit wegen der Verweilzeiten
bzw. der Verzögerungszeit in der Biologie nicht praktiziert.
Zum Verständnis der anwendungstechnischen Zusammenhänge sowie zur Diskussion der
Optimierungspotenziale ist die Kenntnis der Grundmechanismen der chemischen
Nassoxidation erforderlich.
14.5.5.1 Wasserstoffperoxid/UV-Bestrahlung
Da Wasserstoffperoxid nicht in der Lage ist direkt mit den organischen Sicker-
wasserinhaltsstoffen zu reagieren, muss dieses durch UV-Bestrahlung aktiviert werden, um
zu reaktiven OH• -Radikalen zu zerfallen [27].
UV(1) H2O2 → 2 OH•
Bei der Reaktion des aus Wasserstoffperoxid gebildeten OH-Radikals mit organischen
Substanzen (HRH) entsteht in wässriger Lösung ein organisches Radikal (•RH).
(2) OH• + HRH → H2O + •RH
In Anwesenheit von Sauerstoff bildet sich aus dem organischen Radikal (•RH) sehr rasch
ein Peroxidradikal (•OORH).
(3) O2 + •RH → •OORH
Der Sauerstoff verhindert somit zum einen, dass das organische Radikal (•RH) zu einem
organischen Molekül rekombiniert und ermöglicht zum anderen in weiteren
Reaktionsschritten, dass die Kettenreaktion zur Produktion von OH-Radikalen aufrecht
erhalten bleibt.
Nach Zudosierung in das Abwasser zerfällt Wasserstoffperoxid teilweise in Sauerstoff und
Wasser, sodass eine geringe Menge Sauerstoff vorhanden ist. Diese Zerfallsreaktion ist
jedoch eine unerwünschte Nebenreaktion, wodurch Wasserstoffperoxid für die eigentliche
Produktion von OH-Radikalen verloren geht.
Der erfolgreiche Einsatz von Wasserstoffperoxid ist auf Grund des beschriebenen
Reaktionsmechanismus an folgende Voraussetzungen geknüpft:
Trübung: Um Streulichteffekte zu vermeiden, die eine unerwünschte UV-
Absorption bewirken, muss das Sickerwasser von Trübstoffen
befreit sein.
UV-Eintrag: Für einen optimalen UV-Eintrag in das zu behandelnde Wasser
muss im idealen Fall jedes Wassermolekül möglichst nahe an die
UV-Strahler herangebracht werden. Die UV-Strahlung besitzt nur
eine sehr geringe Eindringtiefe in das Sickerwasser, sodass
entweder ein sehr dünner Wasserfilm an den UV-Strahlern vorbei
läuft (Fallfilmreaktor) oder ein möglichst turbulentes
Srömungsprofil realisiert werden muss. Auf Grund dieser
Voraussetzungen werden auch unterschiedliche Reaktoren
angeboten.
Neben der Gestaltung des Reaktionsbehälters ist auch die Wahl
der UV-Strahler von entscheidender Bedeutung. Generell lässt
sich sagen, dass bei strahlungsintensiven Hochdruckstrahlern, der
Umsatz des Wasserstoffperoxids zu Hydroxylradikalen am
schnellsten verläuft, sodass innerhalb weniger Stunden ein
höherer CSB-Abbau erreicht werden kann als bei Nieder-
druckstrahlern. Problematisch beim Einsatz von Hochdruck-
strahlern ist jedoch der hohe Energieverbrauch durch den
geringen Wirkungs-grad der Lampen von 7 - 9 %. Der größte Teil
der Energie wird in Wärme umgesetzt, der bei Abwässern mit
hoher Pufferkapazität zu Kalkablagerungen auf den Lampen führt.
Daher ist eine regelmäßige Reinigung erforderlich.
Pufferkapazität: Bei Sickerwässern mit hohen Karbonat- und Bikarbonat-
konzentrationen wird in der Regel ein saurer pH-Wert eingestellt,
um die Radikalfängereigenschaften der Karbonat- und Bikarbonat-
ionen zu vermindern.
NH4-Gehalt: Die oxidative Behandlung von Abwässern mit hoher Ammonium-
Konzentration kann u.U. zu einem erheblichen Mehrverbrauch an
Wasserstoffperoxid führen, da Ammonium zum Teil zu Nitrat
oxidiert wird.
NO3-Gehalt: Der Einfluss von Nitrat auf die Oxidation bei der Behandlung von
Sickerwasser ist nicht eindeutig geklärt. Viele organische und
anorganische Substanzen haben ihre maximale UV-Absorption im
Bereich von 200 bis 250 nm. Es ist bekannt, dass Nitrat eine Art
Filter für die UV-Strahlung darstellt. Bei Anwesenheit von Nitrat
können organische Moleküle nur UV-Licht oberhalb von 235 nm
absorbieren und somit nur von diesem Anteil des UV-Lichts
umgesetzt werden. Ob dieser Zusammenhang auch bei
Anwesenheit von H2O2 gilt, sollte näher überprüft werden.
Aus Laboruntersuchungen ist jedoch bekannt, dass die
Anwesenheit von Nitrat einen Mehrverbrauch des
Oxidationsmittels sowie des Energieeintrages verursachen kann.
Möglicherweise ist hierfür die aus der Trinkwasseraufbereitung
bekannte UV-katalysierte Umsetzung des Nitrats zu Nitrit, die
vereinfacht nach folgendem Reaktionsmechanismus abläuft,
verantwortlich [27]:
(4) NO3- → NO2• + O-
(5) 2 NO2• + H2O → NO2- + NO3- + 2 H+
Bei Anwesenheit von H2O2 wird das Nitrit sofort wieder zu Nitrat
oxidiert. Weil NO3 UV-Licht auf der gleichen Wellenlänge wie
H2O2 absorbiert, ist ein höherer Energieeinsatz von ca. 20 % im
Vergleich zu nitratfreiem Abwasser erforderlich.
Reaktions- Um technisch realisierbare Oxidationszeiten zu erreichen, muss
geschwindigkeit: Wasserstoffperoxid in ausreichender Konzentration vorliegen, da
mit sinkender H2O2-Menge auch die Reaktionsgeschwindigkeit
abnimmt. In der Praxis ist je nach Sickerwasser eine über-
stöchiometrische H2O2-Dosierung für den CSB erforderlich.
