Embed Size (px)
Citation preview
Biofiltration und elektrochemische Behandlung zur
Brauchwassererzeugung aus Kleinkläranlagenabläufen
Von der Fakultät für Umweltwissenschaften und Verfahrenstechnik der
Brandenburgischen Technischen Universität Cottbus zur Erlangung des
akademischen Grades eines Doktor-Ingenieurs genehmigte Dissertation
vorgelegt von
Diplom-Ingenieur Jens Ilian
aus Hoyerswerda
Gutachter: Prof. Dr.-Ing. habil. R. Koch
Prof. Dr. rer. nat. habil. E. Worch
Tag der mündlichen Prüfung: 14.12.2010
2
3
Inhaltsverzeichnis
1 Einleitung und Zielstellung der Arbeit ..................... 10
1.1 Einführung in die Thematik ..................................................................10
1.2 Zielstellung und Aufbau der Arbeit .......................................................12
2 Grundlagen................................................................ 13
2.1 Brauchwasser ......................................................................................13
2.1.1 Wasserbedarf und Wasser als Ressource ...........................................13
2.1.2 Einsatzgebiete für Brauchwasser.........................................................14
2.1.2.1 Brauchwasser als Betriebswasser .......................................................14
2.1.2.2 Brauchwasser als Bewässerungswasser .............................................16
2.1.3 Gefahrenbewertung beim Einsatz von Brauchwasser ..........................16
2.1.3.1 Übersicht wasserbürtiger Krankheitserreger im Abwasser ...................16
2.1.3.2 Infektionsgefahren und vorbeugende Maßnahmen ..............................17
2.1.3.3 Indikatorkeime .....................................................................................19
2.1.4 Grenzwerte für den Einsatz von Brauchwasser....................................22
2.2 Dezentrale Abwasserbehandlung und Kleinkläranlagen ......................23
2.2.1 Konventionelle dezentrale Abwasserbehandlung.................................23
2.2.2 Kleinkläranlagentypen und deren Leistungsfähigkeit ...........................25
2.2.3 Neuartige Sanitärsysteme....................................................................28
2.3 Desinfektion des Anlagenablaufs von KKA – Literaturrecherche..........29
2.3.1 Anforderungen an ein Desinfektionsverfahren zur
Brauchwassererzeugung für KKA ........................................................29
2.3.2 Übersicht bekannter Desinfektionsverfahren........................................31
2.3.3 Marktüberblick der Desinfektion von Kleinkläranlagenabläufen............34
2.3.3.1 Etablierte Verfahren und Zulassungsüberblick .....................................34
2.3.3.2 Bewertung der etablierten Verfahren ...................................................34
2.4 Vorstellung der untersuchten Verfahren...............................................38
2.4.1 Desinfektion mittels elektrochemischer Behandlung ............................38
2.4.2 Desinfektion durch eine kompakte Biofiltrationsstufe ...........................45
4
3 Material und Methoden ............................................. 49
3.1 Experimentelle Durchführung...............................................................49
3.1.1 Versuche der elektrochemischen Desinfektion.....................................49
3.1.1.1 Versuchsaufbau der Feldversuche.......................................................49
3.1.1.2 Versuchsdurchführung der Feldversuche.............................................51
3.1.1.3 Begleitende Technikumsuntersuchungen ............................................54
3.1.2 Versuche der Biofiltration .....................................................................55
3.1.2.1 Voruntersuchung verschiedener Filtermaterialien ................................55
3.1.2.2 Versuchsaufbau der Feldversuche.......................................................58
3.1.2.3 Versuchsdurchführung der Feldversuche.............................................59
3.1.3 Vergleichende Wiederverkeimungsversuche .......................................61
3.2 Überblick der angewandten Analytik ....................................................63
3.2.1 Chemische Analytik .............................................................................63
3.2.2 Mikrobiologische Analytik.....................................................................64
4 Ergebnisse und Diskussion...................................... 65
4.1 Ergebnisse der elektrochemischen Desinfektion..................................65
4.1.1 Desinfektionsleistung in den Feldversuchen ........................................65
4.1.1.1 Übersicht der Desinfektionsleistung im Versuchszeitraum ...................65
4.1.1.2 Desinfektion in Abhängigkeit der Verfahrensparameter........................67
4.1.1.3 Desinfektion gesamtcoliformer Bakterien und Enterokokken................71
4.1.2 Bildung und Zehrung von Desinfizienzien in den Feldversuchen..........72
4.1.2.1 Anteil freien Chlors an den Gesamtoxidantien .....................................72
4.1.2.2 Relative freie Chlorproduktion in den Feldversuchen ...........................73
4.1.2.3 Einfluss von abwasserspezifischen Parametern auf die freie
Chlorkonzentration...............................................................................75
4.1.2.4 Abnahme der freien Chlorkonzentration in der Einwirkzeit ...................76
4.1.2.5 Temperatureinfluss auf den Verbrauch freien Chlors ...........................77
4.1.3 Bildung von freiem Chlor in den Technikumsversuchen.......................78
4.1.3.1 Abhängigkeit vom Chloridgehalt und der eingetragenen Ladung .........78
4.1.3.2 Vergleich mit den Feldversuchen .........................................................79
4.1.4 Nebenreaktionen in den Feldversuchen...............................................81
4.1.4.1 Veränderungen der Abwasserzusammensetzung................................81
4.1.4.2 Bildung chlororganischer und -anorganischer DNP..............................82
4.1.5 Diskussion des Versuchsaufbaus ........................................................84
4.1.6 Zusammenfassung ..............................................................................88
5
4.2 Ergebnisse der Biofiltration ..................................................................90
4.2.1 Ergebnisse der Vorversuche................................................................90
4.2.2 Ergebnisse der Feldversuche ..............................................................93
4.2.2.1 Desinfektionsleistung in den Feldversuchen ........................................93
4.2.2.2 Einflüsse auf die Desinfektionsleistung ................................................94
4.2.2.3 Abbauleistung regulärer Abwasserüberwachungswerte.......................96
4.2.2.4 Filtrationsbetrieb im Versuchszeitraum ................................................97
4.2.3 Diskussion des Versuchsaufbaus der Feldversuche ..........................100
4.2.4 Zusammenfassung ............................................................................101
4.3 Ergebnisse der Wiederverkeimungsversuche ....................................103
4.3.1 Auswertung der Ergebnisse ohne Kohlenstoffzugabe........................103
4.3.2 Auswertung der Ergebnisse mit Kohlenstoffzugabe ...........................105
4.3.3 Zusammenfassung ............................................................................107
5 Bewertung der untersuchten Verfahren ................ 109
5.1 Investitions- und Betriebskosten der untersuchten Verfahren ............109
5.1.1 Investitions- und Betriebskosten der elektrochemischen Behandlung 109
5.1.2 Investitions- und Betriebskosten der Biofiltration................................111
5.2 Wirtschaftlicher und technischer Vergleich der untersuchten Verfahren
mit den etablierten Desinfektionsverfahren ........................................112
5.3 Einsatzmöglichkeiten der untersuchten Verfahren .............................117
6 Zusammenfassung und Ausblick .......................... 120
6.1 Zusammenfassung ............................................................................120
6.2 Ausblick .............................................................................................122
7 Literaturverzeichnis ................................................ 124
8 Abbildungsverzeichnis ........................................... 130
9 Tabellenverzeichnis ................................................ 132
10 Anlagen.................................................................... 135
6
Abkürzungs- und Symbolverzeichnis
1. Abkürzungen
AbwV Abwasserverordnung
AFS abfiltrierbare Stoffe
ATV Abwassertechnische Vereinigung e.V. (Deutschland)
bew. bewachsen (z.B. mit Biofilm bewachsene Oberfläche)
DIBt Deutsches Institut für Bautechnik Berlin
DIN Deutsches Institut für Normung
DN Nennweite - Diameter Nominal
DNP Desinfektionsnebenprodukte
DVGW Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches
DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall e.V.
E. coli Escherichia coli
EPS extrazelluläre polymere Substanzen
EW Einwohnerwert
Fa. Firma
fbr Fachvereinigung Betriebs- und Regenwassernutzung e.V.
ges. gesamt
KA Kläranlage
KKA Kleinkläranlage
LfU Bayerisches Landesamt für Umwelt
MPN most probable number
SBR sequencing batch reactor
SPS Speicherprogrammierbare Steuerung
TrinkwV Trinkwasserverordnung
UN Vereinte Nationen
UNICEF Kinderhilfswerk der Vereinten Nationen
US EPA United States Environmental Protection Agency
VK Vorklärung
WHO World Health Organisation
2. Maßeinheiten
Symbol Einheit Erläuterung
•OH mg/L Hydroxyl-Radikal (OH-Radikal)
A cm², m² Elektrodenfläche
AF m² Filterfläche
BSB5 mg/L Biologischer Sauerstoffbedarf in 5 Tagen
c mg/L Konzentration
CSB mg/L Chemischer Sauerstoffbedarf
7
ct2 log mgfreies Chlor•min/L Produkt aus Konzentration und Einwirkzeit für eine
Desinfektionsleistung von 99 % bzw. 2-log-Stufen
DOC mg/L gelöster organischer Kohlenstoff
Ev kWh/m³ auf das Wasservolumen normierter Energieeintrag
I A Stromstärke
j mA/cm² Stromdichte
n - Anzahl
NH4-N mg/L Ammonium-Stickstoff
NO2-N mg/L Nitrit-Stickstoff
NO3-N mg/L Nitrat-Stickstoff
np % Porenvolumenanteil
pH - pH-Wert
Q L/h, L/min, L/sec Volumenstrom
qa Ah/L eingetragene Ladung
T °C, K Temperatur (Wassertemperatur)
t h, min Kontaktzeit bzw. Einwirkzeit
TOC mg/L gesamter organischer Kohlenstoff
T-P mg/L Gesamtphosphor
U V Spannung
V m³, L, mL, µL Volumen
vF m/h Filtergeschwindigkeit
3. Indizes
0 – 10 – 20 Dauer der Einwirkzeit in Minuten
eff effektiv
Elektr. Elektrode
F Filter
ges gesamt
kont Kontakt- (z.B. tkont - Kontaktzeit)
max maximal
min minimal
Rea Reaktor
rel relative
spez spezifisch
wirk Einwirk- (z.B. Vwirk – Einwirkvolumen)
8
Definitionen
Nachfolgend werden ausgewählte Begriffe, die in dieser Arbeit verwendet werden,
zusammengefasst und erläutert. Handelt es sich um Definitionen aus Merkblättern oder
Richtlinien, sind diese angegeben.
Kleinkläranlagenablauf:
Ablauf aus Anlagen zur Behandlung von häuslichem Schmutzwasser für bis zu 50
angeschlossene Einwohner nach DIN EN 12566-3.
Die Anforderungen an die Reinigungsleistungen dieser Anlagen werden national in den
Zulassungsgrundsätzen des Deutschen Institutes für Bautechnik geregelt [DIBt 2006].
Dezentral / semi-zentral:
Als dezentrale Lösung wird die ortsnahe Abwasserbehandlung eines oder einer kleinen Anzahl
aneinander liegender Grundstücke durch eine KKA oder durch eine kleine Kläranlage definiert.
Als Semi-zentrale Lösung wird die Abwasserbehandlung mehrerer Grundstücke, die durch ein
kleines Entsorgungsnetz an eine KKA oder an eine kleine Kläranlage angebunden sind
bezeichnet.
Brauchwasser:
Wasser für alle menschlichen Anwendungen ohne Trinkwasserqualität.
Für diese Arbeit wird es als weitergehend aufbereitetes Ablaufwasser aus Kleinkläranlagen
verstanden, welches nicht abgeleitet oder versickert, sondern durch spezielle Anwendungen
einer Wiederverwendung dienen soll.
Betrachtet werden die Anwendungen Betriebs- und Bewässerungswasser.
Betriebswasser:
Betriebswasser dient nach DIN 4046 gewerblichen, industriellen, landwirtschaftlichen oder
ähnlichen Zwecken mit unterschiedlichen Güteeigenschaften.
Für diese Arbeit wird es definiert als Wasser für häusliche und gewerbliche Einsatzbereiche,
welches keine Trinkwasserqualität aufweisen muss [DIN 1989].
Bewässerungswasser:
Diese Bezeichnung wird speziell für Bewässerungszwecke auf Grundlage der DIN 19650
angewandt.
Krankheitserreger:
Ein vermehrungsfähiges Agens (Virus, Bakterium, Pilz, Parasit) oder sonstiges transmissibles
Agens, das beim Menschen eine Infektion oder übertragbare Krankheit verursachen kann
[IfSG 2007].
Pathogen:
Die Eigenschaft, eine Krankheit auszulösen.
Desinfektion:
Behandlung von Abwasser oder Schlamm zur Verminderung der Aktivität von
Krankheitserregern unter einen vorgegebenen Wert [DIN EN 1085], [ATV-M205]. Eine
Reduzierung kann auch durch Rückhaltung bewirkt werden [ATV-M205].
9
Desinfizienzien und germizid:
Stoffe, welche mit dem Ziel einer Desinfektion in das Wasser eingetragen oder aus diesem
erzeugt werden. Die Wirkung dieser Stoffe wird in der Arbeit alternativ als germizid bezeichnet.
Desinfektionsleistung:
Ermöglicht die Bewertung der Desinfektion im Vergleich der Konzentration an
Krankheitserregern bzw. deren Indikatororganismen vor und nach der Desinfektion. Die Angabe
erfolgt in Prozent oder Zehnerpotenzen. Die Reduktion um eine Zehnerpotenz entspricht einer
Reduktion der ursprünglichen Menge um 90 % bzw. auf 1/10.
In der vorliegenden Arbeit erfolgt die Bewertung der Desinfektionsleistung auf Grundlage des
mikrobiologischen Indikators Escherichia coli (E. coli).
Einwirkzeit:
Zeitspanne, in welcher das behandelte Abwasser der Wirkung von Desinfizienzien ausgesetzt
wird, bevor es einer Nutzung oder der Ableitung zugeführt werden kann.
ct-Wert:
Das Produkt aus Konzentration und Einwirkzeit. Das Zusammenwirken beider Größen erzeugt
unter vergleichbaren Rahmenbedingungen eine reproduzierbare spezifische
Desinfektionsleistung.
Hygienisierung:
Unspezifischer Einsatz von Maßnahmen, um das mikrobiologische Gefährdungspotential zu
verringern.
Dieser Begriff sollte nach ATV-M205 nicht mehr verwendet werden.
Sterilisation:
Abtötung bzw. Abtrennung aller Mikroorganismen einschließlich ihrer Dauerformen [ATV-M205].
Freies Chlor:
Summe aus molekularem Chlor, Hypochlorit und hypochloriger Säure [Schmalz et al. 2009].
Desinfektionsnebenprodukte (DNP):
Organische oder anorganische Stoffe, die im Verlauf einer Desinfektion mittels Desinfektions-
bzw. Oxidationsmittel entstehen und nicht direkt als Desinfektions- oder Oxidationsmittel auf
Krankheitserreger wirken. Als DNP können auch Stoffe entstehen, die ein hohes
toxikologisches Gefahrenpotential aufweisen.
Wiederverkeimungspotential:
Vermögen eines desinfizierten Abwassers, inaktivierten Keimen eine Reaktivierung und / oder
eine Vermehrung der Restkeimkonzentration bzw. der regenerierten Keime zu ermöglichen.
10
1 Einleitung und Zielstellung der Arbeit
1.1 Einführung in die Thematik
Während bis in die 90er Jahre des 20. Jahrhunderts an dezentralen Standorten eine
mechanisch, teilbiologische Abwasserreinigung durchgeführt wurde oder abflusslose
Sammelgruben zum Einsatz kamen, erfordern die aktuell gültigen gesetzlichen
Vorgaben eine biologische Behandlung dieser Abwässer. Der Einsatz biologischer
Kleinkläranlagen (KKA) erfuhr aus diesem Grund in den letzten Jahren eine große
Verbreitung.
Der gesetzliche Rahmen für den Einsatz von KKA wurde durch die europäische
Wasserrahmenrichtlinie geschaffen, die eine Verbesserung der Wassergüte und somit
eine biologische Behandlung aller anfallenden kommunalen Abwässer erfordert. In
Deutschland wurde die Richtlinie durch Änderungen im Wasserhaushaltsgesetz und in
den Landeswassergesetzen sowie durch den Erlass von Landesverordnungen
umgesetzt [BMU 2007]. Aus gesetzlicher Sicht ist die dezentrale Abwasserbehandlung
der zentralen Abwasserbehandlung der Größenklasse 1 gleichgestellt. Sie wird als
Dauerlösung anerkannt.
Ein weiterer Grund für die weite Verbreitung dieser Systeme ist die Erkenntnis, dass
nicht alle Siedlungsräume zentral erschlossen werden können. Im ländlichen Raum mit
geringer Siedlungsdichte und in geografisch schwer zu erschließenden Gebieten kann
der Anschluss der Grundstücke an eine zentrale Kläranlage mit unverhältnismäßig
hohem technischem und finanziellem Aufwand verbunden sein. Dezentrale und semi-
zentrale Anlagen ermöglichen unter diesen Bedingungen gegebenenfalls eine
wirtschaftlichere Abwasserbehandlung.
Serienmäßig hergestellte Bauprodukte zur Abwasserbehandlung werden durch die
Bauprodukte- und Bauartenverordnungen der Länder geregelt und können durch das
DIBt eine Zulassung erhalten. KKA mit gültiger Zulassung bekommen auf formalem
Weg eine wasserrechtliche Erlaubnis. Das DIBt führt aktuell 243 erteilte Zulassungen
an [DIBt 2010]. Hersteller von KKA werben mit Reinigungsleistungen, die denen
zentraler Anlagen der Größenklasse 1 vergleichbar sind. Für den Erhalt der Zulassung
wurden die Reinigungsleistungen auf einem Prüffeld unter normierten Bedingungen
nachgewiesen. In der Praxis konnten jedoch erhebliche Defizite ausgemacht werden
[Straub 2008], [Dorgeloh et al. 2005]. Fehlende oder mangelhafte Wartung und
ausbleibende Eigenkontrollen stellen eine Hauptursache unzureichender
Reinigungsleistungen dar. Derzeitig bestehen Bestrebungen in den einzelnen
1 Einleitung und Zielstellung der Arbeit 11
Bundesländern, beispielsweise Sachsen, die Wartung von KKA qualitativ zu
verbessern und eine Überwachung des Betriebs zu ermöglichen.
Auch die Hersteller haben Handlungsbedarf erkannt. So werden sich ab dem
01.06.2010 Hersteller von KKA unter Schirmherrschaft des Bildungs- und
Demonstrationszentrums für dezentrale Abwasserbehandlung (BDZ e.V.) zu einem
Qualitätszeichen für KKA verpflichten können. In diesem werden Anforderungen
festlegt, die gesetzlich vorgegebene Mindestanforderungen ergänzen. Ziel ist es, die
Qualität der Erzeugnisse sowie die Betriebssicherheit der dezentralen Abwasser-
reinigung mit KKA zu verbessern [BDZ 2010]. Auch der Einsatz von
Fernüberwachungssystemen kann zukünftig die Zuverlässigkeit dieser Anlagen
erhöhen.
In der Praxis konnte bereits ermittelt werden, dass bei ordnungsgemäßem Einbau und
Betrieb, fachkundiger und regelmäßiger Wartung sowie Beachtung der
Betreiberpflichten die geforderten Grenzwerte eingehalten werden können. Die
Anlagen können unter diesen Bedingungen Ablaufwerte erzielen, die eine Wieder-
verwendung dieses Abwassers als sinnvoll erscheinen lassen. Der Brauchwasser-
erzeugung aus KKA kann daher Bedeutung zukommen, um die verfügbaren Wasser-
ressourcen effektiv zu nutzen. Diese Mehrfachnutzung erfüllt aber auch einen Grund-
satz des Wasserhaushaltsgesetzes (WHG), der eine sparsame Verwendung des
Wassers fordert. In den Umsetzungen des Landesrechts, beispielsweise im § 7 der
Brandenburgischen Kommunalabwasserverordnung (BbgKAbwV), wird formuliert, dass
gereinigtes Abwasser nach Möglichkeit wiederverwendet werden soll.
Die Wiederverwendung dieser Wässer wird nachfolgend als Brauchwasser definiert,
dessen Einsatz als Betriebswasser im Haushalt für Wasch-, Spül- und Reinigungs-
zwecke, aber auch als Bewässerungswasser möglich ist. Vor einer Wiederverwendung
dieser biologisch aufbereiteten Abwässer ist eine Desinfektion notwendig, um eine
hygienische Gefährdung des durch die Nutzung betroffenen Personenkreises
auszuschließen. Das Desinfektionsverfahren muss jedoch nicht nur eine sichere
Desinfektion ermöglichen, sondern auch das Wiederverkeimungspotential senken.
Dies wird notwendig, damit das Brauchwasser für die verschiedenen Anwendungsfälle
bevorratet werden kann, ohne eine Verschlechterung des Desinfektionsergebnisses zu
bewirken.
12
1.2 Zielstellung und Aufbau der Arbeit
Im Ergebnis dieser Arbeit soll das in Kleinkläranlagen behandelte Abwasser durch
geeignete Verfahren dem Betreiber als Brauchwasser zur Verfügung gestellt werden.
Der Aufbau der Arbeit orientierte sich an den Grundvoraussetzungen für die Erzeugung
von Brauchwasser aus Kleinkläranlagenabläufen:
1. hohe Reinigungsleistungen der KKA, ermöglicht durch einen ordnungs-
gemäßen Einbau und Betrieb mit fachkundiger, regelmäßiger Wartung und
Eigenkontrolle,
2. ein Desinfektionsverfahren mit stabiler Desinfektionsleistung und hoher
Funktionssicherheit,
3. ein geringes Wiederverkeimungspotential des erzeugten Brauchwassers.
Im Rahmen der Arbeit wurden die gesetzlichen Regelungen recherchiert und um
eigene Definitionen und Anforderungen über eine Betrachtung des hygienischen
Gefährdungspotentials ergänzt. Zudem wurden eigene Untersuchungen durchgeführt,
die die Reinigungsleistung von ordnungsgemäß betriebenen KKA überprüften und das
hygienische Gefährdungspotential als Zuflussbedingung einer Desinfektion ermittelten.
Im Vorfeld der Arbeit zeigte sich bereits, dass die etablierten Desinfektionsverfahren
des KKA-Bereiches Nachteile für die Erzeugung von Brauchwasser besitzen. In der
Arbeit wurden diese Nachteile dargestellt und bewertet.
Aus einer Recherche bekannter Desinfektionsverfahren konnten die elektrochemische
Behandlung und die Biofiltration als weitere Verfahren mit einem hohen Potential zur
Brauchwassererzeugung ermittelt werden. Zentraler Bestandteil der Arbeit war die
Entwicklung und der Betrieb von praxisreifen Versuchsanlagen für die
elektrochemische Behandlung und die Biofiltration, um deren Anwendbarkeit in einem
Feldtest zu untersuchen.
Als eine weitere bedeutende Anforderung an eine Brauchwassererzeugung erwies sich
die Verringerung des Wiederverkeimungspotentials. Im Rahmen der Arbeit erfolgten
Versuche, die diesen Aspekt überprüften.
Am Ende der Arbeit wurde eine abschließende Diskussion der Verfahren durchgeführt,
die sowohl eine technische als auch wirtschaftliche Bewertung beinhaltete.
13
2 Grundlagen
2.1 Brauchwasser
2.1.1 Wasserbedarf und Wasser als Ressource
Wasser ist eine der wichtigsten Ressourcen. Die Weltgesundheitsorganisation (WHO)
gibt einen minimalen Bedarf für Trinkwasser und Wasser der Nahrungszubereitung von
20 Liter pro Person und Tag an. Für den täglichen Bedarf inklusive
Reinigungsaufgaben, Versorgung des Sanitärbereiches und Bewässerungsbedarf für
den Nahrungsanbau werden bis zu 70 Liter pro Person und Tag benötigt [WHO 2005].
Auch wenn sich in einigen Ländern der spezifische Wasserverbrauch der Haushalte
verringert, zeigen weltweite Prognosen nur einen Trend: der Wasserverbrauch steigt.
Zwar sank in Deutschland beispielsweise nach Angaben des statistischen
Bundesamtes der Verbrauch pro Kopf und Tag von 132 Liter im Jahr 1995 auf
126 Liter im Jahr 2004 [Statistisches Bundesamt 2006], Abb. 2.1 verdeutlicht aber,
dass weltweit insbesondere die Bewässerungslandwirtschaft einen immer größeren
Anteil benötigt.
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
1900 1925 1950 1975 2000 2025
jährliche Wasserentnahme [Mrd m³/a]__
Landwirtschaft
Industrie
Haushalt
Abb. 2.1: Darstellung der Entwicklung der jährlichen Wasserentnahme verschiedener
Sektoren [Shiklomanow 1999]
Mit dem Slogan „Wasser – die Quelle unseres Lebens“ zeigen UNICEF und die WHO
die zukünftigen Herausforderungen. Ein Drittel der Weltbevölkerung muss ohne
ausreichende Sanitäreinrichtungen auskommen und 1,1 Milliarden Menschen haben
für den täglichen Bedarf nicht genügend sauberes Wasser. Verunreinigtes Wasser und
mangelnde Hygiene zählen zu den Hauptursachen für die in vielen Ländern sehr hohe
Kindersterblichkeit [UNICEF 2003].
14
Diese Fakten rechtfertigen die derzeitigen Bestrebungen, die Trinkwasserversorgung
weltweit zu sichern und den Hygienezustand durch regional angepasste Sanitär-
konzepte und Abwasserbehandlungsanlagen zu verbessern. Dezentrale und semi-
zentrale Abwasserbehandlungskonzepte werden hierbei zukünftig eine bedeutende
Rolle spielen.
Die Entwicklung von Konzepten zur Brauchwassererzeugung und Anwendung wird
sowohl in den Entwicklungs-, als auch in den Industriestaaten notwendig, um dem
steigenden Wasserbedarf weltweit ohne eine weitere Ausbeutung der Trinkwasser-
ressourcen zu begegnen. Um den Fokus stärker auf diese Thematik zu lenken, erklärte
die UN den Zeitraum 2005 bis 2015 zur internationalen Dekade „Water for Life“.
2.1.2 Einsatzgebiete für Brauchwasser
Brauchwasser ist durch dessen ortsnahen und konstanten Anfall vielfältig einsetzbar.
Im Gegensatz zu Regenwasser ist es zudem witterungsunabhängig verfügbar.
Folgende Nutzungsarten, auf die im Weiteren eingegangen wird, sind möglich:
- Betriebswasser
- Bewässerungswasser.
Ebenfalls denkbar sind der Einsatz als Kühlwasser, die Verwendung zum Betrieb von
Wasserspielen (z.B. Zierbrunnen) und die Bevorratung für Löschwasseraufgaben [EPA
2004].
2.1.2.1 Brauchwasser als Betriebswasser
Die alltägliche Nutzungsverteilung von Trinkwasser im Haushalt ist unmittelbar von
dessen Verfügungsgrad abhängig. Während in den Industrieländern ein
verhältnismäßig großer Teil des Trinkwassers für Wasch- und Reinigungszwecke
genutzt wird, überwiegt in den Entwicklungsländern die Verwendung als Kochwasser.
In den Industriestaaten erfolgt durch das gewachsene Versorgungsnetz die
Wasserversorgung für alle Belange des Haushaltes mit Trinkwasser. Dies bedingt auch
den Einsatz für Verwendungszwecke, die nicht zwangsläufig Trinkwasser benötigen.
Insbesondere für Reinigungs- und Spülzwecke wird dieses nicht vorausgesetzt. Abb.
2.2 zeigt, dass in Deutschland ohne Bedenken ca. 45 Liter Trinkwasser pro Person und
Tag durch Betriebswasser als Spül- und Waschwasser substituiert werden können.
2 Grundlagen 15
0
10
20
30
40
50
60
70
80
Trinkwasser erforderlich Trinkwasser bedingterforderlich
Trinkwasser nichterforderlich
Wasserverbrauch [L/EW*d]
- Baden, Duschen Körperpflege- Essen, Trinken- Geschirrspülen- sonstiges
- Wäschewaschen
- Toilettenspülung- Reinigungszwecke, Auto- und Garten- pflege
Abb. 2.2: Wasserverbrauch entsprechend Verwendungszweck nach [LfU-Bayern 2004]
Abb. 2.3 stellt den Trinkwasserbedarf eines 4-Personenhaushalts mit und ohne
Wiederverwendung dar. Allein die Wiederverwendung als Betriebswasser könnte eine
Trinkwasserersparnis von ca. 50 m³/a bieten. Bei einer geschätzten Anzahl von 1 bis
1,5 Millionen KKA in Deutschland bis zum Jahr 2015 entspricht dies einer Trink-
wassermenge von 38 Millionen m³ je Jahr, die eingespart werden könnte, wenn jede
zweite KKA mit einer Brauchwasserwiederverwendung ausgestattet würde.
1. Trinkwasserverbrauch und Abwasserbehandlung (konventionell mit KKA)Trinkwasser Haushalt KKA Versickerung520 L/d 488 L/d 488 L/d 488 L/d
Garten32 L/d
2. Trinkwasserverbrauch und Wiederverwendung des desinfizierten KKA-Ablaufs Trinkwasser Haushalt KKA Versickerung348 L/d 348 L/d 488 L/d 316 L/d
140 L/d 172 L/d
Garten32 L/d
Wieder- verwendung
Brauchwasser- aufbereitung
Abb. 2.3: Trinkwasserverbrauch eines 4 Personenhaushaltes mit und ohne
Wiederverwendung
16
2.1.2.2 Brauchwasser als Bewässerungswasser
Der Einsatz als Bewässerungswasser ist sowohl für landschaftsgärtnerische Aspekte
(Grünanlagen) als auch im Einsatz der Bewässerungslandwirtschaft denkbar. Ein
Vorteil ist, dass dessen Einsatz auch noch erfolgen kann, wenn für vergleichbare
Nutzungsarten die Verwendung von Trinkwasser von behördlicher Seite längst
verboten wurde. Weiterhin weist Brauchwasser einen hohen Anteil an Phosphor und
Stickstoff auf.
Für Hausgärten in Deutschland gibt die DVGW-W410 an Bedarfstagen einen Wert von
5 bis 10 L/m² für eine Bewässerung mittels Rasensprengung an. In einem
Berechnungsbeispiel ermittelt [Kessel 2009] für ein Eigenheim mit 300 m² Garten-
fläche, davon 100 m² Nutzgarten, einen jährlichen Bedarf von ca. 50 m³.
Anwendung könnte Brauchwasser auch in der Landwirtschaft finden. Die
Bewässerungslandwirtschaft ist derzeit der größte Nutzer der erschlossenen
Wasservorkommen (siehe Abb. 2.1). Nach SHIKLOMANOW (1999) werden weltweit fast
zwei Drittel der erschlossenen Wassermengen für die Bewässerungslandwirtschaft
genutzt. Entsprechend dem erschlossenen Wasserdargebot einzelner Länder führt
dies zu drastischen Folgen. WOLFF (1999) zeigt Beispiele auf, bei denen durch die
starke Ausweitung des Bewässerungslandbaues der derzeitige Wasserverbrauch das
erneuerbare Wasserdargebot übersteigt. Die Nutzung von Brauchwasser wird derzeit
daher in vielen Ländern angedacht und teilweise bereits vollzogen. In Tunesien
beispielsweise wird eine Nutzungsrate des Brauchwassers zentraler KA für die
Bewässerungslandwirtschaft von bis zu 50 % angestrebt [Neubert 2003]. Aber auch
der Einsatz von Brauchwasser aus KKA für Bewässerungszwecke kann in diesen
Ländern einen Nutzen bringen.
2.1.3 Gefahrenbewertung beim Einsatz von Brauchwasser
2.1.3.1 Übersicht wasserbürtiger Krankheitserreger im Abwasser
Der Kontakt mit unbehandeltem Abwasser ist durch eine Vielzahl wasserbürtiger
Krankheitserreger bedenklich. Unter dem Begriff wasserbürtig werden Pathogene
zusammengefasst, die durch das Medium Wasser übertragen werden. Diese stehen im
Blickpunkt besonderer hygienischer Vorsorge, da der Mensch täglich Wasser benötigt.
Organismen, die Krankheiten hervorrufen, werden als Pathogene bezeichnet. Als
wasserbürtige Pathogene gelten Bakterien, Viren, Protozoen und Helminthen. Abb. 2.4
zeigt deren Größenordnung. Für Helminthen ist die Größe ihrer Wurmeier dargestellt.
Anlage 2 bietet weitere Informationen zu den einzelnen Gruppen und deren Verhalten
(Persistenz) in der Umwelt.
2 Grundlagen 17
10nm 100nm 1000nm / 1µm 10µm 100µm 1000µm / 1mm
Bakterien
Protozoen
Viren
Wurmeier
Abb. 2.4: Darstellung der Größenordnung wasserbürtiger Pathogener
2.1.3.2 Infektionsgefahren und vorbeugende Maßnahmen
Ein unsachgemäßer Betrieb, fehlende Wartung und ein fahrlässiger Umgang mit
Brauchwasser müssen ausgeschlossen werden, da wasserbürtige Pathogene eine
Vielzahl von Krankheiten auslösen können (vgl. Tab. 2.1.).
Tab. 2.1: Erreger und Erkrankungen des Abwasserbereiches nach [Popp 1999]
Erregerart Erkrankung
Salmonella typhi TyphusEnteritische Salmonellen Enteritische Salmonellosen
Shigella sp. Bakterielle RuhrEnterophathogene Escherichian coli Enteritiden, Enterotoxämien
(z.B. EHEC enterohämorrhagische E. coliYersinia sp. Enteritiden
Pseudomonas aeruginosa Dermatitis, OtitisVibrio cholerae Cholera
Campylobacter jejuni EnteritidenLeptospira sp. Weil´sche Krankheit
Listeria monocytogenes ListerioseFrancisella tularensis TularämieBacillus anthracis Milzbrand
Clostridium botulinium Botulismus, WundbotulismusMycobacterium sp. Hautulzerationen, Tuberkulose
Chlamydia trachomatis Konjunktivitis, Trachom
Poliomyelitis- Viren Meningitiden, KinderlähmungCoxsackie- Virus A, B Meningitiden, Ekzeme
ECHO- Viren Meningitiden, DiarrhöenHepatitis A-Virus Epidemische Hepatitis
Entamoeba histolytia AmöbenruhrGardia lamblia Lamblienruhr
Cryptosporidium sp. Kryptosporidiose
Ascaris lumbricoides SpulwurmbefallTaenia sp. Bandwurmbefall
Viren
Protozoen
Würmer
Bakterien
18
Der Personenkreis, der einer Gefährdung durch die Anwendung von Brauchwasser
ausgesetzt ist, besteht aus:
- dem Betreiber und weiteren Nutzern der Brauchwasserentnahmestellen,
- dem Wartungs- und Überwachungspersonal,
- und bei Verregnung als Bewässerungswasser aus Anwohnern, Arbeitern oder
Besuchern der Bewässerungsflächen.
In einer Risikobetrachtung zur Anwendung von Brauchwasser müssen die möglichen
Infektionswege mit wasserbürtigen Erregern betrachtet werden. Infektionen mit
wasserbürtigen Erregern können sich über orale sowie parenterale Infektionen
ergeben. Eine orale Aufnahme von Brauchwasser ist unter allen Umständen zu ver-
meiden und stellt einen der schwerwiegendsten Kontakte dar. Entnahmestellen sind
aus diesem Grund eindeutig zu kennzeichnen, um eine Verwechslung mit Trinkwasser
zu vermeiden. Eine orale Infektionsgefahr kann auch durch den Verzehr von
oberflächig- bzw. beregneten landwirtschaftlichen Nutzpflanzen eintreten. Die
parenterale Aufnahme kann bei Verletzungen und einem unzureichenden
Arbeitsschutz (fehlende Schutzhandschuhe) bzw. Vorsorgemaßnahmen eintreten.
Gefährdet sind insbesondere das Wartungspersonal und Arbeiter im Bereich der
Bewässerungsflächen. Ein bestehender Impfschutz und ordnungsgemäße Arbeits-
schutzausrüstung sind wichtige Vorsorgemaßnahmen für das Personal im Umgang mit
desinfiziertem Abwasser. Infektionen können zudem durch Tiere (z.B. Haustiere,
Schädlinge oder Insekten), die Kontakt mit Brauchwasser hatten, zustande kommen.
Dieser Kontakt entsteht beispielsweise, wenn Brauchwasser als offene Wasserstelle
gelagert oder als Bewässerungswasser verregnet wird.
Beim Brauchwassereinsatz für oberflächige Bewässerungszwecke oder als Kühl- und
Löschwasser ist weiterhin die Bildung von Aerosolen zu berücksichtigen. Durch
Aerosole besteht die Gefahr einer Inhalationsinfektion, wobei die Krankheitserreger
über die Atmungsorgane den Organismus befallen. Aerosole werden durch
Witterungseffekte auch über große Fläche verteilt. Nicht nur das Personal, auch
Anwohner von bewässerten Flächen sind vor Aerosolen zu schützen. Bei der
Anwendung von Brauchwasser als Bewässerungswasser für Beregnungszwecke
werden daher unter 2.1.4 strengere hygienische Anforderungen definiert.
2 Grundlagen 19
Folgende vorbeugende Maßnahmen müssen beim Einsatz von Brauchwasser
gewährleistet werden:
- eindeutige Kennzeichnung der Entnahmestellen nach der TrinkwV 2001,
- Sicherung der Entnahmestellen vor dem Zugang Unbefugter,
- Beachtung von Hinweisen zur technischen Ausführung der Haustechnik, der
Armaturen, des Leitungssystems und der Nachspeisung entsprechend dem
Hinweisblatt Fbr H 201,
- Sicherung der Speicherstellen oder Einsatz von abgeschlossenen Zisternen,
- Wartung und Beprobung der Anlagentechnik nur durch fachkundiges Personal,
- Einsatz als Bewässerungswasser unter Beachtung der DIN 19650.
2.1.3.3 Indikatorkeime
Um einen sicheren Betrieb und die Kontrolle einer Anlage zur Brauchwassererzeugung
zu gewährleisten, müssen Herstellern, Nutzern, Wartungsbetrieben und
Überwachungsorganen geeignete Kriterien zur Verfügung stehen. Hygienische
Untersuchungen des Brauchwassers auf jeden bekannten Pathogenen sind weder
praxistauglich noch wirtschaftlich realisierbar. Vielmehr werden Kriterien benötigt, die
stellvertretend eine Bewertung des hygienischen Gefährdungspotentials gestatten.
Bewährt hat sich eine Beurteilung durch die Bestimmung von Indikatorkeimen.
Indikatorkeime besitzen im Idealfall dieselben Eigenschaften in Bezug auf ihre
Persistenz und ihr Verhalten in der Umwelt wie die pathogenen Keime, an deren Stelle
sie nachgewiesen werden [Schwarz 2003]. Die An– oder Abwesenheit von
Indikatorkeimen gibt einen Hinweis auf das Vorkommen vergleichbarer pathogener
Keime und damit eine Möglichkeit, das hygienische Risiko der untersuchten Probe
einzuschätzen. Von Vorteil ist, dass Indikatorkeime selbst nicht pathogen sein müssen.
Das zunehmende Wissen über wasserbürtige Pathogene zeigt, dass einige der in der
Vergangenheit verwendeten Indikatoren das hygienische Risiko nur unzureichend
wiedergeben. Wie schwierig die Auswahl geeigneter Indikatoren ist, belegt der
Parameter „coliforme Bakterien“. Bakterien dieser Familie werden als Enterobakterien
bezeichnet und viele Arten leben im Darm warmblütiger Tiere. Sie wurden daher oft
herangezogen, um fäkale Verschmutzungen aufzuzeigen. Es gibt aber auch Arten, die
frei lebend in der Umwelt existieren. Ein geeigneter Indikator für fäkale
Verschmutzungen sind sie daher nicht. Zu beachten ist aber auch, dass Indikatoren
nicht stellvertretend für alle Arten von Pathogenen das hygienische Risiko mit gleicher
Zuverlässigkeit wiedergeben. Bakterielle Indikatoren beispielsweise gestatten nur
unzureichend die Beurteilung eines hygienischen Risikos durch enterale Viren.
Verstärkt wird dies durch unterschiedliche Persistenzen der jeweiligen Pathogenen
innerhalb der Abwasserreinigung, der Umwelt und verschiedener Hygienisierungs-
20
methoden. Akzeptiert man diese Abstriche, so gestatten bakterielle Fäkalindikatoren
eine überschlägige Bewertung. Etablierte bakterielle Fäkalindikatoren sind Escherichia
coli (E. coli) und intestinale Enterokokken.
Escherichia coli Bakterien leben im Darm des Menschen und warmblütiger Tiere. Die
meisten E. coli Stämme sind harmlos, einige hingegen können Durchfallerkrankungen
auslösen. Ihre Anwesenheit gilt als Zeichen einer fäkalen Verunreinigung und zeigt die
Wahrscheinlichkeit des Vorkommens von Infektionserregern an. Enterokokken sind
kugelförmige Bakterien, von denen einige ein wichtiger Bestandteil der tierischen und
menschlichen Darmflora sind. Sie zeichnen sich durch eine größere Resistenz
gegenüber Chemikalien (u. a. Desinfektionsmitteln, insbesondere Chlorung) aus
[Guderian 2000]. Eine Sonderstellung nehmen Salmonellen ein. Der Salmonellose wird
vom Gesetzgeber als seuchenhygienisches Risiko durch ihre Übertragbarkeit zwischen
Mensch und Tier besondere Beachtung erteilt. Salmonellen werden zur hygienischen
Beurteilung bestimmt, sind aber selbst keine Indikatororganismen.
Ein praxistauglicher viraler Indikator wurde bisher noch nicht gefunden. Diskutiert wird
die Anwendung von Bakteriophagen. Diese simulieren das Verhalten von Viren in der
Umwelt besser als bakterielle Fäkalindikatoren [Dizer et al. 2004]. Dagegen spricht
aber nach WOLF (2005), dass Bakteriophagen durch einen gewissen Anteil der
Bevölkerung mehr oder weniger immer ausgeschieden werden, wohingegen das für
Viren i.d.R. nur durch infizierte Personen und für eine kurze Zeitspanne geschieht. Eine
Beurteilung kann derzeit nur durch die Untersuchung auf pathogene Viren selbst
erfolgen. Eine Anwendung für die Überwachung des Anlagenbetriebes ist somit nicht
möglich. Der derzeitige Stand zur Beurteilung einer viralen Gefährdung in der
Verwendung von Brauchwasser ist unzureichend.
Wurmeier haben durch ihre Eigenschaft als resistenteste parasitäre Dauerstadien eine
besondere seuchenhygienische Bedeutung. Bei der Anwendung als Bewässerungs-
wasser entsprechend DIN 19650 dürfen in den ersten drei Eignungsklassen keine
potentiell infektiösen Stadien von Mensch- und Haustierparasiten nachweisbar sein.
Indikatoren sind pathogene Helminthen oder deren Dauerformen selbst. Nach [EPA
2004] wird die Summe aller Helminthen-Eier herangezogen, um eine Bewertung zur
Wiederverwendung vorzunehmen. Entsprechend der DIN 19650 erfolgt eine
Untersuchung für Darm-Nematoden oder Stadien von Taenia. Untersuchungen auf
Helminthen und / oder deren Eier sollten für eine hygienische Beurteilung von
Bewässerungswasser öffentlicher Einrichtungen regelmäßig die bakteriologischen
Indikatoren ergänzen.
Parasitäre Indikatoren für Protozoen sollten zusätzlich in warmen bzw. tropischen
Regionen, in denen das Brauchwasser für Bewässerungszwecke des Nahrungsanbaus
2 Grundlagen 21
verwendet wird, bestimmt werden. Nach REDDER (2007) ist für Deutschland das Risiko
einer durch Abwasser verursachten Epidemie durch Protozoen bei Einhalten eines
Grenzwertes für Helminthen Eier (≤1/L) so gering, dass keine Nachweisgrenze für
Protozoen eingeführt werden muss. Die WHO gibt an, dass sich die Sporen des
Bakteriums Clostridium perfringens als anwendbares Modell für Cryptosporidium
Oozysten und Gardia Zysten eignen [WHO 2006].
Eine Zusammenfassung von Indikatoren für verschiedene Überwachungszwecke aus
Sicht des Verfassers stellt Tab. 2.2 dar.
Tab. 2.2: Übersicht möglicher hygienischer Indikatoren der Überwachung
Indikator Nachweis der Desinfektionsleistung /
des WirkprinzipAnlagen < 50 EW
(KKA)Anlagen > 50 EW oder öffentliche Anlagen
Entwicklung / Prüffeldnachweis
Bakterien E. coli, E. coli, E. coli,intestinale
Enterokokkenintestinale Enterokokken, intestinale Enterokokken
Salmonellen Salmonellen
Viren - - Somatische Coliphagen oder F+ RNA Coliphagen
Protozoen - - Clostridium perfringens-Sporen
Helminthen - direkte Bestimmung von Helminthen (z.B. Ascaris, Trichuris) und / oder von Lebenstadien (Taenia)
direkte Bestimmung von Helminthen (z.B. Ascaris, Trichuris) und / oder von Lebenstadien (Taenia)
Überwachung des Routinebetriebes
22
2.1.4 Grenzwerte für den Einsatz von Brauchwasser
Anlage 3 bietet eine Übersicht nationaler und internationaler Normen bzw. Richtlinien
zur Wiederverwendung von Brauchwasser. Diese Zusammenstellung zeigt, dass
einheitliche Anforderungen in Übereinstimmung der verschiedenen Richtlinien nicht
existieren.
Nachfolgend wird vom Verfasser ein Vorschlag zur Bewertung der in dieser Arbeit
untersuchten Verfahren erstellt, der relevante Grenz- und Richtwerte der einzelnen
Richtlinien vereint und an die Spezifik der angestrebten Haupteinsatzfelder Betriebs-
und Bewässerungswasser angepasst ist. Tab. 2.3 zeigt diese Empfehlung auf.
Tab. 2.3: Zusammenfassung der Anforderungen an Betriebs- und Bewässerungswasser
Qualität *1 Qualität *2
faecel coliforme Keime [n/100mL] 100 200 2.000intestinale Enterokokken [n/100mL] 100 100 400
Salmonellen [n/100mL] n.n. n.n. n.n.
Wurmeier *3 [n/1L] n.n. n.n. <1
CSB [mg/L] 90 90 150BSB5 [mg/L] 20 20 40
NH4-N [mg/L] 10 10 o.A.
Nanorg. [mg/L] 25 o.A. o.A.
T-P [mg/L] 2 o.A. o.A.
AFS [mg/L] 10 10 20
pH - 6 - 9 6 - 9 6 - 9Sauerstoffsättigung [%] 50 50 50
Geruch geruchlos geruchlos weitgehend geruchsfrei
freies Chlor [mg/L] - <1 <1o.A. ohne Anforderung; n.n. nicht nachweisbar*1 - öffentliche Parkanlagen / Hotelanlagen, bei denen ein direkter Kontakt mit dem Brauchwasser
1. Hygienische Parameter
Verwendungszweck BetriebswasserBewässerungswasser
*3 - direkte Bestimmung von Helminthen (z.B. Ascaris, Trichuris ) und / oder von Lebensstadien (Taenia )
2. Kohlenstoff
3. Nährstoffe
4. Feststoffe
5. sonstige
(Arbeiter und Besucher) oder Aerosolverbreitung (bei Beregnung) möglich ist
- Bewässerungen von Freilandkulturen für den Rohverzehr (bis 2 Wochen vor Ernte)*2 - nicht zum Verzehr bestimmte Gewächshauskulturen / Obst und Gemüse zur Konservierung / andere Freilandkulturen und Grünflächen ohne Einschränkung
Aus hygienischer Sicht (vgl. Anlage 3) wird als Grundlage der höchsten mikro-
biologischen Anforderung der Grenzwert für KKA der Klasse +H erfasst und mit Werten
für weitere Indikatoren der WHO und DIN 19650 ergänzt. Weitere Parameter
entsprechend Tab. 2.3 vereint die Empfehlungen zur Anwendung von Betriebswasser
für eine lange Lagerfähigkeit sowie Anforderungen aus ästhetischer Sicht zur
Steigerung der Akzeptanz von Brauchwasser nach [fbr H 201] und
[SenBauWohn 2003]. Während für Bewässerungswasser keine Anforderungen an eine
2 Grundlagen 23
Nährstoffreduktion (N, P) erfolgt, sollten diese für die Anwendung als Betriebswasser
reduziert werden, um eine Biofilmbildung in den Lagereinrichtungen und im
Rohrleitungssystem zu verringern. Die Anforderungen bezüglich freien Chlors für
Bewässerungswasser wurden [EPA 2004] entnommen, in der dargestellt ist, dass eine
Reihe von Pflanzen über diesem Grenzwert Schaden nehmen.
Die in Tab. 2.3 erfassten Empfehlungen zeigen im Vergleich mit den in dieser Arbeit
unter Kapitel 2.2.2 stichprobenartig überprüften Reinigungsleistungen konventioneller
KKA, dass die Parameter der Punkte 2 – 5 im Wesentlichen eingehalten werden
können (vgl. Abb. 2.5). Weitergehende Reinigungsleistungen können durch Anlagen
der Ablaufklasse D (Anlagen mit zusätzlicher Denitrifikation) bzw. +P (mit zusätzlicher
Phosphorelimination) erzielt werden. Hauptaufgabe in der Erzeugung
wiederverwendbaren Brauchwassers ist daher die Verbesserung des hygienischen
Zustandes des Abwassers (Parameter des Punktes 1 der Tab. 2.3) durch
Desinfektionsmaßnahmen, z.B. mittels der in dieser Arbeit untersuchten Verfahren.
2.2 Dezentrale Abwasserbehandlung und Kleinkläranlagen
2.2.1 Konventionelle dezentrale Abwasserbehandlung
Dezentrale Anlagen in Form von KKA reinigen ortsnah das Abwasser eines Haushaltes
bzw. Grundstückes. Während das Abwasser durch KKA vor Ort behandelt wird,
werden in semi-zentralen Systemen die Abwässer mehrerer Grundstücke oder ganzer
Siedlungsgebiete in kleinen Transportnetzen gesammelt und der Kläranlage zugeführt.
Gemeinsam ist beiden, dass ausschließlich Abwasser behandelt wird. Regenwasser
wird diesen Systemen nicht zugeführt.
Konventionelle dezentrale und semi-zentrale Systeme haben dabei, vergleichbar mit
zentralen Systemen, die Wahrung der Ortshygiene durch Sammlung und Ableitung der
Abwässer zur Behandlungsanlage und die Aufbereitung zur weitgehend ökologisch
schadlosen Abgabe in den natürlichen Wasserkreislauf zum Ziel.
Positive Aspekte der dezentralen Abwasserreinigung sind nach WILDERER (2001):
- die Behandlung vor Ort,
- die geringen Kosten für den Bau der Kanalisation,
- die schnelle technische und bauliche Realisierbarkeit der KKA,
- die getrennte Erfassung von häuslichem Abwasser und Regenwasser,
- keine weitere negative Beeinträchtigung des Grundwasserspiegels, da das
gereinigte Abwasser direkt vor Ort versickert werden kann.
24
Nachteilig wirkt sich hingegen aus, dass die Betreiber dieser Anlagen in der Regel
keine Fachkunde besitzen und somit die Wartung durch eine Fachfirma zwingend
notwendig ist. DORGELOH et al. (2005) stellten fest, dass mit KKA die gesetzlichen
Anforderungen an die Reinigungsleistung erfüllt werden können:
- wenn ein ordnungsgemäßer Einbau inklusive Montage erfolgt,
- wenn die Betreiber Aufgaben im Rahmen der Eigenkontrolle auch tatsächlich
übernehmen,
- die fachkundige Wartung der Anlagen zwingend vorgeschrieben ist
- und die Überwachung sowohl der Erfüllung der Betreiberpflichten als auch der
Wartung flächendeckend umgesetzt wird.
STRAUB (2008) belegt mit umfangreichen Praxiswerten, dass KKA unter den zuvor
genannten Bedingungen in der Lage sind, die derzeit geforderten Grenzwerte der
Größenklasse 1 und Ammonium-Stickstoffwerte (NH4-N) der Größenklasse 3 nach der
AbwV (2004) im Mittel einzuhalten. Die Mindestanforderungen an die Reinigungs-
leistung von Kläranlagen der Größenklasse 1 und an KKA zeigt Tab. 2.4. In
Vorbereitung ist derzeit der Entwurf einer Verordnung zum Schutz des Grundwassers
(Grundwasserverordnung, GrwV – Stand 9.12.2009). Nach dieser kann eine Behörde
die Einleitung von Schadstoffen zulassen, wenn „beim Umgang mit
wassergefährdenden Stoffen die jeweils maßgebenden Regeln der Technik und der
guten fachlichen Praxis eingehalten werden“. Fraglich bleibt, ob die Regeln der
Technik von KKA, welche sich auf die regulären Überwachungswerte beziehen, auch
auf die Schadstoffe im Sinne der GrwV übertragen werden können.
Tab. 2.4: Übersicht der Mindestablaufanforderungen der Klasse C für KKA [DIBt 2006]
Reinigungs- klasse
faecel coliforme Keime
CSB BSB5 NH4-N Nanorg. AFS
[n/100mL] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L]
C 150* / 100** 40* / 25** 75*
*ermittelt aus der qualifizierten Stichprobe
**ermittelt aus der 24-h Mischprobe
2 Grundlagen 25
2.2.2 Kleinkläranlagentypen und deren Leistungsfähigkeit
Die Abwasserbehandlung durch KKA erfolgt in mehreren verfahrenstechnischen
Schritten. Das Abwasser passiert eine Reihe von verschiedenen Reinigungsstufen, in
denen jeweils unterschiedliche Reinigungsschritte ablaufen. In der Mehrzahl der
Anlagensysteme erfolgen eine mechanische Vorreinigung, eine biologische
Behandlung und eine mechanische Nachklärung. In der Vorklärung werden
aufschwimmende und absinkende Abwasserinhaltstoffe abgetrennt und in der
biologischen Stufe die gelösten organischen Inhaltsstoffe durch suspendierte oder
sessile Biomasse verstoffwechselt. In der Nachklärung wird die in der Biologie
gebildete Biomasse sedimentiert, in die Biologie zurückgeführt oder in den Schlamm-
speicher gefördert.
Eine Übersicht der verschiedenen Kläranlagenverfahren zeigt Tab. 2.5. Einige der
dargestellten Systeme (z.B. SBR-Anlagen) können auf eine Nachklärung verzichten
und führen die Trennung des gereinigten Wassers von der Biomasse innerhalb des
Bioreaktors durch. Naturnahe Biofilmverfahren benötigen ebenfalls kein
Nachklärbecken, da bei diesen Anlagen die Biomasse im Bodenkörper zurückgehalten
wird.
Während in technischen Anlagen der Sauerstoff durch Pumpen, Verdichter oder die
Bewegung von Besiedlungsflächen eingetragen wird, existieren naturnahe Verfahren,
die ohne eine Zwangsbelüftung auskommen. In diesen Verfahren bildet eine belebte
Bodenzone den Besiedlungsraum für Bakterien. Pflanzen lockern bei diesen Anlagen
den Boden auf und ermöglichen den Sauerstofftransport in die Bodenzone.
Tab. 2.5: Einteilung der Behandlungsverfahren von KKA
naturnah
Durchflussanlagen Teichkläranlagen Rotationstauchkörper bepflanzte BodenfilterSBR-Anlagen Walzentauchkörper PflanzenkläranlagenMembranbelebung Scheibentauchkörper unbepflanzte Bodenfilter
Festbettreaktoren Bodenkörperfilterschachtberieselt (Tropfkörper)getauchtmit Filterwirkung (Biofilter)
freibewegliche AufwuchskörperSchwebebettWirbelbett / Fließbett
kombinierte Verfahren
technisch
Verfahren mit suspendierter Biomasse Verfahren mit sessiler Biomasse
technisch naturnah
26
Entscheidend für den Behandlungserfolg der Desinfektion des Anlagenablaufs zur
Brauchwassergewinnung ist zwangsläufig die Reinigungsleistung der KKA.
Im Vorfeld dieser Arbeit wurde daher das Leistungsspektrum konventioneller KKA
betrachtet und der Ablauf auf relevante Parameter einer Brauchwasserbehandlung
bewertet. Untersucht wurden stabil funktionierende und regelmäßig gewartete KKA.
Alle Anlagen zeichneten sich durch eine geringe Unterlastsituation bei guten bis sehr
guten Ablaufwerten aus. Die reguläre Anlagenwartung erfolgte zweimal im Jahr durch
ein DWA zertifiziertes Unternehmen und wurde durch die anlagenspezifischen
Eigenkontrollen der Betreiber begleitet. Ausgewählt wurden Anlagen mit den
niedrigsten Reinigungsanforderungen (Klasse C, vgl. Tab. 2.4). Ordnungsgemäß
funktionierende Anlagen dieses Typs zeigen die höchsten Auslegungsanforderungen
einer Brauchwassererzeugung auf. Untersucht wurden einstufige Pflanzenkläranlagen
(PKA), Tropfkörper- (TK), SBR-, Festbett- (FB) und Wirbelbettanlagen (WB) mit einem
Anschlussgrad von maximal 8 Einwohnern. Ausgewählt wurden je Klärsystem zwei bis
drei Anlagen. Im Abstand von vier Wochen fand an jeder Anlage die Beprobung der
Vorklärung sowie des fließenden Ablaufs statt. Die Medianwerte der Untersuchungen
für die Parameter CSB, BSB5 und NH4-N stellt Abb. 2.5 dar.
48,3
29,4
81,877,6
54,6
5,0 3,0
9,7
4,56,1
12,7
7,5 9,4
4,1
14,5
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
FB PKA SBR TK WB
Medianwerte der Ablaufuntersuchungen [m
g/L]__
CSB
BSB5
NH4-N
BSB5
NH4-N
CSB
Abb. 2.5: Darstellung der CSB, BSB5 und NH4-N Konzentrationen im Ablauf untersuchter
KKA von verschiedenen Verfahren
2 Grundlagen 27
Die Untersuchungen konnten bestätigen, dass die überprüften Verfahren bei
ordnungsgemäßem Betrieb und regelmäßiger, fachgerechter Wartung die geforderten
Ablaufwerte (siehe Tab. 2.4) einhalten und deutlich unterschreiten können. Die
Anlagen erfüllen zudem schon weitgehend die Anforderung an die verschiedenen
Brauchwassereinsatzmöglichkeiten entsprechend Tab. 2.3.
Weiterhin war von Interesse, welche Ausgangskonzentration der mikrobiologischen
Indikatoren an den jeweiligen Anlagensystemen vorliegen und ob es unter den
einzelnen Kleinkläranlagentypen diesbezüglich Unterschiede gibt. Betrachtet wurde der
mikrobiologische Indikator E. coli und gesamtcoliforme Bakterien (vgl. Abb. 2.6)
1,0E+00
1,0E+01
1,0E+02
1,0E+03
1,0E+04
1,0E+05
1,0E+06
FB PKA SBR TK WB
E. coli und Gesamtcoliform
e [n/100mL]
E. coli
Gesamtcoliforme
E. coli
Abb. 2.6: Darstellung der Konzentration von E. coli und gesamtcoliformer Bakterien im
Ablauf untersuchter KKA von verschiedenen Verfahren
Die Ergebnisse zeigten, dass die Unterschiede zwischen den einzelnen KKA-
Verfahren gering sind. Die Ergebnisse bestätigen ebenfalls die Erkenntnisse von
AL JIROUDI (2005) und HAGENDORF et al. (2004), dass einstufige PKA Keime nicht
deutlich besser reduzieren.
Es konnte zwar aufgezeigt werden, dass alle KKA-Verfahren Fäkalindikatoren
reduzieren, die hygienischen Anforderungen von Tab. 2.3 werden jedoch nicht erfüllt.
28
2.2.3 Neuartige Sanitärsysteme
Im Gegensatz zu dem in dieser Arbeit angestrebten Ziel, den Anlagenablauf
konventioneller Klärverfahren direkt als Brauchwasser aufzubereiten, bestehen
Entwicklungen, die Abwasserbehandlung in ihren Grundzügen zu verändern.
Nachfolgend werden diese Systeme vorgestellt. Weiterhin wird aufgezeigt, warum
diese für KKA derzeit keine Alternative darstellen.
Neuartige Sanitärsysteme (NASS) basieren auf der getrennten Erfassung und
Behandlung von Teilströmen [Oldenburg et al. 2008]. Alternativ wird auch der Begriff
NoMix angewandt.
Diese Systeme können auf nachfolgenden Herangehensweisen basieren:
- Trennung und separate Behandlung aller Stoffkreisströme des Abwassers
(zum Beispiel durch sanitäre Trockensysteme mit Urinseparation),
- Teilentnahme von Stoffströmen zur Aufbereitung und Wiederverwendung (zum
Beispiel durch den Einsatz von Trenntoiletten).
Häusliches Abwasser besteht aus verschiedenen Abwasserteilströmen. Es setzt sich
aus Schwarz- und Grauwasser zusammen. Schwarzwasser kann zudem in Gelb- und
Braunwasser untergliedert werden. Während Gelbwasser die Summe aus Spülwasser
und anfallendem Urin ist, bezeichnet Braunwasser den mit Spülwasser und Fäkalien
versetzten Abwasserstrom. Grauwasser hingegen ist Abwasser aus Wasch- und
Reinigungsstrecken ohne Verunreinigungen durch Fäkalien (z.B. aus Küche, Bad,
Waschbecken, Dusche, Waschmaschine).
Die Teilung der Stoffströme ermöglicht nach LONDONG (2000), nährstoffarmes Grau-
wasser durch einfache Techniken zu reinigen und anschließend wieder zu verwenden
und auf der anderen Seite die nährstoffreichen Stoffströme Braun- und Gelbwasser in
Dünger zu überführen.
Es bestehen Bestrebungen, diese Konzepte in den dezentralen und semi-zentralen
Bereich zu integrieren. In den vergangen Jahren wurde eine Reihe von Pilotprojekten
realisiert und in der Literatur beschrieben [Oldenburg et al. 2003], [Werner et al. 2005],
[Staben 2008], [Christ 2003]. [Peter-Fröhlich et al. 2004], [Peter-Fröhlich et al. 2008].
Diese Projekte zeigen jedoch, dass vor einem praktischen Einsatz noch eine Vielzahl
von Problemen zu lösen ist. Neben Akzeptanzschwierigkeiten stehen technische
Hürden vor einem großflächigen Einsatz. Verbesserungen an den Toilettensystemen
und Grobstofffiltern sind ebenso wie neue Lösungen der Stoffstromableitungen ohne
Ablagerungen in den Rohrleitungen zu entwickeln. Hindernisse ergeben sich ebenfalls
in der aufwendigen Installation des Ableitungssystems. Weiterhin werden für diese
2 Grundlagen 29
Lösungen getrennte Behandlungsanlagen für das Schwarz- und Grauwasser benötigt,
wodurch höhere Investitions- und Betriebskosten entstehen. Ein höherer Platzbedarf
von NASS ist ein weiterer Nachteil im Gegensatz zu der konventionellen Behandlung
des gesamten Abwasserstroms in einer KKA. KAUFMANN-ALVES et al. (2008) stellen
fest, dass ein kurzfristiger Umstieg auf alternative, nachhaltige Konzepte mit
Stoffstromtrennung nicht ohne weiteres flächendeckend umsetzbar ist. NASS müssen
im Vorfeld in konkrete Planungsaufgaben einbezogen werden. Jedoch schätzen selbst
Hersteller von NoMix- Systemen den zukünftigen Markt als gering ein [Udert 2007].
Zusammenfassend sind diese Systeme keine Alternative zur Ertüchtigung bestehender
KKA. Für Neubauten müssen erst verbesserte technologische Lösungen entwickelt
werden, bevor diese Systeme Anwendung finden könnten.
2.3 Desinfektion des Anlagenablaufs von KKA –
Literaturrecherche
2.3.1 Anforderungen an ein Desinfektionsverfahren zur Brauch-
wassererzeugung für KKA
Wichtigstes Ziel ist eine stabile Desinfektionsleistung mit hoher Funktionssicherheit.
Weiterhin müssen diese Verfahren genügend Leistungsreserven aufweisen, um die
stark schwankenden Zuflüsse einer KKA zu verarbeiten. Wechselnde Reinigungs-
leistungen der KKA sind ohne Leistungseinbrüche der Desinfektionsleistung zu
bewältigen. Eine Veränderung des Abwassers durch die Erzeugung gefährlicher
Desinfektionsnebenprodukte (DNP) ist aus Umweltsicht auszuschließen. Melde-
funktionen müssen den Nutzer über mögliche Probleme informieren und Sicherheits-
einrichtungen eine Verwendung bedenklichen Wassers verhindern. Die Anlagentechnik
ist wartungs- und bedienerfreundlich zu konzipieren. Das gereinigte Abwasser muss
geruchlos, trübungsarm und farblos sein. Eine Brauchwassererzeugung sollte zudem
Abwasser in den geforderten Mengen bereitstellen können, welches darüber hinaus die
Möglichkeit einer Bevorratung über einen spezifischen Zeitraum ohne Qualitäts-
minderung bieten muss. Das Brauchwasser muss hierfür ein geringes Wieder-
verkeimungspotential besitzen.
Geringe Investitions- und Betriebskosten besitzen bei den Betreibern einen hohen
Stellenwert. Die laufenden Betriebskosten einer Brauchwasseraufbereitungsanlage
ergeben sich aus den entstehenden Kosten für Betriebsmittel (Energie und
gegebenenfalls Chemikalien), Wartung, Investitionsbedarf für Verschleißteile sowie
30
möglichen Kosten für die Behebung technischer Defekte. Robuste, einfache und
langlebige Anlagentechnik hilft, die laufenden Kosten betreiberfreundlich zu gestalten
und die Wartungskosten zu senken.
Abb. 2.7 verdeutlicht die Verknüpfung von Anforderungen an das Verfahren, an dessen
Desinfektion und an die entstehenden Kosten, um die Akzeptanz bei Betreibern und
Behörden zu erhöhen.
Abb. 2.7: Darstellung der Anforderungen an ein Desinfektionsverfahren für KKA
2 Grundlagen 31
2.3.2 Übersicht bekannter Desinfektionsverfahren
Nach HAGENDORF et al. (2004) stehen technische und naturnahe Verfahren zur
Verfügung, sofern die verschiedenen mikrobiologischen Leit- und Grenzwerte in den
jeweiligen Nutzungsarten überschritten werden und eine Desinfektion erforderlich ist.
Eine Klassifizierung technischer Verfahren kann weiterhin in chemische oder
mechanisch / physikalische Verfahren erfolgen.
Chemische und elektrochemische Verfahren werden in Verfahren, die externe
Chemikalien dosieren, oder in Verfahren, die am Einsatzort die benötigten
Desinfektionsmittel erzeugen, unterschieden. Die Vor-Ort-Erzeugung kann in einem
separaten Reaktor (ex-situ Betrieb), im Bypass oder in einem Durchflussreaktor mit
dem zu behandelnden Medium erfolgen (in-situ Betrieb).
Einen Überblick über die Einteilung bekannter Desinfektionsverfahren gibt Abb. 2.8.
Teichanlagen UV-Bestrahlung Dosierung externer Chemikalien
Bodenfilter Thermische Behandlung - Chlorung:bewachsen Autoklavieren - Chlorgasunbewachsen Pasteurisierung - Natriumhypochlorit
FilterverfahrenEinschichtfilter -Mehrschichtfilter
Membranfiltration In-situ / Ex-situ BetriebMikrofiltration - Chlorung:Ultrafiltration - Chlor oder ChlorgasNanofiltration - NatriumhypochloritUmkehrosmose - Calciumhypochlorit
- Natriumchloridlösung- Chlordioxid
- Ozonung- elektrochemische Erzeugung
technische Verfahrennaturnahe Verfahren
Peressigsäure- oder Wasserstoffperoxid-Anwendung
- Calciumhypochlorit
Mechanische / Physikalische Verfahren
Chemische / Elektrochemische Verfahren
Abb. 2.8: Einteilung der Desinfektionsverfahren
32
Vor- und Nachteile einzelner Desinfektionsverfahren werden nachfolgend in Tab. 2.6
zusammengefasst.
Tab. 2.6: Vergleich der Desinfektionsverfahren
- umweltfreundlich - kein Depoteffekt- keine Bildung von DNP - beschränkte Abbauleistung mit- stark jahreszeitlichem Einfluss
- hoher Platzbedarf
- -
--
- kompakte Bauweise- effektive Desinfektion - kein Depoteffekt- keine Resistenzbildung - benötigt ggf. Vorbehandlung
- effektive Desinfektion - kostenintensiv- - betriebsintensiv
- umweltfreundlich - kein Depoteffekt- effektive Desinfektion -- keine Bildung von DNP- - hohe Investitionskosten
- geringe Investitionskosten - hohe Sicherheitsanforderungen- - effektive Desinfektion -
- Bildung eines Depoteffekts- einfache Dosierung - Resistenzbildung möglich
- Anteil hypochloriger Säure pH abhängig#
- - Bildung eines Depoteffekts -- keine Chemikalien- bevorratung- kompakte Bauweise - Resistenzbildung möglich- effektive Desinfektion -
#
Chlor-Elektrolyse
hoher Wartungs- und Betriebsaufwand
Bildung toxikologischer DNP (z.B. halogenierter DNP, Bromat u. Chlorat)
Anteil hypochloriger Säure pH abhängig
Bildung toxikologischer DNP (z.B. halogenierter DNP)
Vorteile Nachteile
Desinfektionswirkung auch gegen agglomerierte Keime
geringe Betriebs- und Investitionskosten
Mechanische / Physikalische Verfahren
naturnahe Verfahren
Teichanlagen undBodenfilter
Chlorgas
UV-Bestrahlung
Thermische Behandlung
Membranfiltration
Chlorung
Chemische / Elektrochemische Verfahren
keine Bildung halogenierter DNP
zusätzliche Reduktion von AFS
ohne Einsatz von Chemikalien
technische Verfahren
hoher Wartungsaufwand der Strahler
hohe Anforderungen: AFS < 20 mg/L, Transmission mindestens 55
2 Grundlagen 33
#
- Chlordioxid - Bildung eines Depoteffekts - Chlorit- Chloratbildung möglich- keine Chloraminbildung - Resistenzbildung möglich- pH unabhängig -- effektive Desinfektion #
- effektive Desinfektion - beschränkter Depoteffekt- - DNP Bildung (Bromat)
- hohe Sicherheitsanforderungen
- effektive Desinfektion - hohe Konzentration erforderlich- einfache Dosierung - Katalysator erforderlich- pH unabhängig
Wasserstoff- peroxid
OzonungReduktion schwer- abbaubarer organischer Spurenstoffe
hohe Sicherheits-anforderungen
Vorteile Nachteile
Die Zusammenfassung zeigt, dass alle Verfahren Vor- und Nachteile besitzen. Ein
Verfahren ohne Nachteile existiert nicht, so dass die Eignung eines Verfahrens erst im
Abgleich mit dem angestrebten Einsatzgebiet und dessen speziellen Anforderungen
bewertet werden kann.
In der Desinfektion von Kläranlagenabläufen der zentralen Abwasserbehandlung
haben sich als bewährte Verfahren aus dem technischen Bereich die UV-Bestrahlung,
Membranfiltration, Ozonung und Chlorung etabliert.
Tab. 2.7: Bewertung von Verfahren der Abwasserdesinfektion [ATV-M205], [Popp et al.
2004], [Strunkheide 2005]
Desinfektions- verfahren
Desinfektions- wirkung
Depotwirkung der Desinfektion
Betriebs- erfahrungen
Umwelt- verträglichkeit
UV-Bestrahlung + - ++ + 0,03 - 0,05
Membranfiltration ++ - - ++ 0,20 - 0,82
Ozonung + +/- + - 0,05 - 0,18
Chlorung ++ ++ ++ - 0,04 - 0,06
Naturnahe Verfahren +/- - +/- ++ 0,01 - 0,03
Kosten [€/m³]
Die Bewertung entsprechend Tab. 2.7 kann in gewisser Weise auch für die
angestrebte Desinfektion von Kleinkläranlagenabläufen und kleineren Anlagen
angewandt werden. Die angegeben spezifischen Behandlungskosten werden hingegen
bei kleintechnischen Anlagen nicht zu realisieren sein.
34
2.3.3 Marktüberblick der Desinfektion von Kleinkläranlagenabläufen
2.3.3.1 Etablierte Verfahren und Zulassungsüberblick
Eine Vielzahl von Herstellern beantragte in den letzten Jahren allgemeine
bauaufsichtliche Zulassungen für KKA mit zusätzlicher Hygienisierung (Klasse +H).
Anlage 4 bietet eine Übersicht dieser Hersteller. Ein Einsatz von KKA der
Ablaufklasse +H mit dem Ziel der Abwasserwiederverwendung findet in Deutschland
jedoch nur in begrenztem Maße statt. Vielmehr erfolgt der Einsatz dieser Anlagen in
Gebieten, in denen eine dezentrale Abwasserbehandlung mit KKA nur mit zusätzlicher
Hygienisierung aus Gründen des Gewässer- und Bodenschutzes erfolgen kann.
Karstgebiete und Gebiete mit klüftigem Untergrund enthalten Grundwasserreserven,
auf die zur Sicherung der Trinkwasserversorgung nicht verzichtet werden kann [LfU-
Bayern 2008].
Etabliert haben sich als technische Verfahren, im Gegensatz zum Bereich großer
zentraler Kläranlagen, bisher nur die Membranfiltration und UV-Bestrahlung.
Mehrstufige naturnahe Lösungen in Form von Sand- und Bodenfiltern, in bewachsener
und unbewachsener Form, könnten ebenfalls zur Brauchwassergewinnung eingesetzt
werden. WWT (2003) stellen einige Hersteller und die jeweiligen Pflanzenkläranlagen
vor. PHYTOFILT-E Anlagen der Fa. BIOFILT GmbH werden mit der Möglichkeit zur
Brauchwassererzeugung für Bewässerung und Toilette beworben [Biofilt 2009].
Anlagen dieses Herstellers wurden durch SALOMO et al. (2008) untersucht und deren
Potential zur Keimzahlverringerung bestätigt. Ein Einsatz dieser Anlagen zur gezielten
Brauchwassererzeugung mit Praxisbeispielen konnte nicht in Erfahrung gebracht
werden.
2.3.3.2 Bewertung der etablierten Verfahren
Nachteilig wirkt sich derzeit bei allen angewandten Verfahren im KKA-Bereich aus,
dass entsprechend den erteilten Zulassungen im Rahmen der Wartung kein Nachweis
hygienisch relevanter Parameter vorgeschrieben ist. Nur die zuständigen
Genehmigungsbehörden könnten eine regelmäßige Bestimmung hygienischer
Parameter verlangen, orientieren sich aber an den Wartungsinhalten der Zulassungen.
Praxiswerte über die Hygienisierungsleistung und die Betriebssicherheit dieser
Anlagen liegen bisher nicht vor.
2 Grundlagen 35
UV-Bestrahlung im Einsatz bei KKA
Bei der UV-Bestrahlung muss kritisch hinterfragt werden, ob die im Rahmen eines
Prüffeldtests erzielten hygienischen Reinigungsleistungen in der Praxis erbracht
werden. Diese Vermutung wird durch fehlende Vorbehandlungsmaßnahmen, welche
durch das DIBt nicht gefordert und von den Herstellern nicht eingesetzt werden,
gestärkt. Die Hauptkritik richtet sich daher an eine zu geringe Reglementierung
abfiltrierbarer Stoffe. Das der UV-Bestrahlung zufließende mechanisch und biologisch
gereinigte Abwasser darf bei der Klasse N+H und D+H bis zu 50 mg/L und bei der
Klasse C+H sogar bis zu 75 mg/L an abfiltrierbaren Stoffen aufweisen (vgl. Anlage 3).
Dies liegt deutlich über den in der ATV-M205 empfohlenen Zulaufqualitäten einer UV-
Bestrahlung. STRAUB (2008) berichtet nach einem umfangreichen Marktüberblick, dass
bei einigen SBR-Anlagen systembedingt die Abpumptechnik das Mitreißen von
Schwebstoffen fördert. GOLDBERG (2007) zeigt auf, dass die bisher zugelassenen
Anlagen mit einer Hygienisierung durch UV-Bestrahlung ausnahmslos SBR-Anlagen
sind. Selbst der Marktführer im Bereich der SBR-Technik bei KKA in Deutschland führt
an, dass sich Schlamm während der Belüftungsphase in den Fördereinrichtungen
absetzen und sammeln kann. In der Klarwasserabzugsphase kann der Wert an
absetzbaren Stoffen hierdurch stark erhöht sein [ATB 2009].
Einige Hersteller gewähren eine sichere Hygienisierung daher nur bei Transmission
von 70 % und einer Bestrahlungsdosis von mindestens 400 J/m² [Z-55.3-175]. Nach
Angaben der Fa. UMEX wird für eine kostengünstige Abwasserdesinfektion ein Zulauf
mit einer Konzentration abfiltrierbarer Stoffe kleiner 10 mg/L empfohlen [UV-EL 2009].
Nach Untersuchungen von SCHÖLER (2004) können höhere Konzentrationen an
abfiltrierbaren Stoffen bis zu einem gewissen Behandlungserfolg durch eine höhere
Bestrahlungsdosis ausgeglichen werden. Angewandt werden von den Herstellern
maximale Bestrahlungsdosen von 400 bis 800 J/m². Durch die fehlende
vorgeschriebene Vorbehandlung kann jedoch nicht ausgeschlossen werden, dass
durch Schlammabtrieb im Ablaufwasser, zum Beispiel in der Folge von Bläh- und
Schwimmschlammproblemen, die hygienischen Anforderungen selbst bei den
vorgegebenen Bestrahlungsdosen nicht eingehalten werden. Die vorgeschriebene
Bestrahlungsdosis wird weiterhin nur bei regelmäßig und ordnungsgemäß gewarteten
Strahlern erzielt. Technische Maßnahmen gegen ein Fouling an der
Schutzrohrverglasung der Strahler werden nicht angewandt. Im Rahmen der Wartung
muss daher mit sicherheitsrelevanten Chemikalien die Reinigung manuell durchgeführt
werden. Eine fehlende oder unsachgemäße Reinigung führt zwangsläufig zu einer
geminderten Hygienisierungsleistung. Ein weiterer Nachteil ist der fehlende Depoteffekt
nach einer UV-Bestrahlung.
36
Vorteile des Einsatzes von UV-Strahlern entstehen durch dessen geringe
Investitionskosten und die sehr kompakte Bauform. Diese ermöglicht es, die UV-
Bestrahlung sowohl in den Anlagen, als auch außerhalb zu betreiben. Abb. 2.9, Abb.
2.10 und Abb. 2.11 zeigen einige Ausführungen im Kleinkläranlagenbereich.
Abb. 2.9: Ausführung
Fa. ATB [ATB 2007]
Abb. 2.10: Modul der Fa. LKT
[LKT 2009]
Abb. 2.11: Modul der Fa.
BATCHPUR [batchpur 2009]
Membranfiltration im Einsatz bei KKA
Die etablierten Membranfiltrationsverfahren zeichnen sich durch den Vorteil aus, dass
eine intakte Membran die Hygienisierung gewährleistet. Einige Hersteller überwachen
den Membranzustand daher über eine Druckmessung. Neben Mikrofiltrations-
membranen (z.B. Fa. MBUT, Fa. BUSSE und Fa. RHEBAU) werden auch
Ultrafiltrationsmembranen (z.B. Fa. MARTIN-SYSTEMS und Fa. HUBER DeWaTec)
angeboten. Während vorwiegend die Kombination der Filtrationsmodule mit einer
Belebtschlammbiologie in einem Membranbelebungsreaktor (MBR) angewandt wird,
geht die Fa. MBUT den Weg, die Filtration nachgeschaltet durchzuführen. Abb. 2.12
bis Abb. 2.14 zeigen einige der auf dem Markt angebotenen Membraniltrationsmodule
und Anlagen.
Membranverfahren müssen im Rahmen der Wartung, entsprechend der allgemeinen
bauaufsichtlichen Zulassung, im Gegensatz zur UV-Bestrahlung zusätzlich eine
Trübungsmessung nachweisen. Weiterhin wird der Membrantausch einmal jährlich
vorgegeben. Eine Ausnahme konnte die Fa. MBUT erzielen, die mittels abrasiver
Kunststoffkörper eine aktive Deckschichtkontrolle an den Membranen durchführt. Im
Rahmen dieser Zulassung kann der Membrantausch bedarfsgerecht erfolgen.
Nachteile ergeben sich bei MBR Anlagen in Betriebszuständen, in denen die
Belebtschlammbiologie starken Über- oder Unterlastsituationen ausgesetzt wird. Ein
verstärktes Fouling durch die EPS von Belebtschlamm mit schlechten Schlammindizes
2 Grundlagen 37
stellt eine Hauptursache in der vorzeitigen Vorblockung von Filtrationsmembranen dar.
Da der Einsatz von Chemikalien zur Entfernung von Verblockungen nicht in der Anlage
erfolgen darf, ist die Regeneration der Membran aufwendig. Die Module werden aus
der Anlage geholt und separat gereinigt.
Abb. 2.12: Modul der
Fa. MBUT
Abb. 2.13: Anlage der Fa.
BUSSE [Busse 2005]
Abb. 2.14: Modul der Fa. HUBER
DeWaTec GmbH [HUBER 2010]
Anlage 5 zeigt, dass sich für die Membranfiltration im Vergleich mit der UV-Bestrahlung
höhere Investitionskosten ergeben. Der Anhang fasst zudem die Verschleißteile und
Standzeiten dieser Verfahren zusammen. Neben höheren Investitionskosten ergeben
sich für die Membranfiltration auch höhere Energie- und Wartungskosten.
Zusammenfassend erfüllt kein derzeit vermarktetes Verfahren ohne weitere technische
Verbesserungen die Anforderungen aus 2.3.1 zur Brauchwassererzeugung.
Insbesondere die fehlende Senkung des Wiederverkeimungspotentials der UV-
Bestrahlung und Membranfiltration erfordern auf diese Problemstellung angepasste
Lösungen.
Im langfristigen Betrieb einer KKA muss die Desinfektionsleistung der UV-Bestrahlung
sogar generell kritisch hinterfragt werden. Prüffeldtests mit einer Dauer von nur 3
Monaten nach DIN EN 12566-7 ergeben ohne Beachtung der Fouling-Problematik kein
repräsentatives Ergebnis.
Für die Überwachung von Anlagen zur Desinfektion des Klarwasserablaufs entsteht
weiterhin die Forderung an Behörden und das DIBt, den Nachweis zur Einhaltung
mikrobiologischer Indikatoren im Wartungsumfang vorzuschreiben. Tab. 2.2 bietet
hierfür einen Vorschlag.
38
2.4 Vorstellung der untersuchten Verfahren
Kapitel 2.3.2 zeigt auf, dass dem Anwender im Bereich der Wasserdesinfektion eine
Reihe möglicher Verfahren zur Verfügung stehen. Wie weiterhin dargestellt wurde,
konnten sich bisher nur die unter Kapitel 2.3.3 erläuterten Verfahren für eine
Desinfektion zur Direkteinleitung in sensible Gewässer im KKA Bereich etablieren.
Für die zukünftigen Anwendungen einer Brauchwassererzeugung bieten jedoch
alternative Verfahren ein beachtliches Potential. Im Rahmen dieser Arbeit wurden ein
elektrochemisches Behandlungsverfahren und eine Biofiltrationsstufe entwickelt und in
einem Feldtest auf ihre Anwendung untersucht.
In diesem Kapitel werden die entwickelten Verfahren in ihrer Wirkungsweise vorgestellt
und die Entscheidungskriterien für die Auswahl der technischen Ausrüstung und
Betriebsweise dargelegt.
2.4.1 Desinfektion mittels elektrochemischer Behandlung
Die elektrochemische Behandlung zählt zu den chemisch / elektrochemischen
Verfahren, die durch den Eintrag von Desinfizienzien eine Desinfektion erzielen.
Anwendung finden mindestens eine Anode und Kathode, die in das zu behandelnde
Wasser oder in einen Teilstrom eintauchen. An den Elektroden wird eine
Gleichspannung angelegt, wobei die Polarität der Elektroden gegebenenfalls in einem
bestimmten Rhythmus gewechselt werden kann [Kraft et al. 2006]. Erfolgt eine
Stoffzersetzung mittels Stromzufuhr von außen, wird dies als Elektrolyse bezeichnet.
Positive Elektrodenpotentiale bei der Elektrolyse kennzeichnen die Einsatzmöglichkeit
als Anode (Verbindungen oxidieren zu können), negative hingegen die Reduktion im
Einsatz als Kathode [Schmidt 2003]. Das Elektrodenpotential wird gegen eine
Bezugselektrode gemessen, standardmäßig gegen die Standardwasserstoffelektrode
(SHE = engl.: Standard Hydrogen Electrode), die als Bezugsquelle angegeben werden
muss.
Elektrochemische Techniken zeichnen sich durch die Vermeidung hoher Temperaturen
und Drücke, einen wartungsarmen und kostengünstigen Betrieb sowie durch
Minimierung des Chemikalieneinsatzes und eine einfache Steuerung aus [Kraft 2004].
Elektrochemische Anlagen können zudem sehr platzsparend gebaut werden [Dittmar
et al. 2008]. Anwendungen zur Desinfektion im Kleinkläranlagenbereich sind nicht
bekannt.
2 Grundlagen 39
Im Verlauf der Behandlung werden aus dem Wasser selbst Desinfizienzien gebildet.
Diese enthalten Wirkstoffe, die infektiöse Keime abtöten bzw. inaktivieren. Die
desinfizierende Wirkung beruht zum Beispiel auf der Zerstörung der mikrobiellen
Zytoplasmamembran, einer Enzym- und Wachstumshemmung, Unterbindung von
Stoffwechselvorgängen oder der Gerinnung von Proteinen [Klischies 2004], [Bergmann
et al. 2008b]. Die bekanntesten und gebräuchlichsten chemischen Desinfektionsmittel
sind Chlor und Ozon. Eine Abtötung durch eine direkte Wirkung des elektrischen
Stroms ist im Kontakt mit den Elektroden auszuschließen [Bergmann et al. 2001].
Die Art und Menge der erzeugten Desinfizienzien hängt hauptsächlich von dem
elektrochemischen Potential der Elektroden und den Wasserinhaltsstoffen ab. Für die
Anwendung im Bereich der Abwasserdesinfektion ergibt sich der Vorteil, dass Chlorid,
aus dem elektrochemisch freies Chlor zur Desinfektion erzeugt werden kann, in
bedeutender Menge vorhanden ist. In Vorbereitung der Feldversuche konnte dies
durch eigene Untersuchungen des Anlagenablaufs von ca. 30 KKA bestätigt werden
(vgl. Abb. 2.15).