Erfahrungsgemäß liegen die spezifischen Dosiermengen für H2O2bei 3 - 7 g H2O2/g CSBab. Zu geringe Oxidationsmittelmengen
können vor allem bei niedrigen pH-Werten eine AOX-Neubildung
bewirken.
Die verschiedenen technischen Ausführungen von H2O2/UV-Anlagen zeigt Abbildung
14.5.5.1-1:
Zulauf
Zulauf
Zulauf
Zulauf
Ablauf
Ablauf
Ablauf
Ablauf
Oxidationsreaktor
Oxidationsreaktor
Oxidationsreaktor
Oxidationsreaktor
Vorlage Vorlage
Vorlage
Luftkühlung
WasserkühlungWasserkühlung
Wasserkühlung
Abbildung 14.5.5.1-1: Ausführungen von H2O2/UV-Anlagen [25]
Ein wesentliches Optimierungspotenzial der H2O2/UV-Technologie ist in einer
Sauerstoffanreicherung des Sickerwassers zu sehen, die bei den angebotenen Anlagen
zurzeit nicht praktiziert wird. Welchen Einfluss die Anwesenheit von Sauerstoff hat, wurde
anhand des Reaktionsmechanismus erläutert. In Abbildung 14.5.5.1-2 ist der CSB-
Abbaugrad in Abhängigkeit vom spezifischen Wasserstoffperoxidverbrauch dargestellt [26].
Abbildung 14.5.5.1-2: CSB-Abbaugrad in Abhängigkeit vom spezifischen Wasserstoff-
peroxidverbrauch für Deponiesickerwasser bei unter-schiedlicher
Begasung [26]
Ohne Begasung mit Luft oder reinem Sauerstoff werden für einen CSB-Abbau von 60 %
mehr als 2 kg H2O2/kg CSB benötigt. Durch Zugabe von Luftsauerstoff wird der
Oxidationsmittelverbrauch auf 1,25 kg H2O2/kg CSB nahezu halbiert. Die Begasung von
reinem Sauerstoff verringert den spezifischen Wasserstoffperoxidverbrauch auf Grund der
besseren Löslichkeit gegenüber der Luftbegasung um mehr als das Vierfache (Strippeffekte
wurden bei dieser Darstellung berücksichtigt).
Neben den Kosten für das Oxidationsmittel werden die Betriebskosten beim H2O2/UV-
Verfahren vor allem durch die erforderlichen Energien bestimmt. Je nach Abwasser liegen
die spezifischen Energieverbräuche bei Hochdruckstrahlern in der Regel erheblich über 100
kWh/m3. Eine Senkung der Energiekosten ist durch ein Ancracken der organischen
Moleküle mit dem kombinierten Einsatz von Fenton´s Reagenz denkbar. Abbildung
14.5.5.1-3 zeigt qualitativ den oftmals beobachteten Verlauf einer Abbaukurve mit H2O2/UV.
Reaktionszeit
CSB(mg/l)
ohne Fenton's Reagenz
mit Fenton's Reagenz
Abbildung 14.5.5.1-3: Qualitativer Verlauf einer CSB-Abbaukurve mit und ohne Einsatz
von Fenton´s Reagenz.
Es ist erkennbar, dass die Oxidation mit einer gewissen Verzögerung abläuft. Das
Aufbrechen der Moleküle zu Beginn der Oxidation erfolgt zum Teil sehr langsam. Erst
danach wird der CSB innerhalb weniger Minuten rasch abgebaut. Untersuchungen mit dem
Einsatz von Fenton´s Reagenz in einer dem UV-Reaktor vorgeschalteten Stufe zeigen, dass
durch diese Maßnahme die H2O2/UV-Oxidation beschleunigt werden kann. Dabei wird der
CSB durch das Fenton´s Reagenz jedoch kaum reduziert. Durch die Beschleunigung der
Reaktionszeit können auch die Durchsatzmengen durch eine UV-Anlage erhöht und der
spezifische Energieeintrag erheblich vermindert werden.
14.5.5.2 Ozon/UV-Bestrahlung
Im Gegensatz zu Wasserstoffperoxid ist Ozon in der Lage, direkt mit den organischen
Sickerwasserinhaltsstoffen zu reagieren, ohne dass eine Aktivierung durch UV-Licht erfolgen
muss. Diese Reaktion ist jedoch sehr selektiv, denn die Ozonmoleküle greifen bevorzugt
elektrophile und nukleophile aromatische Kohlenwasserstoffe, ungesättigte Aromaten sowie
Stickstoffverbindungen an. Der Einsatz von UV-Strahlung bewirkt neben einer Verbesserung
der Reaktivität der organischen Abwasserinhaltsstoffe einen Zerfall der Ozonmoleküle in
Hydroxyl-Radikale. Der Reaktionsmechanismus der Ozonoxidation ist in Abbildung
14.5.5.2-1 dargestellt [29].
Abbildung 14.5.5.2-1: Reaktionsmechanismus des Ozons
Vereinfacht können die verschiedenen Reaktionswege wie folgt angegeben werden [30]:
1. Direktoxidation
O3 + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2
2. Oxidation nach intermediärer Radikalbildung
Radikalbildung durch UV-Bestrahlung
H2O/UVO3 → x H2O/HO2- + y OH•
z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2
Radikalbildung im alkalischen Milieu
H2O/OH-O3 → x OH•
z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2
Radikalbildung in Kombination mit H2O2
H2O2/HO2-O3 → x OH•
z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2
Ähnlich wie beim H2O2 ist die Anwesenheit von Sauerstoff entscheidend für den Erfolg der
Oxidation. Diese Voraussetzung ist dadurch gewährleistet, dass dem Reaktorsystem immer
ein Gemisch aus Sauerstoff und Ozon zugeführt wird.
Auch bei diesem Verfahren ist die Minimierung der Betriebskosten Gegenstand intensiver
Untersuchungen. Der erfolgreiche Einsatz von Ozon ist auf Grund des beschriebenen
Reaktionsmechanismus durch folgende Maßnahmen optimierbar:
Ozoneintrag: Von entscheidender Bedeutung ist die Wahl des Ozon-
Eintragsystems. Angestrebt wird eine möglichst vollständige
Durchmischung des Reaktorinhalts. Untersuchungen haben
gezeigt, dass sich ein Treibstrahlschlaufenreaktor, wie er in
Abbildung 14.5.5.2-2 dargestellt ist, durch einen besonders guten
Stofftransport auszeichnet [28]. Mit dem verbesserten
Stofftransport wird auch die Reaktionsgeschwindigkeit des CSB-
Abbaus beschleunigt.