0
50
100
150
200
250
400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000
Leitfähigkeit [µs/cm]
Chlorid [mg/L]
Abb. 2.15: Darstellung der Chloridkonzentration und Leitfähigkeit von
Kleinkläranlageabläufen
Durch die hohe nachgewiesene Leitfähigkeit des Anlagenablaufs von KKA ergeben
sich keine Grenzen für den Einsatz elektrochemischer Behandlungsverfahren, welche
bei geringen Leitfähigkeiten im Stromfluss begrenzt wären. Die ermittelten
Leitfähigkeiten und Chloridkonzentrationen können als sehr gute Ausgangsbasis einer
elektrochemischen Behandlung betrachtet werden.
40
Steht Chlorid im Wasser zur Verfügung, wird aus diesem freies Chlor gebildet, dem in
der elektrochemischen Wasserdesinfektion häufig der Hauptanteil der Des-
infektionswirkung zugeschrieben wird [Kraft 2004], [Schmalz et al. 2009], [Bergmann et
al. 2008b]. Die nachfolgend angewandte Bezeichnung „freies Chlor“ steht hierbei für
die Summe aus molekularem Chlor, Hypochlorit und hypochloriger Säure. Diese
werden an aktivierten Elektroden gemäß der Gl. 2.1 und Gl. 2.2 gebildet.
2 Cl- → Cl2 + 2 e- Gl. 2.1
Cl2 + H2O → HClO + H+ + Cl- Gl. 2.2
Bei der Desinfektion ist zu beachten, dass alle Desinfizienzien eine entsprechende
Kontaktzeit für die Desinfektion benötigen. Diesen Zusammenhang gibt der ct-Wert
wieder. Dieser ist das Produkt aus Konzentration und Einwirkzeit und versucht die
Reaktionskinetik der einzelnen Desinfektionsmittel zu beschreiben. Ohne die Angabe
weiterer Variablen wie pH-Wert, Temperatur sowie Wasserqualität ist er als alleiniger
Parameter für eine Bewertung jedoch nur bedingt verwendbar [Botzenhart 2007].
Um einen langfristigen Betrieb der Elektroden zu gewährleisten, muss auf eine
Besonderheit in der Anwendung elektrochemischer Verfahren hingewiesen werden. Im
Verlauf der elektrochemischen Behandlung erfolgt eine pH-Wert Erhöhung an der
Kathode, die zur Bildung von Calcium- und Magnesiumablagerungen führt. Diese
anorganischen Beläge (Fouling) können die Ausbeute an Desinfizienzien erheblich
reduzieren. Ein Polarisationswechsel kann genutzt werden, um an der zuvor als
Kathode betriebenen Elektrode entstandene Kalkablagerungen erfolgreich wieder zu
lösen. Alternative Abreinigungen sind alternierendes Heizen und Kühlen, kurze starke
Erhöhung des Stroms oder rotierende Bürsten. Diese Methoden sind jedoch in der
Langzeitanwendung ineffizient. KRAFT et al. (2002) konnten erfolgreich Beläge durch
den Einsatz von Ultraschall entfernen. Eine Praxisreife hat diese Methode noch nicht
erlangt. Da in den Feldversuchen ebenfalls mit Calcium- und Magnesiumablagerungen
zu rechnen war, wurde zur Abreinigung eine Betriebsweise mit Polarisationswechsel
angewandt.
Die Betriebsweise kann im kontinuierlichen oder diskontinuierlichen Betrieb realisiert
werden. Bewusst wurde für die Feldversuche die kontinuierliche Betriebsart gewählt,
da sich hierbei sofort stationäre Bedingungen einstellen. Im Gegensatz dazu erfolgt bei
der diskontinuierlichen Betriebsweise eine permanente Rückverdünnung, die eine
geringe Desinfektionsleistung bedingen könnte.
Wichtigstes technisches Element sind die Elektroden. Die Auswahl geeigneter
Elektroden hängt von der jeweiligen Anwendung ab. Derzeit werden sowohl Opfer- als
2 Grundlagen 41
auch Permanentelektroden eingesetzt. Während Opferanoden, beispielsweise aus
Kupfer oder Silber, sich im Verlauf der Elektrolyse auflösen, bestehen
Permanentelektroden aus stabilen Materialien. Anwendung im Bereich der
Wasserdesinfektion finden bisher überwiegend aktivierte Titanelektroden mit
Edelmetall- oder Edelmetalloxidbeschichtungen. Platinierte Titanelektroden sind mit
einer dünnen Platinschicht überzogen. Edelmetalloxide werden hingegen so genannten
Mischoxidelektroden (MOX) zugefügt. Die gebräuchlichsten Beschichtungen basieren
auf Iridium- oder Ruthenium-, bzw. auf Iridium/Ruthenium-Mischoxiden. MOX-
Elektroden zeichnen sich durch gute elektrokatalytische Eigenschaften aus und haben
im Vergleich zu Graphitelektroden eine höhere Lebensdauer [Schmidt 2003]. Sie
werden daher auch als dimensionsstabile Anoden (DSA) bezeichnet. Nach BERGMANN
et al. (2001) arbeiten Mischoxidelektroden jedoch nur maximal 6 bis 12 Monate.
Platinierte Titanelektroden und MOX Elektroden weisen weiterhin folgende Nachteile
auf:
• effektive Desinfektion nur bei hohen Chloridgehalten,
• Eignung der Iridiumoxid beschichteten Elektroden nur für spezielle
Oxidationsreaktionen,
• Verkürzung der Lebenszeit der Elektroden durch Elektrodenscaling und
Polaritätswechsel, beispielsweise von Iridium-Mischoxid-Beschichtungen [Kraft
et al. 1999].
Eine Sonderform von Permanentelektroden stellen bordotierte Diamantelektroden
(BDD) dar. Diese Elektroden können durch neuartige Produktionstechniken seit einigen
Jahren in Serienreife gefertigt werden. Im Vergleich zu MOX-Elektroden ist der Preis
dieser Elektroden sehr hoch (vgl. Tab. 2.8).
Tab. 2.8: Zusammenfassung ausgewählter Hersteller und Preise von Elektroden
Hersteller CONDIAS GmbH
Metakem GmbH
DE NORA Deutschland
GmbH
Elektrodenmaterial BDD MOX*2 MOX*3
Trägermaterial Niob Titan TitanFlächentyp Gitter Gitter Gitter
Preis [€/cm²] *1 9 bis 12 2 bis 3 3 bis 4*1 Wertangaben entsprechend Listenpreisen bzw . Herstellerauskünften, Preisaus-
künfte 2009 - 2010; *2 Ir-Mischoxid; *3 MOX-Beschichtung, allseitig - umpolbar
42
Abb. 2.16: BDD-Schicht [Condias 2009]
BDD-Elektroden sind leitfähige
Diamantschichten (vgl. Abb. 2.16) auf
einem Trägermaterial (z.B. Silizium oder
Niob). Ein undotierter Diamant ist ein
transparentes, isolierendes Material mit
höchster Härte. Erst die Zugabe des
häufig zur Dotierung angewandten Bors
erzeugt eine leitfähige Diamantschicht
mit geringem elektrischen Widerstand
[Carey et al. 1994].
BDD-Elektroden besitzen das größte bekannte elektrochemische Fenster zwischen
Wasserstoff- (-1,3 V vs. SHE) und Sauerstoffentwicklung (2,7 – 2,9 V vs. SHE) aus
wässrigen Elektrolyten [Tröster et al. 2004], [Rychen et al. 2003]. Nachteilig ist, dass in
der Literatur das Bildungsvermögen freien Chlors im Vergleich zu MOX- Elektroden als
geringer beschrieben wird. Es ermöglicht aber eine Desinfektion des Wasserstroms
[Bergmann et al. 2001, 2008b], [Kraft et al. 2000]. Vorteil von BDD-Elektroden ist deren
hohe mechanische und chemische Widerstandsfähigkeit. Die Langzeitstabilität als
Anode oder Kathode konnte auch bei hohen Stromdichten bestätigt werden [Kraft et al.
2000]. Zudem werden vom Elektrodenmaterial keine toxischen oder nicht erneuerbaren
Metallressourcen an das Elektrolyt abgegeben [Carey et al. 1994]. Ein weiterer Vorteil
ergibt sich aus der Inertheit der Diamantoberfläche gegenüber Adsorptionsprozessen.
Im langfristigen Betrieb sind mit BDD-Elektroden durch das geringe Elektrodenscaling
beständigere Betriebsbedingungen zu erwarten.
Die Inertheit der Diamantoberfläche führt weiterhin zu speziellen Mechanismen bei der
Erzeugung von Desinfizienzien, wie Abb. 2.17 darstellt. Folgende Unterschiede
müssen nach ALFARO et al. (2006) für aktivierte und nicht-aktivierte Elektroden
beachtet werden: An aktivierten Anoden (z.B. MOX-Elektroden) treten OH-Radikale
unmittelbar in Wechselwirkung mit dem Elektrodenmaterial, so dass in der Folge
Sauerstoff an der Elektrode für weitere Reaktionen gebunden wird (vgl. „R“ Abb. 2.17).
An BDD-Elektroden, die als nicht-aktivierte Elektroden bezeichnet werden, existieren
diese katalytischen Beziehungen nicht. OH-Radikalen ist es hier möglich, die
Diffusionsschicht zu überschreiten. Erst die spezielle Oberfläche der BDD-Elektroden
ermöglicht die Freisetzung kurzlebiger Radikale, welche in Folgereaktionen mit den
Wasserinhaltsstoffen treten können (vgl. „x“ Abb. 2.17).
2 Grundlagen 43
Anode a b a Kathode ( + ) ( - )
O2(g) H2(g)_
ROO R
aktivierte- •OH H3O
+
OH- H3O+ + e-
O2(g)
nicht aktiviert H3O+
e- •OH
•OH + x
a - Diffusionsschichtb - Flüssigkeitsströmung
Abb. 2.17: Bildung von OH-Radikalen an aktivierten und nicht aktivierten Anoden
Denkbar ist auch, dass OH-Radikale Reaktionen innerhalb der Diffusionsschicht
eingehen und erst über diese Reaktionen in das Elektrolyt gelangen, um dort durch
Rückreaktionen wieder freigesetzt zu werden. Diese Radikale reagieren schnell mit
einer Vielzahl von Wasserinhaltsstoffen, in deren Folge verschiedenste Desinfizienzien
und auch freies Chlor entsteht. Die Komplexität der Radikalreaktionen macht es im
Vergleich zur Verwendung von MOX Elektroden schwieriger, die freie Chlorproduktion
vorherzusagen. Abb. 2.18 zeigt die Rangfolge der stärksten Desinfizienzien, welche im
Verlauf der elektrochemischen Behandlung mittels BDD-Elektroden entstehen können.
OH● > Ozon > freies Chlor
> Wasserstoff- peroxid
> Peroxo-
dicarbonat>
Peroxo- disulfat
Abb. 2.18: Vergleich der Desinfektionswirkung ausgewählter Desinfizienzien
OH-Radikale besitzen demnach die stärkste germizide Wirkung. Diese stehen jedoch
durch deren geringer Halbwertszeit und starker Oxidationskraft beispielsweise auf
organische Wasserinhaltsstoffe nicht lange genug zur Verfügung, um eine starke
germizide Wirkung im Abwasser zu erzielen. Ozon wird an den Elektroden nur in
geringen Mengen gebildet und geht ebenfalls schnell für die Desinfektion in
Folgereaktionen mit gelösten organischen Stoffen verloren. Für das entstehende freie
Chlor ist zu beachten, dass dieses selbst eine Reihe von Folgereaktionen eingeht.
Entstehende Chloramine oder andere chlororganische Produkte können den
Desinfektionsprozess deutlich verlangsamen. Eine Vielzahl von Schwefel-, Stickstoff-
oder Kohlenstoff-Verbindungen zehren das gebildete freie Chlor.
44
Im Vergleich der Diamantelektroden mit Elektroden auf Titanbasis stand zum Zeitpunkt
der Auswahl der Elektrodenmaterialien das Argument des geringeren
Bildungsvermögens freien Chlors einer höheren Standzeit gegenüber. Weiterhin
sprach für eine Wahl der BDD-Elektroden der als unproblematisch bezeichnete
Polarisationswechsel in der Anwendung dieser Elektroden. Iridiumoxid beschichteten
MOX-Elektroden wird hingegen nach einem Polaritätswechsel eine geringere freie
Chlorproduktion vorhergesagt [Kraft et al. 2003]. Als kritisch wurde jedoch der deutlich
höhere Investitionspreis der BDD-Elektroden angesehen. Da bisher ein Einsatz von
BDD-Elektroden in großen Stückzahlen noch nicht erfolgt, kann jedoch der
Investitionspreis mit anderen Elektroden nur schwer verglichen werden. Der Preis pro
Elektrode könnte bei größeren Stückzahlen erheblich sinken.
In den Versuchen fanden aus diesen Gründen BDD-Elektroden des Herstellers
Condias Anwendung. Nachfolgende Zielstellungen sollten erreicht werden:
- hohe Elektrodenstandzeit,
- stabiler Langzeitbetrieb mit Umpolungsmöglichkeit,
- Elektrodenoberfläche mit geringer organischer und anorganischer
Foulingneigung,
- hohes und beständiges Bildungspotential germizider Stoffe,
- hohe Energiewirksamkeit auch bei großen Stromdichten,
- keine Abgabe toxischer Stoffe des Elektrodenmaterials.
Für eine Anwendung der elektrochemischen Behandlung im Allgemeinen spricht:
- der geringe Platzbedarf mit der Möglichkeit der Fertigung kleiner kompakter
Module, die allen KKA nachschaltbar sein können,
- die wartungsarme und robuste Technik mit hohen Leistungsreserven und hoher
Funktionssicherheit,
- die Erzeugung eines Brauchwassers mit Depoteffekt ohne Bevorratung von
Chemikalien.
2 Grundlagen 45
2.4.2 Desinfektion durch eine kompakte Biofiltrationsstufe
Der Einsatz von Biofiltern hat sich in der Abwassertechnik seit langer Zeit bewährt.
Erste Anwendungen entstanden durch eine Modifikation von Sandfiltern. Reine
Filteranlagen wurden durch Belüftung und den Einsatz neuer Materialien (z.B. Blähton)
biologisch intensiviert [Cornel 2003]. Biofilter sind den Biofilmverfahren zuzuordnen.
Als Definition der ATV-DVWK gilt die Bezeichnung „Festbettreaktoren mit Filterwirkung
(Biofilter / Biologische Filter)“ und beschreibt Biofilmreaktoren mit einem Festbett aus
körnigem Material als Füllstoff. Weiterhin werden in einem Biofilter Prozesse der
biologischen Reinigung des Abwassers und der Schwebstoffelimination kombiniert
[ATV-DVWK 2004].
Anwendung fanden Biofilter bisher als Hauptreinigungsstufe in kompakter Bauform bei
schwierigen Platzverhältnissen, zur Ertüchtigung bestehender Anlagen, zur
Erweiterung bestehender Anlagen für die Nitrifikation und / oder Denitrifikation oder zur
Rest-P-Elimination. BARJENBRUCH (2003) gibt an, dass in Deutschland im Jahr 2003
ca. 40 Biofilter im kommunalen Bereich in Betrieb waren. Vorteile dieser Anlagen sind
unter anderem die kompakte Bauform, hohe Biomassekonzentrationen durch große
spezifische Oberflächen und der feststoffarme Ablauf. Nachteilig wirken sich hohe
Anforderungen an die Vorreinigung des Zulaufs und geringe Stoßempfindlichkeiten
aus. CORNEL (2003b) führt auf dem 70. Darmstädter Seminar für Abwassertechnik an,
dass Biofilteranlagen naturgemäß für alle Anwendungen der
Wasserwiederverwendung prädestiniert sind. Ebenfalls eignen sich Biofilter als
Vorstufe einer Desinfektion, z.B. mittels UV-Bestrahlung.
Keimreduktionen mittels Biofiltration wurden bisher kaum untersucht. Erste
Erkenntnisse bieten Arbeiten über mehrstufige naturnahe Abwasserbehandlungs-
verfahren. SALOMO et al. (2008) konnte an einer mehrschichtigen Pflanzenkläranlage
den Einfluss der Filtertiefe und des mehrschichtigen Aufbaus auf die Reduktions-
leistung dokumentieren. Das Ablaufwasser entsprach über den gesamten
Untersuchungszeitraum dem Kriterium ausgezeichneter bzw. guter Badequalität der
Badegewässerrichtlinie. Auch HAGENDORF et al. (2002) konnten für mehrstufige
Bodenfilter hohe Eliminationen (3 bis 5 Zehnerpotenzen) nachweisen. Im Regelbetrieb
wurden in diesen Untersuchungen für mehrstufige Bodenfilter ebenfalls die
Anforderungen der Bewässerungswasser-, Beregnungswasser- und EU-
Badegewässerrichtlinie eingehalten. WALDHOFF (2008) stellt die wesentlichen
Mechanismen der Hygienisierung in Bodenfiltern entsprechend Abb. 2.19 dar.
46
Abb. 2.19: Wesentliche Merkmale der Hygienisierung durch Bodenfilter [Waldhoff 2008]
Einer besonderen Bedeutung wird der Prädation, beispielsweise durch Protozoen, dem
Parasitismus durch Bakteriophagen und einer Antibiose durch eine bestehende
Biofilmgemeinschaft gegen das Eindringen neuer Bakterien zugeschrieben. Biofilme
sind Multispeziesgemeinschaften, in denen hygienisch nicht relevante Bakterien
dominieren [Petry-Hansen 2005]. Die Vielfältigkeit der Gemeinschaft eines Biofilms
beinhaltet auch Bakterien, die einen direkten Einfluss auf pathogene Keime ausüben
können. Bakterien der Ordnung Cytophaga-Flavobacterium-Bacteriodes CFB können
selbst komplexe Polymere abbauen. Nach RODGERS et al. (2003) können Bakterien
dieser Ordnung auch Zysten hygienisch relevanter Protozoen entfernen. PREUß (1995)
beschreibt als einen Mechanismus der Keimelimination hygienisch relevanter
Bakterien, dass sich unter den gram-positiven Bakterien auch Arten befinden, die
antibakterielle Substanzen bilden können.
Die physikalischen Mechanismen beruhen auf der Separation von
Feststoffbestandteilen und Krankheitserregern. Dazu gehören nach ATV-A 203:
- der Rückhalt größerer Partikel durch Siebeffekte zwischen den Körnern,
- der Rückhalt kleinerer Partikel an der Oberfläche des Filtermediums oder an
bereits abgelagerten Partikeln infolge Sedimentation, Einfang, Diffusion, van
der Waals'scher Kräfte, Sorption.
Grundlagen für die Bemessung von Biofiltern können unter anderem dem Arbeitsblatt
A-203 der ATV-DVWK entnommen werden. Eine Unterscheidung ist nach dem
Filtermedium, dem Aufbau der Filterschichten, der Filtrationsrichtung, dem
Einsatzzweck oder über die Anwendung diverser Regenerationstechniken möglich.
Für den in dieser Arbeit entwickelten Biofilter wurde eine abwärtsdurchströmte
Betriebsweise gewählt. Diese gilt als besonders robust im langfristigen Betrieb und
führt in Kombination mit einem angepassten Rückspülregime zu einer geringeren
2 Grundlagen 47
Kolmation des Filtermaterials. Aufwärtsdurchströmte Filter besitzen zudem ein
aufwendiges Verteilungssystem (z.B. Filterdüsen), welches eine zusätzliche
Verstopfungsgefahr erzeugt [Cornel 2003].
Überstaute abwärtsdurchströmte Filter können aus einer oder mehreren Filterschichten
aufgebaut sein. Die oberste Filterschicht ist dabei meist gröber ausgeführt. Für alle
Filtermaterialien sollte der Feinkornanteil relativ gering gehalten werden, um einer
vorzeitigen Kolmation des Filters vorzubeugen. Wird Filtersand verwendet, ist
mehrfach gewaschener Filtersand einzusetzen. Aus diesem ist der Feinkornanteil
entfernt. Für bewährte Zweischichtraumfilter wird als unterste Schicht Filtersand der
Körnung 0,71 – 1,25 mm angewandt [ATV-A 203]. Die oberste Schicht wird in der
Regel aus Anthrazit, Blähschiefer, Blähton oder Bims aufgebaut.
Alle Filter müssen Maßnahmen zur Sicherung eines langfristigen Filtrationsbetriebes
aufweisen. Die gebräuchlichste Betriebsweise stellt der diskontinuierliche Betrieb mit
einem turnusmäßigem Spülvorgang dar. Bei der Spülung wird das Filterbett
aufgelockert und das Kornmaterial von Schmutzstoffen befreit. Ein Spülvorgang
besteht aus mehreren Phasen, bei denen von unten nach oben mit filtriertem Abwasser
und / oder Luft gespült wird [ATV-A 203].
Eine Sonderform sind Langsamsandfilter, welche mit Filtergeschwindigkeiten von
0,05 bis 0,1 m/h betrieben werden [Höll 2002]. Bei dieser Filterausführung erfolgt kein
Rückspülregime. Im Lauf der Zeit lagern sich auf der obersten Filterschicht
Schmutzstoffe ab und dringen mehrere Zentimeter in den Filteraufbau ein. Diese
biologisch aktive Zone („Schutzdecke“) führt die Hauptreinigung durch. Sinkt die
Filtergeschwindigkeit zu weit ab, wird die oberste Filterschicht abgeschält, gereinigt
und erneuert. Bereits im 19. Jh. wurden Langsamsandfilter auch zur Verbesserung der
mikrobiologischen Beschaffenheit in der Trinkwasseraufbereitung betrieben. Nach
GUJER (2006) reduzieren Langsamsandfiltern Fäkalkeime um 2-3 Zehnerpotenzen.
PETRY-HANSEN (2005) verdeutlicht, dass mikrobiologische Indikatoren in Filtern zwar
adsorbiert und zurückgehalten werden, dort aber eine gewisse Zeit überdauern und
sich bei entsprechenden Rahmenbedingungen sogar vermehren können. Dies muss
bei einem Einsatz von Langsamsandfiltern in Gebieten mit entsprechenden
Bedingungen beachtet werden.
In der vorliegenden Arbeit werden die Erkenntnisse des Keimreduktionspotentials von
Langsamsandfiltern genutzt und deren geringe Filtergeschwindigkeit auf einen
überstauten abwärtsdurchströmten Biofilter angewandt. Wesentlicher Bestandteil der
Biofiltrationsstufe ist das Filtermaterial. Neben Sand, Kies, Anthrazit, Blähschiefer,
48
Blähton oder Bims sind verschiedene Kunststoffe als Materialien denkbar. Das
Filtermaterial dient neben seiner ursprünglichen Anwendung als Filter- und
Adsorptionsmedium auch als Substratum für die Bildung von Biofilmen. Während sich
in der Einfahrphase Biofilme erst bilden müssen und deren Wirkung gering ist, nehmen
mit steigender Laufzeit des Filters die Bedeutung des Trägermaterials ab und die der
Biofilme zu [Petry-Hansen 2005].
Der Aufbau des in dieser Arbeit untersuchten Biofilters trägt diesen Thesen Rechnung.
Neben dem Aufbau und der Wahl des Filtermaterials sollten die physikalischen
Prozesse durch biologische Eliminierungsvorgänge pathogener Mikroorganismen
gefördert werden. Die positiven Erfahrungen in der Keimminderung von
Langsamsandfiltern wurden durch den Filteraufbau von konventionellen Biofiltern mit
ihrem bewährten Rückspülregime kombiniert. Vorversuche zur Auswahl geeigneter
Filtermaterialien wurden durchgeführt. Im Anschluss ist ein auf den Ergebnissen der
Vorversuche betriebener Biofilter in der Praxis untersucht worden.
Mit dem Filteraufbau der Feldversuche wurden folgende Zielstellungen verfolgt:
- Kunststoffträger im Schwebezustand als erste Feststoffbarriere mit einfacher
Regenerationsmöglichkeit bei geringem Energieeintrag,
- Biofilm der Trägermaterialien mit biologischer Keimreduktionswirkung,
- Filtersand mit hoher Eliminationsleistung für Feststoffe,
- große spezifische Oberfläche des Filtersandes als Adsorptionsstellen für
pathogene Keime.
Zusammenfassend können folgende Vorteile eines Biofilters genannt werden:
- geringe Investitions- und Betriebskosten,
- wartungsarme und langlebige Technik,
- hohe Qualität des Ablaufs in Bezug auf Feststofffreiheit und eine gute
Keimminderungsleistung,
- ein großes Potential um Leistungseinbrüche der vorgeschalteten KKA
kompensieren zu können und hierdurch eine hohe Funktionssicherheit zu
gewährleisten.
49
3 Material und Methoden
3.1 Experimentelle Durchführung
In den nachfolgenden Kapiteln werden die Versuchsaufbauten der Feldversuche zur
Desinfektion des Klarwasserablaufs von Kleinkläranlagen mit der elektrochemischen
Desinfektion (Kapitel 3.1.1) sowie der Biofiltration (Kapitel 3.1.2) und die begleitenden
Technikumsuntersuchungen dargestellt. Kapitel 3.1.3 zeigt die Durchführung der
Wiederverkeimungsversuche.
3.1.1 Versuche der elektrochemischen Desinfektion
3.1.1.1 Versuchsaufbau der Feldversuche
Der schematische Aufbau der Versuchsanlage wird in Abb. 3.1 dargestellt. Die
Probenahmestellen sind Anlage 1 zu entnehmen.
Abb. 3.1: Schema der Versuchsanlage
Der Zufluss in den Feldversuchen erfolgte aus dem Klarwasserablauf einer Klein-
kläranlage des Typs WSB® clean basic (siehe Anlage 6) mit drei angeschlossenen
Anwohnern. Ausgewählte chemische und biologische Parameter des Zulaufs im
gesamten Versuchszeitraum sind in Tab. 3.1 zusammengefasst.
50
Tab. 3.1: Zusammenfassung der Zulaufwerte des Elektrodenmoduls (Probenahmestelle:
„Vorlage“)
Min Mittelwert*1 Max
BSB5 [mg/L] 2,0 5,4 14,0CSB [mg/L] 26,0 40,0 71,0DOC [mg/L] 12,3 21,9 47,4NH4-N [mg/L] 4,0 12,4 26,0NO3-N [mg/L] 47,3 56,5 67,0NO2-N [mg/L] n.n. 0,7 4,9Chlorid [mg/L] 85,0 126,1 204,0Sulfat [mg/L] 50,0 97,7 133,0
Leitfähigkeit [µS/cm] 1.060,0 1.204,5 1.524,0Temperatur [°C] 10,0 15,2 23,5pH-Wert [-] 6,5 6,9 7,6Trübung [FAU] 1,0 6,1 29,0E.coli [n/100mL] 1,E+01 4,E+02 1,E+03
Gesamtcoliforme [n/100mL] 3,E+02 1,E+04 4,E+04
Zulauf der elektrochemischen Behandlung
*1 Anzahl der Messw erte zur Mittelw ertbildung: 51; n.n. nicht nachw eisbar
Die Beschickung der Versuchsanlage (im Mittel: ca. 250 L/d) erfolgte aus einem
Vorlageschacht, in dem sich der Anlagenablauf der KKA sammelte. In diesem
Zwischenspeicher war eine Tauchmotorpumpe mit Schwimmerschaltersteuerung
integriert. Stand genügend Abwasser zur Verfügung, förderte eine Pumpe dieses zum
Elektrodenreaktor. In der Zuleitung zum Reaktor befanden sich ein Kugelhahn, mit dem
der Volumenstrom reguliert werden konnte, und ein Grobfilter, um mögliche
Feststoffpartikel zurückzuhalten (vgl. Abb. 3.1).
In den Versuchen wurde ein Elektrodenreaktor (vgl. Abb. 3.3) mit BDD-Elektroden der
Fa. CONDIAS (vgl. Abb. 3.2) eingesetzt. Verwendung fand der Typ: CONDIAPURE M
mit einer Gitterstruktur (Länge 7,5 cm und Breite 3,5 cm, Stützmaterial: Niob, Gitter-
faktor: 0,68, effektive Anodenfläche des Elektrodenstacks ca. 54 cm²).
Im Anschluss an den Elektrodenreaktor wurde das hygienisierte Wasser in einem
5 Liter Vorratsgefäß gesammelt. Ein Schwimmerschalter registrierte, wenn dieses
gefüllt war und deaktivierte den Zustrom, so dass das Volumen einer Einwirkzeit
ausgesetzt wurde. Nach Ablauf der Einwirkzeit öffnete ein Magnetventil den Auslauf
aus dem Gefäß und das Wasser wurde abgeleitet. Befand sich im Vorlageschacht
genügend Wasser, begann der Zyklus erneut. Stand kein Abwasser zur Verfügung,
ging die Anlage in einen Wartezustand.
3 Material und Methoden 51
Abb. 3.2: Elektrodenstack Abb. 3.3: Zeichnung des Elektrodenreaktors
Der Schaltschrank, in dem der Elektrodenreaktor untergebracht war, wurde durch
einen Ventilator zwangsbelüftet. Es sollte ausgeschlossen werden, dass sich
Reaktionsgase, zum Beispiel Wasserstoff und Sauerstoff, im Schaltschrank sammeln
und eine explosionsfähige Atmosphäre bilden können. Eine Heizung sicherte den
Betrieb bei Temperaturen unter 4°C. Um die Betriebsstabilität zu sichern, erfolgten eine
Überwachung des Elektrodenreaktors durch einen Temperatursensor, eine
Durchflusskontrolle mittels Füllzeitüberwachung des Nachbehandlungsgefäßes und der
Einsatz einer Umpoleinrichtung. Der Temperatursensor deaktivierte den Betrieb mit
einer Fehlermeldung bei einer Überschreitung der Überwachungstemperatur von 30°C.
Die Umpoleinheit führte nach ca. 7 Minuten Elektrodenbetrieb und bei jeder neuen
Beschickung eine Umpolung der Elektroden durch.
3.1.1.2 Versuchsdurchführung der Feldversuche
Der Versuchszeitraum von ca. 52 Wochen gliederte sich in zwei Versuchsphasen.
Diese Aufteilung wurde vorgenommen, um die Erneuerung der Elektroden nach einem
Defekt am Ende der 20. Versuchswoche kenntlich zu machen.
Die Grundeinstellungen der Versuchsphasen zeigt Tab. 3.2. Das Betriebsregime in den
Versuchen erfolgte im quasikontinuierlichen Betrieb mit einer Einwirkzeit von 10 bzw.
20 Minuten. Die angegebenen Stromstärken, Spannungen und Stromdichten sind
Mittelwerte der Versuchsphasen bzw. deren Minimal- oder Maximalwerte.
52
Tab. 3.2: Übersicht der Betriebseinstellungen in den Versuchsphasen
Versuchsphase
Dauer - 1 bis 20 Woche Woche
Elektrodenfläche: Aef f 54 cm² cm²
Elektrodenreaktor: Typ
Reaktorvolumen VRea 365 cm³ cm³
Elektroden: Typ BDD-Gitter Condias Condias
Stromstärke: I 5 A 3,6 - 6,3 ASpannung: U 25 V 18 - 33 VStromdichte: j 93 mA/cm² 67 - 117 mA/cm²
Volumenstrom: QElektr. 60 L/h 60 - 120 L/h
eingetragene Ladung qa 0,08 Ah/L 0,03 - 0,11 Ah/L
eingetragene Energie: Ev 2,1 kWh/m³ 0,5 - 3,5 kWh/m³
Kontaktzeit im Reaktor tkont 22 s 11 - 22 s
Nachwirkvolumen: Vwirk 5 L L
Nachwirkzeit: twirk 10 min min
max. Beh.-Volumen: Qmax,d 480 L/d 288 - 320 L/d
1. Phase (Wirkprinzip) 2. Phase (Optimierung)
Eigenbau ohne Strömungsführung
Eigenbau mit Strömungsführung
54
21 bis 58
BDD-Gitter
5
20
365
Wesentliche Steuerungsgrößen der Versuche waren der Volumenstrom und die
Stromstärke, die in ihrem Verlauf in Abb. 3.4 über den Versuchszeitraum dargestellt
werden.
0
2
4
6
8
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60
Versuchsdauer [Wochen]
Stromstärke [A]
0
40
80
120
160Volumenstrom Q Elektr.[L/h]
Stromstärke Volumenstrom
Versuchsphase 1 Versuchsphase 2
Abb. 3.4: Darstellung des Volumenstroms und der Stromstärke im Versuchsverlauf
3 Material und Methoden 53
Der Volumenstrom hatte in den Versuchen Einfluss auf die Verweilzeit im Reaktor, bei
welcher das durchfließende Abwasser in Kontakt mit den erzeugten Desinfizienzien
trat. Für die Auswertung wurde die Kontaktzeit im Verlauf des Durchflusses durch den
Elektrodenreaktor nach Gl. 3.1 berechnet.
.Elektr
Reakont
Q
Vt = [s]
Gl. 3.1
Der Volumenstrom und die Stromstärke bilden gemeinsam die eingetragene Ladung in
der Einheit Amperestunden je Liter (siehe Gl. 3.2).
.Elektra
Q
Iq = [Ah/L]
Gl. 3.2
Für den Desinfektionserfolg relevant ist die freie Chlorproduktion. Zu beachten ist, dass
die an der Probenahmestelle "Elektrode“ (siehe Anlage 1) ermittelte freie
Chlorproduktion durch Bildungs- und Zehrungsprozesse beeinflusst wird. Sie wird
daher nicht als die unter standardisierten Bedingungen ermittelte freie Chlorproduktion
des Elektrodenmaterials angesehen, sondern als eine den durchgeführten
Feldversuchen zugeordnete relative freie Chlorproduktion entsprechend Gl. 3.3. Die
freie Chlorkonzentration wurde während der Beprobung bestimmt (vgl. Kapitel 3.2).
relative freie Chlorproduktion = A
rfreiesChlorel
q
cP = [mgfreies Chlor / Ah]
Gl. 3.3
Die Desinfektionsleistung des erzeugten freien Chlors ist nach dem ct-Wert-Konzept
von der Konzentration und Einwirkzeit abhängig. Berechnet wird in dieser Arbeit der
ct2 log –Wert nach Gl. 3.4 für die Konzentration an freiem Chlor und der benötigten
Einwirkzeit für eine Desinfektionsleistung von 99 %.
wirkrfreiesChlolog2 tc ct •= [mgfreies Chlor•min/L]
Gl. 3.4
54
3.1.1.3 Begleitende Technikumsuntersuchungen
Der Aufbau der Technikumsanlage war mit dem der Feldversuche identisch. Das
verwendete Wasser wurde aus destilliertem Wasser erzeugt, welches entsprechend
dem ermittelten Zulaufkonzentrationsbereich der Feldversuche mit Chlorid angereichert
wurde. Zugegeben wurde Natriumchlorid. Die Leitfähigkeit wurde durch Natriumsulfat
an die Verhältnisse der Feldversuche (vgl. Tab. 3.1) angepasst. In die
Technikumsversuche wurde vergleichend der Anlagenablauf der KKA aus den
Feldversuchen einbezogen. Die sich im Chlorid- und Sulfatgehalt unterscheidenden
Reinwassertypen und ausgewählte Parameter des Technikumsversuches mit dem
Wasser der Praxisanlage zeigt Tab. 3.3.
Tab. 3.3: Zusammensetzung der Wässer in den Technikumsversuchen
Praxis- wasser
Rein- wasser 1
Rein- wasser 2
Rein- wasser 3
BSB5 [mg/L] 4,0 n.n. n.n. n.n.CSB [mg/L] 30,0 n.n. n.n. n.n.NH4-N [mg/L] 4,4 n.n. n.n. n.n.NO2-N [mg/L] 0,1 n.n. n.n. n.n.Chlorid [mg/L] 114,0 83,0 130,0 176,0Sulfat [mg/L] 74,0 465,0 350,0 296,0
Leitfähigkeit [µS/cm] 1.072,0 1.402,0 1.286,0 1.306,0
Versuchswässer der Technikumsversuche
n.n. nicht nachw eisbar
3 Material und Methoden 55
3.1.2 Versuche der Biofiltration
Die Versuche gliederten sich in halbtechnische Vorversuche zur Untersuchung diverser
Filteraufbauten und in eine praxisnahe Versuchsphase.
3.1.2.1 Voruntersuchung verschiedener Filtermaterialien
Die Vorversuche mit speziellen Filtersäulen wurden auf dem Gelände der Kläranlage
Cottbus durchgeführt, das benötigte Abwasser aus dem Ablaufgerinne entnommen und
in einer Vorlage gespeichert. Anschließend wurde dieses auf die Versuchssäulen
verteilt. Ausgewählte Parameter dieser Vorlage stellt Tab. 3.4 dar.
Tab. 3.4: Zusammenfassung der Zulaufwerte der Vorversuche
Min Mittelwert*1 Max
CSB [mg/L] 16,0 34,9 76,0BSB5 [mg/L] 1,0 4,5 12,0NH4-N [mg/L] 0,1 1,9 5,9Trübung [FAU] 3,0 9,5 39,0O2 [mg/L] 3,9 5,8 7,7
Temperatur [°C] 6,9 12,6 18,9E.coli [n/100mL] 1,0E+03 3,7E+04 1,4E+05
Gesamtcoliforme [n/100mL] 6,3E+03 1,6E+05 3,9E+05
Zulauf der Vorversuche zur Biofiltration
*1 Anzahl der Messw erte zur Mittelw ertbildung: 45 - 60
Den prinzipiellen Aufbau mit einer Versuchssäule zeigt Abb. 3.5.
Abb. 3.5 Darstellung des prinzipiellen Aufbaus der Vorversuche
56
Der Aufbau der Säulen entsprach der später für die Feldversuche angestrebten
Prozessführung eines überstauten abwärtsdurchströmten Biofilters. Die Versuche
wurden ohne Rückspülung des Filteraufbaus mit einer vorgeschalteten Grobfiltration
betrieben. Für die Grobfiltration wurde Schaumstoffmaterial mit einem Poren-
durchmesser von ca. 3 bis 5 mm angewandt. Das Material mit einer Stärke von ca.
5 cm wurde über den obersten Filterbereich gelegt und regelmäßig manuell gereinigt.
Abb. 3.6: Träger K1 mit und ohne
Biofilmbewuchs
Abb. 3.7: Säule 3 mit K1 und Filtersand
Als Filtermaterial fand zu Beginn das Trägermaterial „K1“ des Herstellers AnoxKaldnes
(vgl. Abb. 3.6) Anwendung. Vergleichend wurden zwei gleichartig aufgebaute Biofilter
betrieben, die sich darin unterschieden, dass bei einem Filter (Säule 2) werksneues
Material ohne Biofilm und in dem anderen Filter (Säule 1) bewachsenes Trägermaterial
aus einer Kleinkläranlage des WSB®- Verfahrens Anwendung fand. In einem nächsten
Schritt wurden die beiden Versuchssäulen durch eine dritte Säule ergänzt, die einen
mehrschichtigen Filteraufbau beinhaltete. Diese Säule wurde zur Hälfte mit
bewachsenem Trägermateriel K1 und zur anderen Hälfte im unteren Bereich mit
Filterkies der Körnung 2 bis 4 mm ausgestattet. Abb. 3.7 zeigt die im oberen Bereich
durch die geringe Dichte des Kunststoffmaterials aufschwimmende
Trägermaterialschicht und im unteren Bereich den Filtersand.
In einer letzten Versuchsphase sind die Materialien der ersten und zweiten
Biofiltersäule ausgetauscht worden. In einer Übergangsphase wurde das Material
entnommen und die Keimreduktion der Säule 1 und 2 ohne Filtermaterial betrachtet.
Säule 1 wurde anschließend mit Schaumstoffträgern des Typs PORET® aqua der
Firma EMW Filtertechnik GmbH betrieben. Säule 2 wurde mehrschichtig mit 50 %
Filterkies der Körnung 2 bis 4 mm im oberen Bereich und mit 50 % Filtersand der
Körnung 0,71 bis 1,25 mm im unteren Bereich aufgebaut.
3 Material und Methoden 57
Die wichtigsten technischen Kenngrößen der Versuche fasst Tab. 3.5 zusammen.
Tab. 3.5: Übersicht der Kenngrößen der Versuchssäulen und des Versuchszeitraums
Versuchssäule 1. Säule 2. Säule 3. Säule 1b. Säule 2b. Säule
Dauer [Wochen] 16 16 37 17 17
Reaktorvolumen V [L] 54 54 54 54 54Filtermaterial 1 Typ Typ K1 (bew.) K1 (neu) K1 (bew.) PORET®aqua Kies
Körnung / Größe [mm] 7 7 2-4 20 2-4
Filtermaterial 1 Anteil [%] 85 85 40 85 42,5
Filtermaterial 2 Typ Typ Kies Sand
Körnung / Größe [mm] 2-4 0,71-1,25
Filtermaterial 2 Anteil [%] 40 42,5
Volumenstrom: Q [L/h] 7,2 7,2 1,5 7,2 7,2Filterschichthöhe [m] 1,02 1,02 0,96 1,02 1,02
Filterfläche AF [m²] 0,05 0,05 0,05 0,05 0,05
Filtergeschwindigkeit vF [m/h] 0,16 0,16 0,03 0,16 0,16
fiktive Verweilzeit tF [h] 7,5 7,5 36,2 7,5 7,5
Porenvolumenanteil 1 np [%] 0,75 0,75 0,75 0,95 0,44
Porenvolumenanteil 2 np [%] 1 1 0,44 1 0,44
effektive Kontaktzeit tef f [h] 4,1 4,1 13,8 5,2 2,4
Die Berechnung der Filtergeschwindigkeit erfolgte nach Gl. 3.5:
1000•=
Ff
A
Qv [m/h]
Gl. 3.5
Während die berechnete fiktive Verweilzeit das Gesamtvolumen der Versuchssäulen
berücksichtigt, bezieht sich die effektive Kontaktzeit auf den reinen Volumenanteil des
offenen Porenraums der Materialien unter Beachtung des Füllgrades ohne Über- oder
Zwischenstauvolumina.
Für Versuche wurde das Porenvolumen der Trägermaterialien näherungsweise
ermittelt. Dazu wurde eine bestimmte Menge Filtermaterial in einem Becherglas mit
Wasser gefüllt. Das Wasser wurde exakt bei 20°C temperiert und aus einem
Messbecher mit 1 Liter Inhalt dosiert. Die Restmenge an Wasser im Messbecher,
welche nicht benötigt wurde um im Versuchsbecherglas mit Filtermaterial einen
Wasserstand von 1 Liter zu erzielen, diente der Bestimmung des Porenvolumenanteils.
58
3.1.2.2 Versuchsaufbau der Feldversuche
Auch für die Feldversuche der Biofiltration wurde das benötigte Abwasser aus dem
Anlagenablauf einer KKA des WSB®-Verfahrens (siehe Anlage 6) mit vier
angeschlossenen Einwohnern entnommen. Das geklärte Abwasser der KKA mit einem
Tageszufluss (Qd) von ca. 390 L/d wurde durch eine Pumpe aus der Nachklärung zu
der neben der KKA aufgestellten Versuchsanlage des Biofilters gefördert. Die
Probenahmestellen sind der Anlage 1 zu entnehmen. Ausgewählte Parameter im
Zulauf des Biofilters zeigt Tab. 3.6. Für die Darstellung der angegebenen Werte sei
angemerkt, dass sie bezüglich der Gesamtphosphorkonzentration durch eine, ebenfalls
an der Anlage getestete P-Fällung beeinflusst wurden.