H O2 2
Kreislauf-pumpe
Zulauf FI
Ablauf
Abgas
UV PI
O /O3 2
Abbildung 14.5.5.2-2: Schema eines Treibstrahlschlaufenreaktors
Löslichkeit des Ozons: Ozon besitzt nur eine sehr geringe Löslichkeit in Wasser. Wegen
des niedrigen Partialdruckes ist eine Steigerung der
Ozonkonzentration nur durch eine Erhöhung des Betriebsdruckes
möglich. Dabei werden die Reaktoren unter Druck gesetzt (2 - 4
bar) oder in die Höhe gebaut. Eine Druckerhöhung ergibt dann
sich schon allein aus dem hydrostatischen Druck.
Eine andere Möglichkeit zur Steigerung des Ozoneintrags ist die
Kreislaufführung eines Teils des zu behandelnden Abwassers. So
wird z.B. die 15- bis 20-fache Sickerwassermenge bezogen auf
den Zulauf im Kreislauf geführt. Insgesamt kann festgestellt
werden, dass eine Erhöhung der Ozoneintragsmenge auch eine
Verbesserung des Abbaus der organischen
Sickerwasserinhaltsstoffe bewirkt.
Radikalbildung: Auf welchen Wegen die Radikalbildung erfolgen kann, wurde oben
dargelegt. Bei einem pH-Wert von 7 erscheint der Einsatz von UV-
Bestrahlung bisweilen notwendig, um die festgelegten Grenzwerte
sicher zu unterschreiten. Dennoch wurde in zahlreichen Fällen
festgestellt, dass die Direktoxidation allein - ohne Hydroxyl-
Radikalbildung - erfolgreich sein kann [28]. Es muss daher in
jedem Einzelfall geprüft werden, ob der Einsatz der UV-Strahlung
notwendig ist.
Die Oxidationswirkung des Ozons kann u.U. durch die
Verschiebung des pH-Wertes in den alkalischen Bereich deutlich
verbessert werden. Versuche zur Oxidierung von Konzentrat aus
einer Umkehrosmose, die einer biologischen Behandlungsstufe
(Nitrifikation/Denitrifikation) nachgeschaltet war, haben bewiesen,
dass bei einem pH-Wert von 10 - 11 der CSB von 4.500 auf ca.
800 mg/l problemlos ohne UV-Bestrahlung vermindert werden
konnte [31]. Dieses Beispiel zeigt, dass durch die Wahl eines
alkalischen pH-Wertes auf die UV-Strahlung verzichtet werden
kann. Durch die pH-Wertverschiebung in den alkalischen Bereich
kann auch der Ozonmittelbedarf erheblich reduziert werden.
Dass die Hydroxyl-Radikalbildung durch den kombinierten Einsatz
von Ozon und Wasserstoffperoxid unter katalytischer Wirkung von
UV-Bestrahlung verbessert werden kann, wurde in verschiedenen
Laboruntersuchungen unter Beweis gestellt. In Abbildung
14.5.5.2-3 sind die Ergebnisse verschiedener Verfahrens-
kombinationen vergleichend zusammengestellt [32]. Es wird
deutlich, dass die besten Abbauergebnisse mit dem kombinierten
Einsatz von Ozon und Wasserstoffperoxid erreicht wurden. Kritisch
ist bei diesem Verfahren jedoch anzumerken, dass aufgrund der
hohen Betriebskosten der Einsatzbereich dieser Kombination
vermutlich sehr eingeschränkt bleiben wird.
Abbildung 14.5.5.2-3: Vergleichende Untersuchungen mit verschiedenen
Oxidationssystemen
Beim Einsatz von Ozon zur Oxidation besteht immer dann die Gefahr der AOX-Neubildung,
wenn der pH-Wert in den sauren Bereich verschoben wurde und im Abwasser nach der
chemisch-oxidativen Behandlung noch Spuren von Ozon vorhanden sind. In einer
Nachreaktion kann unter diesen Bedingungen AOX neu entstehen. Deshalb wird bei einigen
Systemen in den Ablauf ein UV-Strahler installiert, um das restliche Ozon zu zersetzen.
Eine beachtenswerte Entwicklung zeigt sich bei der Optimierung der Sauerstoff-
rückgewinnung aus dem Abgas der Oxidationsreaktoren. Das bei der Ozonung eingesetzte
Gasgemisch besteht zu über 90 % aus reinem Sauerstoff, der das System zu einem
erheblichen Teil als Abgas verlässt. Zur O2-Rückgewinnung wird das Abgas im Kreislauf
geführt und der Sauerstoff erneut zur Ozonerzeugung eingesetzt. Zur prozessstabilen
Realisierung der Gaskreislaufführung ist jedoch erforderlich, das unverbrauchte Ozon zu
vernichten und Wasserdampf im Abgas durch Trockner zu entfernen. Weiterhin werden
über Katalysatoren die halogenierten Kohlenwasserstoffe eliminiert, da sie sonst im
Ozongenerator zu Problemen führen können. 80 - 90 % des eingesetzten Sauerstoffs
können auf diese Weise zurückgewonnen werden. Die Abgasrückführung wird von
verschiedenen Anbietern allerdings nach wie vor kritisch beurteilt, weil die Gefahr von
Schäden im Ozongenerator nicht sicher ausgeschlossen werden kann.
Kritisch ist bei Ozon/UV-Verfahren die Bildung von Kalziumoxalat zu bewerten, das zu
Verstopfungen in gering durchströmten Anlagenteilen führen kann. Werden organische
Verbindungen oxidiert entstehen bestimmte Zwischenprodukte. Ein Produkt ist Oxalsäure,
deren Oxidation offenbar langsamer verläuft als die Reaktion mit Kalzium zu Kalziumoxalat.
Diese Verbindung ist im neutralen pH-Wertbereich wasserunlöslich und fällt als weißes
Pulver in z.T. erheblichen Mengen während der Ozonung aus. Durch eine Säurespülung des
Systems kann das Oxalat wieder aufgelöst werden.