Tab. 3.6: Zusammenfassung der Zulaufwerte des Biofilters
Min Mittelwert*1 Max
CSB [mg/L] 51,0 65,4 96,0BSB5 [mg/L] 6,0 11,3 24,0NH4-N [mg/L] 0,7 1,3 1,9Nges [mg/L] 16,0 26,4 43,0T-P [mg/L] 2,9 3,6 5,2
pH-Wert [-] 7,7 7,9 8,3Trübung [FAU] 11,0 19,3 38,0Temperatur [°C] 6,6 13,5 19,5Leitfähigkeit [µS/cm] 1.043,0 1.080,1 1.144,0
E.coli [n/100mL] 2,E+03 5,E+03 2,E+04Gesamtcoliforme [n/100mL] 1,E+04 1,E+05 2,E+05
Zulauf des Biofilters
*1 Anzahl der Messw erte zur Mittelw ertbildung: 17
Den Versuchsaufbau des Biofilters zeigt Abb. 3.9. Errichtet wurde ein überstauter und
abwärtsdurchströmter Biofilter. Im oberen Bereich passiert das zufließende Abwasser
eine Trägermaterialschicht von 30 cm Stärke (Abb. 3.8). Ein Zwischenraum war
vorgesehen, um das Volumen zu berücksichtigen, welches bei der Regeneration
abgezogen wurde. Die untere Filterschicht von 30 cm Höhe bestand aus Filtersand der
Körnung 0,71 bis 1,25 mm (Abb. 3.10).
Am Boden der Filterkammer befand sich ein Durchtritt (DN150). Dieser wurde mit
einem engmaschigen Edelstahlnetz verschlossen, um den Filtersand zurückzuhalten.
Bevor das gereinigte Abwasser die Anlage zur Ableitung verließ, erreichte es nach der
Passage der Filterstufe einen Speicherraum.
3 Material und Methoden 59
Abb. 3.8: Trägermaterial
Abb. 3.9: Darstellung des Biofilteraufbaus Abb. 3.10: Filtersand
Die Regeneration des Filters wurde einmal täglich durchgeführt. Gewählt wurde ein
Zeitraum, in dem kein Wasserzufluss erfolgte. Über einen Zeitraum von 10 Minuten
wurde der Filter ab 01:00 nachts belüftet. Nach einer kurzen Sedimentationsphase für
den Sand wurde das mit den Trübstoffen beladene Überstandswasser durch eine
Pumpe abgezogen und der Vorklärung der Kleinkläranlage zugeführt.
3.1.2.3 Versuchsdurchführung der Feldversuche
Der Versuchszeitraum betrug ca. 17 Wochen, wobei der Träger (K1) erst in der
6. Woche eingefüllt wurde. Tab. 3.7 stellt die Betriebsbedingungen der Feldversuche
dar.
Die hydraulischen Angaben sind auf den max. stündlichen Zufluss bezogen, welcher
durch den Tagesgang der Kleinkläranlage bestimmt wird. Berücksichtigt wurde der
Tagesgang durch den Q10 –Wert nach Gl. 3.6:
10
d10
QQ = [L/h]
Gl. 3.6
60
Filtergeschwindigkeiten nach Tab. 3.7 kennzeichnen für die Sandschüttung des Filters
einen streng laminaren Bereich der Strömung. Grundlage bildeten eigene Messungen
und die Charakterisierung der Strömung über die Berechungen der Reynolds-Zahl von
PREUß (2004) für verschiedene Füllmaterialien von Festbettreaktoren.
Zur Beurteilung des Filterzustandes wurde kontinuierlich die effektive Filter-
geschwindigkeit: vF,eff. [m/h] bestimmt. Hierfür wurde der Filter einmal pro Woche
zusätzlich mit Ablaufwasser der KKA beaufschlagt, die Wasserstandsänderung in
deren Höhe dokumentiert und die Zeit ermittelt, die für den Wasserstandausgleich
erforderlich war.
Tab. 3.7: Übersicht der Kenngrößen des Biofilters im Versuchszeitraum
Biofilter
Dauer [Wochen] 17
Reaktorvolumen V [L] 884Filtermaterial 1 Typ Typ K1 (bew.)
Körnung / Größe [mm] 7
Filtermaterial 1 Anteil [%] 30
Filtermaterial 2 Typ Typ Sand
Körnung / Größe [mm] 0,71-1,25
Filtermaterial 2 Anteil [%] 30
Volumenstrom: Qmax,10 [L/h] 39,0
Filterschichthöhe [m] 0,6
Filterfläche AF [m²] 0,88
Filtergeschwindigkeit vF [m/h] 0,04
fiktive Verweilzeit tF [h] 22,7
Porenvolumenanteil 1 np [%] 0,75
Porenvolumenanteil 2 np [%] 0,44
effektive Kontaktzeit tef f [h] 4,9
3 Material und Methoden 61
3.1.3 Vergleichende Wiederverkeimungsversuche
Folgende Desinfektionsmethoden wurden getestet: Membranfiltration, Biofiltration, UV-
Bestrahlung und elektrochemische Behandlung. Zusätzlich wurde der Anlagenablauf
einer konventionellen KKA ohne Desinfektionsmaßnahmen in die Untersuchungen
einbezogen (vgl. Tab. 3.8).
Tab. 3.8: Übersicht der getesteten Desinfektionsverfahren und Proben
Nr. Bezeichnung der untersuchten Probe
Charakterisierung der Probe
1 Ablauf KKA Ablauf einer ordnungsgemäß betriebenen KKA (WSB Verfahren) mit stabiler und hoher Reinigungsleistung
2 Ablauf Membran Ablauf einer KKA mit Mikrofiltrationsmodul (Fa. MBUT, Z-55.6-207)
3 Ablauf UV Behandlung der Ablaufprobe einer ordnungsgemäß betriebenen KKA (WSB Verfahren) mittels UV
Bestrahlung unter Laborbedingungen4 Ablauf Biofilter Ablauf des in dieser Arbeit untersuchten Biofilters der
Praxisversuche5 Ablauf Elektrode Ablauf des in dieser Arbeit untersuchten
elektrochemischen Behandlungsverfahrens
Weitere technische Daten der UV-Bestrahlung und Membranfiltration sind in Tab. 3.9
angegeben.
Tab. 3.9: Charakterisierung ausgewählter Desinfektionsmethoden
Desinfektions- methode
UV-Bestrahlung - Durchführung der Versuche im Labor
- Versuchswasser von einer KKA aus der Praxis (Verfahren: WSB)
- 20 W Niederdruckstrahler mit einer UV-Effizienz von 32,85 %
- Volumenstrom: ca. 20 L/min, Bestrahlung: 150 J/m2
- Durchflussreaktor der Firma UMEX
Membranfiltration - Probenahme an einer Praxisanlage
- Mikrofiltrationseinheit (+H) der Firma MBUT
- Membran: Keramikmembran, Typ: Nanopor (200 nm)
Versuchsdurchführung
Alle Proben wurden nach erfolgreicher Desinfektion als einfache Stichprobe
genommen und auf ihre chemischen sowie mikrobiologischen Parameter untersucht.
Ausgewählte Parameter der betrachteten Abwässer vor dem Test der Wieder-
verkeimung stellt Tab. 3.10 zusammen. Ebenfalls aufgeführt sind die Werte des als
Kohlenstoffquelle zugesetzten Vorklärwassers.
62
Tab. 3.10: Zusammenfassung der Ausgangswerte der untersuchten Anlagenabläufe
Ablauf KKA
Ablauf Membran
Ablauf Elektrode
Ablauf Biofilter
Ablauf UV
Vorklärwasser - Kohlenstoffquelle
CSB [mg/l] 34,0 38,0 47,0 43,0 57,0 325,0
BSB5 [mg/l] 5,0 3,0 5,0 3,0 8,0 150,0
NH4-N [mg/l] 1,0 1,0 8,0 0,2 1,6 68,0pH [-] 7,6 7,3 7,1 8,0 7,9 8,3
Leitfähigkeit [µS/cm] 808 1.124 1.123 904 912 1.477Trübung [FAU] 11,0 2,0 5,0 14,0 26,0 >100E.coli [n/100mL] 3,E+03 n.n. n.n. 8,E+01 1,E+02 n.n.
Gesamtcoliforme [n/100mL] 1,E+04 1,E+01 n.n. 1,E+03 4,E+02 n.n.n.n. nicht nachw eisbar
Für den Wiederverkeimungsversuch wurden die Proben in einem standardisierten Test
über einen Zeitraum von 11 Tagen untersucht.
Die Proben wurden in je zwei sterile Glasflaschen (Volumen 2 Liter) gegeben.
Während die erste Flasche das reine Volumen der jeweiligen Probe beinhaltete, wurde
die zweite Flasche zusätzlich im Verhältnis 1:4 mit sterilisiertem Vorklärwasser
versetzt. Die Zugabe dieser Kohlenstoffquelle sollte den Zufluss von ungeklärtem
Abwasser in eine Zisterne simulieren. Für weitgehend praxisnahe Bedingungen wurde
für diesen Versuch Vorklärwasser gewählt und keine künstliche Kohlenstoffquelle. Um
während des Tests nur die Auswirkungen auf das ursprüngliche Probenvolumen zu
betrachten und der Probe keine erneute mikrobiologische Belastung zuzuführen, wurde
das Vorklärwasser über eine Dauer von 30 Minuten auf eine Temperatur von ca. 96°C
erhitzt. Eine abschließende Untersuchung dieses Wassers wurde durchgeführt, um
sicherzustellen, dass in diesem Volumen keine fäkalcoliformen Bakterien mehr aktiv
waren und die chemischen Eigenschaften nicht grundlegend verändert wurden.
Die Temperatur wurde in den Versuchen nicht variiert. Ausgewählt wurde eine
Temperatur, die die Wiederverkeimung begünstigt und bei einer Zisternenlagerung
durch das umgebende Erdreich selbst im Sommer im oberen Bereich liegt.
Die Proben wurden für den Testzeitraum ohne Lichteinwirkung in einem Thermo-
schrank bei 18°C aufbewahrt. Das Volumen wurde nur für die Probenahme
homogenisiert. Die Proben wurden regelmäßig durch den Colilert-Test auf den Gehalt
an E. coli und gesamtcoliforme Bakterien untersucht. Begleitend erfolgte eine Analyse
ausgewählter chemischer Parameter (CSB und NH4-N) im Versuchszeitraum.
3 Material und Methoden 63
3.2 Überblick der angewandten Analytik
Die im Rahmen dieser Arbeit angewandten chemischen und mikrobiologischen
Analysenmethoden stellen die beiden nachfolgenden Kapitel dar. Da an dieser Stelle
nur eine tabellarische Zusammenfassung erfolgt, kann der Anlage 1 die detaillierte
Beschreibung der angewandten Analysen entnommen werden.
3.2.1 Chemische Analytik
Die angewandte chemische Analytik sowie die Bestimmung weiterer analytischer
Parameter stellt Tab. 3.11 zusammen. In den Feldversuchen erfolgte die Bestimmung
der kontinuierlich erfassten Parameter mindestens einmal wöchentlich. Die
Untersuchung auf unerwünschte Desinfektionsnebenprodukte der elektrochemischen
Versuche erfolgte hingegen stichprobenartig.
Tab. 3.11: Zusammenfassung der angewandten Analysemethoden
Parameter / Beprobungsrhythmus Anwendung *2 Analysebezug / Vorschrift Methode
kontinuierlich Stromstärke EC DIN 43751-1 und DIN 43751-2 MessgerätSpannung EC DIN 43751-1 und DIN 43751-2 Messgerät
O2 -Konzentration (gelöst) BF DIN EN 25814 Einstabmesskette
pH-Wert EC / BF / WV DIN 38404-C5 EinstabmessketteLeitfähigkeit EC / WV DIN EN 27888 EinstabmessketteTemperatur EC / BF / WV DIN 38404-C4 EinstabmessketteTrübung EC / BF / WV DIN EN ISO 7027 photometrischCSB EC / BF / WV DIN ISO 15705 photometrisch
BSB5 EC / BF / WV EN 1899-1 und 1899-2 respiratorisch
TOC EC / BF Küvettentest nach MN*1 photometrischDOC EC DIN 38 409 Teil 14 -
NH4-N, NO2-N, NO3-N, T-P EC / BF / WV Küvettentest nach MN*1 photometrisch
Chlorid, Sulfat EC Küvettentest nach MN*1 photometrischfreies Chlor EC EN ISO 7393-2 photometrisch
Ges. Oxidantien EC EN ISO 7393-2 photometrisch
stichprobenartigChlorit EC DIN EN ISO 10304-4 IonenchromatographieChlorat EC DIN EN ISO 10304-4 Ionenchromatographie
Trihalogenmethan (THM) EC DIN EN ISO 10301 (DEV F4) gaschromatografischAOX EC DIN 38 409 H14 -
*1 MN - MACHEREY-NAGEL, *2 Anw endung im Rahmen der Versuche: EC - Elektrochmie / BF - Biofilter / WV - Wiederverkeimung
64
3.2.2 Mikrobiologische Analytik
Die Überwachung des Desinfektionserfolges in den durchgeführten Versuchen erfolgte
primär durch den bakteriellen Indikator E. coli (vgl. Tab. 3.12). Weiterhin wurden
kontinuierlich gesamtcoliforme Bakterien und stichprobenartig Enterokokken bestimmt.
Tab. 3.12: Zusammenfassung der angewandten mikrobiologischen Analysemethoden
Parameter Anwendung *1 Analysebezug / Vorschrift Methode
kontinuierlich E.coli EC / BF / WV DIN EN ISO 9308-3 DST Methode
Gesamtcoliforme EC / BF / WV DIN EN ISO 9308-3 DST Methode
stichprobenartigEnterokokken EC / BF DIN EN ISO 7899-1 DST Methode
*1 Anw endung im Rahmen der Versuche: EC - Elektrochmie / BF - Biofilter / WV - Wiederverkeimung
Um den Einfluss einer Depotwirkung in den Versuchen der elektrochemischen
Behandlung auf die mikrobiologische Analytik auszuschließen, wurden die
Desinfizienzien nach der Probenahme gequencht. Hierfür wurden die Proben im
direkten Abfluss des Reaktors (t0) und nach einer Einwirkzeit von 10 Minuten (t10) bzw.
20 Minuten (t20) mit Na2S2O3-Lösung (Natriumthiosulfat 1,5 g/L) versetzt.
65
4 Ergebnisse und Diskussion
4.1 Ergebnisse der elektrochemischen Desinfektion
Zielstellung der Feldversuche war die Ermittlung der Desinfektionsleistung unter
Praxisbedingungen, insbesondere der Nachweis, dass eine wirtschaftliche Desinfektion
möglich ist, obwohl Abwasserinhaltsstoffe ein erhebliches Potential besitzen, die
erzeugten Desinfizienzien zu zehren. Weiterhin sollte belegt werden, dass bei geringen
Energieeinträgen das Risiko der Erzeugung unerwünschter DNP gering ist.
Die erste Versuchsphase („Wirkprinzip“) erfolgte mit gleichbleibenden Betriebs-
einstellungen, um die grundsätzliche Eignung zur Desinfektion nachzuweisen. Die
zweite Versuchsphase („Optimierung“) wurde genutzt, um Änderungen zu überprüfen,
welche die Standzeit der Elektroden erhöhen, die Betriebssicherheit steigern, die
Betriebskosten durch Verringerung des Energieeintrages verbessern und die
Erzeugung von DNP reduzieren sollten.
Die Auswertung erfolgt auf Grundlage des Hauptdesinfiziens freies Chlor. Da die
Auswertung der Feldversuche nur eine Beurteilung der relativen freien Chlorproduktion
ermöglichte, wurden begleitende Laboruntersuchungen durchgeführt, um die freie
Chlorbildung des Versuchsaufbaus und den Einfluss der Abwasserinhaltsstoffe auf den
Verbrauch und die Bildung freien Chlors zu bewerten.
4.1.1 Desinfektionsleistung in den Feldversuchen
Die Desinfektionsleistung wurde anhand des bakteriologischen Indikators E. coli
bewertet. Als Grenzwert wurde der im Kapitel 2.1.4 genannte Überwachungswert von
100 Keimen je 100 mL für den Einsatz als Betriebswasser definiert. Weiterhin
betrachtet wurde die Desinfektionswirkung auf gesamtcoliforme Bakterien und stich-
probenartig auf intestinale Enterokokken. Die erforderliche Desinfektionsleistung wird
aus den Untersuchungen von KKA-Abläufen entsprechend Kapitel 2.2.2 abgeleitet.
Demnach liegen bei einer ordnungsgemäß betriebenen KKA die E. coli –
Konzentrationen im Ablauf bei ca. 1,E+04 E. coli je 100 mL. Eine Desinfektion von
99 % ermöglicht selbst in diesem Fall das Behandlungsziel.
4.1.1.1 Übersicht der Desinfektionsleistung im Versuchszeitraum
Abb. 4.1 zeigt die Ergebnisse der Desinfektion für E. coli. Während „Elektrode (t0)“ die
Probenahme im Auslauf des Elektrodenreaktors bezeichnet, geben die Werte für
„Elektrode (t10 und t20)“ die Ergebnisse mit einer Einwirkzeit von 10 bzw. 20 Minuten im
Anschluss an den Reaktordurchfluss an.
66
1,0E+00
1,0E+02
1,0E+04
0 10 20 30 40 50 60
Versuchsdauer [Wochen]
E. coli [n/100mL]
Zufluss VorlageElektrode (t0)
Elektrode (t10)
Elektrode (t20)
Grenzwert
Versuchsphase 1 Versuchsphase 2
(t0)(t10)
(t20)
Abb. 4.1: Verlauf der E. coli -Konzentration in den Feldversuchen
Während in den ersten 6 Wochen die Einstellungen getestet wurden, konnte ab der 7.
bis zur 19. Versuchswoche eine stabile Desinfektion erzielt werden. In der 20.
Versuchswoche trat ein Defekt an den Elektroden auf, der das Ende der ersten
Versuchsphase zur Folge hatte.
In Versuchsphase 2 wurde ab der 26. Versuchswoche der Volumenstrom von 60 L/h
auf 120 L/h erhöht und die Stromstärke über die Versuchsdauer von ca. 5 A auf ca.
3,5 A reduziert. Zusätzlich wurde in dieser Versuchsphase die E. coli -Konzentration für
die Desinfektion mit einer Einwirkzeit von 20 Minuten nach Passage des
Elektrodenreaktors ermittelt. Im Zeitraum der 7. bis 19. Versuchswoche konnte mit
einer Einwirkzeit von 10 Minuten für den Indikator E. coli eine Desinfektionsleistung
von 99,4 % ermittelt werden und im Zeitraum 21. bis 43. Versuchswoche für eine
Einwirkzeit von 20 Minuten eine Desinfektionsleistung von 99,5 %. Die Verringerung
der Stromstärke unter 3,8 A führte in der zweiten Versuchsphase zu einer starken
Abnahme der Desinfektionsleistung. Die Versuche wurden an dieser Stelle beendet, da
das Ziel einer energetischen Optimierung der Versuchsführung durch die Erhöhung
des Volumenstroms, die Reduzierung der Stromstärke und die Verlängerung der
Einwirkzeit erreicht wurde.
4 Ergebnisse und Diskussion 67
4.1.1.2 Desinfektion in Abhängigkeit der Verfahrensparameter
Untersuchungen von KRAFT et al. (1999, 2000, 2004), BERGMANN (2004), BERGMANN et
al. (2008), SCHMALZ et al. (2009) konnten aufzeigen, dass bei Anwesenheit von freiem
Chlor diesem die Hauptrolle in der Abtötung von Keimen zugesprochen werden muss.
Eine direkte Desinfektionswirkung von OH-Radikalen ist auf Grund der hohen
Konzentrationen des Radikalfängers Hydrogencarbonat sowie des hohen Gehaltes an
organischen Verbindungen zu vernachlässigen.
Einerseits hängt die Wirkung der Desinfizienzien von der erzeugten Konzentration ab,
welche durch den Volumenstrom und die Stromstärke beeinflusst wird, andererseits
kann die Desinfektionswirkung der jeweiligen Konzentration an Desinfizienzien durch
die Einwirkzeit entsprechend dem ct-Wert-Konzept gesteuert werden. Nach diesem
Konzept werden Pathogene über eine längere Zeit bei niedriger Konzentration an
Desinfizienzien die gleiche Schädigung erfahren, wie in kurzer Zeit durch eine
entsprechend höhere Konzentration. Nachfolgend werden die Einflüsse der Einwirkzeit,
des Volumenstroms und der Stromstärke dargestellt.
1. Desinfektionswirkung in Abhängigkeit der Einwirkzeit
Abb. 4.2 zeigt die Desinfektion für eine Einwirkzeit von 10 Minuten gegen die
Konzentration freien Chlors. Dargestellt sind die im ersten und zweiten Versuchs-
zeitraum ermittelten Ausgangskonzentrationen für freies Chlor (ct0) unmittelbar am
Auslauf des Elektrodenreaktors. Die Desinfektionswirkung für t10 wurde durch das
Verhältnis der E. coli Werte nach 10 Minuten Einwirkzeit und den E. coli Werten des
Zulaufs ermittelt. Für beide Versuchsphasen kann abgeleitet werden, dass freies Chlor
einen starken Einfluss auf die Desinfektion besitzt. Für die Versuchsphase 2 dient der
für den Konzentrationsbereich des freien Chlors zwischen 0,2 und 1 mg/L hinzugefügte
Trend der Veranschaulichung. Das Bestimmtheitsmaß ist zu gering, um aus den
Feldversuchen eine Bemessungsgleichung abzuleiten (vgl. Abb. 4.2).
Eine Desinfektionsleistung von 99 % wurde in den Versuchen mit einer Einwirkzeit von
10 Minuten bei einer Ausgangskonzentration von mindestens 0,7 mg/L freien Chlors
erzielt (ct2 log -Wert: ca. 7 mg•min/L). Für eine freie Chlorkonzentration über 1 mg/L
konnte keine weitere Verbesserung der Desinfektion ermittelt werden, da hierbei
jeweils der untere Nachweisbereich der E. coli -Konzentration erreicht wurde.
68
R2 = 0,58
0,000
0,001
0,010
0,100
1,000
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
cto(freies Chlor) [mg/L]
Desinfektion m
it t 10 [N/N
0]
Versuchsphase 1
Versuchsphase 2
Abb. 4.2: Desinfektion mit Einwirkzeit (10 min) und Ausgangskonzentration an freiem
Chlor
Für die Einwirkzeit von 20 Minuten (siehe Abb. 4.3.) konnte in den Feldversuchen
bereits mit einer Ausgangskonzentration von ca. 0,4 mg/L freien Chlors eine
Desinfektionsleistung von 99 % für E. coli erzielt werden (ct2 log -Wert: ca. 8 mg•min/L).
Im Vergleich mit Abb. 4.2 ergibt sich eine deutlich geringere Ausgangskonzentration an
freiem Chlor, um eine Desinfektion zu erzielen.
R2 = 0,55
0,000
0,001
0,010
0,100
1,000
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
cto(freies Chlor) [mg/L]
Desinfektion m
it t 20 [N/N
0]
Versuchsphase 2
Abb. 4.3: Desinfektion mit Einwirkzeit (20 min) und Ausgangskonzentration an freiem
Chlor
4 Ergebnisse und Diskussion 69
Der ct2 log -Wert freien Chlors in den Feldversuchen kann mit 7 – 8 mg•min/L
angegeben werden. Zu beachten sind die Rahmenbedingungen der Feldversuche.
Laboruntersuchungen mit vergleichbaren Abwässern durch HAAKEN et al. (2010)
bestätigen den ermittelten ct-Wert Bereich.
Die Anwendbarkeit des ct-Wert-Konzeptes wurde bestätigt. Dies ist im Hinblick auf die
spätere Diskussion der Betriebskosten von Bedeutung. Ermöglicht die
verfahrenstechnische Gestaltung eine längere Einwirkzeit (z.B. durch Vergrößerung
des Volumens des Nachbehandlungsgefäßes oder durch einen Parallelbetrieb), kann
der Energieeintrag bei gleich bleibender Desinfektionsleistung gesenkt werden.
Weiterhin verdeutlicht das ct-Wert-Konzept neben der Einwirkzeit den Einfluss der
Konzentration des jeweiligen Desinfektionsmittels. In den Feldversuchen wurde
überprüft, mit dem Volumenstrom und der Stromstärke die Konzentration freien Chlors
zu steuern.
2. Desinfektionswirkung in Abhängigkeit des Volumenstroms
Den Einfluss des Volumenstroms auf die Desinfektionsleistung zeigt Abb. 4.4.
R2 = 0,86
0,000
0,001
0,010
0,100
1,000
0 20 40 60 80 100 120 140 160
Volumenstrom [L/h]
Desinfektion m
it t 10 [N/N
0]
Abb. 4.4: Desinfektion in Abhängigkeit des Volumenstroms (Einwirkzeit 10 min, I = 5,2 A,
Versuchsphase 2)
Dargestellt sind Werte, welche in der Versuchsphase 2 vor und nach der Erhöhung des
Volumenstroms von 60 L/h auf 120 L/h ermittelt werden konnten. Deutlich zu sehen ist
eine reduzierte Desinfektionsleistung bei Erhöhung des Volumenstroms für die
Einwirkzeit von 10 Minuten bei konstanter Stromstärke (ca. 5,2 A). Die Ursache der
geminderten Desinfektionsleistung bei gleicher Einwirkzeit liegt entsprechend des ct-
70
Wert-Konzeptes in einer geringeren Konzentration an Desinfizienzien. Für den
untersuchten Bereich ist die Bildung der Desinfizienzien von der Aufenthaltszeit im
Elektrodenreaktor abhängig, welche durch die Erhöhung des Volumenstroms gesenkt
wurde.
3. Desinfektionswirkung in Abhängigkeit der Stromstärke
Während Abb. 4.4 die Desinfektion unter gleicher Stromstärke betrachtet, stellt Abb.
4.5 die Desinfektion bei gleichem Volumenstrom aber variierter Stromstärke dar. Für
die Darstellung wurden Werte unter ähnlichen Zulaufbedingungen bei identischem
Volumenstrom gewählt und mit der jeweils angelegten Stromstärke gegen die
ermittelte Desinfektionsleistung bei einer Einwirkzeit von 20 Minuten aufgetragen. Da
bei dieser Auswertung die gleichen Einwirkzeiten vorlagen, muss unter der Bedingung
weitgehend ähnlicher Zulaufbedingungen und gleichem Volumenstrom die Bildung von
Desinfizienzien mit der angelegten Stromstärke zunehmen. Aufgezeigt werden konnte,
dass die Desinfektionsleistung vom Volumenstrom und der Stromstärke abhängig ist.
Weiterhin wurde belegt, dass die Desinfektionswirkung freien Chlors von dessen
Konzentration und Einwirkzeit abhängig ist.
R2 = 0,73
0,000
0,001
0,010
0,100
1,000
3 3,5 4 4,5 5 5,5 6
Stromstärke [A]
Desinfektion m
it t 20 [N/N
0]
Abb. 4.5: Desinfektion in Abhängigkeit der Stromstärke (Einwirkzeit 20 min, QElektr. = 120
L/h, Versuchsphase 2)
4 Ergebnisse und Diskussion 71
4.1.1.3 Desinfektion gesamtcoliformer Bakterien und Enterokokken
1. Gesamtcoliforme Bakterien
Aus Abb. 4.6 wird ersichtlich, dass es Unterschiede in der Wirkung der erzeugten
Desinfizienzien auf E. coli und auf die gesamtcoliformen Bakterien nur unmittelbar
nach der elektrochemischen Behandlung gibt. Die eingetragenen Desinfizienzien
erzeugen allein durch die Verweilzeit im Elektrodenreaktor eine stärkere
desinfizierende Wirkung auf E. coli als auf die gesamtcoliformen Bakterien. Eine
Ursache könnte in der Tatsache liegen, dass E. coli eine geringere Persistenz auf die
Umweltbedingungen im Rahmen der Abwasserbehandlung besitzt als die
Gesamtcoliformen, bei denen auch Umweltbakterien erfasst werden. Mit Einwirkzeiten
von 10 bzw. 20 Minuten wurden keine Unterschiede beobachtet.
0
20
40
60
80
100
Elektrode (t0) Elektrode (t10) Elektrode (t20)
Desinfektionsleistung [%]
E.coli GesamtcoliformeE. coli
Nachwirkzeit (t0) Nachwirkzeit (t10) Nachwirkzeit (t20)
Abb. 4.6: Desinfektionsleistung für E. coli und gesamtcoliforme Bakterien
2. Enterokokken
Die Untersuchung der Enterokokken -Konzentration im Verlauf der elektrochemischen
Behandlung zeigte eine erfolgreiche Desinfektion dieses Indikators. Der in Tab. 2.3
formulierte Überwachungswert von 100 Enterokokken je 100 mL konnte mit
Konzentrationen von 10 Enterokokken je 100 mL im Ablauf des Elektrodenreaktors und
mit Konzentrationen von 1 bis 2 Enterokokken je 100 mL bei einer Einwirkzeit von 10
Minuten deutlich unterschritten werden. Mit einer Einwirkzeit von 20 Minuten konnten
keine Enterokokken mehr nachgewiesen werden.
72
4.1.2 Bildung und Zehrung von Desinfizienzien in den
Feldversuchen
Kapitel 4.1.1 konnte aufzeigen, dass die Desinfektionsleistung maßgeblich von den
erzeugten Desinfizienzien abhängt. In diesem Kapitel wird die relative freie Chlor-
produktion der Feldversuche dargestellt, um diese anschließend mit den in Reinwasser
ermittelten Werten ohne Zehrungseinfluss zu diskutieren.
4.1.2.1 Anteil freien Chlors an den Gesamtoxidantien
Entsprechend Abb. 4.7 liegt die Konzentration der Gesamtoxidationsmittel immer über
der des freien Chlors. Begründet wird dies dadurch, dass bei den Gesamtoxidantien
sowohl freies Chlor als auch gebundenes Chlor und ebenfalls anodisch gebildetes
Wasserstoffperoxid erfasst werden.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
5 15 25 35 45 55
Versuchsdauer [Wochen]
c(freies Chlor und Gesamtoxidan
tien
) [m
g/L]_
freies Chlor
Gesamtoxidantien
Versuchs-phase 1
Versuchs-phase 2
Abb. 4.7: Verlauf der Konzentration freien Chlors und der Gesamtoxidantien in den
Versuchen
Die Auswertung ergab weiterhin eine Differenz des Anteiles freien Chlors an den
Gesamtoxidantien zwischen den beiden Versuchsphasen. Während in der ersten
Versuchsphase der Anteil freien Chlors an den Gesamtoxidantien im Mittel nur
ca. 50 % betrug, erhöhte sich dieser in der zweiten Versuchsphase auf ca. 70 %.
Eine Betrachtung dieses Unterschieds wird notwendig, da die Bildung weniger
germizider Desinfizienzien aus freiem Chlor die Gesamteffizienz der Desinfektion
beeinträchtigen könnte. Eine Ursache könnte in einer unterschiedlichen Zusammen-
setzung des Zulaufs beider Versuchsphasen liegen. Abb. 4.8 zeigt, dass die Kohlen-
4 Ergebnisse und Diskussion 73
stoffparameter (beispielhaft ausgewählt ist der BSB5) in beiden Phasen ein ähnliches
Niveau aufwiesen, jedoch NH4-N und NO2-N in der ersten Versuchsphase einen
deutlich höheren Mittelwert als in der zweiten Versuchsphase aufzeigten.
0
5
10
15
20
25
Versuchsphase 1 Versuchsphase 2
BSB5 und NH4-N [mg/L]
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
NO2-N [mg/L]
NH4-N
BSB5
NO2-N
NH4-N
BSB5
NO2-N
Abb. 4.8: Vergleich ausgewählte Zulaufparameter in den beiden Versuchsphasen
Aus der Auswertung des Zulaufs der Feldversuche wurde ersichtlich, dass den
Stickstoffwerten eine wesentliche Rolle in der Bildung freien Chlors zugesprochen
werden muss. Als Zehrstoffe für die weitere Diskussion gelten neben den
Stickstoffverbindungen organische Stoffe, auch wenn dies durch den niedrigen
Konzentrationsbereich des betrachteten BSB5 nicht veranschaulicht werden konnte.
4.1.2.2 Relative freie Chlorproduktion in den Feldversuchen
Für die Beprobung des freien Chlors in den Feldversuchen muss akzeptiert werden,
dass dessen ermittelte Konzentration sowohl durch die gewählten Betriebs-
einstellungen als auch durch die Zusammensetzung des Zuflusses beeinflusst wird.
Eingeführt wurde zur Auswertung der Feldversuche daher die relative freie
Chlorproduktion (Gl. 3.3), welche diese beiden Aspekte vereint. Abb. 4.9 stellt die
errechneten Werte der relativen freien Chlorproduktion gemeinsam mit der
eingetragenen Ladung über die Versuchsdauer dar (vgl. Abb. 3.4 und Abb. 4.7).
74
0
0,05
0,1
0,15
0,2
5 15 25 35 45 55
Versuchsdauer [Wochen]
eingetragene Ladung [Ah/L]
0
5
10
15
20
25
30
relative fr. Chlorproduktion [mg/Ah]_
eingetragene Ladung
relative fr. Chlorproduktion
Versuchs-phase 1
Versuchs-phase 2
Abb. 4.9: Verlauf der rel. freien Chlorproduktion und eingetragenen Ladung in den
Versuchen
In den Feldversuchen ergaben die differierenden Zuflussbedingungen ein unbe-
rechenbares Potential für die Erzeugung freien Chlors, welches sich in starken
Schwankungen der relativen freien Chlorproduktion in Abb. 4.9 aufzeigt.
Abb. 4.10 stellt Werte der
relativen freien Chlorproduktion
für einen ausgewählten Bereich
der eingetragenen Ladung von ca.
0,04 Ah/L dar. Die Darstellung
verdeutlicht die starke Differenz
der relativen freien Chlor-
produktion unter ähnlichem
Ladungseintrag in der Praxis.
Diese Beeinflussung wird maß-
geblich auf eine Änderung in der
Zusammensetzung des Zuflusses
zurückgeführt.
Abb. 4.10: Relative freie Chlorproduktion bei einer eingetragenen Ladung von
ca. 0,04 Ah/L
0
5
10
15
20
25
0 0,05 0,1
eingetragene Ladung [Ah/L]
realtive freie Chlorproduktion [mg /Ah]_
4 Ergebnisse und Diskussion 75
4.1.2.3 Einfluss von abwasserspezifischen Parametern auf die freie
Chlorkonzentration
Als primäre Zehrstoffe freien Chlors im Abwasser gelten organische Stoffe und
Stickstoffverbindungen. Für die nachfolgende Betrachtung wurden als organischer
Parameter der TOC und für die Stickstoffparameter der Ammoniumstickstoff (NH4-N)
und der Nitritstickstoff (NO2-N) ausgewählt. Nachfolgend werden Versuchswerte
diskutiert, die unter gleichen Betriebsbedingungen entstanden. Abb. 4.11 zeigt eine
Auswertung der Zulaufzusammensetzung für die in Abb. 4.10 dargestellten Maximal-
und Minimalwerte der relativen freien Chlorproduktion. Für die in Abb. 4.11 aufge-
tragenen Werte ist der Unterschied der Nitritkonzentration jedoch zu gering, um einen
Einfluss abzuleiten. Auch die Unterschiede des TOC und des NH4-N sind marginal. Ein
wesentlicher Einfluss wird der Chloridkonzentration zugeschrieben.
0
50
100
150
200
10 20
TOC, NH4-N und Cl - [m
g/L]
0,00
0,10
0,20
0,30
0,40
NO2-N [mg/L]
TOC
NH4-N
Chlorid
NO2-N
relative freie Chlorproduktion [mg/Ah]
NH4-N
NO2-N
Cl-
Abb. 4.11: Vergleich der Zulaufzusammensetzung für den Min- und Max-Bereich der rel.
freien Chlorproduktion bei qa 0,04 Ah/L
Ein direkter Einfluss einzelner Zehrstoffe auf die freie Chlorkonzentration in den
Feldversuchen konnte durch die schnelle Reaktion mit den Zehrstoffen nicht nach-
gewiesen werden. Die Unterschiede in der Zusammensetzung des Zuflusses waren
durch die stabilen Reinigungsleistungen der KKA zu gering. Die in Abb. 4.10 darge-
stellte Differenz der relativen freien Chlorproduktion wird auf Schwankungen der
Chloridkonzentration im Zulauf zurückgeführt. Dies bedeutet weiterhin, dass der
Einfluss von Zehrstoffen auf die relative freie Chlorproduktion bei einer KKA mit
stabiler, hoher Reinigungsleistung minimal ist.
76
4.1.2.4 Abnahme der freien Chlorkonzentration in der Einwirkzeit
Auch wenn in den Untersuchungen die Wirkung einzelner Zehrstoffe auf die Produktion
selbst nicht nachgewiesen werden konnte, besitzen diese Stoffe in ihrer Summe einen
Einfluss, der sich in einer Abnahme freien Chlors im Verlauf der Einwirkzeit äußert.
Diese Stoffe besitzen das Potential, durch Folgereaktionen während der Einwirkzeit
weiterhin freies Chlor zu zehren und den Desinfektionsprozess deutlich zu
verlangsamen. Den Einfluss von Zehrstoffen auf die Abnahme freien Chlors in den
Feldversuchen verdeutlicht Abb. 4.12. Dargestellt ist die Abnahme bei Einwirkzeiten
von 10 und 20 Minuten im Vergleich zur Ausgangskonzentration durch die
elektrochemische Behandlung bei Energieeinträgen von 0,01 bis 0,05 Ah/L und 0,05
bis 0,1 Ah/L. Die Werte des Verlaufs innerhalb der 20 Minuten wurden aus den
Mittelwerten der Ergebnisse der Beprobung der einzelnen Versuchswochen ermittelt.
Im Versuchszeitraum betrug die zeitliche Abnahme der freien Chlorkonzentration 0,015
bis 0,025 mg je Liter und Minute.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
-10 0 10 20 30
Nachwirkzeit [min]
c(freies Chlor) [mg/L]
0,05 - 0,10 [Ah/L]
0,01 - 0,05 [Ah/L]
Abb. 4.12: Abnahme des freien Chlors im Verlauf der Einwirkzeit
4 Ergebnisse und Diskussion 77
4.1.2.5 Temperatureinfluss auf den Verbrauch freien Chlors
Eine steigende Temperatur erzeugt höhere Reaktionsgeschwindigkeiten und einen
höheren Stoffwechsel der Mikroorganismen. Während ein Zusammenhang zwischen
der relativen freien Chlorproduktion und einem Temperatureinfluss nicht nachgewiesen
werden konnte, zeigte sich in der Auswertung der Feldversuche ein Temperatureinfluss
auf die Abnahme freien Chlors im Verlauf der Einwirkzeit.
Den Temperatureinfluss in Bezug auf eine Einwirkzeit von 10 Minuten stellt Abb. 4.13
dar. Deutlich zu erkennen ist die höhere freie Chlorzehrung bei steigenden
Temperaturen. In welchem Anteil dieser temperaturbedingte Anstieg der freien
Chlorzehrung durch biologische oder chemische Prozesse bestimmt wird, konnte nicht
ermittelt werden. In Bezug auf das Bestimmtheitsmaß muss erneut auf den
Feldversuchscharakter verwiesen werden. Die Vielzahl von Einflüssen in der Praxis auf
die Chlorzehrung wird durch den geringen Wert des Bestimmtheitsmaßes sichtbar.
R2 = 0,64
0
10
20
30
40
50
14 15 16 17 18 19 20 21
Wassertemperatur [°C]
Chlorzehrung in den ersten 10 M
inuten [%]
Abb. 4.13: Abhängigkeit der Chlorzehrung von der Wassertemperatur in den Versuchen
Der Temperatur muss weiterhin ein Einfluss auf die Desinfektionswirkung unterstellt
werden, da der Stoffwechsel der Mikroorganismen eine Temperaturabhängigkeit
besitzt. In den Versuchen konnte dies nicht bestätigt werden, da in den jeweiligen
Temperaturbereichen unterschiedliche Betriebseinstellungen vorlagen.
78
4.1.3 Bildung von freiem Chlor in den Technikumsversuchen
In den Technikumsversuchen sollte der Einfluss der Chloridkonzentration im Zufluss
und die Steuerungsmöglichkeit der freien Chlorproduktion durch die eingetragene
Ladung näher untersucht werden. Neben zehrungsfreiem Wasser wurde reales
Abwasser aus der Praxisanlage getestet. Die Zusammensetzung der untersuchten
Wässer wurde in Tab. 3.3 dargestellt. Die in den Feldversuchen gefundenen
Zusammenhänge dienen als Bemessungsansatz, um die freie Chlorproduktion in
Abhängigkeit der vorhandenen Chloridkonzentration abzuleiten. Im Vergleich zu den
Werten der Feldversuche ergeben sich durch die streng definierten Rahmenbe-
dingungen der Technikumsversuche akzeptable Bestimmtheitsmaße (vgl. Abb. 4.14).
4.1.3.1 Abhängigkeit vom Chloridgehalt und der eingetragenen
Ladung
Die Auswertung der Technikumsversuche erbrachte, dass mit zunehmender
Stromstärke bei konstantem Volumenstrom und bei abnehmendem Volumenstrom bei
konstanter Stromstärke die Konzentration freien Chlors zunimmt. Für beide
Betrachtungsfälle steigt die eingetragene Ladung an. Die erzielten freien
Chlorkonzentrationen bei den jeweils eingetragenen Ladungen stellt Abb. 4.14
zusammen. Weiterhin kann in dieser Darstellung die Abhängigkeit in der Bildung freien
Chlors von der Chloridkonzentration des Zulaufs aufgezeigt werden.
y = 15,20x - 0,15
R2 = 0,93
y = 49,16x - 0,14
R2 = 1,00
y = 27,02x - 0,06
R2 = 0,98
0
1
2
3
4
5
6
0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 0,12
eingetragene Ladung [Ah/L]
c(freies Chlor) [mg/L]
Reinwasser 1 (Chlorid ca. 85 mg/L)
Reinwasser 2 (Chlorid ca. 130 mg/L)
Reinwasser 3 (Chlorid ca. 170 mg/L)
Abb. 4.14: Bildung freien Chlors entsprechend der eingetragenen Ladung
4 Ergebnisse und Diskussion 79
Die Berechnung der in Abb. 4.14 dargestellten freien Chlorproduktion gegen die
Chloridkonzentration des Zulaufs wird in Abb. 4.15 dargestellt. Für den untersuchten
Bereich konnte eine starke Chloridabhängigkeit der freien Chlorproduktion nach-
gewiesen werden. Bei einer Verdopplung der Chloridkonzentration im Zulauf wird die
freie Chlorproduktion im Bereich der untersuchten Betriebseinstellungen um den Faktor
4 gesteigert. Hierdurch konnte die These der Feldversuche bestätigt werden, dass die
ermittelten starken Schwankungen der freien Chlorproduktion durch die
unterschiedliche Zulaufkonzentration des Chlorids bedingt wurden.
y = 0,35x - 17,14
R2 = 0,95
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
50 70 90 110 130 150 170 190
Chloridkonzentration - Zulauf [mg/L]
freie Chlorproduktion [mg /Ah]_
Versuchsergebnisse
Mittelwert der Versuchsreihen
Linear (Versuchsergebnisse)
Abb. 4.15: Abhängigkeit der freien Chlorproduktion von der Chloridkonzentration des
Zulaufs
4.1.3.2 Vergleich mit den Feldversuchen
Die jeweils im Ablauf des Elektrodenreaktors nachgewiesene freie Chlorkonzentration
sowohl in den Technikumsversuchen als auch in den Feldversuchen, stellt Abb. 4.16
dar. In dieser Darstellung wird der Anlagenablauf der Praxisanlage in die
Versuchsreihen der Technikumsversuche einbezogen.
Im Ergebnis bildete der Versuchsaufbau der Technikumsversuche die Feldversuche
adäquat wieder. Es wurde zwischen den im Technikum und in der Praxis gewonnenen
Werten kein gravierender Unterschied ermittelt.