14.5.5.3 Ozon/Katalysator
Neben den bisher bekannten Verfahren zur chemischen Nassoxidation mit Ozon und
Wasserstoffperoxid unter katalytischer UV-Bestrahlung findet ein weiteres Oxidationssystem
immer stärkere Beachtung. Bei dem in Holland entwickelten Ozon/Festbettkatalysator-
System wird statt der kostenintensiven UV-Bestrahlung ein Katalysator-material eingesetzt,
mit dessen Hilfe die Oxidation kostengünstiger gestaltet werden soll.
Bei diesem Verfahren werden die organischen Sickerwasserinhaltsstoffe in einer
heterogenen katalytischen Oberflächenreaktion mit Ozon eliminiert. Die Kinetik dieser
Reaktionen beruht nur in wenigen Fällen auf der vollständigen Kenntnis des zugrunde
liegenden Reaktionsmechanismus. In der Regel steht nur ein so genannter formalkinetischer
Ansatz zur Verfügung, mit dem der zeitliche Ablauf der Reaktion quantitativ erfasst werden
kann, ohne dass das Reaktionsgeschehen auf der Katalysatoroberfläche genauer bekannt
ist. Allgemein wird eine heterogene katalytische Oberflächenreaktion mit folgenden
Teilschritten beschrieben [33]:
1. Diffusion der Reaktionspartner (hier: Ozon und organische Abwasserinhaltsstoffe) zur
Katalysatoroberfläche
2. Adsorption einer oder mehrerer Komponenten an der Oberfläche
3. Chemische Reaktion an der Adsorptionsschicht des Katalysators
4. Desorption der Reaktionsprodukte von der Katalysatoroberfläche
5. Diffusion der Reaktionsprodukte in die Flüssigphase
Von den fünf Teilschritten kann jeder die Gesamtreaktionsgeschwindigkeit bestimmen. In
technischen Reaktoren werden in der Regel die Strömungsverhältnisse so eingestellt, dass
durch Turbulenzen die Diffusion nicht der geschwindigkeitsbestimmende Teilschritt ist und
somit nicht näher betrachtet werden muss.
Zur Beschreibung der Reaktion wird beim Ozon/Katalysator-Verfahren der Langmuir-
Hinschelwood-Mechanismus zu Grunde gelegt, der in Abbildung 14.5.5.3-1 dargestellt ist.
Die organischen Sickerwasserinhaltsstoffe werden ebenso wie das im Abwasser gelöste
Ozon an der Katalysatoroberfläche zunächst adsorbiert. Der Katalysator wurde so
entwickelt, dass sowohl für die organischen Abwasserinhaltsstoffe als auch für das Ozon
eine hohe Adsorptionsfähigkeit besteht. In der anschließenden Oberflächenreaktion werden
die Sickerwasserinhaltsstoffe oxidiert und desorbieren im Idealfall als Kohlendioxid und
Wasser vom Katalysator.
Abbildung 14.5.5.3-1: Reaktionsmechanismen an der Katalysatoroberfläche
Der prinzipielle Reaktionsmechanismus entspricht somit zahlreichen Synthesen in der
chemischen Industrie. Die Reaktoren sind als Blasensäulen konzipiert, die mit dem
feinkörnigen Katalysatormaterial gefüllt sind. Das Gasgemisch wird im Gleichstrom mit dem
Abwasser von unten in die Reaktorsäule eingetragen. Je nach Erfordernis können mehrere
Säulen, in die jeweils das Ozon/ Sauerstoff-Gemisch eingetragen wird, in Reihe oder parallel
geschaltet werden. Zur Vermeidung einer AOX-Neubildung erfolgt die Restozonvernichtung
im Abwasser über eine nicht begaste Reaktorsäule.
Aus dem Reaktionsmechanismus ist erkennbar, dass die Adsorption der Reaktionspartner
eine notwendige Voraussetzung für die sich anschließende Oxidation an der
Katalysatoroberfläche ist. Deshalb wurde ein Katalysatormaterial auf Aktivkohlebasis mit
hoher spezifischer Oberfläche ausgewählt. Die genaue Zusammensetzung des
Katalysatormaterials ist das spezielle Wissen der Anbieterfirma und bislang nichtöffentlich
bekannt.
Bei dem Ozon/Katalysator-Verfahren sind bezüglich des Reaktionsmechanismus noch
Unsicherheiten vorhanden, die z.Z. näher untersucht werden:
1. Neben dem Ozon soll vor allem der eingetragene Sauerstoff die Oxidationswirkung des
Systems bewirken. Am Katalysator bilden sich Sauerstoffradikale, die die organischen
Abwasserinhaltsstoffe weitgehend oxidieren.
2. Auf Grund des gegenüber dem Ozon/UV-Verfahren veränderten Reaktions-
mechanismus wirken Karbonat- und Bikarbonationen nicht hemmend auf die Oxidation.
3. Ammonium hat im Gegensatz zum Ozon/UV-Verfahren keine negativen Auswirkungen
auf den Oxidationsmittelverbrauch.
4. Die Abwasserinhaltsstoffe werden weitgehend ohne Erhöhung des BSB5 abgebaut. Der
Einsatz dieses Systems bewirkt eine Peroxidation der organischen Abwasser-
inhaltsstoffe.
Um diese Aussagen zu bestätigen, sind systematische und vor allem längerfristige
Untersuchungen erforderlich. Der Stand der mit diesem Verfahren gewonnenen Erfahrungen
kann wie folgt zusammengefasst werden [34]:
1. Zur Elimination der organischen Sickerwasserinhaltsstoffe ist beim Ozon/Festbett-
katalysator-Verfahren die Adsorption der Reaktanden notwendige Voraussetzung für die
eigentliche Oxidationsreaktion.
2. Nach einer Übergangsphase, in der die Schadstoffe überwiegend durch Adsorption
zurückgehalten werden, stellt sich ein Gleichgewicht von Adsorption und Oxidation ein.
Es handelt sich bei diesem Verfahren somit tatsächlich um ein oxidatives Verfahren.
3. Eine Steigerung des CSB- und AOX-Abbaus ist nur durch Erhöhung der Katalysator-
betthöhe erreichbar. Die Steigerung der Ozoneintragsmenge bewirkt von einem
bestimmten Betriebspunkt an keine Steigerung des Abbaus der organischen
Sickerwasserinhaltsstoffe mehr.
4. In Kombination mit einer biologischen Vorbehandlung werden die wasserrechtlichen
Anforderungen des Anhangs 51 in der Regel eingehalten.
5. Die Wirksamkeit des Katalysators sowie dessen Standzeit hängen entscheidend von
der Rückhaltung von Eisen- und Manganionen (Grundwasseraufbereitung) ab. Diese
Verbindungen können zu Ablagerungen auf dem Katalysator führen und somit die
Abbauleistung des Systems erheblich vermindern. In der Regel sollten die Eisengehalte
unter 1 - 2 mg/l bleiben. Möglicherweise ist eine geeignete Vorbehandlung erforderlich.
Der Katalysator ist im Falle einer Belegung mit Eisensalzen jedoch durch eine
Säurespülung regenerierbar.
Auf Grund der bislang ungeklärten Wirkungsweise des Ozon/Katalysatorsystems haben
Fragen bzgl. der Standzeit und Regenerierungsmöglichkeit des Katalysators bislang den
großtechnischen Einsatz zur Sickerwasserbehandlung verhindert. Bei den bisher erfolgten
Ausschreibungen für neue Sickerwasserbehandlungsanlagen wurde der Katalysator nur zur
"Miete" angeboten. Somit verbleibt er im Besitz der Anbieterfirma, die auch die Regeneration
und Entsorgung übernimmt, wobei hierzu ebenfalls keine näheren Angaben vorliegen.
Die Darstellung von Optimierungsmöglichkeiten ist nicht möglich, so lange die Fragen über
die Wirkungsweise und Zusammensetzung des Katalysator nicht geklärt sind.
14.6 Entwicklungstendenzen bei der Sickerwasserbehandlung
Die Entwicklung der Deponiesickerwasserbehandlung in den vergangenen Jahren wurde schon
eingehend dargestellt. Dabei zeigte es sich, dass die Verfahren nach dem Stand der Technik
immer aufwändiger und kostenintensiver wurden. Deponiebetreibern ist deshalb das Risiko von
möglichen Fehlentscheidungen längst zu groß geworden. Sie versuchen deshalb, die
Anlagenbauer stärker in die Verantwortung einzubinden. Immer häufiger werden
Betreibermodelle geprüft und realisiert [35]. Die Unsicherheit mancher Deponiebetreiber
resultiert auch aus der rasanten Entwicklung der unterschiedlichen Behandlungsverfahren und -
kombinationen sowie aus der Verabschiedung der Anforderungen der TA Sonderabfall, die u.a.
auf Grund der Rückstandsentsorgung erheblichen Einfluss auf die Auswahl der
Behandlungsverfahren genommen hat.
Besonders problematisch gestaltet sich die Sickerwasserbehandlung in den neuen
Bundesländern. Der Finanzbedarf zur Sicherung und Erweiterung der in der Regel nicht
basisabgedichteten Deponien ist in den meisten Fällen so hoch, dass die gegenwärtigen
Verfahren nach dem Stand der Technik für die entsorgungspflichtigen Körperschaften kaum
noch bezahlbar sind. Hinzu kommt, dass die technisch anspruchsvollen Anlagen höchste
Anforderungen an das Personal stellen. Immer mehr Deponien werden angesichts dieser
Probleme einschließlich der Sickerwasserbehandlung privatisiert.
Einfache Systeme, wie z.B. Biologie + Aktivkohle-Adsorption, gewinnen unter diesen
Bedingungen mehr und mehr an Bedeutung. Die zukünftige Entwicklung von Sickerwasser-
behandlungsanlagen sollte unter dem Aspekt der Kostensenkung sowie der technischen
Beherrschbarkeit bewertet und gegebenenfalls gefördert werden.
Angesichts der finanziellen Situation der öffentlichen Hand erscheinen z.B. Verbundkonzepte für
zahlreiche Deponiebetreiber durchaus interessant [36]. Ein Beispiel eines solchen Verbund-
bzw. Teilverbundsystems ist in Abbildung 14.6-1 dargestellt.
Die Sickerwässer werden mithilfe von Umkehrosmoseanlagen, die auf den jeweiligen Deponien
errichtet werden, auf ca. ein Fünftel oder weniger der ursprünglichen Rohsickerwassermenge
aufkonzentriert. Die Permeate erfüllen, wie zahlreiche groß-technische Umkehrosmoseanlagen
gezeigt haben, alle wasserrechtlichen Anforderungen und können somit in die Vorfluter
abgegeben werden. Die Konzentrate werden z.B. mit dem LKW zur zentralen
Konzentratbehandlungsanlage transportiert. Als Standort für die zentrale Einheit bietet sich eine
geeignete Deponie oder ein sonst infrastrukturell günstig gelegenes Gelände an. Die zentrale
Einheit besteht z.B. aus einer Eindampfung sowie einer nachgeschalteten Trocknung. Den
thermischen Behandlungsstufen können z.B. Hochdruckumkehrosmoseanlagen vorgeschaltet
werden, um eine flexible Anpassung an veränderte Sickerwassermengen zu erreichen.
Hochdruck-Umkehrosmose80/120/140 bar
Trocknung Granulat zur Deponierung
Umkehrosmose bis 60 bar
Rohsickerwasser aus:
Umkehrosmose bis 60 bar
Umkehrosmose bis 60 bar
Deponie A
Deponie B
Deponie C
Zwischen-speicher
Transport der Konzentrate
Zentrale Einheit Eindampfung
Optionfür steigendeSickerwassermengen
thermischeBehandlung
Abbildung 14.6-1: Mögliche Verfahrensvariante der zentralen Konzentratbehandlung
Verbundlösungen wurden schon in einigen Fällen erörtert, scheiterten jedoch zum Teil an den
unterschiedlichen Auffassungen der zuständigen entsorgungspflichtigen Körperschaften sowie
den örtlichen Planungsbüros. Auch die Anbieterfirmen stehen Verbundlösungen nicht immer
positiv gegenüber, weil auf diese Weise das Marktpotenzial für Sickerwasserbehandlungs-
anlagen erheblich vermindert wird. Unter Berücksichtigung der Finanzknappheit stehen jedoch
mittlerweile mehr und mehr entsorgungspflichtige Körperschaften Teilverbundlösungen offen
gegenüber.
14.7 Entwicklungstendenzen bei den wasser- und abfallrechtlichen Rahmen-bedingungen
14.7.1 Novellierung der wasserrechtlichen Anforderungen
Mit der Novellierung des Anhangs 51 ist neben der Aufnahme der Parameter Phosphor und
Kohlenwasserstoffe eine Verschärfung der wasserrechtlichen Anforderungen nur bei der
Stickstoffeliminierung sowie durch die Festlegung eines Grenzwertes für Arsen vorgesehen.