80
Die Darstellung verdeutlicht weiterhin den Einfluss der Zulaufzusammensetzung auf
die ermittelte freie Chlorkonzentration. In den Reinwasserversuchen wurden bei
gleicher eingetragener Ladung und Chloridkonzentration deutlich höhere freie
Chlorkonzentrationen nachgewiesen.
Je weniger eingetragene Ladung angewandt wird, um freies Chlor zu erzeugen, desto
größer ist der Einfluss der Chlorzehrung im Vergleich zu dessen Bildung. In
Anwendung dieser Technik gilt es daher einen Schwellenwert für freies Chlor von
ca. 0,5 mg/L zu überschreiten, um im Ablauf des Reaktors die für die Desinfektion
benötigten Konzentrationen zu erreichen.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
0,000 0,015 0,030 0,045 0,060 0,075 0,090
eingetragene Ladung [Ah/L]
c(freies Chlor) [mg/L]
Praxisversuche (Versuchsphase 2, Mittelwert Chlorid 126 mg/L)
Technikumversuch mit Abwasser (Chlorid 114 mg/L)
Technikumversuch mit Reinwasser 2 (Chlorid ca. 130 mg/L)
Abb. 4.16: Vergleich der ermittelten freien Chlorkonzentration bei der jeweils
eingetragenen Ladung in den Technikums- und Feldversuchen
4 Ergebnisse und Diskussion 81
4.1.4 Nebenreaktionen in den Feldversuchen
Ein Hauptkritikpunkt am Einsatz chemischer Desinfektionsverfahren auf Chlorbasis
zum Beispiel nach ATV-M205 ist die Sorge vor der Erzeugung unerwünschter und
gefährlicher Nebenprodukte. In den Feldversuchen wurde neben der Untersuchung
einer möglichen Veränderung der Abwasserzusammensetzung auch die Entstehung
möglicher ökotoxikologisch gefährlicher Stoffe betrachtet. Ausgewählt wurden DNP, die
gesetzlich reglementiert werden oder denen ein besonderes toxikologisches
Gefährdungspotential zugesprochen wird [TrinkwV 2001], [AbwV 2004].
4.1.4.1 Veränderungen der Abwasserzusammensetzung
Die elektrochemische Behandlung erzeugt eine Vielzahl starker Oxidationsmittel wie
OH-Radikale, freies Chlor und sekundär gebildete Oxidationsmittel (z.B. H2O2). In Tab.
4.1 werden die Überwachungswerte vor und nach dem Durchfluss durch den
Elektrodenreaktor dargestellt, um eine Veränderung regulärer abwassertechnischer
Überwachungswerte zu betrachten.
Tab. 4.1: Veränderung ausgewählter Parameter durch die elektrochemische Behandlung
Veränderung in Prozent
NO2-N [mg/L] -18
CSB [mg/L] -9
DOC [mg/L] -6
BSB5 [mg/L] -5
Trübung [FNU] -3
Chlorid [mg/L] -3
NH4-N [mg/L] o.V.
PO43--P / T-P [mg/L] o.V.
NO3-N [mg/L] o.V.
TOC [mg/L] o.V.
Sulfat [mg/L] o.V.
o.V. - ohne nachw eisbare Veränderung
(Abw eichung im Bereich +/- 2%)
Die stärkste Veränderung konnte
beim Nitrit-Stickstoff ermittelt
werden. Nitrit kann zwar an der
Kathode durch eine Nitratreduktion
gebildet werden, stärker war
jedoch die Oxidation des Nitrits
durch die gebildeten
Oxidationsmittel zum Nitrat. Da
Nitrat im Abwasserzufluss in viel
größeren Mengen vorhanden ist,
war ein direkter Anstieg des
Nitratstickstoffes prozentual nicht
zu ermitteln.
Reaktionen der Organik mit den Oxidationsmitteln führten zur Veränderung der
organischen Parameter. SCHMALZ et al. (2009) konnten bestätigen, dass im Abwasser
ein großer Teil des gebildeten freien Chlors mit der Organik reagiert.
Wichtig war ebenfalls der Nachweis, dass bei diesen Reaktionen keine Reaktivierung
biologisch verfügbarer Kohlenstoffverbindungen (z.B. DOC und BSB5) erfolgte.
82
4.1.4.2 Bildung chlororganischer und -anorganischer DNP
Durch den Einsatz der elektrochemischen Behandlung mittels BDD-Elektroden ist die
Entstehung vielfältiger Desinfektionsnebenprodukte denkbar. Beispielsweise kann
freies Chlor in Folgereaktionen ökotoxikologisch gefährliche chlor-organische und
anorganische Produkte bilden.
Im Verlauf der Feldversuche wurden Chlorit, Chlorat, Trihalogenmethan (THM) und
adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX) ausgewählt, um durch deren
Nachweis eine Gefährdung zu beurteilen oder auszuschließen.
Chlorit und Chlorat sind typische Nebenprodukte chemischer Chlordesinfektions-
verfahren. Bei längeren Verweilzeiten an den Elektroden kann Chlorat direkt aus Chlor
gebildet werden [Bergmann 2004]. THM bildet sich beispielsweise nach
KREYSIG (2006) in komplexen Reaktionen als Endprodukt von freiem Chlor mit
organischen Inhaltsstoffen. Einige der in der Summe des AOX zusammengefassten
Stoffe bergen selbst kein toxikologisches Risiko, so dass dieser Summenparameter in
einer wissenschaftlichen Diskussion um dessen Anwendung zur Beurteilung eines
realen Gefährdungspotentials steht. Der AOX wurde jedoch in die Untersuchungen
aufgenommen, da er in einigen Anwendungsfällen der AbwV reglementiert wird und
der Gesetzgeber keine einheitliche Regelung für die Abwasserbehandlung geschaffen
hat. Zukünftig muss dessen Überwachung weiter hinterfragt werden.
Für die Beurteilung wurden in Tab. 4.2 die ermittelten Werte den bekannten Grenz-
werten des Trink- und des Abwasserbereiches gegenübergestellt.
Tab. 4.2: Vergleich der Versuchsergebnisse mit den Grenz- und Richtwerten
Parameter Min Medianwert Max
THM [µg/L] 50 TrinkwV - 1,3 *2 -
Chlorit [mg/L] 0,2 TrinkwV n.n. n.n. n.n.Chlorat [mg/L] 0,7 WHO*3 n.n. 0,2 0,4
AOX [µg/L] 200 *1 AbwV 65,0 106,0 155,8
[Füll- und Kreislaufw asser] sow ie Betriebsw asser), Kühlsysteme, Dampferzeugung
*2 nur Einzelstichprobe
Ablaufwerte - Elektrode (t0)
*1 Anhang 31: Wasseraufbereitung (Aufbereitung von Trinkw asser-, Schw imm- und Badebeckenw asser
n.n. nicht nachw eisbar
Grenzwert /
Richtwerte*3
4 Ergebnisse und Diskussion 83
Chlorit konnte im Ablauf des Reaktors nicht nachgewiesen werden.
Für Chlorat gibt es derzeit keinen Grenzwert. Nach Angaben der WHO sollte beim
Einsatz von Chlordioxid für die Trinkwasserdesinfektion eine Chloratkonzentration von
700 µg/L nicht überschritten werden [WHO 2008]. Der nachgewiesene Maximalwert für
Chlorat lag deutlich darunter.
Die Stichprobe auf THM zeigte für die Stoffe dieses Summenparameters keine
Auffälligkeit, der Grenzwert wurde weit unterschritten.
Neben den Stichproben auf Chlorit, Chlorat und THM wurde zeitweise im ersten und
zweiten Versuchszeitraum der Zu- und Ablauf des Elektrodenreaktors auf AOX
untersucht. Entsprechend Abb. 4.17 wurde im gesamten Versuchszeitraum der
Grenzwert unterschritten. Weiterhin wurde unter den Betriebsbedingungen der
Feldversuche keine wesentliche Abhängigkeit der AOX- Konzentration von der
eingetragenen Ladung ermittelt.
0
100
200
300
400
500
1 4 8 10 48 50 53 55 57
Versuchswochen der Stichproben
AOX Zu- und Ablauf Elektrode [µg/L]
0,00
0,04
0,08
0,12
0,16
0,20
eingetragene Ladung [Ah/L]AOX Ablauf Elektrode (t0)
AOX Zulauf Elektrode
AOX Grenzwert
eingetragene Ladung
Untersuchungen in Versuchsphase 1
Untersuchungen in Versuchsphase 2
(to)
Abb. 4.17: Verlauf der AOX-Konzentrationen des Zu- und Ablaufs bei den jeweils
eingetragenen Ladungen im Versuchszeitraum
84
4.1.5 Diskussion des Versuchsaufbaus
Ausgewählte technische Komponenten und Überwachungssysteme des Aufbaus
werden nachfolgend dargestellt, um deren Notwendigkeit und Nutzen zu verdeutlichen.
Weiterhin wird die Standzeit der Elektroden diskutiert, da diese durch
Instandhaltungskosten (vgl. Kapitel 5.1.1) einen erheblichen Einfluss auf die
Wirtschaftlichkeit des Verfahrens besitzen.
Nachbehandlungsvolumen
Die Größe dieses Volumens stellt eine Limitierung des Behandlungsvolumens dar.
Verdeutlicht wird dies durch nachfolgendes Beispiel mit einer Einwirkzeit von
20 Minuten und einem Volumenstrom von 120 L/h. Beträgt das Nachbehandlungs-
volumen 10 Liter, können ca. 0,6 m³/d behandelt werden, bei 40 Litern hingegen
bereits ca. 1,5 m³/d. Nachbehandlungsvolumen von bis zu 50 Litern haben den Vorteil,
dass diese in eine Außenaufstellung integrierbar wären, ohne eine zusätzliche Zisterne
auf dem Grundstück zu errichten. Mit einer solchen Ausführungsvariante können die
verkaufsstärksten Anlagengrößen bei KKA von 4 bis 10 EW mit einer kompakten
Außenaufstellung bedient werden. Größere Ausführungen könnten alternativ mit einer
Zisterne oder zwei parallelbetriebenen Elektrodenreaktoren realisiert werden.
Umpoleinheit
Eine wesentliche Voraussetzung für einen stabilen Langzeitbetrieb ist die Verhinderung
eines Elektroden-Scalings. Bewährt hat sich in den Feldversuchen der
Polaritätswechsel. Eine Veränderung der BDD-Eigenschaften konnte selbst im
langfristigen Betrieb nicht ermittelt werden.
Wie wichtig diese Abreinigungsmethode
bezüglich anorganischer Beläge ist, belegten
Vorversuche der Anlagentechnik im Jahr
2007. Bei diesen trat zu Beginn ein Defekt
an der Umpolung der Elektroden auf.
Innerhalb von ca. 3 Betriebswochen zeigte
sich die in Abb. 4.18 dargestellte Belag-
bildung an den Elektroden, die einen
weiteren Betrieb verhinderte.
Abb. 4.18: Kalkbildung an den Elektroden (Foto Schmalz V.)
4 Ergebnisse und Diskussion 85
Sicherheitsvorrichtungen
Nachfolgend aufgezählte Vorrichtungen ermöglichten den weitgehend störungsfreien
Betrieb:
- Grobfilter vor dem Eintritt in den Elektrodenreaktor,
- Überwachung des Volumenstroms,
- Stromüberwachung des Elektrodenbetriebs,
- Polarisationswechsel der Strombeaufschlagung an den Elektroden,
- Temperaturüberwachung des Elektrodenreaktors,
- Heizelement des Schaltschrankes im Winterbetrieb.
Standzeit der Elektroden
Während die Desinfektionsleistung der Feldversuche und der Versuchsaufbau
überzeugen konnten, erwies sich die Standzeit der verwendeten Elektroden als
unzureichend. Bereits nach 20 Wochen mussten die Versuche durch einen
Elektrodendefekt unterbrochen werden. Bis zu diesem Zeitraum wurde eine
Betriebszeit von ca. 760 h erreicht. Abb. 4.19 zeigt die Elektroden, welche im Bereich
der Kathoden und Anodenanschlüsse abbrachen. Eine Untersuchung der Elektroden
erbrachte, dass diese ihre mechanische Beständigkeit verloren hatten. Im Vergleich zu
den werksneuen Elektroden zu Beginn des Tests konnten diese mit geringem Aufwand
zerbrochen bzw. per Hand zerdrückt werden. Eine Analyse der Elektroden belegte,
dass das Trägermaterial Niob mit Wasserstoff (im Fall der Kathodenpolung) zu
Niobhydrid reagierte. Dies führte zu einer Veränderung der Struktur des Metallgitters
und zu der, den Defekt auslösenden, geringen Festigkeit.
Abb. 4.19: Darstellung des Elektrodendefekts nach der 20. Versuchswoche
86
Die Lebensdauer der BDD-Elektroden hängt stark von verschiedenen Faktoren ab, z.B.
Strömungsgeschwindigkeit, Materialwahl, Betriebsweise und Einbauort. Für die
Wirtschaftlichkeit des Verfahrens ist eine Haltbarkeit von mehr als 2 Jahren
Zielstellung. Bei einer Betriebszeit von 2 bis 5 Stunden pro Tag ergeben sich
Mindestbetriebsstunden von ca. 3.650 Stunden. Nach MATTHEE (2008) sind je nach
Anwendungsfall Haltbarkeiten von 4.000, unter besonderen Bedingungen sogar von
bis zu 10.000 Betriebsstunden mit BDD-Elektroden der Fa. CONDIAS möglich.
Da diese Betriebsstunden bis zum Defekt nicht erreicht wurden, erfolgten Änderungen
innerhalb der Versuchsphase 2 (ab der 21. Versuchswoche), die nicht nur eine
Reduzierung des Energieeintrages zum Ziel hatten, sondern auch die Standzeit der
Elektroden erhöhen sollten. Ziel war es dabei, entstehende Reaktionsprodukte von den
Elektroden schnellstmöglich abzutransportieren. Das Problem wird durch die Tatsache
verstärkt, dass werksneue Elektroden der Firma CONDIAS keine geschlossene
Diamantschicht aufweisen. Fehlstellen, zum Beispiel so genannte Pinholes, entstehen
produktionsbedingt. Die Gasentwicklung, insbesondere die Bildung von Wasserstoff
bei kathodischer Schaltung, führt zur Bildung von Gasblasen in den Defekten. Dies
bedingt eine Belastung der Grenzfläche Diamant- Grundmaterial, wodurch eine
fortschreitende Ablösung der Diamantschicht auftreten kann [DECHEMA 2005].
Weiterhin dringen Reaktionsstoffe, welche nicht abtransportiert werden, in diese
Fehlstellen ein und können Reaktionen mit dem Trägermaterial eingehen.
Insbesondere der an den Kathoden gebildete Wasserstoff sollte nach den
Erkenntnissen der Versuchsphase 1 zügig abtransportiert werden. Hierfür wurde eine
Strömungsführung in den Reaktor integriert, so dass der Volumenstrom durch die
Elektroden gezwungen wurde und die Strömungsgeschwindigkeit im Elektrodenbereich
anstieg.
Abb. 4.20 stellt den Reaktor der ersten Versuchsphase mit reinem Zu- und Ablauf im
unteren bzw. oberen Bereich dar. Abb. 4.21 zeigt hingegen die zusätzlich integrierte
Strömungsführung im unteren und oberen Bereich des Reaktors. Eine weitere
Maßnahme mit dem Ziel der Standzeiterhöhung war die Erhöhung des Volumenstroms
von 60 auf 120 L/h. Während in der ersten Versuchsphase nach 20 Versuchswochen
ein Elektrodendefekt eintrat, konnten die neuen Elektroden ohne Probleme über ca. 30
Wochen in der Versuchsphase 2 betrieben werden. Die Erhöhung des Volumenstroms
führte jedoch dazu, dass in diesem Zeitraum ebenfalls nur ca. 700 Betriebsstunden
entstanden. Die Versuche konnten daher die Eignung der Elektroden für eine Standzeit
von ca. 2 Jahren nicht aufzeigen.
4 Ergebnisse und Diskussion 87
Abb. 4.20: Reaktor ohne Strömungsführung
Abb. 4.21: Strömungsführung im Reaktor (links unterer Bereich und rechts oberer
Bereich)
Die Hersteller von Elektrodenmaterialien haben den Bedarf zur Erhöhung der Standzeit
erkannt. Unter anderem wird an der Entwicklung von Zwischenschichten gearbeitet,
welche die Standzeit erhöhen sollen [Condias 2008]. Auch versprechen neuartige
Betriebsweisen, wie der bipolare Betrieb von BDD-Elektroden auf Kunststoffbasis der
Fa. PROAQUA, eine interessante Alternative. Bei dieser Betriebsweise wird an die
BDD-Elektroden selbst keine Spannung angelegt. Die Elektroden befinden sich im
Elektrolyt zwischen zwei Kontaktelektroden (z.B. MOX-Elektroden).
88
4.1.6 Zusammenfassung
Durch die Feldversuche gelang der Nachweis der Eignung elektrochemischer
Behandlungen zur Desinfektion des Klarwasserablaufs von KKA. Der Versuchsaufbau
erbrachte eine Desinfektionsleistung von 99 % für den Indikator E. coli.
Wesentliche Einflüsse auf die Desinfektion wurden ermittelt und dienen als zukünftige
Grundlage in der Auslegung und dem Betrieb weiterer Prototypen:
- Die Desinfektionsleistung korreliert mit der ermittelten freien Chlor-
konzentration, so dass diese im Abwasserbereich als Hauptdesinfiziens
bestätigt wurde. Eine Hauptaufgabe eines Wartungsbetriebs ist die
regelmäßige Kontrolle und Überwachung der freien Chlorkonzentration.
- Abwasserinhaltsstoffe besitzen einen erheblichen Einfluss auf die Bildung und
Zehrung von Desinfizienzien. Eine gesicherte Desinfektion kann nur an einer
KKA mit stabiler und hoher Reinigungsleistung erwartet werden.
- Freies Chlor wird neben organischen Inhaltsstoffen von den Stickstoffwerten
(insbesondere von der Nitritstickstoff-Konzentration) beeinflusst. KKA der
Ablaufklassen N (Nitrifikation) bzw. D (Denitrifikation) stellen daher die
Grundlage zum Einsatz elektrochemischer Verfahren dar. Derartige Anlagen
zeichnen sich vorteilhafterweise auch durch hohe Abbauleistungen organischer
Inhaltsstoffe aus.
- Verfahrenstechnische Größen, die die Konzentration an freiem Chlor
bestimmen, sind die angewandte Stromstärke und der durch den
Elektrodenreaktor fließende Volumenstrom. Diese beiden Größen sind die
entscheidenden Regulierungsmechanismen eines Wartungsbetriebs in der
Überwachung der freien Chlorkonzentration.
Bestätigt werden konnte weiterhin, dass freies Chlor erst durch eine Einwirkzeit seine
Wirkung erzeugt. Bei einer Einwirkzeit von 20 Minuten wurde eine Desinfektion von
99 % mit einer freien Chlorkonzentration von 0,4 mg/L ermittelt. Der minimale
Energieeintrag bei einer erfolgreichen Desinfektion betrug 0,035 Ah/L. Für eine 4 EW
KKA konnten hierdurch Energiekosten von ca. 0,12 €/m³ für den Betrieb der Elektroden
ermittelt werden.
Beim Einsatz elektrochemischer Techniken ist der Nutzen mit deren Gefahren
abzuwägen. Einer zuverlässigen und mit einem Depoteffekt versehenen
mikrobiologischen Verbesserung des hygienischen Zustandes des Brauchwassers
steht ein mögliches toxikologisches Gefährdungspotential gegenüber. Eine Reihe
erzeugter DNP stehen im Verdacht, potentiell kanzerogen zu wirken. Im Rahmen der
4 Ergebnisse und Diskussion 89
Feldversuche wurde nachgewiesen, dass der Einsatz zu einer Bildung von DNP führt.
Wie in der Auswertung der Feldversuche jedoch gezeigt wurde, werden die für die
Beurteilung ausgewählten Parameter kaum bzw. nur geringfügig gebildet.
Für die Bewertung der eingesetzten BDD-Elektroden wird in Tab. 4.3. zu den in Kapitel
2.4.1 aufgezeigten Erwartungen Bezug genommen. Während im Betrieb keinerlei
Foulingneigung des Elektrodenmaterials erkennbar war und die Umpolung der
Elektroden ebenfalls ohne Schwierigkeiten durchgeführt werden konnte, wurden
Probleme der Elektrodenstandzeit ersichtlich. Problematisch ist, dass an den
Elektroden erzeugte Produkte das Stützmaterial angreifen und dessen mechanische
Festigkeit verringern können. Als positiv muss hingegen das beständige
Bildungspotential von Desinfizienzien gesehen werden. Grundlage bildete die geringe
Foulingneigung der BDD-Elektroden und die hohe Reinigungsleistung der KKA.
Tab. 4.3: Bewertung des Einsatzes der BDD-Elektroden in den Versuchen
Anforderung Wertung
hohe Elektrodenstandzeit -stabiler Langzeitbetrieb mit Umpolungsmöglichkeit
+
Elektrodenoberfläche mit geringer organischer und anorganischer
Foulingneigung++
hohes und beständiges Bildungspotential germizider Stoffe
+
hohe Energiewirksamkeit auch bei großen Stromdichten
+
keine Abgabe toxischer Stoffe des Elektrodenmaterials
+
Anforderung: ++ vollständig erfüllt; + w eitgehend erfüllt; - nicht erfüllt
90
4.2 Ergebnisse der Biofiltration
Bei den Untersuchungen der Biofiltration wurden Vorversuche durchgeführt, um den
Aufbau der Praxisanlage bei der Auswahl der Filtermaterialien und des Filteraufbaus
zu unterstützen. Eine weitere Zielstellung der Vorversuche war die Keim-
reduzierungsmechanismen näher zu betrachten und die Reinigungsleistung für
reguläre Abwasserüberwachungswerte zu untersuchen, da diesen eine Bedeutung bei
der Verringerung des Wiederverkeimungspotentials eingeräumt wird.
In den Feldversuchen wurde unter realen Bedingungen die Desinfektionsleistung
ermittelt. Weiterhin wurde geprüft, inwiefern ein stabiler Filtrationsbetrieb langfristig
möglich ist. Die Ermittlung der Behandlungskosten stellt die Grundlage für den
betriebswirtschaftlichen Vergleich der Biofiltration mit den etablierten Verfahren unter
Kapitel 5.2 dar.
4.2.1 Ergebnisse der Vorversuche
Die Reinigungsleistungen für die ausgewählten Abwasserüberwachungswerte: CSB,
NH4-N und Trübung der untersuchten Säulen sind in Abb. 4.22 dargestellt.
0
20
40
60
80
S1 K1(bew.) S2 K1(neu) S3 K1/Kies S1b PORET®aqua
S2b Kies/Sand
Reinigungsleistung [%]
CSB NH4-N Trübung [FAU]NH4-N
Abb. 4.22: Darstellung der Reinigungsleistung für den CSB, NH4-N und die Trübung
Der CSB wurde am stärksten beim Einsatz des Filteraufbaus aus Filterkies und
Filtersand verringert, die mit PORET® aqua gefüllte Säule erzielte die geringste
Reduktion. Ammoniumstickstoff wurde bei der Säule S2 mit neuem K1 Träger deutlich
stärker reduziert als bei den anderen Säulen. Im Vergleich zur fast identisch
4 Ergebnisse und Diskussion 91
aufgebauten Säule S1 bot der neue Träger Nitrifikanten eine bessere Besiedlungs-
möglichkeit. Alle Säulen zeigten eine gute Reduktion des Trübungswertes. Die höchste
Reinigungsleistung erzielte wiederum Säule S2b mit Filtersand. Die hohe Filterwirkung
kann auch eine Erklärung für die hohe Reinigungsleistung des CSB bieten. Diese
Säule erzielte zusammenfassend für den Kohlenstoffabbau und die Feststoffreduktion
die besten Versuchsergebnisse.
Abb. 4.23. zeigt die in den Versuchen ermittelten Desinfektionsleistungen für den
mikrobiologischen Indikator E. coli und für die gesamtcoliformen Bakterien. In Bezug zu
den in Tab. 3.4 aufgezeigten Zulaufwerten konnte eine Abnahme zwischen
1 bis 2 Zehnerpotenzen an den Säulen ermittelt werden.
97%
87%
94%92%92%95%
91%96%94%
87%
0
20
40
60
80
100
S1 K1(bew.) S2 K1(neu) S3 K1/Kies S1b PORET®aqua
S2b Kies/Sand
Reduktion für E. coli und Gesamtcoliform
e [%]_
E.coli GesamtcoliformeE. coli
Abb. 4.23: Mittelwerte der Reduktion für E. coli und Gesamtcoliforme Bakterien
Für die, bis auf den Biofilm des gebrauchten Trägers, identischen Filtersäulen S1 und
S2 konnte für die Desinfektion von E. coli kein Unterschied nachgewiesen werden.
Obwohl Säule S3 durch den geringeren Abwasserzufluss eine drei- bis fünffach höhere
effektive Kontaktzeit aufwies, konnte keine erhöhte Desinfektionsleistung ermittelt
werden. Hieraus ergibt sich die These, dass die Desinfektionsleistung stärker von der
Filterwirkung als von der Verweilzeit bestimmt wird. Gestützt wird dies durch die
Ergebnisse der Säule 2b, die durch den kleinsten Porenraum zwar die geringste
effektive Kontaktzeit aufwies, aber die beste Desinfektionsleistung erzielte. Die
geringsten Reduktionen ergab der Einsatz des PORET® aqua Trägers, welcher sich
durch den größten Porenvolumenanteil der Filtermaterialien auszeichnete.
92
Die Abweichungen der Desinfektion unter den einzelnen Säulen sind
zusammenfassend gering. Für die Auswahl des Filtermaterials der Feldversuche wurde
aus diesem Grund vordergründig auf die Auswertung der Reinigungsleistung für den
Kohlenstoffabbau und der Feststoffreduktion zurückgegriffen.
In der Zielstellung der Vorversuche
lag auch die Betrachtung des
generellen Einflusses des Filter-
materials auf die Desinfektion. Die
Zeit zwischen dem Umbau der
Säulen 1 und 2 auf 1b und 2b wurde
genutzt, um über ca. 4 Wochen die
Desinfektion in den Säulen ohne
Filtermaterial bei gleichen
Bedingungen zu testen. Abb. 4.24
verdeutlicht, dass auch ohne Filter-
material in den Säulen eine
Reduktion von E. coli um ca. 2/3
erfolgte. Die Desinfektion ist dabei
allein auf die Verweilzeit in den
Säulen zurückzuführen.
Abb. 4.24: Vergleich der E. coli Reduktion mit und ohne Filtermaterial in den
Versuchssäulen
Die Vorversuche zeigten, dass die Wahl des Filtermaterials die Errichtung von
Biofiltern mit speziellen Behandlungsaufgaben ermöglicht. Für die Anwendung zur
Erzeugung von Brauchwasser bewirkt ein geeignetes Filtermaterial neben einer
starken Reduktion von Feststoffen aus dem Abwasser eine weitergehende
Desinfektion mikrobiologischer Indikatoren.
Es wurde ermittelt, dass mechanische Einflüsse die Keimreduktion stärker bestimmen
als biologische, zum Beispiel durch die Anwesenheit eines auf Trägermaterial fixierten
Biofilms. Ein weiteres Ergebnis der Vorversuche war, dass die Desinfektionsleistung in
den untersuchten Bereichen weitgehend unabhängig von der effektiven Kontaktzeit ist
und nachweislich von der Filterwirkung des verwendeten Materials bestimmt wird.
In Auswertung der Vorversuche wurde für den Biofilter der Feldversuche Filtersand der
Körnung 0,71-1,25 mm gewählt.
92%92%
66%70%
0
20
40
60
80
100
S1 S2
Reduktion für E.coli [%]
mit Filtermaterial (K1)
ohne Filtermaterial
4 Ergebnisse und Diskussion 93
4.2.2 Ergebnisse der Feldversuche
4.2.2.1 Desinfektionsleistung in den Feldversuchen
Zielstellung ist die Erzeugung von Brauchwasser für Bewässerungszwecke. Ermittelt
werden sollte, welche Qualitätsstufe von Bewässerungswasser entsprechend Kapitel
2.1.4 durch die Biofiltration ermöglicht wird. Für die Qualitätsstufe 1 liegt der
Überwachungswert des ausgewählten mikrobiologischen Indikators E. coli bei
200 Bakterien je 100 mL, für die Qualitätsstufe 2 bei 2.000 E. coli je 100 mL. Die
erforderliche Desinfektionsleistung wird aus den Untersuchungen von Kleinklär-
anlagenabläufen entsprechend Kapitel 2.2.2 abgeleitet (E. coli –Konzentrationen im
Ablauf einer KKA ca. 1,E+04 E. coli je 100 mL). Für die Qualitätsstufe 1 ermöglicht
eine Desinfektion von 98 % das Behandlungsziel und für die Qualitätsstufe 2 eine
Desinfektion von 80 %. Im Überblick stellt Abb. 4.25 die Zu- und Ablaufwerte des
Biofilters für E. coli im Versuchszeitraum gemeinsam mit der Desinfektionsleistung dar.
1,0E+00
1,0E+01
1,0E+02
1,0E+03
1,0E+04
1,0E+05
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Versuchsdauer [Wochen]
E. coli [n/100mL]
0
20
40
60
80
100
Desinfektionsleistung [%]
Zulauf AblaufGrenzwert - Qualitätsstufe 1 Grenzwert - Qualitätsstufe 2Desinfektionsleistung
Zugabe des Trägermaterials K1
Abb. 4.25: Verlauf der E. coli -Konzentration im Zu- und Ablauf des Biofilters sowie der
Desinfektionsleistung im Versuchszeitraum
Die Qualitätsstufe 2 und eine Desinfektionsleistung von mehr als 80 % konnte im
gesamten Zeitraum zuverlässig eingehalten werden (siehe Abb. 4.25). Ab der
12. Versuchswoche wurde der Grenzwert der Qualitätsstufe 1 unterschritten.
Nachfolgend zu diskutieren sind die absinkenden Zulaufkonzentrationen von E. coli
über die Versuchsdauer. Die Unterschreitung des Grenzwertes für die Qualitätsstufe 1
zum Ende des Versuchszeitraums könnte sich darin begründen.
94
4.2.2.2 Einflüsse auf die Desinfektionsleistung
1. Einfluss der Einfahrphase
Im Gegensatz zu technischen Desinfektionsmaßnahmen beruht die Desinfektions-
wirkung eines Biofilters auf einer Kombination mechanischer, physikalischer und
biologischer Mechanismen. Diese benötigen Zeit, um ihre angestrebte Leistung zu
erbringen. In den Vorversuchen konnte bereits ermittelt werden, dass der Zeitraum der
Einfahrphase gering ist. Die Feldversuche konnten dies bestätigen. Bereits in der
2. Versuchswoche wurde eine deutliche Desinfektion (97,8 %) nachgewiesen. In den
Betriebsunterlagen ist darauf hinzuweisen, dass Brauchwasser eines neu errichteten
Biofilters nach einer Einfahrphase von mindestens einem Monat für Bewässerungs-
zwecke anwendbar ist.
2. Einfluss des Trägermaterialeinsatzes
Um diesen Einfluss näher zu betrachten, wurde das Trägermaterial mit Biofilm erst ab
der 6. Versuchswoche zugegeben. Aus der Darstellung in Abb. 4.25 kann jedoch, wie
in den Vorversuchen bestätigt, abgeleitet werden, dass dieses keinen wesentlichen
Einfluss auf die Desinfektionsleistung ausübt. Die E. coli Werte verschlechterten sich
sogar für einige Zeit nach Befüllung mit dem Trägermaterial. Die sich ab der 12.
Versuchswoche deutlich verbesserten Ablaufwerte für E. coli werden nicht auf eine
Aktivität des Biofilms, sondern auf einen Temperatureinfluss zurückgeführt. In Bezug
auf die biologischen Mechanismen der Desinfektion muss in Auswertung der
durchgeführten Versuche festgehalten werden, dass physikalische Mechanismen die
Desinfektion stärker beeinflussen. Wie in den Vorversuchen muss aber angeführt
werden, dass durch den kurzen Versuchszeitraum bedingt, keine Aussage für einen
langjährigen Betrieb gegeben werden kann, in welchem die biologischen Mechanismen
an Bedeutung gewinnen könnten.
Seine Berechtigung im Einsatz erzielte das Trägermaterial in den Feldversuchen durch
einen weiteren Zweck, welcher im Kapitel 4.2.3 ausführlich dargestellt wird.
4 Ergebnisse und Diskussion 95
3. Einfluss der Temperatur
Berücksichtigt man in der Betrachtung von Abb. 4.25 den Versuchszeitraum, der von
August bis Dezember ging, ergibt sich die These, dass die E. coli -Konzentration im
Ablauf der KKA einem Temperatureinfluss unterliegt. Gestärkt wird diese These durch
die gleichbleibenden Betriebseinstellungen und Belastung der KKA im
Versuchszeitraum.
Pathogene Keime und deren mikrobiologische Indikatoren besitzen bevorzugte
Lebensbedingungen, in welchen sie sich durch eine hohe Vitalität und Vermehrung
auszeichnen. E. coli ist den Lebensbedingungen im Darm des Menschen und
warmblütiger Tiere angepasst. Sinkende Temperaturen führen E. coli an den Rand des
Toleranzbereiches, in welchem ein Überleben möglich ist. Abb. 4.26 zeigt den Hinweis
auf eine Verringerung der E. coli -Konzentrationen im Ablauf der KKA bei sinkenden
Wassertemperaturen.
0,0E+00
2,5E+03
5,0E+03
7,5E+03
1,0E+04
5,0 7,0 9,0 11,0 13,0 15,0 17,0 19,0 21,0
Wassertemperatur [°C]
E. coli im Zulauf des Biofilters [n/100m
L]_
Abb. 4.26: Wassertemperatur und E. coli -Konzentration im Anlagenablauf der KKA
Entsprechend Abb. 4.27 kann auch für den Biofilter eine Temperaturbeeinflussung der
Keimelimination abgeleitet werden. Eine Verbesserung der E. coli Werte durch die
Dauer der Feldversuche muss ebenfalls als Möglichkeit in Betracht gezogen werden.
96
1,0E+00
1,0E+02
1,0E+04
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Versuchsdauer [Wochen]
E. coli im
Ablauf [n/100mL]_
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
Wassertemperatur [°C]
E. coli im Ablauf
Wassertemperatur [°C]
Abb. 4.27: Wassertemperatur und E. coli im Ablauf des Biofilters über den
Versuchszeitraum
Einschränkend muss angeführt werden, dass für höhere Wassertemperaturen, wie sie
in Monaten mit Bewässerungsbedarf auftreten, ein Nachweis der Desinfektion mit
einem Biofilter zur Erzeugung der Bewässerungsqualität 1 aussteht.
4.2.2.3 Abbauleistung regulärer Abwasserüberwachungswerte
Entscheidend für die Reinigungsleistung gelöster organischer Stoffe und für die
Nitrifikation ist die Sauerstoffversorgung des Filters. Diese wurde durch den
Sauerstoffgehalt des Zuflusses und durch die tägliche Druckluftregeneration sicher-
gestellt. Im Ablauf des Filters wurden Sauerstoffkonzentrationen von ca. 1 und 2 mg/L
gemessen. Abb. 4.28 zeigt an ausgewählten Ablaufwerten, dass neben einer
vollständigen Nitrifikation geringe CSB- und BSB5 –Konzentrationen im Ablauf des
Biofilters nachgewiesen werden konnten. Hervorzuheben sind die geringen BSB5-
Ablaufkonzentrationen um ca. 3 mg/L, welche eine Speicherung begünstigen und eine
Wiederverkeimung hemmen (siehe Kapitel 4.3). Die Ammoniumwerte waren zwar
durch die hohe Nitrifikationsleistung der KKA sehr gering, die geringe
Kohlenstoffbelastung in Kombination mit ständig aeroben Verhältnissen im Biofilter und
dessen größerer innerer Oberfläche bieten jedoch auch für den Fall höherer
Ammoniumzulaufwerte ein erhebliches Nitrifikationspotential. Eine Verbesserung über
die Versuchszeit konnte beim BSB5 und NH4-N nachgewiesen werden. Die sinkenden
4 Ergebnisse und Diskussion 97
Konzentrationen können auf einen sich auf der Oberfläche des Filtersandes bildenden
Biofilm oder den Biofilm des eingetragenen Trägermaterials zurückgeführt werden.
0,0
0,1
1,0
10,0
100,0
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Versuchsdauer [Wochen]
NH4-N, BSB5, CSB und_
Sauerstoffgehalt im Biofilter [m
g/L]_
NH4-N CSB
Sauerstoff BSB5
Einsatz des Trägermaterials
NH4-N
BSB5
Abb. 4.28: Verlauf der NH4-N-, CSB-, BSB5- Konzentrationen im Ablauf und des
Sauerstoffgehalts im Filter über die Versuchsdauer
4.2.2.4 Filtrationsbetrieb im Versuchszeitraum
Um einen Biofilter langfristig zu betreiben, ist eine Kolmation des Filtermaterials zu
verhindern oder das Material nach Bedarf zu ersetzen. In den Versuchen wurde durch
eine regelmäßige Rückspülung geprüft, den Filter mit einer stabilen Filtrationsleistung
zu betreiben.
Kenngröße für den Filtrationsbetrieb stellte die effektive Filtrationsgeschwindigkeit dar,
welche in den Versuchen kontinuierlich ermittelt wurde. In Abb. 4.29 ist deutlich eine
erhebliche Reduktion der effektiven Filtergeschwindigkeit in der Anfangszeit zu
erkennen. Dies wird darauf zurückgeführt, dass sich bei neuen Filtern zunächst der
Porenraum mit Partikeln belädt, bis sich ein Gleichgewicht zwischen Beladung und
Regeneration ausbildet. Die Mindestfiltergeschwindigkeit, welche benötigt wird, um mit
der vorhandenen Filterfläche den hydraulischen Spitzenwert der Auslegung (q10) zu
bewältigen, wurde im gesamten Versuchszeitraum weit überschritten. Der Filter geriet
zu keiner Zeit in die Gefahr eines Filterüberstaus und eines Ablaufs über den
Notüberlauf.
98
0,00
0,25
0,50
0,75
1,00
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
Versuchsdauer [Wochen]
effektive Filtergeschwindigkeit und
Mindestfiltergesch
windigkeit [m
/h]_
0
10
20
30
40
Trübung des Filterablaufs [FAU]
eff. Filtergeschwindigkeit
Mindestfiltergeschwindigkeit
Trübung im Ablauf
Zugabe des Trägermaterials K1
Abb. 4.29: Verlauf der effektiven Filtergeschwindigkeit und Trübung des Ablaufs
Um eine Überwachung gegen ein Filterdurchbrechen zu ermöglichen, wurde während
der Versuche der Ablauf des Filters auf seine Trübung untersucht. Ein Durchbruch des
Filters hätte als direkte Folge eine stark sinkende Desinfektionsleistung bewirken
können. Abb. 4.29 zeigt, dass über den gesamten Zeitraum keine auffälligen
Trübungswerte im Ablauf ermittelt wurden. Die Werte stabilisierten sich ab der 5.
Versuchswoche zwischen 10 bis 15 FAU.
Die Zugabe des Trägermaterials ab der 6. Versuchswoche ermöglichte die vollständige
Umsetzung des geplanten Filter- und Regenerationsprozesses. Der Zufluss erfolgte in
das Trägermaterial, in welchem sich Feststoffbestandteile des Zustroms sammeln
sollten, um den Filtersand zu entlasten. Weiterhin sollte mit dem Trägermaterial die
Regeneration gestärkt werden. Der Filtrationsprozess verlief bis zum Versuchsende
sehr stabil, ermittelt wurde eine weitgehend konstante effektive Filtergeschwindigkeit.
Offen bleibt, ob mit dem Anstieg in der letzten Versuchswoche ein mögliches Plateau
erreicht werden konnte oder ob langfristig doch eine Kolmation eingetreten wäre.
Die Ursache der sinkenden Filterleistung kann sich in einer unzureichenden
Regeneration oder an geänderten Zufluss- bzw. Betriebsbedingungen begründen. Die
Betriebseinstellungen waren im Versuchszeitraum unverändert. Schwankungen
unterlag jedoch der Zufluss. Für den Filtrationsprozess können im Zulauf
beispielsweise organische Stoffe problematisch werden, die ein Bakterienwachstum im
Filterkörper fördern, aber auch partikuläre Abwasserinhaltsstoffe, welche sich an der
Filteroberfläche und im Porenraum ablagern. Die organischen Summenparameter des
4 Ergebnisse und Diskussion 99
Zulaufs waren zu gering, um einen Einfluss abzuleiten. Abb. 4.30 stellt hingegen die
Trübung des Zulaufs gegen die effektive Filtergeschwindigkeit dar. Demnach sinkt mit
steigender Trübung des Zulaufs die effektive Filtergeschwindigkeit, was auf ein
Zusetzen des Filterraumes zurückgeführt werden kann.
0,0
0,2
0,4
0,6
0,8
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Trübung des Filterzulaufs [FAU]
eff. Filtergeschwindigkeit; v _F,m
ax [m/h]_
Abb. 4.30: Abhängigkeit der effektiven Filtergeschwindigkeit von der Trübung des
Zulaufs
100
4.2.3 Diskussion des Versuchsaufbaus der Feldversuche
Bewertung der Filterregenerationsmöglichkeit
Während konventionelle Raumfilter durch ein Spülmedium (Luft oder Wasser) um
ca. 30 % expandiert und durchmischt werden, wurde für die Anwendung im Biofilter
eine alternative Reinigungsvariante getestet. Die Filterregeneration erfolgte einmal
täglich durch einem handelsüblichen Membranverdichter, wie er in KKA Anwendung
findet. Der eingesetzte Membranverdichter erzeugt einen begrenzten Luftvolumen-
strom (ca. 15 m³/h), welcher den Filterkörper von unten durchströmte. Eine Expansion
des Filtersandes war hierdurch nicht möglich. Das an der Wasseroberfläche
schwebende Trägermaterial konnte jedoch in eine Walzenströmung versetzt werden,
wodurch eine Abrasion der obersten Filtersandschicht erzielt wurde. Im alltäglichen
Filtrationsprozess beeinflusst diese Schicht den Filterwiderstand maßgeblich, da an der
Oberfläche des Filtersandes die so genannte Schmutzdecke entsteht. Die tägliche
Regeneration verhinderte, dass sich eine zu starke Schmutzdecke ausbildete und den
Filtersand im oberen Bereich kolmatierte.
In den Versuchen hat sich die untersuchte Regeneration bewährt. Über den gesamten
Zeitraum konnten die anfallenden Abwassermengen stabil filtriert werden und es
erfolgte kein Abfluss über den Notüberlauf. Die Eignung dieser Reinigungsmethode für
einen langjährigen Anlagenbetrieb konnte durch den begrenzten Versuchszeitraum nur
ansatzweise aufgezeigt werden.
Überwachungsmöglichkeiten des Anlagenbetriebs
Die Steuerung der Anlagentechnik muss den Betreiber über Schwierigkeiten im Betrieb
des Filters informieren und Schutzeinrichtungen die sichere Entnahmemöglichkeit von
Brauchwasser gewährleisten.
Der Notüberlauf, der in den Versuchen direkt in das Speichermedium führte, kann
beispielsweise zukünftig direkt in den Ablauf des Speichers eingeleitet werden, so dass
darüber abfließendes Wasser nicht in den Speicher gelangt. Die Aktivierung des
Notüberlaufs muss dem Betreiber angezeigt werden, so dass dieser geeignete
Maßnahmen einleiten kann. Weiterhin sollte der Wasserstand im Filter überwacht
werden. Speichert die Steuerung diese Daten, wird dem Wartungsbetrieb ein
umfassender Überblick über den Anlagenzustand ermöglicht.
4 Ergebnisse und Diskussion 101
4.2.4 Zusammenfassung
Die Zielstellung der Feldversuche, Bewässerungswasser zu erzeugen, wurde für die
Qualitätsstufe 2 erfüllt. Die Auswertung des Versuchszeitraums zeigt, dass in den
ersten Betriebsmonaten vorrangig mechanisch / physikalische Mechanismen die
Desinfektion bestimmen. Der Einfluss biologischer Mechanismen in diesem Zeitraum
ist gering.
Die Auswertung von Technikumsversuchen mit verschiedenen Filtermaterialien belegte
die Abhängigkeit der Desinfektionsleistung von der Körnung des Filtermaterials. Neben
einer höheren Desinfektionswirkung erfolgt an Filtermaterialien mit geringer Korngröße
eine stärkere Reduktion regulärer Abwasserparameter. Dies ist von Bedeutung, da für
den Einsatz als Bewässerungswasser ein geringer Anteil partikulärer Stoffe als Schutz
der Bewässerungstechnik relevant ist. Weiterhin senken geringe Konzentrationen an
organischen Stoffen das Risiko einer Wiederverkeimung und Geruchsbildung im
Verlauf der Speicherung.
Nachgewiesen wurde zudem eine gute Nitrifikationsleistung. Diese wird durch die
geringe organische Belastung des Zulaufs zum Biofilter gestärkt. Geringe NH4-N Werte
deuten auf eine vollständige Nitrifikation zum Nitrat, welches als Dünger im
Bewässerungswasser erwünscht ist. Abb. 4.31 fasst die Reinigungsleistungen des
Biofilters im Versuchszeitraum zusammen.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
E. coli Gesamt-coliforme
CSB BSB5 NH4-N Trübung
Reinigungs- und Desinfektionsleistung__
des Biofilters [%]_
E. coli BSB5 NH4-N
Abb. 4.31: Mittelwerte der Reinigungsleistung des Biofilters in den Feldversuchen
Die Feldversuche bestätigten die Funktion der getesteten Regenerationsmethode und
belegen, dass diese mit geringen Betriebskosten realisiert werden kann. Im
102
Versuchszeitraum kam es zu keinem Überstau des Filters und die effektive
Filtergeschwindigkeit blieb weitgehend konstant. Für den Betrieb von Biofiltern zur
Klarwasserbehandlung von KKA reicht demnach eine Regeneration der obersten
Filterschicht. Ein Spülvorgang mit vollständiger Homogenisierung und Expansion des
Filtermaterials ist nicht notwendig.
Ein Abgleich mit den im Kapitel 2.4.2 aufgezeigten Anforderungen an die Filter-
gestaltung bietet Tab. 4.4.
Tab. 4.4: Bewertung der Anforderungen an die Filtergestaltung in den Versuchen
Anforderung Wertung
Einsatz der Kunststoffträger als erste Feststoffbarriere mit einfacher Regenerationsmöglichkeit bei geringem Energieeintrag
+
Biofilm der Trägermaterialien mit biologischer Keimreduktionswirkung
o.W.
Filtersand mit hoher Eliminationsleistung für Feststoffe ++
große spezifische Oberfläche des Filtersandes als Adsorptionsstellen für pathogene Keime
++
Anforderung: ++ vollständig erfüllt; + w eitgehend erfüllt; - nicht erfüllt
o.W. ohne Wertung - Erfüllung der Anforderung konnte aus den Versuchen nicht abgeleitet w erden
4 Ergebnisse und Diskussion 103
4.3 Ergebnisse der Wiederverkeimungsversuche
In der Anwendung von Brauchwasser ist eine erfolgreiche Desinfektion des
Anlagenablaufs von KKA nur der erste Schritt. Brauchwasser muss für die
verschiedenen Anwendungen bevorratet werden können (z.B. in einer Zisterne). Die
Wahl des Desinfektionsverfahrens, die Größe der Zisterne, die Zusammensetzung des
Anlagenablaufs und weitere Umwelteinflüsse beeinflussen die Neigung des
desinfizierten Wassers wiederzuverkeimen. Als Wiederverkeimung wird für die
vorliegende Arbeit die Regeneration oder Vermehrung mikrobiologischer Indikatoren im
Speichermedium bezeichnet, in deren Folge eine Gefährdung durch wasserbürtige
Pathogene nicht auszuschließen ist.
In diesem Kapitel wird das Wiederverkeimungspotential verschiedener Desinfektions-
verfahren betrachtet. Weiterhin wurde untersucht, wie stark eine absinkende
Reinigungsleistung der vorgeschalteten Kleinkläranlage die Speicherfähigkeit
beeinflusst. Durch einen derartigen Betriebszustand fließen dem Speichermedium
hohe Konzentrationen an biologisch verfügbaren Substraten zu.
4.3.1 Auswertung der Ergebnisse ohne Kohlenstoffzugabe
Während Abb. 4.32 die Ergebnisse der Speicherung desinfizierter Anlagenabläufe
durch verschiedene Desinfektionsmethoden ohne Kohlenstoffzugabe für E. coli
darstellt, zeigt Abb. 4.33 die Ergebnisse für die gesamtcoliformen Bakterien.
In keiner Probe konnte im Versuchszeitraum ein Anstieg von E. coli ermittelt werden.
Da alle Anlagenabläufe von KKA mit hoher Reinigungsleistung stammten (siehe Tab.
3.10), wird der Grund einer ausbleibenden Wiederverkeimung in einer Substrat-
limitierung für die Vermehrung von E. coli gesehen.
Während E. coli in den Proben des Biofilters und des unbehandelten Anlagenablaufs in
den ersten 4 Tagen eine deutliche Abnahme aufzeigte, verblieb die Probe der UV-
Bestrahlung über diese Dauer auf annähernd konstantem Niveau. Dies wird auf eine
unzureichende UV-Dosis zurückgeführt. Eine größere Menge von E. coli wurde
demnach nur vorübergehend inaktiviert und regenerierte sich im Versuchszeitraum.
Bestätigt wird diese These durch die Annährung an den unbehandelten Anlagenablauf,
aus welchem die Probe für die UV-Desinfektion gewonnen wurde.
104
1,0E+00
1,0E+01
1,0E+02
1,0E+03
1,0E+04
0 2 4 6 8 10 12 14
Versuchsdauer [Tage]
E. coli [n/100mL]
Ablauf KKA
Ablauf Membran
Ablauf Elektrode
Ablauf Biofilter
Ablauf UV
Abb. 4.32: Entwicklung der E. coli –Konzentration in den Versuchsproben
1,0E+00
1,0E+01
1,0E+02
1,0E+03
1,0E+04
1,0E+05
0 2 4 6 8 10 12 14
Versuchsdauer [Tage]
Gesamtcoliform
e Bakterien [n/100mL]_
Ablauf KKAAblauf MembranAblauf ElektrodeAblauf BiofilterAblauf UV
Abb. 4.33: Entwicklung der Konzentration gesamtcoliformer Bakterien in den Versuchen
In der Auswertung für die gesamtcoliformen Bakterien zeigte sich ebenfalls eine
Abnahme über die Versuchsdauer. Eine Ausnahme bildete der rasche Anstieg
innerhalb von 3 Tagen in der Probe der elektrochemischen Behandlung (vgl. Abb.
4.33). Vermutet wird die Regeneration einzelner coliformer Bakterienarten, welche eine
höhere Resistenz auf die eingetragenen Desinfizienzien aufwiesen. Während E. coli
4 Ergebnisse und Diskussion 105
durch die erzeugten Desinfizienzien nachhaltig geschädigt wurde, verblieben in der
Probe coliforme Bakterien, welche sich regenerierten. Ab dem 3. Versuchstag zeigten
jedoch alle Proben eine ähnliche Abnahmefunktion.
Der Unterschied der Kurven war ab dem 3. Versuchstag ausschließlich vom
Ausgangswert abhängig. Das membranfiltrierte Wasser erzielte daher das beste
Ergebnis.
4.3.2 Auswertung der Ergebnisse mit Kohlenstoffzugabe
Durch die Zugabe der Kohlenstoffquelle wurde simuliert, welchen Einfluss eine stark
absinkende Reinigungsleistung der Kleinkläranlage auf die Speicherung der
desinfizierten Wässer besitzt. Unterstellt wurde dabei, dass die Desinfektion trotzdem
weiterhin vollständig erfolgt. Zugegeben wurde sterilisiertes Vorklärwasser. Die
Substratbedingungen zu Beginn und am Ende der Versuche zeigt Tab. 4.5. Ersichtlich
wird, dass in allen Proben mikrobiologische Aktivitäten das Substratangebot
reduzierten.
Tab. 4.5: Vergleich ausgewählter Parameter vor und nach dem Test mit
Kohlenstoffzugabe
Ablauf KKA
Ablauf Membran
Ablauf Elektrode
Ablauf Biofilter
Ablauf UV
CSBBeginn [mg/l] 252,3 253,3 255,5 254,5 258,0
CSBEnde [mg/l] 113,0 99,0 117,0 113,0 153,0
BSB5,Beginn [mg/l] 113,8 113,3 113,8 113,3 114,5
BSB5,Ende [mg/l] 45,0 50,0 40,0 65,0 60,0
Die Ergebnisse der durchgeführten Versuche mit Substratzugabe stellt Abb. 4.34 für
E. coli und Abb. 4.35 für die gesamtcoliformen Bakterien dar. Im Gegensatz zum
Versuch ohne zusätzliche Kohlenstoffquelle konnte für die Proben, in denen E. coli zu
Testbeginn nachgewiesen wurde, ein erheblicher Anstieg ermittelt werden. Die zuvor
angeführte Substratlimitierung für die Vermehrung von E. coli in Abwässern wurde
durch den Vergleich des Versuches mit und ohne Substratzugabe bestätigt. Eine
vollständige Desinfektion des Indikators schließt selbst im Falle des Zufließens
substarthaltigen Abwassers eine Wiederverkeimung für E. coli aus (siehe Membran-
filtration und elektrochemische Behandlung). Für den Biofilter zeigte sich ein mit dem
unbehandelten Anlagenablauf vergleichbarer Verlauf, welcher jedoch um den Betrag
des Ausgangskonzentrationsunterschiedes versetzt war. Dies ist verständlich, da
sowohl in der KKA als auch im Biofilter dieselben Keimreduzierungsmechanismen
erfolgten und die Wässer ähnliche Ausgangsbedingungen aufwiesen.
106
1,0E+00
1,0E+01
1,0E+02
1,0E+03
1,0E+04
1,0E+05
0 2 4 6 8 10 12 14
Versuchsdauer [Tage]
E. coli [n/100mL]
Ablauf KKA Ablauf Membran
Ablauf Elektrode Ablauf Biofilter
Ablauf UV
Abb. 4.34: Entwicklung der E. coli –Konzentration mit zusätzlicher Kohlenstoffzugabe
1,0E+00
1,0E+02
1,0E+04
1,0E+06
1,0E+08
0 2 4 6 8 10 12 14
Versuchsdauer [Tage]
Gesamtcoliform
e Bakterien [n/100mL]_
Ablauf KKAAblauf MembranAblauf ElektrodeAblauf BiofilterAblauf UV
Abb. 4.35: Entwicklung der Konzentration gesamtcoliformer Bakterien mit zusätzlicher
Kohlenstoffzugabe
Die Zugabe von Substrat führte entsprechend Abb. 4.35 in allen Proben zu einer
erheblichen Zunahme der Anzahl gesamtcoliformer Bakterien. Für einige Proben ist
auch über den Versuchszeitraum von 12 Tagen mit einem weiteren Anstieg zu
rechnen. Im Vergleich mit den Ergebnissen für E. coli gab es kein Desinfektions-
4 Ergebnisse und Diskussion 107
verfahren, welches eine Wiederverkeimung durch die Substratzugabe verhindern
konnte. Im elektrochemisch behandelten Abwasser konnten zwar in den ersten Tagen
keine gesamtcoliformen Bakterien nachgewiesen werden, ab dem 3. Versuchtag wurde
aber auch bei diesem ein deutlicher Anstieg verzeichnet. Der verzögerte Anstieg kann
durch zu Beginn vorhandene Desinfizienzien erklärt werden.
4.3.3 Zusammenfassung
Eine Wiederverkeimung wird von folgenden Einflüssen bestimmt:
- der Desinfektionsleistung des angewandten Desinfektionsverfahrens,
- dem Gehalt an biologisch verfügbaren Substraten,
- der Dauer der Speicherung im Anschluss an die Desinfektion,
- der Temperatur,
- dem Gehalt an Stoffen, die ein Desinfektionswirkdepot bilden.
Eine hohe Desinfektionsleistung ist ein wichtiger Aspekt zur Erzeugung von Brauch-
wasser. Eine nachhaltige Verringerung des Wiederverkeimungspotentials wird jedoch
erst durch die Erzeugung eines Desinfektionswirkdepots oder eine weitere Reduktion
der organischen Inhaltsstoffe ermöglicht. Die Dauer der Speicherung wird durch eine
sachgemäße Auswahl des Zisternenvolumens definiert. Die Temperatur ist eine
wirtschaftlich unbeeinflussbare Größe, die jedoch unter regionalen Gesichtspunkten
bei der Dimensionierung zu berücksichtigen ist.
Es wurde ermittelt, dass weitgehend biologisch gereinigtes Abwasser für die
mikrobiologischen Indikatoren eine Substrathemmung bewirkt. Der Anlagenablauf einer
KKA ohne Desinfektionsmaßnahme unterschritt nach 4 Tagen den Grenzwert für
Betriebswasser in Bezug auf den Indikator E. coli. Im Gegensatz dazu zeigten
gesamtcoliforme Bakterien im Versuch mit diesem Wasser über die Versuchsdauer
eine deutlich geringe Abnahme. Der Versuch mit zusätzlicher Kohlenstoffzugabe zeigt
jedoch, dass Abwasser aus KKA desinfiziert werden muss und die Speicherzeit nicht
als Desinfektionsmaßnahme dienen kann. Beim Zufluss höherer Konzentrationen
organischer Inhaltsstoffe, im Falle einer nachlassenden Reinigungsleistung der KKA,
werden die Grenzwerte weder für Betriebs- noch für Bewässerungswasser
eingehalten.
Für die Biofiltration stellt die weitere Reduktion der organischen Inhaltsstoffe die
Grundlage für deren geringes Wiederverkeimungspotential dar. Beim Versuch mit
zusätzlicher Kohlenstoffzugabe stieg zwar die Konzentration für E. coli an, der
Grenzwert für Bewässerungswasser der Qualitätsstufe 2 wurde aber eingehalten. Die
elektrochemische Behandlung erzeugt durch die eingetragenen Desinfizienzien ein
Desinfektionswirkdepot. Bei den Versuchen mit und ohne Substratzugabe erzielte die
108
elektrochemische Behandlung ein sehr gutes Ergebnis. Vorstellbar ist daher, dass sich
die erzeugten Desinfizienzien positiv auf einen störungsfreien Langzeitbetrieb des
Versorgungsnetzes auswirken und ein Biofouling in Rohrleitungen und an Armaturen
hemmen. Beide Verfahren erzeugen ein nachhaltig desinfiziertes Abwasser, das auch
nach einer Speicherung von bis zu 12 Tagen als Brauchwasser eingesetzt werden
kann.
Eine Wiederverkeimung für E. coli konnte in den Versuchen der Membranfiltration nicht
ermittelt werden. Dies wird auf die hohe Desinfektionsleistung dieses Verfahrens
zurückgeführt, so dass zu Versuchsbeginn keine vermehrungsfähige E. coli
Konzentration vorlag. Durch die starke Reproduktion gesamtcoliformer Bakterien
während des Versuchs mit zusätzlicher Kohlenstoffzugabe konnte jedoch gezeigt
werden, dass dieses Verfahren ein hohes Wiederverkeimungspotential besitzt.
Im Vergleich der Desinfektionsverfahren erzielte die UV-Bestrahlung das schlechteste
Ergebnis der Wiederverkeimungsversuche. Der Versuch zeigte die Problematik einer
unzureichenden UV-Bestrahlung für Desinfektionszwecke auf. Diese kann bei
Anwendung im KKA-Bereich durch eine unzureichende Wartung der UV-Strahler oder
durch eine Verschlechterung der Qualität des Kleinkläranlagenablaufs eintreten.
Kurzfristig kann eine Desinfektion ermöglicht werden. Da es sich dabei aber um eine
vorübergehende Inaktivierung handelt, ist eine Speicherung und Anwendung zur
Brauchwassererzeugung nicht empfehlenswert.
109
5 Bewertung der untersuchten Verfahren
5.1 Investitions- und Betriebskosten der untersuchten Verfahren
Die Ermittlung der Kosten erfolgt auf Grundlage der durchgeführten Feldtests. Die
Investitions- und Betriebskosten der entwickelten und getesteten Anlagen dienen als
Grundlage für die kleinste Anlagengröße von 4 EW. Um Kostenvorteile durch die
Errichtung von Gruppenlösungen bzw. größeren Anlagen zu verdeutlichen, werden für
jedes Verfahren auch die Investitions- und Betriebskosten einer 10 EW Lösung
angegeben. Diese Kosten werden aus den gewonnenen Erfahrungen mit der 4 EW
Lösung abgeschätzt.
Die Betriebskosten der Feldtestanlagen sind für den bemessungstechnischen
Abwasserzufluss von 150 Liter je Einwohner und Tag angegeben. Dies ermöglicht den
späteren Vergleich zur UV-Behandlung und zur Membranfiltration unter Kapitel 5.2.
5.1.1 Investitions- und Betriebskosten der elektrochemischen
Behandlung
1. Investitionskosten
Die Investitionskosten für die Feldversuche der elektrochemischen Behandlung
betrugen ca. 2.000 €. Die in Tab. 5.1 angeführten Mehrkosten einer 10 EW Lösung
ergeben sich unter anderem durch größere Speichervolumen und Reaktoren mit
größeren Elektrodenflächen.
2. Betriebskosten
Die geringsten Energiekosten bei einer erfolgreichen Desinfektion von mindestens
99 % in Bezug auf E. coli wurden mit einem Energieeintrag von 0,035 Ah/L erzielt. Für
den bemessungstechnischen Tageszufluss von 600 L/d, ergibt sich ein spezifischer
Energieverbrauch der Elektroden von ca. 0,7 kWh/m³ oder 0,42 kWh/d. Mit einem
gewählten Endverbraucherpreis von ca. 0,23 €/kWh [Eurostat 2010] ergeben sich
Energiekosten von ca. 0,16 €/m³ oder 0,09 €/d. Diese Kosten erhöhen sich um den
entsprechenden Betrag der benötigten Pumpenenergie. Die Motorleistung einer
Tauchmotorpumpe beträgt ca. 0,2 bis 0,3 kW. Bei einer Betriebszeit von ca. 5 h/d (für
eine 4 EW KKA) ergeben sich zusätzliche Kosten von ca. 0,35 €/d.
Die Wartungskosten ergeben sich aus den Vorgaben des DIBt. KKA mit zusätzlicher
Hygienisierung des Anlagenablaufes sind nach diesen Vorgaben dreimal im Jahr zu
warten [DIBt 2006]. Wartungspreise für KKA bewegen sich je Wartung zwischen 75
und 150 €. Für die Berechnung der Betriebskosten wird von einem Aufpreis der
110
regulären Wartung von bis zu 25 % ausgegangen. Hierdurch ergibt sich ein jährlicher
Betrag von ca. 70 € für die Wartung des Brauchwassersystems.
Instandhaltungskosten ergeben sich durch Verschleißteile, die planmäßig erneuert
werden müssen. Bei der elektrochemischen Behandlung entstehen diese vorrangig
durch den Verschleiß der Elektroden. Durch stetige Verbesserung der Elektroden
durch die Hersteller wird von einer Standzeit der BDD-Elektroden von 2 Jahren
ausgegangen. Für die Elektroden wird ein Preis von 200 € angesetzt. Höhere
Elektrodenpreise ließen sich vor dem Betreiber voraussichtlich nur rechtfertigen, wenn
diese eine höhere Standzeit ermöglichen.
Die Abschreibung der technischen Komponenten wird nach [MLU-Sachsen-Anhalt
2002] mit 7,5 Jahre ermittelt.
Tab. 5.1: Abschätzung des Behandlungspreises der elektrochemischen Behandlung für
eine Anlagengröße von 4 bzw. 10 EW
[EW]
1 Investitionskosten [€]
2 Betriebskosten
2.1 Elektroenergie [€/a] 35,26 *1 - 161,18 *2 88,15 *1 - 402,96 *2
2.2 Wartung [€/a]2.3 Instandhaltungskosten [€/a]
2.4 Abschreibung*3 [€/a]2.5 Gesamtbetriebskosten [€/a] 470,93 - 596,85 657,15 - 971,96
3 Abwassermenge [m³/d]
4 Behandlungspreis [€/m³] 2,15 - 2,73 1,20 - 1,78
Anlagengröße 4
2.000,00
10
3.000,00
69,00100,00
400,00
Kosten als Nettobetrag; *1 nur Energiebedarf der Elektroden; *2 incl. Energiekosten der
Förderung; *3 Abschreibung der Maschintechnik auf 7,5 Jahre
1,500,60
69,00100,00
266,67
5 Bewertung der untersuchten Verfahren 111
5.1.2 Investitions- und Betriebskosten der Biofiltration
1. Investitionskosten
Für die Versuchsanlage der Biofiltration entstanden Investitionskosten von ca. 1.000 €.
Die Mehrkosten von ca. 500 € für eine Anlagengröße von 10 EW entstehen durch
einen größeren Behälter und größere Mengen an Filtermaterial.
2. Betriebskosten
Da Elektroenergie nur für die einmal täglich durchgeführte Regeneration des Filters
benötigt wird, sind die Elektroenergiekosten für einen Biofilter gering. Die Betriebszeit
des Verdichters (250 W) für die Belüftung betrug pro Tag 10 Minuten. Für den Trüb-
wasserabzug mittels Tauchmotorpumpe (300 W) wurde für die 4 EW Anlage eine
Betriebszeit von 2 Minuten pro Tag und für die 10 EW Anlage 3 Minuten pro Tag
angesetzt. Die Kosten der Elektroenergie sind mit 0,23 €/kWh [Eurostat 2010]
berechnet.
Die Wartung eines Biofilters ist durch dessen geringe technische Ausstattung mit
niedrigen Kosten verbunden. Auch für den Biofilter im Anschluss an eine KKA wird
angenommen, dass die Wartung im Rahmen der KKA-Wartung durchgeführt wird. Für
eine dreimalige Wartung entsteht ein Mehrpreis der Brauchwassererzeugung mittels
Biofiltration von ca. 30 € pro Jahr.
Dabei wird für den Behandlungspreis angenommen, dass die Filterregeneration ein
Austauschen des Filtermaterials oder aufwendige Instandsetzungen verhindert. Da der
Biofilter für die benötigte Druckluft der Filterregeneration die technischen Komponenten
(Verdichter) der vorhandenen KKA nutzt, werden diese nicht als Verschließteile des
Biofilters berücksichtigt.
Die Abschreibung des Biofilters wird für 7,5 Jahre angesetzt.
Tab. 5.2: Abschätzung des Behandlungspreises der Biofiltration für eine Anlagengröße
von 4 bzw. 10 EW
[EW] 4 10
1 Investitionskosten [€] 1.000,00 1.500,00
2 Betriebskosten2.1 Elektroenergie [€/a] 4,34 4,762.2 Wartung [€/a] 30,00 30,002.3 Instandhaltungskosten [€/a] - -
2.4 Abschreibung*1 [€/a] 133,33 200,002.5 Gesamtbetriebskosten [€/a] 167,67 234,76
3 Abwassermenge [m³/d] 0,60 1,50
4 Behandlungspreis [€/m³] 0,77 0,43
Anlagengröße
Kosten als Nettobetrag; *1 Abschreibung der Maschintechnik auf 7,5 Jahre
112
5.2 Wirtschaftlicher und technischer Vergleich der untersuchten
Verfahren mit den etablierten Desinfektionsverfahren
Im nachfolgenden Kapitel erfolgt ein Vergleich der untersuchten Verfahren mit der UV-
Bestrahlung und der Membranfiltration unter der Zielstellung der Erzeugung von
Brauchwasser. Die Inhalte des Vergleichs entsprechen den im Kapitel 2.3.1 darge-
stellten Anforderungen zur Brauchwassererzeugung aus KKA.
1. Technischer Vergleich
Im technischen Vergleich erfolgt eine Bewertung der Desinfektion und der spezifischen
Verfahrenseigenschaften.
- Desinfektionsleistung unter Standardbedingungen
Ein Verfahren zur Brauchwassererzeugung muss primär eine Desinfektion
unter Standardbedingungen ermöglichen. Standardbedingungen definieren den
Einsatz im kommunalen Abwasserbereich nach einer mechanisch biologischen
Abwassereinigung, bei der die KKA und Desinfektionseinheit ordnungsgemäß
betrieben werden (störungsfrei mit fachgerechter Wartung und unter Beachtung
der Eigenkontrollen). Dabei müssen Konzentrationsbereiche der Inhaltsstoffe
des Kleinkläranlagenablaufs eingehalten werden, die eine Desinfektion mit dem
jeweiligen Verfahren zulassen. Diesen Punkt erfüllen alle Verfahren, wobei die
Biofiltration eine geringe Desinfektionsleistung im Vergleich zu den anderen
Verfahren aufweist.
- Funktionssicherheit und entsprechende Leistungsreserven
Die Desinfektion muss mit einer hohen Funktionssicherheit und
entsprechenden Leistungsreserven erfolgen. Dies offenbart, inwiefern ein
Verfahren Abweichungen von den Standardbedingungen ohne eine
Verringerung der Desinfektionsleistung bewältigt. Hierbei werden auch
Eingriffsmöglichkeiten des Wartungsbetriebs beachtet, durch welche dieser die
Desinfektion an geänderte Bedingungen anpassen kann. Während
beispielsweise die Membranfiltration eine Desinfektion weitgehend unabhängig
von der Ablaufqualität der KKA ermöglicht, kann bei der elektrochemischen
Behandlung bei Bedarf der Eintrag von Desinfizienzien, wie in dieser Arbeit
aufgezeigt, erhöht werden. Die im KKA-Bereich angewandte UV-Bestrahlung
besitzt keine Leistungsreserven, da weder eine Vorbehandlung erfolgt noch
eine Anpassung der Strahlungsdosis möglich ist.
5 Bewertung der untersuchten Verfahren 113
- geringes Wiederverkeimungspotential
Durch diese Anforderung wird das Desinfektionsergebnis auch während einer
Speicherung aufrechterhalten. Hierfür wird die Erzeugung eines Desinfektions-
wirkdepots oder eine weitere Reduktion der organischen Inhaltsstoffe
erforderlich. Die etablierten Verfahren weisen, wie die Versuche zeigten, in
diesem Bereich keine Vorteile auf. Die Membranfiltration führt zwar eine
Desinfektion mit hoher Desinfektionsleistung durch, gelöste organische
Substanzen, die im Nachgang eine Wiederverkeimung fördern, werden jedoch
nicht zurückgehalten. Die elektrochemische Behandlung senkt das
Wiederverkeimungspotential durch ein erzeugtes Desinfektionswirkdepot und
die Biofiltration durch eine weitere Reduktion organischer Inhaltsstoffe.
- keine Erzeugung von ökotoxikologisch gefährlichen DNP
In der Bewertung der elektrochemischen Behandlung muss die Möglichkeit der
Erzeugung ökotoxikologischer DNP im Vergleich zu den anderen Verfahren als
kritisch gesehen werden. Es konnte aber in dieser Arbeit aufgezeigt werden,
dass eine Desinfektion mit der elektrochemischen Behandlung unter
Betriebseinstellungen möglich ist, die unter Einhaltung bekannter Grenzwerte
chlororganischer und anorganischer Stoffe erfolgt. Dieser Punkt stellt daher
kein Ausschlusskriterium in einer Anwendung der elektrochemischen
Behandlung dar.
- geruchs-, trübungsfreies und farbloses Wasser
Eine Akzeptanzsteigerung für die Wiederverwendung aufbereiteten Abwassers
ist durch eine Verbesserung der Eigenschaften in den Bereichen Trübung,
Färbung und Geruch möglich. Weitergehende Reinigungsleistungen, welche
sich auf alle Eigenschaften auswirkt, ermöglicht nur die Biofiltration durch
zusätzliche biologische Abbauvorgänge im Biofilm und durch deren
Filterwirkung. Die höchste Reinigungsleistung in Bezug auf eine Verringerung
der Trübung ist mit der Membranfiltration zu erzielen. In begrenztem Maße wird
bei dieser auch eine Reduktion der organischen Summenparameter durch den
Rückhalt abfiltrierbarer Stoffe bewirkt. Die anderen Verfahren ermöglichen
keine Verbesserung dieser Brauchwassereigenschaften.
114
- Raumbedarf, Automatisierungsgrad und Wartungsaufwand der Verfahren
Ein ideales Verfahren ist möglichst platzsparend, wartungs- und bediener-
freundlich und zudem kompatibel zu den marktüblichen KKA. Ein weitgehend
automatisierter Betrieb ermöglicht eine Verringerung der Betreiberpflichten. Die
Biofiltration erfordert den größten Platzbedarf. Auch die Membranfiltration
benötigt Raum und kann weniger kompakt wie die UV-Bestrahlung und die
elektrochemische Behandlung gebaut werden.
Alle Verfahren sind kompatibel zu den marktüblichen KKA–Systemen. Ein
automatischer Anlagenbetrieb wird durch die heutige Mess- und Regelungs-
technik ebenfalls für alle Verfahren ermöglicht.
Die Membranfiltration benötigt den höchsten Wartungsaufwand. Aber auch die
UV-Bestrahlung erfordert zur Sicherung der notwendigen UV-Dosis einen
hohen Wartungs- bzw. Reinigungsaufwand des Strahlerschutzglases. In den
Feldversuchen zeichnete sich der Betrieb der elektrochemischen Behandlung
durch einen geringen Wartungsaufwand aus. Die erzeugten Desinfizienzien
ermöglichten eine aktive Biofoulingkontrolle der Elektrodenoberfläche und die
Umpolung schützte diese vor einem anorganischen Belag. In Auswertung der
Feldversuch ergibt sich der geringste Wartungsaufwand für die Biofiltration.
- Einsatz notwendiger Sicherheitseinrichtungen
Eine weitere Anforderung ist, dass Sicherheitseinrichtungen eine zuverlässige
Desinfektion gewährleisten. Der Vergleich dieses Aspektes wird durchgeführt,
da gerade bei den etablierten Verfahren nachlässig gehandelt wird. So wird
beispielsweise beim Einsatz der UV-Bestrahlung die eingetragene UV-Dosis
durch die Hersteller nicht überwacht. Dem Wartungsbetrieb ist eine Beurteilung
des Zustandes der Desinfektionseinheit nicht möglich. Im Gegensatz dazu
werden bei der Membranfiltration von den Herstellern entsprechende Mess-
und Überwachungseinrichtungen realisiert, die den Betreiber und
Wartungsbetrieb über den Membranzustand informieren.
Für die in dieser Arbeit untersuchten Verfahren wurde ermittelt, dass der
Biofilter auf einen Überstau und ein Ablaufen über den Notüberlauf zu
überwachen ist. Bei der elektrochemischen Behandlung ist die Stromabnahme
der Elektroden zu kontrollieren. Die erzeugte freie Chlorkonzentration muss im
Rahmen der Wartung überprüft werden.
5 Bewertung der untersuchten Verfahren 115
2. Wirtschaftlicher Vergleich
Für den wirtschaftlichen Vergleich der Verfahren in Tab. 5.3 wird ein Gesamt-
behandlungspreis einer KKA mit Desinfektionsverfahren ermittelt. Angenommen wird
für jedes Verfahren eine 4 EW KKA mit Investitionskosten von 5.000 € (ohne
Förderung, inkl. Erdarbeiten, Transport- und Inbetriebnahmekosten), Elektroenergie-
kosten von 50 €/a, Kosten der Schlammabfuhr von 50 €/a, Kosten der Instandhaltung
von 75 €/a und Wartungskosten von 300 €/a (dreimalige Wartung). Somit ergibt sich
allein für den Betrieb der KKA ein Behandlungspreis von 3,69 €/m³ für den
bemessungstechnischen Tageszufluss.
Die Investitionskosten für die elektrochemische Behandlung und für die Biofiltration
ergeben sich auf Grundlage der Betrachtung im Kapitel 5.1.1, 5.1.2 und für die
Membranfiltration und die UV-Bestrahlung auf Grundlage der Anlage 5. Die
Berechnung der Behandlungskosten wird mit einem Abwasserzufluss von 150 Liter je
Einwohner und Tag durchgeführt. Dieser Zufluss entspricht der bemessungs-
technischen Auslegungsgröße nach den Zulassungsgrundsätzen für KKA [DIBt 2006].
Die Abschreibung der KKA wird mit 15 Jahren und die der Desinfektionseinheit mit
7,5 Jahren angesetzt. Die erforderliche Elektroenergie wird mit einem
Endverbraucherstrompreis von 0,23 €/kWh errechnet [Eurostat 2010].
Tab. 5.3: Vergleich des Behandlungspreises einer KKA für 4 EW mit
Desinfektionsverfahren
elektrochem. Behandlung
BiofiltrationMembran-filtration
UV-Bestrahlung
1 Investitionskosten [€] 7.000,00 6.000,00 8.000,00 6.500,00
2 Betriebskosten2.1 Elektroenergie [€/a] 120,00 54,34 125,56 55,042.2 Wartung [€/a] 369,00 330,00 400,00 350,002.3 Instandhaltungskosten [€/a] 175,00 75,00 275,00 125,00
2.4 Abschreibung*2 [€/a] 600,00 466,67 733,33 533,332.5 Schlammabfuhr [€/a] 50,00 50,00 50,00 50,002.6 Gesamtbetriebskosten [€/a] 1.314,00 976,00 1.583,89 1.113,37
3 Abwassermenge [m³/d] 0,60 0,60 0,60 0,60
4 Behandlungskosten
4.1Behandlungskosten der Desinfektion
[€/m³] 2,31 0,77 3,54 1,39
4.2Kosten einer KKA mit
Wiederverwendung*1[€/m³] 6,00 4,46 7,23 5,08
Kosten als Nettobetrag; *1 Betriebskosten der KKA 3,69 €/m³
KKA mit Desinfektionsverfahren
*2 Abschreibung der KKA auf 15 Jahre; Maschinentechnik der Desinfektionsstufe auf 7,5 Jahre
116
Die Instandhaltungskosten in Tab. 5.3 können nur überschlägig angegeben werden, da
sie stark von der verwendeten Technik der einzelnen Hersteller abhängig sind. Die
Membranfiltration erzeugt durch das Austauschen bzw. die Regeneration der
Membranmodule die höchsten Kosten. Bei der UV-Bestrahlung gelten die UV-Strahler
als Verschleißteil und bei der elektrochemischen Behandlung die Elektroden, deren
Austausch aller 1 bis 2 Jahre notwendig wird. Bei der Biofiltration werden zwar wenig
technische Komponenten eingesetzt, die Instandhaltungskosten hängen jedoch direkt
von der Wirksamkeit der Filterregeneration ab. Ist der Filter durch frühzeitige Kolmation
zu regenerieren, können für die Biofiltration ebenfalls deutlich höherer Kosten anfallen.
3. Übersicht der Ergebnisse des technischen und wirtschaftlichen Vergleiches
In Auswertung des geführten Vergleiches ergibt sich folgende in Tab. 5.4 dargestellte
Übersicht und Zusammenfassung der Ergebnisse.
Tab. 5.4: Technischer und wirtschaftlicher Vergleich der untersuchten Verfahren mit den
etablierten Verfahren
elektro- chem.
BehandlungBiofiltration
Membran-filtration
UV-Bestrahlung
Anforderungen an die Desinfektiongroße Desinfektionsleistung unter
Standardbedingungen++ + ++ ++
hohe Funktionssicherheit mit Leistungsreserven
+ o.W. ++ -
geringes Wiederverkeimungspotential ++ + - -keine Erzeugung von ökotoxikologisch
gefährlichen DNP- ++ ++ ++
geruchs-, trübungsfreies und farbloses Wasser
- + + -
Anforderungen an das Verfahrenplatzsparend ++ - + ++
wartungs- und bedienerfreundlich + + - -kompatibel zu den gängigen KKA ++ ++ ++ ++automatischer Anlagenbetrieb ++ ++ ++ ++
Einsatz notwendiger Sicherheitseinrichtungen
o.W. o.W. + -
Anforderungen an die Kostengeringe Betriebskosten + + - +geringe Investitionskosten + ++ - ++
o.W. ohne Wertung - Erfüllung der Anforderung konnte aus den Versuchen nicht abgeleitet w erden
Anforderung: ++ vollständig erfüllt; + w eitgehend erfüllt; - nicht erfüllt
5 Bewertung der untersuchten Verfahren 117
5.3 Einsatzmöglichkeiten der untersuchten Verfahren
1. Nationale Einsatzfelder
Aus dem vorangegangen Vergleich und den durchgeführten Feldtests ergibt sich für
die elektrochemische Behandlung und für die Biofiltration eine Eignung zur Brauch-
wassererzeugung. Für beide Verfahren ergeben sind folgende Einsatzfelder:
- Betriebswassererzeugung durch die elektrochemische Behandlung
- Bewässerungswasser der Qualitätsstufe 2 durch die Biofiltration.
Damit sich diese Techniken künftig gegen alternative Wasserquellen etablieren, muss
sich ihr Einsatz für den Betreiber rentieren. Alternative Wasserquellen sind:
- Trinkwasser
- Regenwasser
- Brunnenwasser.
Trinkwasser ist für jeden Betreiber verfügbar. Tab. 5.5 zeigt den bundesweiten
Durchschnittspreis für Trinkwasser nach Angaben des statistischen Bundesamtes für
das Jahr 2007.
Tab. 5.5: Durchschnittliche Kosten für die Trinkwasserversorgung privater Haushalte
Bezeichnung Preis [€/m³] Anmerkung Quelle
Trinkwasser 2,37*1,*2Zwei-Personen-Haushalt mit 80m³
Trinkwasserverbrauch[Destatis 2007]
Trinkwasser incl. Abwasser
5,24*2Zwei-Personen-Haushalt mit 80m³
Trinkwasserverbrauch und 80m² versiegelter Grundstücksfläche (Bezugsjahr 2007)
[Lamp 2009]
*1 Kosten aus Kubikmeterpreis und Grundgebühr; *2 Bezugsjahr 2007
Die Kosten für Regenwasser und Brunnenwasser sind hingegen von vielen Faktoren
abhängig, die einen einfachen Vergleich nicht ermöglichen. Sie müssen für jeden
Einzelfall gesondert betrachtet werden. Diese beiden Alternativen stehen zudem
regional nicht immer zur Verfügung. Weiterhin wirkt sich zukünftig der Klimawandel
auch in Deutschland auf die Regenwassernutzung aus. Nach GINZKY (2005) zeigen
Szenarien zur regionalen Klimaentwicklung beispielsweise in Brandenburg ein Sinken
der Niederschläge im Gebietsmittel der Jahressumme bis 2050 unter 450 Millimeter.
Das Problem wird zusätzlich dadurch verstärkt, dass sich diese
Niederschlagsabnahme stärker in den bewässerungsintensiven Sommermonaten
abzeichnen wird.
118
Im Preisvergleich mit Trinkwasser (vgl. Tab. 5.5) werden aus Tab. 5.3 die alleinigen
Behandlungskosten für die Desinfektion zur Brauchwassererzeugung gewählt. Die
Betrachtung wird für einen Betreiber geführt, der durch behördliche Auflagen eine KKA
errichten musste und somit die Betriebskosten für die KKA ohnehin entstehen. Hierbei
wird ersichtlich, dass dem Betreiber durch den Einsatz von Betriebswasser,
beispielsweise zur Toilettenspülung, keine finanziellen Vorteile entstehen.
Der Preis für den Bezug von Trinkwasser ist für diese Anwendung in Deutschland zu
gering. Dieser Preis wird zwar zukünftig weiter ansteigen, im stärkeren Maß gilt dies
jedoch auch für die Betriebskosten der Brauchwasserbehandlung, insbesondere für die
Elektroenergie. Der Preisanstieg in den Jahren 2005 bis 2007 betrug für die
Trinkwasserkosten 2,6 % [Lamp 2009], für die Elektroenergiekosten in den Jahren
2007 bis 2009 jedoch 12,7 % [Eurostat 2010].
Aus nachhaltiger Sicht ist zu hinterfragen, ob eines der wichtigsten und mit großem
Aufwand aufbereiteten Nahrungsmittel zur Spülung der Toilette verwendet werden soll.
Unter diesem Aspekt könnten staatliche Förderprogramme die Investitionskosten und
somit die Wirtschaftlichkeit von Brauchwassersystemen stärken und einen Anreiz für
deren Einsatz bieten. Der Gesetzgeber kann durch diese Maßnahmen zudem die
angestrebte Wiederverwendung entsprechend den Landeswasserverordnungen und
den Forderungen zur Beschränkung des Schadstoffeintrags durch die geplante
Grundwasserverordnung erfüllen.
Ein anderes Ergebnis zeigt sich im Vergleich zum Trinkwasser für den Einsatz der
Biofiltration. Für die Bewässerung privater Gartenanlagen wird nach Kapitel 2.1.4 die
Qualitätsstufe 2 zu Grunde gelegt. Hierbei muss der Betreiber aber auf eine Ver-
regnung mittels Rasensprenger verzichten, da die Aerosolbildung die Qualitätsstufe 1
erfordert. Für einfache Bewässerungszwecke entsprechend der Qualitätsstufe 2 bietet
die Biofiltration einen wirtschaftlichen Vorteil gegenüber dem Einsatz von Trinkwasser.
Für das im Kapitel 2.1.2.2 angeführte Beispiel eines Eigenheimes mit einem jährlichen
Bewässerungswasserbedarf von ca. 50 m³ entsteht eine jährliche Ersparnis von 80 €.
Mit den Investitionskosten aus Kapitel 4.2.4 ergibt sich eine Amortisationsdauer von
12,5 Jahren. Ein zusätzlicher Vorteil der Biofiltration ist, dass diese die
Pflanzenverfügbarkeit von Nährstoffen (z.B. durch die Umsetzung vom Ammonium-
Stickstoff zum Nitrat-Stickstoff) erhöht. In Kombination mit dem im Abwasser
enthaltenen Phosphor entsteht durch den Einsatz von Brauchwasser ein zusätzlicher
Düngeeffekt und Anreiz für dessen Einsatz.
5 Bewertung der untersuchten Verfahren 119
2. Internationale Einsatzfelder
Auch für die Betrachtung möglicher Einsatzfelder von Brauchwasser im internationalen
Bereich muss dieses Vorteile gegen alternative Wasserquellen besitzen.
In vielen südlichen Ländern, wie zum Beispiel im Mittelmeerraum und dem nahen
Osten, steht Regenwasser und Brunnenwasser kaum zur Verfügung. Der Bezug von
Trinkwasser schließt in einigen Ländern zudem bestimmte Einsatzzwecke wie die der
Bewässerung aus.
Die untersuchten Verfahren zur Brauchwassererzeugung können hier einerseits aus
staatlicher Sicht den Anspruch einer nachhaltigen Nutzung durch die Reduzierung der
im Haushalt benötigten Trinkwassermenge umsetzten und einen effektiveren Umgang
mit dem verfügbaren Trinkwasser erreichen. Andererseits bietet sich dem einzelnen
Nutzer ein direkter Vorteil durch die Möglichkeit, sein Grundstück mit den zur
Grünflächengestaltung notwendigen Bewässerungsmengen zu versorgen.