Weiterhin wird im Falle der Indirekteinleitung die Bewertung der Sickerwasserqualität durch die
Einführung verschiedener Wirkparameter gefordert.
Mit der Novellierung des Anhangs 51 sind folgende Fragestellungen verbunden, die zukünftig zu
prüfen sind:
1. Im Grundsatz kann davon ausgegangen werden, dass ein Ammonium-Grenzwert von 10
mg/l eingehalten werden kann. Viele biologische Anlagen sind jedoch dahingehend zu
überprüfen, ob dieser Grenzwert auch bei kühlen Witterungsbedingungen prozessstabil
einzuhalten ist. Unter Umständen wird mit diesem Grenzwert die Überdachung von
biologischen Behandlungsstufen oder die Aufstellung in Hallen erforderlich sein.
2. Es liegen kaum Untersuchungsergebnisse über Arsenbelastungen im Sickerwasser vor.
Sollte sich herausstellen, dass Arsen z.B. in Sonderabfalldeponien zu beachten ist, stellt
sich die Frage nach der möglichen Behandlungskonzeption. Eine einfache Fällung wie bei
anderen Schwermetallen ist nicht ohne weiteres möglich. Es kann davon ausgegangen
werden, dass zurzeit nur die Umkehrosmose mit Eindampfung dieses mögliche Problem
sicher beherrschen wird.
Zurzeit ist kein weiterer Handlungsbedarf über die vorliegende Entwurfsfassung zur Novellierung
des Anhangs 51 hinaus erkennbar. Es sollten jedoch mögliche Veränderungen in der
Sickerwasserzusammensetzung durch Abfallsortierung, Kompostierung und Verbrennung in den
kommenden Jahren beobachtet werden.
14.7.2 Prognose zur Entwicklung der Sickerwasserqualität als Folge der TA Abfall sowieder Abfallsortierung
Seit einigen Jahren sinkt der Anteil von Bauschutt und Bodenaushub erheblich. Das ist zum
einen eine Folge von Recyclingmaßnahmen bei Bauschutt sowie des Wiedereinbaus von
Boden, zum anderen aber auch eine Folge der vermehrten Ablagerung auf kostengünstigere
Boden- und Bauschuttdeponien.
Bis heute gibt es keine detaillierte Untersuchung über die dadurch veränderte Reduzierung der
Kalzium- und Magnesium- sowie eventuell der Eisen-Belastungen. Schwer zu quantifizieren,
aber doch an einigen Deponien zu beobachten, ist eine deutliche Verminderung der
Säurekapazität durch längerfristigen Wegfall der Bauschuttablagerungen.
Neben Einflüssen auf die Sickerwasserbelastung wird durch die Fernhaltung von Bodenaushub
und Bauschutt das Speichervermögen des Abfallkörpers deutlich vermindert. Dadurch kann der
Sickerwasserabfluss steigen.
Da durch eine Sortierung bzw. Abtrennung einzelner Fraktionen der Siedlungsabfälle die
Zusammensetzung der abgelagerten Abfälle verändert werden kann, sind hierdurch
resultierende Auswirkungen auf die Sickerwasserbelastung nicht auszuschließen. Bei der
Separierung werden vorwiegend die folgenden Fraktionen erfasst:
- Glas
- Papier
- Dosen und Aluminiumabfälle
- organische Abfälle
- Kunststoffe, Plastikmüll
Da die Separierung der einzelnen Fraktionen in der Regel keine schlagartige Maßnahme ist,
sondern sich über längere Zeiträume entwickelt und zusätzlich die Ablagerung in der Regel auf
der gleichen Deponie erfolgt, auf der auch der nicht sortierte Abfall abgelagert wurde, ist häufig
eine exakte Quantifizierung der Einflüsse ausgeschlossen. Dennoch konnten auf einigen
Deponien folgende Grundtendenzen beobachtet werden [37]:
1. Durch die Separierung von Dosen werden die Schwermetallkonzentrationen im
Sickerwasser weiter sinken.
2. Durch die Vorbehandlung organischer Abfälle sinkt die organische Belastung des
Sickerwassers erheblich.
Auf der Deponie Bastwald wurden die Werte für CSB und Ammonium des Sickerwassers über
mehrere Jahre aufgezeichnet [38]. Danach erreicht die CSB-Konzentration ein relativ niedriges
Niveau von ca. 1.000 - 3.000 mg/l. Die Ammonium-Konzentration liegt dagegen in der gleichen
Größenordnung wie bei Deponien mit unsortierten Siedlungsabfällen. Die Sickerwassermengen
lagen im Jahresmittel bei etwa 50 - 70 % des Niederschlages mit sehr stark erhöhten Abflüssen
nach Niederschlagsereignissen. Auf einer anderen Deponie, die ebenfalls nur mit Restabfällen
beschickt wurde, wurden Abflussmengen im ersten Betriebsjahr von sogar 80 % des
Niederschlages beobachtet. Dies ist umso gravierender, weil bei Deponien mit gemischten
Siedlungsabfällen in den ersten Jahren in der Regel besonders geringe Sickerwasser-
abflussmengen auf Grund der hohen Speicherkapazität zu beobachten sind.
Neben der Vorsortierung von Abfällen wird sich die Deponiesickerwasserzusammensetzung
auch auf Grund der mechanisch-biologischen Vorbehandlungsmaßnahmen entsprechend den
Vorgaben der TA Abfall verändern. Eine nachprüfbare Prognose ist zurzeit noch nicht möglich,
weil sich einige Vorbehandlungsverfahren noch in der Erprobungsphase befinden. Auf der Basis
der bisher beobachteten Sickerwasserbelastungen auf Grund einer veränderten
Abfallzusammensetzung sowie aus betriebseigenen Rottedeponien bzw. Kompostablagerungen
sind orientierende Abschätzungen aber durchaus möglich.
Ähnlich der Ablagerungen weitgehend vorsortierter Abfälle sind relativ geringe organische
Belastungen zu erwarten, was durch die vorhergehenden biologischen Umsetzungsprozesse
bewirkt wird. Durch diese Vorbehandlung sind starke Konzentrationsschwankungen weitgehend
auszuschließen. Allerdings wird durch die Vorbehandlung auch die Dichte der abgelagerten
Abfälle stark erhöht, sodass die Sickerwassermenge relativ gering sein wird. Damit kann jedoch
eine Aufkonzentrierung der Schadstoffe nicht ausgeschlossen werden, sodass das
Konzentrationsniveau nicht so stark abnimmt, wie eigentlich zu erwarten ist. Wesentliche
Veränderungen der Stickstoffkonzentration sind bei einer aeroben biologischen Vorbehandlung
nicht zu erwarten, weil Stickstoff kaum biologisch eliminiert wird.
Insgesamt kann davon ausgegangen werden, dass sich bis zur Realisierung von
Abfallvorbehandlungsanlagen die Schadstoffkonzentrationen im Deponiesickerwasser gegen-
über den bisher bekannten Größenordnungen kaum verändern werden. Mit der Einrichtung von
Abfallvorbehandlungsmaßnahmen wird die organische Belastung im Sickerwasser sicherlich
abnehmen. Dagegen bleibt die Ammonium-Konzentration immer noch auf einem relativ hohen
Niveau. Im Rahmen der Diskussion über die zukünftige Sickerwasserqualität ist für die
ökonomische Bewertung von Deponiesickerwasserbehandlungsanlagen entscheidend, dass die
Abschreibungszeiträume und die Lebensdauer der Maschinenteile vermutlich wesentlich kürzer
sein werden als der Zeitraum, in der die Schadstoffentlastung im Sickerwasser durch
Abfallsortierung und -vorbehandlung wirksam wird. Dies bedeutet, dass noch über einen
längeren Zeitraum von ähnlichen Sickerwasserkontaminationen, wie sie in Tabelle 14.2-1
zusammengestellt sind, auszugehen ist.
14.7.3 Entwicklungstendenzen bei der Abfallentsorgung
Mit der Stilllegung zahlreicher Kaligruben in Thüringen und Sachsen-Anhalt stehen zur
Entsorgung von Sonderabfällen ungeheure Räume zur Verfügung, die in Zukunft für die
Abfallentsorgung genutzt werden können. Dabei handelt es sich nicht um eine Abfallentsorgung
nach Abfallrecht, sondern um eine Verwertung der Abfälle als Versatz-material nach Bergrecht.
Im Sinne des Abfallrechts ist eine Minimierung der anfallenden Rückstände anzustreben.
Darüber hinaus dürfen Rückstände bei der Entsorgung auch nicht mit anderen Abfallarten
vermischt. Nach Bergrecht ist eine Vermischung mit Zuschlagstoffen jedoch durchaus möglich
und unter bestimmten Bedingungen (Festigkeit, org. C-Gehalt) sogar erwünscht. Die Nutzung
der bei der Sickerwasserbehandlung anfallenden Rückstände als Versatzmaterial kann zu einer
Neubewertung bestimmter Verfahrenstechniken bei der Sickerwasserbehandlung führen.
Folgende Tendenzen sind denkbar oder in der Diskussion:
1. Die bei der Eindampfung anfallenden Rückstände werden im Falle eines zu hohen
organischen Kohlenstoffgehaltes mit festen Zuschlagsstoffen vermischt und als
Versatzmaterial abgelagert.
2. Es wird zurzeit geprüft, ob flüssige Rückstände, z.B. aus Hochdruckumkehrosmoseanlagen,
mit Zuschlagstoffen verfestigt und ebenfalls als Versatzmaterial eingelagert werden können.
Sollte sich diese Konzeption als praktikabel erweisen, könnte sich das gesamte
Marktpotenzial zu Gunsten der Umkehrosmosetechnik mit anschließender Verfestigung des
Konzentrates auf Grund der geringeren Betriebskosten sowie der einfachen
Verfahrenstechnik verschieben. Technologien wie z.B. die Eindampfung, Trocknung,
Nassoxidation sowie die biologische Behandlung wären in diesem Fall vermutlich nicht
mehr konkurrenzfähig.
3. Die Anstrengungen, bestimmte Wertstoffe aus dem Kristallisat von Trocknungsanlagen
durch z.B. fraktionierte Kristallisation zu gewinnen, wären bei dem "Konkurrenzverfahren"
der Abfallverwertung als Versatzmaterial wirtschaftlich vermutlich nicht zu realisieren.
Ohnehin darf bezweifelt werden, ob durch diese Forschungsaktivitäten marktfähige
Produkte bzw. Wertstoffe zu gewinnen sind.
14.8 Literatur
[1] Köppke, K.-E.: Möglichkeiten und Kosten der zentralerSickerwasserbehandlungsanlagen in Thüringen, Unveröffentlichte Studie 1993
[2] ATV: Die Zusammensetzung von Deponiesickerwässern. Korrespondenz Abwasser Heft1, 1988
[3] Weitzel. J.: Deponiesickerwasser aus Sonderdeponien. ATV-Dokumentation 4Deponiesickerwasser, November 1986, Essen
[4] Ehrig, H.J.: Was ist Sickerwasser ? - Menge und Inhaltsstoffe. ATV-Dokumentation 4Deponiesickerwasser, November 1986, Essen
[5] Rudolph, K.-U.; Köppke K.-E.: Leistungs- und Kostenvergleich von Deponiesicker-wasserreinigungsanlagen nach derzeitigem Stand der Technik. BMFT Statusbericht1988, Witten
[6] Albers, H.: Untersuchungen zur Behandlung von Sickerwässern in Belebungsanlagenund belüfteten Teichen. Veröffentlichungen des Instituten für Stadtbauwesens derUniversität Braunschweig, Heft 39, Sickerwasser aus Mülldeponien - Einflüsse undBehandlung - , S. 227 - 254
[7] Ehrig, H.-J.: Untersuchungen zur Behandlung von Sickerwässern in Festbettreaktoren.Veröffentlichungen des Instituts für Stadtbauwesens der Universität Braunschweig, Heft39, Sickerwasser aus Mülldeponien - Einflüsse und Behandlung - , S. 287- 303
[8] Albers, H.; Mennerich, A.: Chemisch-physikalische Nachreinigung vonDeponiesickerwasser in Minden-Heisterholz. Müll und Abfall, 1987, Heft 8, S.326 - 337