Für diese Länder steht weniger der direkte Vergleich zum Trinkwasser im Mittelpunkt.
Vielmehr muss in diesen Ländern erst der Umweltschutz in einen gesetzlichen
Rahmen gefasst und überwacht werden. In vielen dieser Länder weist der gesamte
Sektor der Abwasserbehandlung noch erhebliche Defizite auf und eine Aufbereitung
durch biologische Kläranlagen ist nicht Stand der Technik.
Erste kommerzielle Anwendungen von Anlagen zur Brauchwassernutzung sind jedoch
nur in Ländern zu erwarten, in denen die Finanzierung derartiger Anlagen möglich ist.
In großen Teilen der Dritten Welt könnte Brauchwasser aus KKA und kleinen
Kläranlagen in Kombination mit einer Brauchwassererzeugung ebenfalls sinnvoll
eingesetzt werden, fehlende Finanzmittel verhindern jedoch den Einsatz.
Erste Vermarktungschancen ergeben sich in touristischen Bereichen, in denen Hotels
und Ferienanlagen ihr Abwasser in KKA und kleinen Kläranlagen aufbereiten und
anschließend zur Brauchwassererzeugung und Wiederverwendung einsetzen.
In den Ländern des Nahen Ostens, die in den vergangenen Jahrzehnten verstärkt vom
steigenden Ölpreis profitierten, wird derzeit viel Geld in einen nachhaltigen Umgang mit
Wasser investiert. Hier könnten staatliche Auflagen die Etablierung von KKA und
Brauchwassersystemen am ehesten im privaten Bereich ermöglichen.
120
6 Zusammenfassung und Ausblick
6.1 Zusammenfassung
Durch den weltweit steigenden Wasserbedarf und Klimawandel werden künftig
Konzepte benötigt, die einen nachhaltigen Umgang mit den verfügbaren
Trinkwasserressourcen ermöglichen. Eine Maßnahme ist der Einsatz von
Brauchwasser aus dem Anlagenablauf von KKA als Betriebs- oder Bewässerungs-
wasser. Ein Einfamilienhaushalt mit KKA kann in Deutschland für diese Zwecke
beispielsweise bis zu einem Drittel seines täglichen Wasserbedarfs an Trinkwasser
substituieren. Das Ablaufwasser aus konventionellen KKA enthält jedoch eine Vielzahl
wasserbürtiger Krankheitserreger und ist hygienisch bedenklich. Es muss vor einer
Wiederverwendung als Brauchwasser desinfiziert werden. Weiterhin müssen
Behandlungsverfahren das Brauchwasser in einen bevorratungsfähigen Zustand
versetzen. Die Thematik der Wiederverwendung des Klarwasserablaufs von KKA ist
bisher kaum betrachtet worden. Auch der Gesetzgeber hat für diesen Bereich noch
keine einheitlichen Regelungen geschaffen. Diese Arbeit bietet durch die Definition von
Grenzwerten, Anforderungen und Indikatoren zur Überwachung einen Ansatz für die
Wiederverwendung im KKA-Bereich.
Etablierte Verfahren im Bereich der Desinfektion von KKA-Abläufen, wie die UV-
Bestrahlung und Membranfiltration, wurden in der Vergangenheit zur Einhaltung von
Einleitkriterien und nicht für eine Wiederverwendung von Brauchwasser entwickelt. In
der Arbeit wird aufgezeigt, dass diese Verfahren Nachteile besitzen, die einem Einsatz
zur Brauchwassererzeugung entgegenstehen. Das sind zum Beispiel ein großes
Wiederverkeimungspotential, hohe Investitions- und Betriebskosten; aber auch eine
geringe Funktionssicherheit für die Desinfektion im Dauerbetrieb einer KKA.
Im Bereich der Wasserdesinfektion sind jedoch weitere Verfahren bekannt, welche
eine Erzeugung von Brauchwasser ermöglichen. So wurde beispielsweise die
elektrochemische Behandlung mit neuen dimensionsstabilen Elektroden erfolgreich im
Bereich der Trink- und Schwimmbeckenwasserdesinfektion eingesetzt. Die Biofiltration
fand in der Vergangenheit Anwendung als Hauptreinigungsstufe mit kompakter
Bauform bei schwierigen Platzverhältnissen und zur Ertüchtigung bestehender
kommunaler Kläranlagen.
Im Rahmen der Arbeit werden für diese beiden Verfahren praxistaugliche Systeme für
den KKA-Bereich entwickelt und deren Anwendbarkeit zur Brauchwassererzeugung in
Feldversuchen nachgewiesen.
6 Zusammenfassung und Ausblick 121
1. Elektrochemische Behandlung
Die Untersuchungen im Bereich der elektrochemischen Behandlung zeigen auf, dass
Zusammensetzung und Inhaltsstoffe von KKA-Abläufen eine In-situ Erzeugung
relevanter Desinfizienzien ermöglichen. Chloridkonzentrationen zwischen 60 mg/L und
190 mg/L bei Leitfähigkeiten des Abwassers von 700 µS/cm bis 1.800 µS/cm sind
nachweisbar. Freies Chlor wird als Hauptdesinfiziens einer elektrochemischen
Behandlung bestätigt. Dessen Desinfektionswirkung ist durch den technischen
Anwender über das ct-Wert-Konzept steuerbar. Der ermittelte ct2 log -Wert freien Chlors
in den Feldversuchen lag bei ca. 7 bis 8 mg•min/L.
Im Ergebnis dieser Arbeit entstand ein elektrochemisches Behandlungsmodul, das sich
durch einen kompakten, betriebstechnisch gut zu überwachenden Aufbau auszeichnet.
Ein wesentlicher Vorteil des Verfahrens liegt in der Erzeugung von hochwirksamen
Desinfizienzien aus dem Abwasserstrom selbst. Durch die Betriebsführung mittels
Umpolen der BDD-Elektroden und die erzeugten Desinfizienzien wird ein Fouling der
Elektrodenoberflächen effektiv unterbunden und ein weitgehend wartungsfreier Betrieb
ermöglicht. Die Bedenken vor der Erzeugung unerwünschter und gefährlicher
Nebenprodukte sind nur in begrenztem Maße berechtigt, bei optimierten
Energieeinträgen sind die realen Gefahren gering. Für Stromdichten unter 120 mA/cm²
ist eine Erzeugung toxikologisch bedeutsamer Substanzen nur in Spuren nachweisbar.
2. Biofiltration
Für die Biofiltration gilt im Ergebnis der Versuche der mechanische Einfluss der
Filterwirkung als wesentliche Triebkraft der Keimreduktion. Eine Verringerung der
Korngröße ermöglicht zwar eine Steigerung der Filterwirkung und Desinfektions-
leistung, führt aber auch zu einer Erhöhung der Kolmationsgefahr. Für die errichtete
Biofiltrationsstufe der Feldversuche bewährte sich der Einsatz von Filtersand der
Körnung 0,71 bis 1,25 mm. Bei einem maximal stündlichen Zufluss der Feldversuche
von ca. 40 L/h wurde bei einer effektiven Filtergeschwindigkeit von 0,3 bis 0,5 m/h und
einer fiktiven Verweilzeit von ca. 23 h eine Desinfektionsleistung von ca. 90 % ermittelt.
Für den Betrieb eines Biofilters ist eine zuverlässige Regenerationsmethode des
Filtermediums notwendig. Die untersuchte Methode mittels frei verwirbelbarer,
abrasiver Trägermaterialien hat sich als wirksam erwiesen. Durch diese Regeneration
wird ein langfristig stabiler und wartungsfreier Filtrationsprozess ermöglicht. Die
Biofiltration zeichnet sich zusammenfassend durch eine sichere Desinfektion, geringe
Behandlungskosten und durch den Einsatz wartungsarmer Technik aus. Zudem
ergeben sich eine weitere Reduktion organischer Summenparameter, abfiltrierbarer
Stoffe und eine weitgehende Nitrifikation der Stickstoffverbindungen zum Nitrat.
122
Hierdurch entsteht ein geringes Wiederverkeimungspotential des mit der Biofiltration
behandelten KKA-Ablaufs.
3. Einsatzmöglichkeiten
Die in dieser Arbeit entwickelten und getesteten Verfahren werden zukünftig dem
Betreiber einer KKA erstmalig einen direkten Nutzen aus dem Betrieb seiner KKA
durch die Erzeugung eines verwendbaren Brauchwassers erbringen.
Mit der vorliegenden Arbeit wurde ein elektrochemisches Behandlungsmodul
entwickelt, das eine hohe Desinfektionsleistung sowie ein geringes Wieder-
verkeimungspotential bietet und hierdurch zur Erzeugung von Betriebswasser
eingesetzt werden kann. Die Desinfektionsleistung der entwickelten Biofiltrationsstufe
schließt diesen Einsatzzweck zwar aus, eine Anwendungsmöglichkeit des erzeugten
Bauchwassers für Bewässerungszwecke ist jedoch gegeben. Zudem enthält Abwasser
Pflanzennährstoffe wie zum Beispiel Phosphor- und Stickstoffverbindungen, die einen
zusätzlichen Grund für die Anwendung als Bewässerungswasser bieten. Im Vergleich
zum Trinkwasser besitzt der Einsatz der Biofiltration für Bewässerungszwecke
wirtschaftliche Vorteile. Staatliche Förderprogramme könnten einen zusätzlichen
Anreiz für den Einsatz von Verfahren der Abwasserwiederverwendung bieten. Der
Gesetzgeber kann durch derartige Maßnahmen seinen umweltpolitischen Anspruch
des Ressourcenschutzes erfüllen.
6.2 Ausblick
Die Versuche zeigen die Eignung der beiden Verfahren zur Brauchwassererzeugung
auf. Jedoch wurde auch weiterer Forschungsbedarf sichtbar.
Für die elektrochemische Behandlung ist beispielsweise die Elektrodenstandzeit weiter
zu optimieren. Hierbei sind die Elektrodenhersteller angehalten, Maßnahmen zu
entwickeln, die die Standzeit im Abwasserbereich erhöhen. Vielversprechend sind
neue Systeme mit bipolarem Betrieb von BDD-Elektroden auf Kunststoffbasis, aber
auch der Einsatz von MOX-Elektroden muss geprüft werden. Außerdem sind die
einzelnen Reaktionen zur Bildung der verschiedenen desinfizierend wirkenden Stoffe
eingehender zu untersuchen. Die Kenntnisse aus diesem Bereich werden benötigt, um
die Entstehung unerwünschter DNP weiter zu verringern, den Anteil freien Chlors bzw.
die Desinfektionswirkung zu erhöhen und um den Depoteffekt in Wechselwirkung mit
den Wasserinhaltsstoffen langfristig definieren zu können. Die Ergebnisse derartiger
Untersuchungen werden auch für die Diskussion zur Erstellung von Grenzwerten zur
Überwachung einer elektrochemische Behandlung erforderlich.
6 Zusammenfassung und Ausblick 123
Bei der Biofiltration steht ein Langzeitversuch, der über den Zeitraum der Feldversuche
hinausgeht aus, um die endgültige Wirksamkeit der entwickelten
Regenerationsmethode zu beurteilen. Weiterhin sind Bemessungsansätze zu
entwickeln, die eine Modellierung für sich ändernde Rahmenbedingen ermöglicht.
Hierfür ist der Temperatureinfluss auf die Desinfektion eingehender zu untersuchen,
um die Desinfektionsleistung regionalen und saisonalen Gegebenheiten anpassen zu
können. Die Biofiltration erscheint zudem als ein geeignetes Verfahren, um in
Kombination mit weiteren Desinfektionsverfahren höhere Desinfektionsleistungen zu
erzielen. Sinnvoll erscheinen Kombinationsmöglichkeiten, bei denen zum Beispiel die
UV-Bestrahlung oder die elektrochemische Behandlung nachgeschaltet wird.
Aus den Versuchen ging auch Untersuchungsbedarf bei den mikrobiologischen
Indikatoren hervor. Gerade im Einsatz der Brauchwasserbehandlung in wärmeren
Regionen wird die Bewertung der Desinfektion für Parasiten relevant, z.B. über Sporen
des Bakteriums Clostridium perfringens und die Summe der Helminthen-Eier. Auch
eine Bewertung des viralen Risikos ist nach Etablierung mikrobiologisch anerkannter
Indikatoren nachzuarbeiten.
Ein weiteres Forschungsgebiet erschließt sich durch die aktuelle Diskussion um
anthropogene Spurenstoffe, welche durch den technisch-wissenschaftlichen Fortschritt
im analytischen Bereich entstand. Auch für den Brauchwasserbereich werden
Forderungen entstehen, um eine Bewertung des Gefährdungspotentials und die
Ermittlung technisch und wirtschaftlich realisierbarer Maßnahmen durchzuführen.
124
7 Literaturverzeichnis
Al Jiroudi D. (2005): Vor-Ort-Vergleich von technischen und naturnahen Kleinkläranlagen bei gleichen Untersuchungsbedingungen, Dissertation an der Universität Rostock, Institut für Umweltingenieurwesen, 2005
Alfaro M. A. Q., Ferro S., Martinez-Huitle C. A., Vong Y. M. (2006): Boron Doped Diamond Electrode for the Wastewater Treatment, J. Braz. Chem. Soc., 17 (2), 2006, 227-236
ATV-DVWK-Arbeitsgruppe IG-5.6 (2004): Biofilmverfahren, Arbeitsbericht, KA-Abwasser Abfall (51) Nr. 2/2004, 195-198
Barjenbruch M. (2003): Stand und Perspektiven der Biofiltration in Deutschland, 70. Darmstädter Seminar Abwassertechnik, Schriftenreihe WAR 153 - Biofiltration, Darmstadt, 55-71
BDZ (2010): BDZ- Qualitätsrichtlinie; Bildungs- und Demonstrationszentrum für dezentrale Abwasserbehandlung - BDZ e.V.
Bergmann H, Koparal A. S. (2004): Zur Technik der elektrochemischen Durchflussdesinfektion von Trink- und Brauchwasser, Teil 2, Galvanotechnik 12/ 2004, 3037-3034
Bergmann H., Koparal A. T., Koparal A. S., Ehrig F. (2008): The influence of products and by-products obtained by drinking water electrolysis on microorganisms, Microchemical Journal, Volume 89, Issue 2, 08/2008, 98-107
Bergmann H., Lourtchouk T., Schöps K., Ehrig F. (2001): Was ist und was kann die sogenannte Anodische Oxidation?, GWF Wasser Abwasser, 142 (12), 2001, 856-869
Bergmann H., u.a. (2008): Erweiterte Grundlagenuntersuchungen und Entwicklung von mobilen Wasserversorgungssystemen mit erhöhter Desinfektionseffektivität, Abschlussbericht FKZ 1721X04, Hochschule Anhalt, Köthen
BMU (2007): Die Europäische Wasserrahmenrichtlinie und ihre Umsetzung in Deutschland; Internet: http://www.bmu.de/gewaesserschutz/fb/gewaesserschutzpolitik_d_eu_int/doc/print/3063.php?; Stand: 19.04.2010
Botzenhart K. (2007): Viren im Trinkwasser, Bundesgesundheitsblatt -Gesundheitsforschung -Gesundheitsschutz 2007, Institut für Medizinische Mikrobiologie und Hygiene, Tübingen
Christ O. (2003): Dezentrale Wassermanagement-Konzepte, Wasserwirtschaft Wassertechnik WWT, 09/2003, 30-35
Condias (2008): Abschlussbericht zum VDI-Verbundprojekt: APP- Quellen- Entwicklung, CONDIAS GmbH
Cornel P., Rother E. (2003): Biofiltration in der Abwassertechnik - Anforderungen und Einsatzgebiete, 70. Darmstädter Seminar Abwassertechnik, Schriftenreihe WAR 153 - Biofiltration, 13-35
Cornel P., Rother E. (2003): Zukünftige Anwendungen und Entwicklungen der Biofiltration, 70. Darmstädter Seminar Abwassertechnik, Schriftenreihe WAR 153 - Biofiltration, 215-224
DECHEMA e.V., Karl-Winnacker-Institut, Fraunhofer-Institut für Schicht- und Oberflächentechnik (2005): AIF Abschlussbericht des Projektes: Entwicklung und Qualitätssicherung stabiler Diamant-beschichteter Elektroden für neuartige elektrochemische Prozesse, Frankfurt am Main
DIBt (2010): Verzeichnis der allgemeinen bauaufsichtlichen Zulassungen; Internet: http://www.dibt.de; Stand: 19.04.2010
Dittmar T., Schmalz V., Worch E., Fischer D. (2008): Diamantelektroden in der dezentralen Abwasserbehandlung - elektrochemischer Abbau des chemischen Sauerstoffbedarfs organisch hochbelasteter Härtereiabwässer, Chem. Ing. Tech. 80 (10), 1545-1550
7 Literaturverzeichnis 125
Dizer H., Wolf S., Fischer M., López-Pila J.M., Röske I., Schmidt R., Szewzyk R., Wiedenmann A. (2005): Die Novelle der EU-Badegewässer Richtlinie - Aspekte der Risikobewertung bei der Grenzwertsetzung, Bundesgesundheitsblatt 2005 -48, Springer Medizin Verlag
Dorgeloh E., Finke G., Heise B., Hilmer R., Otto U. (2005): Qualitätskriterien für den Einsatz von Kleinkläranlagen" Korrespondenz Abwasser Abfall 02/2005, 170-180
Eurostat - Europäische Kommission (2010): Eurostat-Strompreise, Internet: http://appsso.eurostat.ec.europa.eu; Stand: 09.05.2010
Ginzky H., Hagendorf U., Hornemann C., Kirschbaum B., Müller-Wegener U., Riechmann D., Richter S., Rechenberg J. (2005): Versickerung und Nutzung von Regenwasser, Umweltbundesamt
Goldberg B. (2007): Kleinkläranlagen von heute - Technische Neuheiten, Wasserwirtschaft Wassertechnik WWT 06/2007, 28-32
Guderian R., Gunkel G. (2000): Handbuch der Umweltveränderungen und Ökotoxikologie: Band 3b: aquatische Systeme - Biogene Belastungsfaktoren- Organische Stoffeinträge - Verhalten von Xenobiotika, Springerverlag
Gujer W. (2006): Siedlungswasserwirtschaft, 3. Auflage, Springerverlag
Haaken D., Schmalz V., Dittmar T., Worch E. (2010): Einsatz von Diamantelektroden in der dezentralen Abwasserbehandlung – Brauchwassergewinnung durch elektrochemische Desinfektion von biologisch behandelten Abwässern, Chem. Ing. Tech., 2010, in Vorbereitung
Hagendorf U. u.a. (2002): Mikrobiologische Untersuchungen zur seuchenhygienischen Bewertung naturnaher Abwasserbehandlungsanlagen, AZ 14178-07 Umweltbundesamt Berlin. Teilprojekt im Rahmen des Verbundprojektes „Bewachsene Bodenfilter als Verfahren der Biotechnologie“, AZ 14178-01, gefördert durch die Deutsche Bundesstiftung Umwelt, Osnabrück
Hagendorf U., Bartocha W., Diehl K., Feuerpfeil I., Hummel A., Szewzky R. (2004): Mikrobiologische Untersuchungen zur seuchenhygienischen Bewertung naturnaher Abwasserbehandlungsanlagen, Korrespondenz Abwasser Abfall 05/2004, 500-510
Hiepe T., Aspöck H. (2006): Allgemeine Parasitologie: Mit den Grundzügen der Immunologie, Diagnostik und Bekämpfung, Georg Thieme Verlag
Höll K. (2002): Wasser: Nutzung im Kreislauf, Hygiene, Analyse und Bewertung, 8. Auflage, Walter de Gruyter
Imhoff K. (2006): Taschenbuch der Stadtentwässerung, Edition: 30, Oldenbourg Industrieverlag
Kaufmann-Alves I., Knerr H., Schmitt T. G., Steinmetz H. (2008): Auswirkungen der Integration neuartiger Abwasserentsorgungskonzepten bestehende Infrastruktursysteme" Korrespondenz Abwasser Abfall 10/2008, 1074-1084
Klischies R., Panther U., Singbeil-Grischkat V. (2004): Hygiene und medizinische Mikrobiologie, Schattauer Verlag
Köhler W., Ansorg R. (2001): Medizinische Mikrobiologie, Elsevier - Urban&FischerVerlag
Kraft A. (2004): Elektrochemische Verfahren zur Wasserbehandlung, Vom Wasser, 102-3, 2004
Kraft A., Blaschke M., Kreysig D. (2002): Electrochemical water disinfection Part III: Hypochlorite production from potable water with ultrasound assisted cathode cleaning, J. Appl, Electrochem., 32, 2002, 597-601
Kraft A., Kreysig D., Wünsche M. (2006): Elektrochemische Wasserdesinfektion: Hocheffektiv ohne Chemikalienzugabe und mit Depotwirkung, Aktuelle- Wochenschau der Gesellschaft Deutscher Chemiker e.V. Woche 41, 2006
Kraft A., Stadelmann M., Blaschke M., Kreysig D., Sandt B., Schröder F., Rennau J. (1999): Electrochemical water disinfection Part II: Hypochlorite production from potable water, chlorine consumption and the problem of calcareous deposits, J. Appl. Electrochem.; 29, 1999, 895-902
126
Kraft A., Wünsche M., Stadelmann M., Blachke M. (2003): Electrochemical water disinfection, Recent Res. Electrochem., 6, 27-55
Kraft A., Wünsche M., Stadelmann M., Kirstein W. (2000): Einsatz von Diamantelektroden für die elektrolytische Wasserreinigung und –desinfektion durch Anodische Oxidation, Galvanotechnik, 91(2), 2000, 334-339
Kreysig D. (2001): Der Biofilm – Bildung, Eigenschaften und Wirkungen, Teil 1 und 2, BIOforum. 24, 40-43 und 338-341
Kreysig D., Sandt B.(2004): Elektrolytische Desinfektion von Trinkwasser, IHKS Fach.Journal 2006/2007, 70-75
Lamp H., Grundmann T. (2009): Neue Entgeltstatistik in der Wasser- und Abwasserwirtschaft, Statistisches Bundesamt; Wirtschaft und Statistik 6/2009
Londong J. (2000): Strategien für die Siedlungsentwässerung, Korrespondenz Abwasser Abfall 10/2000
LUA - Landesumweltamt (2004): Hygienische Probleme bei dezentralen Abwasserbeseitigungskonzepten, Freistaat Sachen, Sächsisches Staatsministerium für Soziales, Dresden, LUA Mitteilungen Nr. 3/2004
Mathys W. (1998): Abschätzung gesundheitlicher Risiken beim Betrieb von Kleinkläranlagen - speziell von Pflanzenkläranlagen, Dissertation an der Westfälischen Wilhelms -Universität Münster, Institut für Hygiene, Münster, 1998
Matthee T. (2008): Mündliche Informationen
Neubert S. (2003): Die Nutzung von Abwasser in der Landwirtschaft aus der Perspektive verschiedener Akteure, Deutsches Institut für Entwicklungspolitik, Bonn
Oldenburg M., Meinzinger F., Nisipeanu P., Schneider C. (2008): Begrifflichkeiten und Kennzahlen zur Zusammensetzung von Teilströmen neuartiger Sanitärsysteme, Korrespondenz Abwasser Abfall 01/2008, 1113-1119
Oldenburg M., Zimmermann J., Bastian A., Otterpohl R. (2003): Das teilstromorientierte Abwasserkonzept der Lampertsmühle – Konzept, Betrieb, Forschungsvorhaben“ – Tagungsband, Wupperverband
Peter-Fröhlich A., Kraume I., Lesouëf A., Oldenburg M. (2004): Separate Ableitung und Behandlung von Urin,Fäkalien und Grauwasser – ein Pilotprojekt, Korrespondenz Abwasser Abfall, 01/2004, 38-43
Peter-Fröhlich A., Pawlowski L. Bonhomme A., Oldenburg M. (2008): Separate Erfassung und Behandlung von Urin, Braun- und Grauwasser, Korrespondenz Abwasser Abfall, 10/2008, 1106-1112
Petry-Hansen H. (2005): Bakterielle Diversität von Biofilmen in Langsamsandfiltern, Dissertation an der Universität Duisburg-Essen, 2005
Popp W. (1999): Desinfektion von Abwasser zur Wiederverwendung, Schriftenreihe WAR, 116, 1999, 155-182
Popp W., Huber S., Kexel S. (2004): Abwasserdesinfektion zur Verbesserung der Badegewässerqualität an der Oberen Isar. Wasser und Abfall, 05/2004, 14-18
Preuß G., Schwarz D. (1995): Elimination von Mikroorganismen und Parasiten bei der Langsamfiltration. Neuntes Mühleimer Wassertechnisches Seminar, 1995, IWW- Schriftenreihe Nr.14
7 Literaturverzeichnis 127
Preuß V. (2004): Entwicklung eines biochemischen Verfahrens zur Aufbereitung sulfathaltiger Wässer am Beispiel der Entsäuerung schwefelsaurer Tagebauseen, Dissertation an der Brandenburgischen Technischen Universität Cottbus, Lehrstuhl Wassertechnik und Siedlungswasserbau, 2004
Redder A. (2007): Reduktionsleistung von Pflanzenkläranlagen hinsichtlich Parasitenzysten von Cryptosporidium parvum und Giardia lamblia, Dissertation an der Martin-Luther-Universität Halle-Wittenberg, Institut für Hygiene, Halle, 2007
Rodgers M., Flanigan D., Pfaller S., Jakubowski W., Kinkle B. (2003): Identification of a flavobacterium strain virulent against Gardia lamblia cysts. World J. Microbiol. Biotechnol. 19, 703-709
Roeske W. (2007): Trinkwasserdesinfektion, Oldenbourg Industrieverlag GmbH
Rychen P., Pupunat L., Haenni W., Santoli E. (2003): Water Treatment Applications with BDD Electrodes and the DiaCell Concept, New Diam Front Carbon Technol, Vol. 13, 02/2003, 109-117
Salomo S., Narvaez A., Münch C., Röske I. (2008): Die Elimination von hygienisch relevanten Keimen sowie die heterotrophe Abbauaktivität in einer vertikalen Pflanzenkläranlage, Wasserwirtschaft Wassertechnik WWT 11-12/2008, 47-51
Schlegel H.G. (2007): Allgemeine Mikrobiologie, Georg Thieme Verlag, Stuttgart 2007
Schmalz V., Dittmar T., Haaken D., Worch E. (2009): Electrochem. disinfection of biologically treated wastewater from small treatment systems by using boron-doped diamond (BDD) electrodes –Contribution for direct reuse of domestic wastewater, Water Res., 43, 2009, 5260 – 5266
Schmidt M. V. (2003): Elektrochemische Verfahrenstechnik: Grundlagen, Reaktionstechnik, Prozessoptimierung, Wiley-VCH Verlag GmbH & Co. KGaA, Weinheim
Schöler A. (2004): Untersuchungen zum Einfluss der suspendierten Stoffe auf die UV-Desinfektion von Kläranlagenabläufen, Korrespondenz Abwasser Abfall 04/2004, 382-389
Schwarz M. (2003): Vergleichende seuchenhygienisch-mikrobiologische Untersuchungen an horizontal und vertikal beschickten, bewachsenen Bodenfiltern mit vorgeschalteter Mehr-kammerausfaulgrube bzw. einem als Grobstoff – Fang dienenden Rottebehälter (Rottefilter), Dissertation an der Freien Universität Berlin, Institut für Umwelt- und Tierhygiene, Berlin, 2003
Shiklomanow I. A. (2008): Trends in global water use by sector, UNEP/GRID-Arendal, Internet: http://www.grida.no/publications/vg/water2/page/3229.aspx; Stand: 30.07.2010
Staben N. (2008): Technische Möglichkeiten der alternativen Gestaltung städtischer Wasser- und Abwasserinfrastruktur, Heft 24, Deutsches Institut für Urbanistik, Berlin
Statistisches Bundesamt (2006): Wasserverbrauch weiter leicht rückläufig, Pressemitteilung Nr. 031 vom 20.01.2006
Straub A. (2008): Einfache Messmethoden zur Charakterisierung sowie Maßnahmen zur Erhöhung der Zuverlässigkeit und Leistungsfähigkeit biologischer Kleinkläranlagen, Dissertation an der Brandenburgischen Technischen Universität Cottbus, Fakultät für Umweltwissenschaften und Verfahrenstechnik, 2008
Strunkheide J. (2005): Desinfektion von Kläranlagenabläufen, Wasserwirtschaft Wassertechnik WWT 3-4/2005, 22-27
Triller W. (2004): Moderne Biofilmverfahren in der Kleinkläranlagentechnik, MBUT Vortrag 21.10.2004
Tröster I., Schäfer L., Fryda M., Matthee T. (2004): Electrochemical advanced oxidation process using DiaChemâelectrodes, Water Sc. Techol., 49 (4), 2004, 207-212
Udert K. (2007): NoMix beginnt im Badezimmer, Eawag: Das Wasserforschungs-Institut des ETH-Bereichs 63d, März 2007
128
Waldhoff A. (2008): Hygienisierung von Mischwasser in Retentionsbodenfiltern, Dissertation an der Universität Kassel, Fachgebiet Siedlungswasserwirtschaft, 2008
Walter R., Farrah S.R. (2000): Umweltvirologie – Viren in Wasser und Boden, S. 119-146, Springer-Verlag/Wien
Werner C, Klingel F., Mang H. P., Panesar A. (2005): Bieten neue Sanitärkonzepte verbesserte Exportchancen für die deutsche Wirtschaft?, Korrespondenz Abwasser Abfall 02/2005, 146-152
Wiedenmann A. (1998): Risiko einer Infektion durch orale Aufnahme einzelner Cryptosporidien-Oozysten und Giardien-Zysten, Zentralblatt für Hygiene und Umweltmedizin 201, 99-100
Wilderer P., Paris S. (2001): Integrierte Ver- und Entsorgungssysteme für urbane Gebiete - Abschlussbericht, Technische Universität München, Garching
Wolf S. (2005): Evaluierung der hygienischen Wasserqualität unter besonderer Berücksichtigung von Bakteriophagen am Beispiel eines Tagebausees, Dissertation an der Technische Universität Dresden, Fakultät Mathematik und Naturwissenschaften, Dresden 2005
Wolff P., Stein Th.-M. (1999): Wassereinsparungspotentiale der Bewässerungslandwirtschaft, Journal of Applied Irrigation Science (ISSN 0049-8602) Vol. 33 (No. 2), 1999, 153-173
WWT (2003): Anbieterübersicht Kleinkläranlagen, Naturnahe Abwasserreinigungsverfahren - Technische Abwasserreinigungsverfahren, Wasserwirtschaft Wassertechnik WWT 03/2003, 44
Firmeninformationen / Prospektmaterial / Patente
[ATB 2007] ATB Umwelttechnologien GmbH: Prospekt - AQUAmaxBLUE_9-07-1, 2007
[ATB 2009] ATB Umwelttechnologien GmbH: Schlammabtrieb bei Kleinkläranlagen – Ein oft verborgenes Problem, Internet: http://www.kleinklaeranlagen-aquamax.de/aktuelles.html?&L=5, Stand: 30.06.2009
[batchpur 2009] batchpur GmbH & Co.KG: Prospekt - batchpur_2009_d, 2009
[BCAT 2009] Bergmann clean Abwassertechnik: Produktinformationen Internet: http://www.wsb-clean.com/de, Stand: 11.08.2009
[Biofilt 2009] Biofilt GmbH: Informationen Internet: http://www.biofilt.de Stand: 26.08.2009
[Busse 2005] BUSSE IS GmbH: Prospekt - Allgemeine_Info_BUSSE-MF, 2005
[Carey et al. 1994] Carey J., Christ C., Lowery S. (1994) Abwasserbehandlung durch Elektrolyse mit einer dotierten Diamantanode, DE 69410576 T2
[Condias 2009] CONDIAS GmbH: Produktinformationen, Internet: http://condias.de, Stand: 18.07.2009
[HUBER 2010] HUBER DeWaTecGmbH: Prospekt - HUBER DeWaTec Membranbelebungsanlage MembraneClearBox®, 2010
[Kessel 2009] Kessel: Planung und Anwendung - Dimensionierung von Regenwasserspeichern in Anlehnung an DIN 1989-1: 2002-04, http://www.kessel.at/ewt/service/software/formulare.html.de, 04.07.2009
[LKT 2009] Lausitzer Klärtechnik GmbH: SBR-Kläranlage Aqua-Simplex, 2009
[Merk 2008] Merck (2008): Betriebsanleitung des Chlor- Küvettentest, Stand 2008
[UNICEF 2003] UNICEF – „Wasser ist Leben“ Broschüre 2003
[UV-EL 2009] UV-EL GmbH & Co. KG: Besonderheiten der Desinfektion von Abwasser, Präsentation
7 Literaturverzeichnis 129
Gesetze / Richtlinien / Merkblätter / Zulassungen
[AbwV 2004] Verordnung über Anforderungen an das Einleiten von Abwasser in Gewässer (Abwasserverordnung - AbwV) in der Fassung der Bekanntmachung vom 17. Juni 2004 (BGBl. I S. 1108, 2625)
[ATV-A 203] ATV-DVWK "Abwasserfiltration durch Raumfilter nach biologischer Reinigung" ATV-A 203, 1995
[ATV-M205] ATV-DVWK "Desinfektion von biologisch gereinigtem Abwasser" ATV-M 205, Juli 1998
[DIBt 2006] DIBt; „Zulassungsgrundsätze für allgemeine bauaufsichtliche Zulassungen für Kleinkläranlagen Deutsches Institut für Bautechnik (2006)
[DIN 19650] DIN 19650 (1999) „Hygienische Belange von Bewässerungswasser“ Beuth, Berlin
[DIN 1989] DIN 1989: „Regenwassernutzungsanlagen", Beuth Verlag Berlin, 04-2002
[DIN EN 1085] DIN EN 1085: „Abwasserbehandlung Wörterbuch", Beuth Verlag Berlin, 05-2007
[DIN EN 12566-3] DIN EN 12566-3: Kleinkläranlagen für bis zu 50 EW, Teil 3:Vorgefertigte und/oder vor Ort montierte Anlagen zur Behandlung von häuslichem Schmutzwasser, Juli 2009
[DVGW-W410] DVGW-Arbeitsblatt W 410, „Wasserbedarfszahlen"; Deutscher Verein des Gas- und Wasserfaches: DVGW-Regelwerk / Wasser, (1995)
[EPA 2004] EPA/625/R-04/108, (2004): Guidelines for Water Reuse, U.S. Agency for International Development, Washington DC
[fbr H 201] fbr - Hinweisblatt H 201; "Grauwasser-Recycling - Planungsgrundlagen und Betriebshinweise" Fachvereinigung Betriebs- und Regenwassernutzung e.V. (fbr), Darmstadt 2005
[IfSG 2007] Gesetz zur Verhütung und Bekämpfung von Infektionskrankheiten beim Menschen (Infektionsschutzgesetz - IfSG) vom 20. Juli 2000 (BGBl I S. 1045) ), zuletzt geändert durch Artikel 6 des Gesetzes vom 20. Juli 2007, BGBl. I S. 1574
[LfU-Bayern 2004] Bayerisches Landesamt für Umwelt / Landesamt für Wasserwirtschaft; „Hinweise zur Regenwassernutzung“ 11-2004
[LfU-Bayern 2008] Bayerisches Landesamt für Umwelt; „Anforderungen an Einleitungen von häuslichem und kommunalem Abwasser sowie an Einleitungen aus Kanalisationen“; Merkblatt Nr. 4.4/22, 2008
[MLU-Sachsen-Anhalt 2002]
Ministerium für Raumordnung, Landwirtschaft und Umwelt des Landes Sachsen-Anhalt (2002), KLEINKLÄRANLAGEN Informationsfaltblatt für Bürger, Referat Presse- und Öffentlichkeitsarbeit, 1. Auflage
[SenBauWohn 2003] Senatsverwaltung für Bau- und Wohnungswesen: Merkblatt zur Betriebswassernutzung in Gebäuden, Qualitätsanforderungen an Betriebswasser, Berlin 2003
[TrinkwV 2001] Novellierung der Trinkwasserverordnung vom 21. Mai 2001, Bundesgesetzblatt Jahrgang 2001, Teil 1 Nr.24, Bonn 2001
[WHO 2005] World Health Organization: Technical Notes for Emergencies, Technical Note No. 9, 2005
[WHO 2006] World Health Organization: Guidelines for the safe use of wastewater, excreta and greywater, VOLUME II, 2006
130
[WHO 2006-2] World Health Organization (2004) Guidelines for the safe use of wastewater, excreta and greywater, Volume I - policy and regulatory aspects, 2006
[WHO 2008] World Health Organization: Guidelines for drinking-water quality, 3rd edition, chapter 12, pp. 326–328
[Z-55.3-175] DIBt; allgemeine bauaufsichtliche Zulassungen Z-55.3-175 der Firma Kordes Klasse D+H, Berlin 2006
8 Abbildungsverzeichnis
Abb. 2.1: Darstellung der Entwicklung der jährlichen Wasserentnahme verschiedener Sektoren ..........................13
Abb. 2.2: Wasserverbrauch entsprechend Verwendungszweck nach ...................................................................15
Abb. 2.3: Trinkwasserverbrauch eines 4 Personenhaushaltes mit und ohne Wiederverwendung..........................15
Abb. 2.4: Darstellung der Größenordnung wasserbürtiger Pathogener..................................................................17
Abb. 2.5: Darstellung der CSB, BSB5 und NH4-N Konzentrationen im Ablauf untersuchter KKA von verschiedenen
Verfahren...............................................................................................................................................26
Abb. 2.6: Darstellung der Konzentration von E. coli und gesamtcoliformer Bakterien im Ablauf untersuchter KKA
von verschiedenen Verfahren ................................................................................................................27
Abb. 2.7: Darstellung der Anforderungen an ein Desinfektionsverfahren für KKA..................................................30
Abb. 2.8: Einteilung der Desinfektionsverfahren....................................................................................................31
Abb. 2.9: Ausführung Fa. ATB [ATB 2007]............................................................................................................36
Abb. 2.10: Modul der Fa. LKT [LKT 2009] ...............................................................................................................36
Abb. 2.11: Modul der Fa. BATCHPUR [batchpur 2009]...........................................................................................36
Abb. 2.12: Modul der Fa. MBUT .............................................................................................................................37
Abb. 2.13: Anlage der Fa. BUSSE [Busse 2005].....................................................................................................37
Abb. 2.14: Modul der Fa. HUBER DeWaTec GmbH [HUBER 2010]........................................................................37
Abb. 2.15: Darstellung der Chloridkonzentration und Leitfähigkeit von Kleinkläranlageabläufen..............................39
Abb. 2.16: BDD-Schicht ..........................................................................................................................................42
Abb. 2.17: Bildung von OH-Radikalen an aktivierten und nicht aktivierten Anoden..................................................43
Abb. 2.18: Vergleich der Desinfektionswirkung ausgewählter Desinfizienzien .........................................................43
Abb. 2.19: Wesentliche Merkmale der Hygienisierung durch Bodenfilter .................................................................46
Abb. 3.1: Schema der Versuchsanlage .................................................................................................................49
Abb. 3.2: Elektrodenstack .....................................................................................................................................51
Abb. 3.3: Zeichnung des Elektrodenreaktors.........................................................................................................51
Abb. 3.4: Darstellung des Volumenstroms und der Stromstärke im Versuchsverlauf.............................................52
Abb. 3.5 Darstellung des prinzipiellen Aufbaus der Vorversuche..........................................................................55
Abb. 3.6: Träger K1 mit und ohne Biofilmbewuchs ................................................................................................56
Abb. 3.7: Säule 3 mit K1 und Filtersand ................................................................................................................56
8 Abbildungsverzeichnis 131
Abb. 3.8: Trägermaterial ....................................................................................................................................... 59
Abb. 3.9: Darstellung des Biofilteraufbaus ............................................................................................................ 59
Abb. 3.10: Filtersand .............................................................................................................................................. 59
Abb. 4.1: Verlauf der E. coli -Konzentration in den Feldversuchen........................................................................ 66
Abb. 4.2: Desinfektion mit Einwirkzeit (10 min) und Ausgangskonzentration an freiem Chlor................................ 68
Abb. 4.3: Desinfektion mit Einwirkzeit (20 min) und Ausgangskonzentration an freiem Chlor................................ 68
Abb. 4.4: Desinfektion in Abhängigkeit des Volumenstroms (Einwirkzeit 10 min, I = 5,2 A, Versuchsphase 2)...... 69
Abb. 4.5: Desinfektion in Abhängigkeit der Stromstärke (Einwirkzeit 20 min, QElektr. = 120 L/h)............................ 70
Abb. 4.6: Desinfektionsleistung für E. coli und gesamtcoliforme Bakterien............................................................ 71
Abb. 4.7: Verlauf der Konzentration freien Chlors und der Gesamtoxidantien in den Versuchen........................... 72
Abb. 4.8: Vergleich ausgewählte Zulaufparameter in den beiden Versuchsphasen............................................... 73
Abb. 4.9: Verlauf der rel. freien Chlorproduktion und eingetragenen Ladung in den Versuchen............................ 74
Abb. 4.10: Relative freie Chlorproduktion bei einer eingetragenen Ladung von ca. 0,04 Ah/L................................. 74
Abb. 4.11: Vergleich der Zulaufzusammensetzung für den Min- und Max-Bereich der rel. freien Chlorproduktion bei
qa 0,04 Ah/L........................................................................................................................................... 75
Abb. 4.12: Abnahme des freien Chlors im Verlauf der Einwirkzeit........................................................................... 76
Abb. 4.13: Abhängigkeit der Chlorzehrung von der Wassertemperatur in den Versuchen....................................... 77
Abb. 4.14: Bildung freien Chlors entsprechend der eingetragenen Ladung............................................................. 78
Abb. 4.15: Abhängigkeit der freien Chlorproduktion von der Chloridkonzentration des Zulaufs ............................... 79
Abb. 4.16: Vergleich der ermittelten freien Chlorkonzentration bei der jeweils eingetragenen Ladung in den
Technikums- und Feldversuchen........................................................................................................... 80
Abb. 4.17: Verlauf der AOX-Konzentrationen des Zu- und Ablaufs bei den jeweils eingetragenen Ladungen im
Versuchszeitraum.................................................................................................................................. 83
Abb. 4.18: Kalkbildung an den Elektroden (Foto Schmalz V.) ................................................................................. 84
Abb. 4.19: Darstellung des Elektrodendefekts nach der 20. Versuchswoche .......................................................... 85
Abb. 4.20: Reaktor ohne Strömungsführung........................................................................................................... 87
Abb. 4.21: Strömungsführung im Reaktor (links unterer Bereich und rechts oberer Bereich) .................................. 87
Abb. 4.22: Darstellung der Reinigungsleistung für den CSB, NH4-N und die Trübung............................................. 90
Abb. 4.23: Mittelwerte der Reduktion für E. coli und Gesamtcoliforme Bakterien .................................................... 91
Abb. 4.24: Vergleich der E. coli Reduktion mit und ohne Filtermaterial in den Versuchssäulen............................... 92
Abb. 4.25: Verlauf der E. coli -Konzentration im Zu- und Ablauf des Biofilters sowie der Desinfektionsleistung im
Versuchszeitraum.................................................................................................................................. 93
Abb. 4.26: Wassertemperatur und E. coli -Konzentration im Anlagenablauf der KKA.............................................. 95
Abb. 4.27: Wassertemperatur und E. coli im Ablauf des Biofilters über den Versuchszeitraum............................... 96
Abb. 4.28: Verlauf der NH4-N-, CSB-, BSB5- Konzentrationen im Ablauf und des Sauerstoffgehalts im Filter über die
Versuchsdauer ...................................................................................................................................... 97
Abb. 4.29: Verlauf der effektiven Filtergeschwindigkeit und Trübung des Ablaufs................................................... 98
Abb. 4.30: Abhängigkeit der effektiven Filtergeschwindigkeit von der Trübung des Zulaufs .................................... 99
132
Abb. 4.31: Mittelwerte der Reinigungsleistung des Biofilters in den Feldversuchen...............................................101
Abb. 4.32: Entwicklung der E. coli –Konzentration in den Versuchsproben ...........................................................104
Abb. 4.33: Entwicklung der Konzentration gesamtcoliformer Bakterien in den Versuchen.....................................104
Abb. 4.34: Entwicklung der E. coli –Konzentration mit zusätzlicher Kohlenstoffzugabe .........................................106
Abb. 4.35: Entwicklung der Konzentration gesamtcoliformer Bakterien mit zusätzlicher Kohlenstoffzugabe..........106
Abb. 10.1: Übersicht der Probenahmestellen der elektrochemischen Versuche....................................................140
Abb. 10.2: Übersicht der Probenahmestellen der Biofilter-Versuche .....................................................................140
Abb. 10.3: Rotavirus .............................................................................................................................................141
Abb. 10.4: Giardia lamblia (commons - public domain) .........................................................................................142
Abb. 10.5: Giardia lamblia Zysten (commons - public domain) ..............................................................................142
Abb. 10.6: Einbehälter WSB® Anlage in Konusausführung aus Beton ...................................................................151
9 Tabellenverzeichnis
Tab. 2.1: Erreger und Erkrankungen des Abwasserbereiches nach ......................................................................17
Tab. 2.2: Übersicht möglicher hygienischer Indikatoren der Überwachung ...........................................................21
Tab. 2.3: Zusammenfassung der Anforderungen an Betriebs- und Bewässerungswasser ....................................22
Tab. 2.4: Übersicht der Mindestablaufanforderungen der Klasse C für KKA..........................................................24
Tab. 2.5: Einteilung der Behandlungsverfahren von KKA......................................................................................25
Tab. 2.6: Vergleich der Desinfektionsverfahren.....................................................................................................32
Tab. 2.7: Bewertung von Verfahren der Abwasserdesinfektion .............................................................................33
Tab. 2.8: Zusammenfassung ausgewählter Hersteller und Preise von Elektroden ................................................41
Tab. 3.1: Zusammenfassung der Zulaufwerte des Elektrodenmoduls (Probenahmestelle: „Vorlage“) ...................50
Tab. 3.2: Übersicht der Betriebseinstellungen in den Versuchsphasen .................................................................52
Tab. 3.3: Zusammensetzung der Wässer in den Technikumsversuchen...............................................................54
Tab. 3.4: Zusammenfassung der Zulaufwerte der Vorversuche ............................................................................55
Tab. 3.5: Übersicht der Kenngrößen der Versuchssäulen und des Versuchszeitraums.........................................57
Tab. 3.6: Zusammenfassung der Zulaufwerte des Biofilters..................................................................................58
Tab. 3.7: Übersicht der Kenngrößen des Biofilters im Versuchszeitraum ..............................................................60
Tab. 3.8: Übersicht der getesteten Desinfektionsverfahren und Proben................................................................61
Tab. 3.9: Charakterisierung ausgewählter Desinfektionsmethoden.......................................................................61
Tab. 3.10: Zusammenfassung der Ausgangswerte der untersuchten Anlagenabläufe ............................................62
Tab. 3.11: Zusammenfassung der angewandten Analysemethoden .......................................................................63
Tab. 3.12: Zusammenfassung der angewandten mikrobiologischen Analysemethoden ..........................................64
Tab. 4.1: Veränderung ausgewählter Parameter durch die elektrochemische Behandlung ...................................81
Tab. 4.2: Vergleich der Versuchsergebnisse mit den Grenz- und Richtwerten ......................................................82
9 Tabellenverzeichnis 133
Tab. 4.3: Bewertung des Einsatzes der BDD-Elektroden in den Versuchen ......................................................... 89
Tab. 4.4: Bewertung der Anforderungen an die Filtergestaltung in den Versuchen............................................. 102
Tab. 4.5: Vergleich ausgewählter Parameter vor und nach dem Test mit Kohlenstoffzugabe ............................. 105
Tab. 5.1: Abschätzung des Behandlungspreises der elektrochemischen Behandlung für eine Anlagengröße von 4
bzw. 10 EW ......................................................................................................................................... 110
Tab. 5.2: Abschätzung des Behandlungspreises der Biofiltration für eine Anlagengröße von 4 bzw. 10 EW....... 111
Tab. 5.3: Vergleich des Behandlungspreises einer KKA für 4 EW mit Desinfektionsverfahren............................ 115
Tab. 5.4: Technischer und wirtschaftlicher Vergleich der untersuchten Verfahren mit den etablierten Verfahren 116
Tab. 5.5: Durchschnittliche Kosten für die Trinkwasserversorgung privater Haushalte ....................................... 117
Tab. 10.1: Genauigkeit der freien Chlormessung.................................................................................................. 137
Tab. 10.2: Zusammenfassung typischer Überlebenszeiten Pathogener bei 20 bis 30 °C...................................... 145
Tab. 10.3: Anforderungen an Kleinkläranlagen mit Hygienisierung....................................................................... 146
Tab. 10.4: Qualitätsziele und Beurteilungskriterien für Betriebswasser................................................................. 146
Tab. 10.5: Hygienische Anforderungen an Bewässerungswasser ........................................................................ 147
Tab. 10.6: Richtwerte zur Verwendung in der Landwirtschaft ............................................................................... 148
Tab. 10.7: Richtlinien zur Wasserwiederverwendung ........................................................................................... 148
Tab. 10.8: Hersteller bzw. Zulassungsinhaber von Kleinkläranlagen mit zusätzlicher Hygienisierung ................... 149
Tab. 10.9: Investitions- und Betriebkosten einer KKA für 4 EW mit zusätzlicher Hygienisierung ........................... 150
Tab. 10.10: Verschleißteile der technischen Ausrüstung etablierter Desinfektionseinheiten ................................... 150
134
Danksagung
An dieser Stelle möchte ich allen danken, die zum Gelingen dieser Arbeit beigetragen
haben.
Besonderer Dank gilt Herrn Prof. R. Koch, der die Betreuung der Arbeit annahm, mich
förderte und mir stets freundliche und fachliche Unterstützung bot.
Herrn Dr. W. Triller danke ich ganz herzlich für die Anregung zur Durchführung dieser
Arbeit. Sein fachlicher und persönlicher Zuspruch trugen entscheidend zu dieser Arbeit
bei.
Herrn Prof. E. Worch danke ich für die Übernahme des Zweitgutachtens. Herrn
Dr. T. Dittmar und Frau D. Haaken danke ich für die ausgezeichnete Zusammenarbeit
im Rahmen der Kooperation der Firma Bergmann Clean Abwassertechnik und dem
Institut für Wasserchemie der TU Dresden. Im Besonderen danke ich Herrn Dr.
V. Schmalz für die Unterstützung bei der Auswertung der Ergebnisse der elektro-
chemischen Behandlung.
Frau Prof. I. Röske, Dr. M. Eschenhagen und Herrn F. Ludwig des Instituts für
Mikrobiologie der TUD Dresden danke ich für die Ausführung der mikrobiologischen
Untersuchungen und für die Mithilfe bei der Durchführung der Wiederverkeimungs-
versuche.
Bei der Geschäftsleitung der Firma Bergmann Clean Abwassertechnik bedanke ich
mich für die Möglichkeit, im Rahmen meiner beruflichen Tätigkeit diese Arbeit
durchführen zu können.
Meinen Kollegen Frau N. Fichtner, Frau A. Loßner, Herrn M. Glöckner, Herrn
H. Fläschel sowie Herrn P. Grüdl danke ich für die Unterstützung im Labor, beim
Aufbau der Versuchsanlagen, der Probenahme und Durchführung der Feldversuche.
Frau Dr. A. Straub und Herrn Dr. M. Eschenhagen danke ich für die Korrektur des
Manuskripts und die wertvollen Anmerkungen.
Mein persönlicher Dank gilt meinen Eltern und meiner Frau. Sie haben mich stets
unterstützt und die Fertigstellung dieser Arbeit ermöglicht.
135
10 Anlagen
Anlage 1: Analytik und Probenahmestellen
Anlage 2: Übersicht wasserbürtiger Pathogener und Persistenz der
Erreger
Anlage 3: Übersicht von Richtlinien zum Brauchwassereinsatz
Anlage 4: Übersicht von KKA-Herstellern mit zusätzlicher
Hygienisierung
Anlage 5: Investitions- und Betriebskosten etablierter Verfahren zur
Desinfektion des Ablaufs von KKA
Anlage 6: Kleinkläranlagen nach dem WSB® -Verfahren
136
Anlage 1: Analytik und Probenahmestellen
1. Einsatz von Messgeräten
Zur Messung des pH-Wertes, der Temperatur und der Leitfähigkeit wurden Messgeräte
der Firma WTW (Wissenschaftlich-Technische Werkstätten GmbH) eingesetzt. Der
Schlammspiegel wurde mit einem Messgerät der Firma IER ermittelt.
Eine Zeit- und Volumenmessung am freien Auslauf ermöglichte die Ermittlung des
Volumenstroms. Die Betriebsstunden wurden durch die Steuerung (SIEMENS Logo
bzw. wsb control) aufgezeichnet und während der Beprobung regelmäßig protokolliert.
Stromstärke und Spannung wurden an einem regelbaren Labornetzgerät
(max. 30V/5A) eingestellt und dokumentiert.
2. Chemische Analytik
Photometrische Wasseranalytik:
Eingesetzt wurde ein Photometer der Firma MACHEREY-NAGEL GmbH des Typs:
NANOCOLOR® 400 D. Der thermische Aufschluss der Wasserproben erfolgte, wenn
erforderlich, mit dem Thermoblock NANOCOLOR® VARIO 3. Folgende Parameter
wurden photometrisch bestimmt: TOC, CSB, Chlorid, Sulfat, NO3-N, NO2-N, NH4-N, T-
P, Trübung, Extinktion. Arbeitsgrundlage bildeten die Herstelleranleitungen des
jeweiligen Tests.
Bestimmung des gelösten organischen Kohlenstoffs (DOC)
Die Bestimmung des DOC-Gehaltes erfolgte nach Vorgaben der DIN 38 409 Teil 14.
Alle Proben wurden vor der Messung membranfiltriert. Der DOC-Gehalt wurde mit dem
Gerät TOC-5000 von der Firma SHIMADZU bestimmt. Zum Austreiben des
anorganischen Kohlenstoffs wurden die Proben in den DOC-Glasgefäßen angesäuert.
Die Verbrennung der Proben zu CO2 und H2O erfolgte bei 680 °C.
BSB5 Messungen:
Der Kohlenstoffsummenparameter BSB5 wurde im Versuchszeitraum respiratorisch
durch das OxiTop® -Verfahren der Firma WTW ermittelt. Für diese Untersuchung
wurden die Proben über 5 Tagen bei 20 °C gelagert. In diesem Zeitraum verbrauchen
Mikroorganismen den noch enthaltenen Sauerstoff und bilden dabei CO2, welches an
NaOH absorbiert. Im Verlauf der Untersuchung entsteht ein Unterdruck, der als
Messwert direkt in mg/L BSB5 abgelesen werden kann.
10 Anlagen 137
freies Chlor und Gesamtoxidantien:
Anwendung fand die DPD-Methode mit dem Chlor-Küvettentest der Firma MERK. Das
Verfahren ist analog EPA 330.5, US Standard Methods 4500-Cl2 G, EN ISO 7393 und
DIN 38408 G4. Freies Chlor reagiert in schwach saurer Lösung mit N,N-Diethyl-1,4-
phenylendiamin (DPD) zu einem rotvioletten Farbstoff, der photometrisch bestimmt
wird. In Gegenwart von Kaliumiodid wird bei dieser Reaktion auch gebundenes Chlor
erfasst [Merk 2008]. Diese Methode setzte einen streng standardisierten
Beprobungsablauf voraus, da bereits geringe Abweichungen in der Abfolge zu
erheblichen Abweichungen im Ergebnis führen können. In den Versuchen wurde
großer Wert auf einen jeweils einheitlichen Bestimmungsablauf mit festen Zeiten der
Reagenzzugabe und des Ablesens des Bestimmungswertes gelegt.
Ein Versuch im Vorfeld der Arbeit bestätigte die Anwendbarkeit der DPD-Methode und
den Bestimmungsablauf. Für den Versuch wurde eine Probe des Praxistests in 10
gleiche Analyseproben aufgeteilt. Die Proben wurden entsprechend der Testanleitung
bearbeitet und anschließend nacheinander im Photometer bestimmt. Die Ergebnisse
stellt Tab. 10.1 dar. Die von der Firma Merk angegebene Genauigkeit des Tests von
max. +/- 0,12 mg freien Chlors / L wurde eingehalten.
Ermittelt werden konnte eine Standardabweichung des Analyseverfahrens von
0,05 mg freien Chlors / L.
Tab. 10.1: Genauigkeit der freien Chlormessung
Probe Reaktionszeit [min:sec]
freies Chlor [mg/L]
absolute Abweichung vom Mittelwert [mg/l]
1 03:15 0,85 0,0362 03:36 0,78 0,1063 04:28 0,92 0,0344 05:02 0,88 0,0065 05:42 0,91 0,0246 06:03 0,93 0,0447 06:35 0,92 0,0348 06:01 0,90 0,0149 07:35 0,87 0,01610 08:02 0,90 0,014
Mittelwert Standardabweichung0,89 0,045
138
AOX:
Die Proben wurden an Aktivkohle angereichert und 1 h geschüttelt. Die Bestimmung
erfolgte nach DIN 38 409 H14. Grundlage dieser Methode ist die Adsorption
organischer Wasserinhaltsstoffe der mit Salpetersäure angesäuerten Probe an
pulverförmiger Aktivkohle. Durch den Zusatz einer Natriumnitratlösung wurden
anorganische Halogenverbindungen von der Aktivkohle verdrängt. Bei der
anschließenden Verbrennung in einem Sauerstoffstrom bei 950 °C entstanden neben
Kohlenstoffdioxid und Wasser Halogenwasserstoffe. Diese wurden in Essigsäure-
lösung aufgefangen und mittels Titration bestimmt. Sowohl die Verbrennung als auch
die Titration erfolgte mit dem Gerät TOX-10S der Firma ABIMED.
THM:
Mittels Dampfraumanalyse nach DIN EN ISO 10301 (DEV F4) erfolgte eine gas-
chromatografische Bestimmung. THM wurde aus der Summe von Trichlormethan
(Chloroform), Bromdichlormethan, Dibromchlormethan und Tribrommethan
(Bromoform) gebildet.
Chlorat und Chlorit:
Die Bestimmung erfolgte mittels Ionenchromatographie. Eingesetzt wurde der Ionen-
chromatograph DX 300 der Firma DIONEX. Die Ionen wurden an einer Trennsäule des
Typs IonPac AS22 durch einen Eluenten (Firma MERCK; 4,5 mM Na2CO3 + 1,4 mM
NaHCO3) getrennt und mittels Leitfähigkeitsdetektors identifiziert. Die Auswertung
erfolgte mit der Software Peaknet 5.10.
10 Anlagen 139
3. Mikrobiologische Analytik
Bestimmung gesamtcoliformer Bakterien und E. coli
Für die Bestimmung des Fäkalindikators E. coli und für die gesamtcoliformen Bakterien
wurde das Verfahren Colilert-18/Quanti-Tray der Firma IDEXX eingesetzt. Dieses
basiert auf der Defined Substrate Technology (DST®) und ist seit dem Jahr 2003 in die
Liste alternativer Verfahren gem. § 15 Abs. 1 TrinkwV des deutschen
Umweltbundesamtes aufgenommen. Die ablaufenden Reaktionen beruhen auf der
Aktivität der Enzyme β-Glucuronidase (E. coli) und β-Galactosidase (Coliforme).
Während der 18-stündigen Inkubationszeit verstoffwechseln coliforme Bakterien einen
Nährstoffindikator mit Hilfe des Enzyms β-Galactosidase und bewirken so eine
Farbänderung von farblos nach gelb. Bei Anwesenheit von E. coli wird zusätzlich durch
die Aktivität von β-Glucuronidase aus dem Substrat 4-Methylumbelliferyl-β-D-
glucuronid (MUG) das fluoreszierende 4-Methylumbelliferon freigesetzt. Die
Fluoreszenz wird mit einer UV-Lampe sichtbar gemacht. Für den Nachweis von
coliformen Bakterien bzw. E. coli wurde zu 100 mL Wasserprobe das Trockenmedium
Colilert-18/100 hinzugefügt. Nach Auflösen des Substrates wurde die gesamte Probe
in ein Quanti-Tray® überführt und im Quanti-Tray-Sealer versiegelt. Nach 18-stündiger
Inkubation bei 35 °C wurde die Keimzahl über die Anzahl gelber bzw. fluoreszierender
Vertiefungen ermittelt. Anschließend wurde die Konzentration der coliformen Bakterien
bzw. E. coli anhand einer entsprechenden MPN-Tabelle abgelesen.
Bestimmung von Enterokokken
Anwendung fand der Enterolert™-E Test der Firma IDEXX mit einem Nährstoff-
Indikator zum Nachweis von Enterokokken auf Grundlage der DST® Methode. Die
Proben wurden vorbereitet und über 24 Stunden bei 41°C inkubiert. Die Vorbereitung
umfasste das Versetzen mit einem Reagenz des Enterolert™-E Tests, das Einfüllen in
den Quanti-Tray® und das Versiegeln. Das zugegebene Reagenz enthält einen
Nährstoff-Indikator, welcher bei Metabolisierung durch Enterokokken fluoresziert. Das
Ergebnis wurde über die Anzahl fluoreszierender Testfelder und den Vergleich mit
einer MPN-Tabelle ermittelt. Dieser Test korreliert mit dem Standardverfahren für den
Nachweis von Enterokokken der EU-Badegewässerrichtlinie, ISO 7899-1.
140
4. Definition der Probenahmestellen in den Feldversuchen
Versuche zur elektrochemischen Behandlung
Die Beprobung fand an vier ausgewählten Probenahmestellen entsprechend Abb. 10.1
statt. Die Probenahme wurde als einfache Stichprobe durchgeführt.
Abb. 10.1: Übersicht der Probenahmestellen der elektrochemischen Versuche
Versuche zur Biofiltration
Die Beprobung wurde jeweils im Zu- und Ablauf des Biofilters realisiert (siehe Abb.
10.2). Die Probenahme erfolgte als einfache Stichprobe.
Abb. 10.2: Übersicht der Probenahmestellen der Biofilter-Versuche
Probenahme: "Vorlage"
Probenahme: „Elektrode (t0), (t10), (t20)" Probenahme: „Ablauf Nachklärung"
Probenahme: "Vorklärung KKA"
Probenahme: „Ablauf Nachklärung"
Probenahme: „Ablauf Biofilter"
10 Anlagen 141
Anlage 2: Übersicht wasserbürtiger Pathogener und Persistenz
der Erreger
1. Übersicht wasserbürtiger Pathogener
Bakterien sind einzellige Organismen mit einer Zellgröße zwischen 0,3 und 10 µm
[Schlegel 2007]. Die Keimzahlen liegen im abgesetzten Stuhl bei der Mehrzahl der
Proben im Bereich von 108 bis 109 pro Gramm [Imhoff 2006]. Die Vermehrung erfolgt
durch Zellteilung. Für eine eigenständige Fortbewegung besitzen einige Bakterien
Geißeln. Bakterien haben eine Zellwand zum Schutz vor der Umwelt. Einigen ist es
möglich, sich zusätzlich durch eine „Schleimhülle“ vor extremen Umwelteinflüssen zu
schützen. Das Überdauerungsvermögen von Bakterien ist groß. Bakterien überstehen
Temperaturen von -4°C bis 113 °C und pH- Bereiche von 1 bis 11 [Schlegel 2007]. In
lebensfeindlicher Umgebung können sie Sporen bilden und schwierige Bedingungen
überstehen. Als Spore wird der metabolisch inaktive Zustand eines Individuums
bezeichnet, der viele Jahre anhalten kann. Für die Desinfektion bedeutend sind Endo-
Sporen, die selbst mehrere Stunden im kochenden Wasser überstehen und resistent
gegen viele toxische Stoffe sind. Pathogene Bakterien schädigen den Wirtskörper
unter anderem durch die Bildung von Toxinen. Diese werden im Verlauf von
Stoffwechselprozessen direkt an die Umwelt bzw. den Makroorganismus abgegeben
oder bei ihrem Absterben freigesetzt.
Viren nehmen gegenüber allen Organismen eine Sonderstellung ein. Sie benötigen für
ihre Vermehrung andere lebende Zellen. In die Wirtzelle eingedrungen, vermehren sie
sich auf Kosten der Ressourcen dieser Zelle.
Viren sind mit einer Größe von 20 bis
300 nm kleiner als Bakterien und
passieren die kleinsten bakteriendichten
Filter. Die Größenordnung von
Rotaviren verdeutlicht eine
Elektronenmikroskop-Aufnahme der
U.S. Environmental Protection Agency
(EPA). Die Markierung in Abb. 10.3
entspricht 100 nm.
Abb. 10.3: Rotavirus (EPA)
Im Vergleich zu Bakterien besitzen Viren oftmals eine erheblich geringere
Infektionsdosis. Für die meisten Virenarten gilt bereits eine Anzahl von bis zu
10 Virenpartikel als relevante Infektionsdosis [Mathys 1998], [Roeske 2007]. Sind
Individuen infiziert, verbreiten sie Viren in großer Anzahl. Ein Gramm Fäzes kann bis
142
zu 1010 Viruspartikel beinhalten und bis zu 140 verschiedene Viren können in der
menschlichen Fäzes identifiziert werden. Problematisch ist, dass mit dem Stuhl
ausgeschiedene Viren in der Umwelt und im Boden langdauernd persistieren können
[Walter 2000].
Protozoen sind tierische Einzeller. Protozoen sind größer als Bakterien, die
Größenordnung reicht von 1 µm bis 2 mm [Roeske 2007]. In der Abwassertechnik sind
Protozoen als „Zweite Fraßkette“ bekannt. Viele Arten ernähren sich von Bakterien und
haben hierfür spezielle Strategien entwickelt. Einige Protozoenarten leben aber auch
parasitär und können für den Menschen gefährlich werden. Parasitäre Protozoen
kommen in der Umwelt meist in ihren Überlebensformen als Sporen oder Zysten vor
und sind sehr resistent gegen extreme Lebensbedingungen. Zysten zeigen eine
ausgeprägte Widerstandsfähigkeit gegen Desinfektionsmaßnahmen, wie zum Beispiel
einer Chlorung [Redder 2007]. Eine Infektion erfolgt vorwiegend durch eine orale
Aufnahme. Protozoen sind bereits in geringer Anzahl hoch infektiös [Wiedenmann
1998]. Befallene Organismen geben eine große Anzahl von Zysten ab. Bei einer
Infektion mit Giardia lamblia (Abb. 10.4) beispielsweise werden mehrere Milliarden
Zysten (Abb. 10.5) pro Stuhl ausgeschieden [Hiepe 2006].
Abb. 10.4: Giardia lamblia
Abb. 10.5: Giardia lamblia Zysten
Im Wirtskörper durchlaufen sie mehrere Entwicklungsstadien und schädigen den
Wirtskörper. Beim Menschen verursachen sie eine Reihe von Magen-
Darmerkrankungen. Zu beachten ist, dass auch nicht parasitäre Protozoen gefährlich
werden können. Legionellen befallen beispielsweise Amöben, die Biofilme abweiden,
vermehren sich in diesen interzellular und nutzen diese als Verbreitungsweg. Amöben
stellen infolge intrazellulärer Vermehrung den wesentlichsten Vermehrungsvektor für
Legionellen im Warmwasserbereich dar [Kreysig 2001]. Ein Reservoir von Legionellen
in bestimmten Amöben-Spezies ist erwiesen [Köhler 2001]. Bakterien in einer
Protozoenzelle sind lebensfähig, auch wenn die Wirtzelle durch ein
10 Anlagen 143
Hygienisierungsverfahren abgetötet wurde. Selbst abgetötete Protozoenzellen sind
daher auch als potentielle Wiederverkeimungsherde von Brauchwasserspeichern
anzusehen.
Wurmeier sind die Übertragungsform wirbelloser parasitärer Tiere. Beim Menschen
führen diese zu Wurmerkrankungen (Helminthiasis). Bekannteste Gruppe sind die
Bandwürmer. Würmer zählen nicht zu den Mikroorganismen. Sie besitzen kein eigenes
Verdauungssystem und nutzen daher die im Darm des Wirtes freigesetzten Nährstoffe.
Mit Saugnäpfen oder Haken halten sie sich im Darm des Wirtes fest. Zur Fortpflanzung
geben Würmer eine große Anzahl Eier ab (pro Gramm Fäzes bis zu 300.000 Eier)
[Mathys 1998]. Für die Infektion reicht eine geringe Anzahl Eier aus. Die Fortpflanzung
von Bandwürmern erfolgt über einen Zwischenwirt, in dem sich aus den Eiern Larven
(Finnen) entwickeln. Erst später erfolgt der Befall des Zielwirts, in dem diese zu adulten
Würmern heranwachsen. Erst eine größere Anzahl schädigt den Wirtskörper
nachhaltig. Gefährlich sind Wurmerkrankungen für junge, alte und immunschwache
Menschen. Problematisch ist auch ein Fehlbefall, bei dem sich Finnen in anderen
Organen (Leber, Lunge oder Gehirn) wiederfinden und diese schädigen. Bekanntestes
Beispiel ist der Fuchsbandwurm. Wurmeier zählen zu den resistentesten
wasserbürtigen Pathogenen. Je nach Art und Medium können Wurmeier mehrere Tage
oder Jahre überdauern. Auf Grünflächen beispielsweise können Darmnematodeneier
nachweislich 10 bis 20 Wochen überleben [LUA 2004], [EPA 2004]. Wurmeier sind
daher als Indikatorparameter insbesondere bei der Anwendung als Bewässerungs-
wasser relevant. Wurmeier haben eine Größe von 10 bis mehr als 100 µm [EPA 2004].
Sie werden in der konventionellen Behandlung weitgehend durch mechanische
Behandlungsstufen eliminiert. Wurmparasiten bzw. deren Dauerformen werden zu
70 bis 90 % im Schlamm der mechanischen Stufe angereichert [ATV-M205].
144
2. Persistenz der Erreger
Der überwiegende Teil pathogener Keime zeigt außerhalb eines Wirts eine geringe
Vermehrungsfähigkeit [EPA 2004]. In wässrigen Medien nimmt die Anzahl bei
geringem Nährstoffangebot exponentiell mit der Zeit ab [Carlson 2002]. Viren hingegen
sind über lange Zeit infektiös. Rotaviren können z.B. im Wasser bei niedrigen
Temperaturen monate- bis jahrelang infektiös bleiben [Walter 2000]. Außerhalb des
Wirtes gehen pathogene Bakterien oder Parasiten in ihre Dauerformen (Zysten,
Sporen) über. Besteht der Infektionsweg Pathogener über verschiedene
Generationsformen, wie beispielsweise bei Würmern oder Protozoen, kommen diese
außerhalb des Wirtes ebenfalls in Dauerformen (z.B. Eiern, Zysten) vor. Die
Eigenschaft, in der Umwelt bestehen zu können, wird als Persistenz bezeichnet.
Die Persistenz eines Pathogenen in der Umwelt wird beeinflusst durch:
- Temperatur, erst ab Temperaturen von mehr als 60°C werden die meisten
Bakterien inaktiviert. Niedrige Temperaturen erhöhen hingegen die Persistenz.
Bei niedrigen Temperaturen reduzieren Pathogene ihren Stoffwechsel oder
gehen in Dauerformen über. Für die Inaktivierung von Wurmeiern und Viren sind
in der Regel Temperaturen von mehr als 50 °C notwendig.
- pH-Wert, niedrige pH-Werte verringern die Persistenz. Dieser Einfluss ist bei
Bakterien stärker als bei Viren. Zysten und Wurmeier sind meist unempfindlich
gegenüber extremen pH-Werten.
- Verfügbarkeit organischen Substrates, ein hoher organischer Anteil erhöht die
Persistenz von Bakterien, Würmern und Protozoen. Viren finden durch
organisches Substrat Adsorptionsstellen.
- Feuchtigkeit, in feuchten Böden ist die Persistenz aller Pathogener deutlich
erhöht. Eine hohe Boden- oder Schlammfeuchte bei Temperaturen um 4°C
erhöht die Persistenz von Wurmeiern beispielsweise deutlich.
- Sonneneinstrahlung, direkte Sonneneinstrahlung führt bei den meisten
Pathogenen zu einer raschen Inaktivierung. In einer Fließgewässer-
simulationsanlage konnte beispielsweise die schnellere Inaktivierung bakterieller
Fäkalindikatoren unter Sonneneinstrahlung nachgewiesen werden
[Dizer et al. 2004]. Bakteriophagen zeigten in diesen Versuchen eine langsamere
Inaktivierung gegenüber den bakteriellern Fäkalindikatoren. Rotaviren gelten als
sehr resistent gegenüber UV-Strahlung.
- konkurrierende Flora und Fauna, neben einer direkten Konkurrenz um
organisches Substrat setzen sich Pathogene außerhalb des Wirtes einem hohen
10 Anlagen 145
Fraßdruck durch andere Organismen aus. Wurmeier sind in der Umwelt sehr
resistent und werden durch eine vorhandene Vegetation geschützt.
- Art des Erregers und dessen Entwicklungsstadium, Helminthen und
Parasiten können in der Umwelt längere Zeit nur in den jeweiligen Dauerformen
(Zysten, Wurmeier) überleben. Bakterien sind als Sporen lange überlebensfähig
und sehr resistent.
Die Überlebenszeiten Pathogener im Abwasser, Schlamm und Boden stellt Tab. 10.2
zusammen.
Tab. 10.2: Zusammenfassung typischer Überlebenszeiten Pathogener bei 20 bis 30 °C
[EPA 2004]
PathogenerSüßwasser und Abwasser Anbauflächen Boden
Virusa
Enterovirusb < 120, meist < 50 < 60, meist < 15 < 100, meist < 20
Bakterienfäkal coliformea,c < 60, meist < 30 < 30, meist < 15 < 70, meist < 20Salmonellen spp.a < 60, meist < 30 < 30, meist < 15 < 70, meist < 20Shigellen spp.a < 30, meist < 10 < 10, meist < 5 -Vibrio choleraed < 30, meist < 10 < 5, meist < 2 < 20, meist < 10
ProtozoenEntamoeba histolytia < 30, meist < 15 < 10, meist < 2 < 20, meist < 10
WürmerAscaris lumbricoides Eier mehrere Monate < 60, meist < 30 mehrere Monate
Überlebenszeit (Tagen)
a in Salzwasser ist die Überlebenszeit von Viren gering und von Bakterien deutlich geringer
als in Süßwasser b beinhaltet Polio-, Echo-, und Coxsackieviren c Fecal coliform ist kein Pathogen, wird aber oft als Indikator genutzt d V.cholerae Überlebensfähigkeit in feuchter Umgebung ist derzeit noch ungewiss
146
Anlage 3: Übersicht von Richtlinien zum Brauchwassereinsatz
1. Ablaufklasse +H bei KKA in Deutschland
Tab. 10.3 zeigt Anforderungen, die in Deutschland an Wasser aus KKA gestellt
werden, welches in hygienisch bedenkliche Gewässer eingeleitet wird.
Tab. 10.3: Anforderungen an Kleinkläranlagen mit Hygienisierung [DIBt 2006]
Reinigungs- klasse
faecel coliforme Keime
CSB BSB5 NH4-N Nanorg. AFS
[n/100mL] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L] [mg/L]
C +H 100* 150* / 100** 40* / 25** 75*
N +H 100* 90* / 75** 20* / 15** 10** 50*
D +H 100* 90* / 75** 20* / 15** 10** 25** 50**ermittelt aus der qualifizierten Stichprobe
**ermittelt aus der 24-h Mischprobe
2. Betriebswasser
Für öffentliche Gebäude erstellte das Bundesland Berlin Qualitätsziele und
Beurteilungskriterien zum Einsatz von Betriebswasser (vgl. Tab. 10.4).
Tab. 10.4: Qualitätsziele und Beurteilungskriterien für Betriebswasser [SenBauWohn
2003]
Qualitätsziele Beurteilungskriterien
Gesamtcoliforme Bakterien: < 100/mL Fäkalcoliforme Bakterien: <10/mL Pseudomonas aeruginosa : <1/mL
pH- Wert 6 - 9
niedriger BSB BSB7 < 5 mg/L, um sicherzustellen, dass
Grauwasser weitgehend gereinigt ist
farblos und klar UV- Transmission 254nm in 1cm Küvette: mind. 60%
Mineralöle Kein sichtbarer Film auf der Wasseroberfläche
Tenside keine anhaltende Schaumbildung
möglichst sauerstoffreich > 50% Sättigung
nahezu schwebstofffreinahezu geruchlos
nicht fäulnisfähig in 5 Tagen
Betriebssicherheit für Armaturen und Komfortsicherheit für den Nutzer
hygienisch/ mikrobiologisch einwandfrei
10 Anlagen 147
3. Bewässerungswasser
Die hygienischen Parameter für Bewässerungswasser werden in Deutschland in der
DIN 19650 zusammengefasst. In Tab. 10.5 sind die Konzentrationen von Indikator-
keimen bzw. Krankheitserregern für verschiedene Eignungsklassen dieser Norm
dargestellt.
Tab. 10.5: Hygienische Anforderungen an Bewässerungswasser [DIN 19650]
Eignungs-klasse
E. coli Fäkal- streptokokken
Salmonellen potentiell infektiöse Stadien von Mensch- und Haustierparasiten
n/100mL n/100mL n/1.000mL n/1.000mL
1 n.n. n.n. n.n. n.n.
2 ≤ 200 ≤ 100 n.n. n.n.
3 ≤ 2.000 ≤ 400 n.n. n.n.
4 Abwasser, das mindestens eine biologische Reinigungsstufe durchlaufen hat
für Darmnematoden keine Standardempfehlung möglich; für Stadien von
Taenia: n.n.
n.n. - nicht nachweisbar
Mit Trinkwasser (Eignungsklasse 1) sind alle Gewächshaus- und Freilandkulturen ohne
Einschränkung bewässerbar. Mit Wasser der Eignungsklasse 2 ist eine Bewässerung
von Freiland- und Gewächshauskulturen für den Rohverzehr zulässig. Dies gilt
ebenfalls für die Bewässerung öffentlicher Sport- und Parkanlagen. Die
Eignungsklasse 3 kann bei für den Rohverzehr bestimmten Freilandkulturen bis zum
Fruchtansatz bzw. bei Gemüse bis 2 Wochen vor der Ernte Anwendung finden. Eine
Bewässerung von Zuckerrüben, Stärkekartoffeln, Ölfrüchten und Nichtnahrungs-
pflanzen zur industriellen Verarbeitung sowie Forstkulturen und Saatgut ist mit Wasser
der Eignungsklasse 4 bis 2 Wochen vor der Ernte zulässig.
Werden private Gartenanlagen bewässert, sollten entsprechend der Nutzung
mindestens die Anforderungen der Eignungsklasse 3 zu Grunde gelegt werden.
Privaten Betreibern ist es im Vergleich zu öffentlichen Trägern von Park- und
Hotelgrünanlagen möglich, bewässerte Flächen vor dem Zugang durch Dritte zu
sichern. Bei einer oberirdischen Bewässerung mittels Beregnungsanlage sollte generell
die Eignungsklasse 2 Anwendung finden, da Aerosole über eine große Fläche verteilt
werden können und die Gefahr einer Inhalationsinfektion besteht.
Für NEUBERT (2003) reichen die Indikatoren Nematodeneier und fäkale coliforme
Bakterien aus, um die hygienische Belastung eines kommunalen Abwassers zu
bewerten. Diese Werte orientieren sich an Empfehlungen der WHO (vgl. Tab. 10.6). Im
148
Vergleich mit der DIN 19650 sind diese in den hygienischen Anforderungen weniger
restriktiv.
Tab. 10.6: Richtwerte zur Verwendung in der Landwirtschaft [WHO 2006-2]
Freilandkulturen für den Rohverzehr
Bewässerung mittels Tropfbewässerung
faecel coliforme Keime n/100mL 200*1 - 1.000 < 10.000
Wurmeier n/1L < 0,1*2 - 1 -*1 Empfehlung der WHO [EPA 2004]
1. Hygienische Parameter
Verwendungszweckuneingeschränkte Bewässerung
*2 Anwendung empfohlen für warme Gebiete mit hoher Luftfeuchtigkeit [WHO 2006]
Auch die amerikanische Environmental Protection Agency (EPA) hat einen Leitfaden
zur Wiederverwendung von Abwasser herausgegeben [EPA 2004]. Tab. 10.7 zeigt die
vorgeschlagenen Vorgaben entsprechend des Einsatzzweckes. Innerhalb der USA ist
zu beachten, dass in den einzelnen Bundesstaaten regionale Richtlinien zur
Anwendung kommen können, die von den Empfehlungen der EPA abweichen.
Tab. 10.7: Richtlinien zur Wasserwiederverwendung [EPA 2004]
städtische
Wiederverwendung*1
und Bewässerung*2
Bewässerung in der
Landwirtschaft*3
faecel coliforme Keime n/100mL 14 800
pH-Wert - 6-9 6-9
BSB5 mg/L <10 <30
Trübung NTU 2 -
Feststoffe - AFS mg/L - 30
Restchlorgehalt mg/L 1 1
2. sonstige Parameter
*2 Feldfrüchte für den Rohverzehr*3 Anwendung z.B. für Futterpflanzen und die Oberflächenbewässerung von Obstplantagen
Verwendungszweck
1. Hygienische Parameter
*1 für alle Formen der Bewässerung, als Betriebs-, Lösch- und Kühlwasser
10 Anlagen 149
Anlage 4: Übersicht von KKA-Herstellern mit zusätzlicher
Hygienisierung
Tab. 10.8: Hersteller bzw. Zulassungsinhaber von Kleinkläranlagen mit zusätzlicher
Hygienisierung
Zulassungsinhaber / Hersteller
ZulassungsnummerHygienisierungs-
verfahren
BUSSE Z-55.3-60 Membranfiltration Huber DeWaTec Z-55.3-107 Membranfiltration
Z-55.3-196 Membranfiltration
Z-55.3-146 Membranfiltration MARTIN-SYSTEMS Z-55.3-112 Membranfiltration
Z-55.3-113 Membranfiltration
Z-55.3-114 Membranfiltration
Z-55.3-115 Membranfiltration
RHEBAU Z-55.3-108 Membranfiltration MALLBETON Z-55.3-124 Membranfiltration
ATB Z-55.3-128 Membranfiltration WAVIN Z-55.3-145 Membranfiltration MBUT Z-55.6-207 Membranfiltration
KORDES Z-55.3-175 UV-Bestrahlung
Z-55.3-176 UV-Bestrahlung
ATB Z-55.3-182 UV-Bestrahlung
Z-55.3-200 UV-Bestrahlung BOKATEC Z-55.3-188 UV-Bestrahlung
Zapf Z-55.3-214 UV-Bestrahlung
Z-55.3-215 UV-Bestrahlung
Stand 11/2008
150
Anlage 5: Investitions- und Betriebskosten etablierter Verfahren
zur Desinfektion des Ablaufs von KKA
Tab. 10.9: Investitions- und Betriebkosten einer KKA für 4 EW mit zusätzlicher
Hygienisierung
Verfahren
[€] [kWh/m³] [€]
UV-Bestrahlung 5.200 - 5.600 1,2 250 - 350
Membranfiltration
Polymermembran 6.400 - 8.100 3,6 300 - 500
Keramikmembran 7.800 3,7 375
*2 dreimalige Wartung (ohne Zusatzkosten, w ie z.B. Membrantausch, UV-Strahler-Wechsel)
Wertangaben entsprechend Listenpreisen bzw . Herstellerauskünften für die jew eils kleinste Größe (4 EW);
Preisauskünfte 2006 - 2008
Investitionskosten
(Netto ab Werk) *1Durchschnittlicher
Energieverbrauch *1Wartungskosten
Netto pro Jahr *1,*2
*1 einer KKA mit zusätzlicher Hygienisierung;
Tab. 10.10: Verschleißteile der technischen Ausrüstung etablierter
Desinfektionseinheiten
VerfahrenBauteil Standzeit
UV-Bestrahlung UV-StrahlerStandzeit der Strahler
1 - 4 Jahre
Membranfiltration Polymer-
Membranmodul
jährlicher Austausch für
Regeneration*1
Keramik- Membranmodul
Austausch für Regeneration > 1 Jahr
*1 Forderung entsprechend Zulassungen (nur bei den Polymermembranen)
maschinentechnische Ausrüstung
10 Anlagen 151
Anlage 6: Kleinkläranlagen nach dem WSB® -Verfahren
Das WSB® -Verfahren ist ein reines Biofilmverfahren im freien Durchlaufprinzip.
Anlagen dieses Typs arbeiten ohne suspendierte Biomasse / Belebtschlamm (ohne
Schlammrückführung) mit intermittierender, feinblasiger Druckbelüftung [Triller 2004].
Der Aufbau dieses Verfahrens besteht aus drei Verfahrensstufen, in denen das
Abwasser mechanisch und biologisch gereinigt wird (vgl. Abb. 10.6).
Vorklärung mit integriertem
Schlammspeicher
Biologie
Nachklärung
Abb. 10.6: Einbehälter WSB® Anlage in Konusausführung aus Beton [BCAT 2009]
In der Vorklärung erfolgt der Rückhalt sedimentierbarer und aufschwimmbarer
Inhaltsstoffe (Primärschlamm). Weiterhin wird in dieser neben dem Primär- auch der
Sekundärschlamm bis zur Entsorgung gespeichert. In der zweiten Kammer erfolgt die
biologische Reinigung. Auf freibeweglichen Kunststoffkörpern siedeln sich
Mikroorganismen an, welche die gelösten organischen Inhaltsstoffe des Abwassers
und den eingetragenen Sauerstoff nutzen. Auf dem Trägermaterial wird ein dünner und
hochaktiver Biofilm erzeugt. Der Eintrag des Sauerstoffs erfolgt intermittierend über
einen trocken aufgestellten Membran- oder einen im Behälter integrierten
Tauchmotorverdichter. Zum Rückhalt des Trägermaterials in der Biologie wird eine
angeströmte Fangvorrichtung eingesetzt. Das biologisch gereinigte Wasser fließt
abschließend einer Nachklärung zu. In dieser wird die aus der Biologie ausgetragene
Biomasse (Sekundärschlamm) abgetrennt. Der Sekundärschlamm sammelt sich am
Boden und wird mit einer Mammut- oder einer Tauchmotorpumpe in die Vorklärung
gefördert. Aus der Nachklärkammer gelangt das gereinigte Wasser zur Versickerung
oder zur Einleitstelle.
![ParasitenSKN 2018.ppt [Kompatibilitätsmodus]) · Der Parasit hat einen komplizierten indirekten Lebenszyklus mit zwei Zwischenwirten — ... (Microsoft PowerPoint - ParasitenSKN_2018.ppt](https://img.pdfslide.org/doc/110x75/60d99fb1fd8f410d920ab8bb/parasitenskn-2018ppt-kompatibilittsmodus-der-parasit-hat-einen-komplizierten.jpg)