[9] Cord-Landwehr, K.: Vorbehandlung von Sickerwasser durch Rückführung. SK-Verfahren - Ergebnisbericht, ATV-Dokumentation, 1986, Heft 4, S. 63 - 78
[10] Leitzke, O.: Die Reduzierung des chemischen Sauerstoffbedarfs und der chloriertenKohlenwasserstoffe im Abwasser mit Ozon und UV-Licht, Deponie und Altlasten. S. 319- 335, EF-Verlag 1992
[11] Köppke, K.-E.; Fremdling, H.: Weiterentwicklung der Sickerwasserbehandlung auf derDeponie Georgswerder. Handbuch der Altlastensanierung von Franzius, Stegmann undWolf, Kapitel 5.4.3.1.2 (1), 1992, R.v. Decker`s Verlag, G. Schenk, Heidelberg
[12] Roth, P.: Weitergehende Reinigung mit Aktivkohle und Reaktivierung der Aktivkohle.Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 165 - 178
[13] Kollbach, J. St.; Dahm, W.; Merten, M.: Optimierung der Eindampfung und Trocknung,Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 203 - 235
[14] Mennerich, A.: Beitrag zur anaerob-aeroben Behandlung von Sickerwässern ausHausmülldeponien. Schriftenreihe des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft derTechnischen Universität Braunschweig, Heft 44, 1988
[15] Chang, L.: Stickstoffelimination mit einstufigen Belebungsanlagen zur Behandlung vonSickerwasser aus Hausmülldeponien. Veröffentlichungen des ZAF der TUBraunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 135 - 162
[16] Krauth, K.H.: Sickerwasserreinigungsanlage der Deponie Billigheim. Veröffentlichungendes ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 289 - 306
[17] Bräutigam, H.-J.: Untersuchungen zum Einsatz von nichtporösen Kunststoff(Siliconkautschuk)-Membranen als Sauerstoffeintragssystem. Hamburger Berichte zurSiedlungswasserwirtschaft, Heft 3, 1985
[18] Große, G.: Betriebserfahrungen durch Einsatz des Umkehrosmoseverfahrens zurAufbereitung von Sickerwasser einer Hausmülldeponie, Kontakt und Studium, Band263, Expert Verlag, 1989, S. 103 - 130
[19] Peters, T.: Reinigung von Deponie-Sickerwasser mit druckgestufter Umkehrosmose inDT-Modultechnik und fraktionierter Reststoff-Ausschleusung. Preprints zum AachenerMembran Kolloquium, 9.-11.03.1993 in Aachen
[20] Peters, T.: Sickerwasser-Reinigung durch Umkehrosmose und Hochdruck-Umkehrosmose mit dem DT-Modul. Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig,Heft 8, Sept. 1993, S. 179 - 200
[21] Rautenbach, R.; Mellis, R.: Die zunehmende Bedeutung der Membrantechnik bei derAufbereitung industrieller Abwässer. Preprint zum 2. GVC-Kongress vom 19.-21.10.1992 in Würzburg, 1992, S. 81 - 102
[22] Rautenbach, R.; Mellis, R.: Optimierung biologischer Reinigungsstufen durchNachbehandlung des Ablaufs mittels Nanofiltration und Konzentratrückführung.Preprints zum Aachener Membran Kolloquium, 9.-11.03.1993 in Aachen S. 333 - 357
[23] Amsoneit, N.: Eindampfen problematischer Deponie-Sickerwässer. wlb, wasser, luft undbetrieb 10, 1985, S. 63 - 66
[24] Marquardt, K.: Einsatz moderner Verfahrenskombinationen zur Sickerwasser-aufbereitung. Kontakt und Studium, Band 263, Expert Verlag, 1989
[25] Köppke, K.-E.: Deponiesickerwasserbehandlung mit chemischer Nassoxidation - einVerfahrensvergleich. Deponie und Altlasten, EF-Verlag, 1992, S. 363 - 375
[26] Steensen, M.: Ergebnisse von Oxidationsversuchen. ATV-Seminar am 23./24.09.1992in Bremen
[27] von Sonntag, C.; Mark, G., Mertens, R.; Schuchmann, M.N.; Schuchmann, H.-P.:Chemical principles behind the use of UV-radiation and/oroxidants in water pollutioncontrol. Clausthaler Umwelt-Akademie, CUTEC-Schriftenreihe, Band 8, 1993
[28] Weichgrebe, D.; Vogelpohl, A.: Vergleichende Untersuchungen zur nassoxidativenAbwasserreinigung. Clausthaler Umwelt-Akademie, CUTEC-Schriftenreihe, Band 8,1993
[29] Peyton, G.R.: Understanding and Optimizing Ozone/UV Treatment for Destruction ofHazardous Organic Compounds in Water: Mechanism, Efficiency and By-Products. Int.Conf. Physicochemical Biol. Detoxif. Hazard. Wastes, Vol. 1, 1988, S. 353 – 368
[30] Köppke, K.-E.: Deponiesickerwasserbehandlung durch chemische Nassoxidation -Möglichkeiten und Überlegungen zur Optimierung. Müll und Abfall, 5 (1991) S. 273 - 282
[31] Köppke, K.-E.: Untersuchungen zur chemisch-oxidativen Behandlung vonUmkehrosmosekonzentrat. unveröffentlichte Studie, 1993, Bad Oeynhausen
[32] Weichgrebe, D.: Chemisch oxidative Behandlung von Sickerwasser, Chem.-Ing.Tech.64, 1992, Nr. 5, S. 438 - 440
[33] Baerns, M; Hofmann, H.; Renken, A.: Chemische Reaktionstechnik. Georg ThiemeVerlag
[34] Köppke, K.-E.; Korbach, J.: Adsorption oder Oxidation - Untersuchungen mit demOzon/Festbettkatalysator-Verfahren. Abfallwirtschaftsjournal 5 (1993), Nr. 7, S. 561 -575
[35] Rudolph, K.-U.: Die Deponiesickerwasserbehandlung als Dienstleistung. Müll und Abfall,9 (1991), S. 612 - 618
[36] Köppke, K.-E.: Studie über Möglichkeiten der zentralen Sickerwasserbehandlung imLand Thüringen, unveröffentlichte Studie 1993/94, Bad Oeynhausen
[37] Ehrig, H.J; Schellhase, T.: Auswirkungen der veränderten Abfallzusammensetzung aufdie Qualität des Sickerwassers. Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft8, Sept. 1993, S. 81- 87
[38] Riegler, G.; Capitain, P.: Grundlagen für die Planung von Deponiesickerwasser-behandlungsanlagen, Korrespondenz Abwasser, 3 (1993), S. 292 ff