Prozesswasser bei der MBA mit integrierter Vergärungsstufe

Die jeweiligen Abbildungen und Tabellen finden Sie in der zugehörigen > Präsentation

1. Einleitung und Problemstellung

Vergärungsstufen benötigen Wasser zur Anmaischung oder zur Perkolation. Zur Minimierung des Wasserbedarfs erfolgt i.d.R. eine Mehrfachnutzung durch Kreislaufführung des Wassers wodurch im Prozesswasser eine Anreicherung mit organischen und anorganischen Komponenten stattfindet. Insbesondere bei nassen Vergärungsverfahren und bei Perkolationsverfahren ist dieser Anreicherungseffekt wegen der großen, im Kreislauf gefahrenen Mengen, besondere Bedeutung beizumessen. Bei nicht ausreichender Entfrachtung dieser Prozesswässer durch Prozesswasseraufbereitung oder durch Prozesswasserausschleusung ist mit massiven Problemen im gesamten Verfahrensprozess zu rechnen. Ebenso können Bauteile und Aggregate durch verstärkte Korrosion beeinträchtigt werden.

2. Stoffflüsse Prozesswasser

Prozesswasser auf MBA-Anlagen mit integrierter Vergärungsstufe entsteht aus folgenden Prozessbereichen:

• Perkolation und Fermentation,
• Entwässerung nach Fermentation,
• Hallenentlüftung (Kondensate)
• Belüftung der aerobe Hydrolyse bei der Fermentation und Perkolation sowie der Rotte (Kondensate),
• Abluftbehandlung (Kondensate),
• Sickerwasser Rotte (freies Wasser und Wasser aus Bewässerung).

Prozesswasser wird in folgenden Prozessbereichen eingesetzt:

• Anmaischung vor der Fermentation,
• Perkolation vor der Fermentation,
• Abwasser/Prozesswasseraufbereitung (Waschstufen),
• Bewässerung der Rotte.

Folgende Prozesswasserinhaltsstoffe können zu Beeinträchtigungen führen (Abbildung 1):

• Feststoff
• Refraktäre organische Belastungen
• Stickstoff
• Neutralsalze
• Korrosive Bestandteile wie Chlorid, Halogene, Säuren, Sulfat etc.

Abbildung 1 (Folie 3): Schematische Darstellung der Problembereiche im Wassermanagement bei der MBA mit integrierter Vergärungsstufe

3. Qualitäten und Wirkmechanismen von Prozesswässern

3.1 Feststoffe

3.1.1 Problembeschreibung

Feststoffgehalte im Kreislaufwasser können verfahrensspezifisch stark schwanken. Gleiches gilt für die jeweiligen Prozesse zulässigen Gehalte. Grundsätzlich können jedoch erhöhte Feststoffgehalte zu betrieblichen Problemen führen:

• Abrasion,
• Verstopfungen in Rohrleitungen und Düsen,
• Verstopfungen/Dichtsetzung sensibler Bereiche in Fermentern (z.B. Festbette in Fermentern),
• Sedimentation in Fermentern.

3.1.2 Exemplarische Wertebereiche

Die Feststoffgehalte, gemessen als Trockensubstanz-Gehalt (Eindampfung der Probe bei 105°C) schwanken in Abhängigkeit vom eingesetzten Verfahren und den jeweiligen Betriebsbedingungen stark und liegen bei Werten von 2,3% - 12,5%. Je nach eingesetzter Prozesstechnik sind unterschiedliche Feststoffgehalte im Prozesswasser/Kreislaufwasser tolerierbar. Nach dem UASB-Prinzip arbeitende Hochleistungs-Vergärungsreaktoren, ausgestattet mit Schlammbett im unteren Teil und Festbett im oberen Teil, tolerieren z.B. nur vergleichsweise geringe Beaufschlagungen mit Fest- und Faserstoffen von maximal ca. 10 g/L entsprechend 1%.

Tabelle 1 (Folie 6): Feststoffgehalte im Prozesswasser bei der MBA/Kompostierung mit Vergärung

3.1.3 Lösungsmöglichkeiten

Eine weitergehende Feststoffabtrennung stellt hohe Anforderungen an die Separationstechnik. Gute Trennergebnisse können in der Regel mit Dekanter und Kammerfilterpressen erzielt werden, ebenso haben sich unter gewissen Rahmenbedingungen Siebbandpressen bewährt. Für die Abtrennung körniger Inhaltsstoffe sind Sandabscheider (Sandwäscher) geeignet. Sie sind jedoch nicht in der Lage, Feinstsande sowie Faserstoffe abzuscheiden, so dass ggf. weitere bzw. alternative Aggregate zu installieren sind, falls der nachfolgende Prozess dies erfordert. Mikro- oder Ultrafiltrationstechnologien haben sich nach Erfahrungen der Autoren aus vielerlei Gründen nicht bewährt.

3.2 Refraktäre organische Belastungen

3.2.1 Problembeschreibung

Unter refraktärem Kohlenstoff werden Kohlenstoffverbindungen verstanden, die einem weiteren biologischen Abbau im vorhandenen Prozess nicht zugängig ist. Die refraktären organischen Belastungen können sich bei intensiver Kreislaufführung anreichern und vor allem dann problematische werden, wenn Überschusswasser ausgeschleust werden muss. Bei Verwendung von Kreislaufwasser mit refraktärem Kohlenstoff, z.B. zur Bewässerung des Rottegutes aus der aeroben Nachbehandlung, ist u.U. ein Teil dieses Kohlenstoffes auch unter aeroben Bedingungen als refraktär einzustufen. Das Erreichen des TOC_Eluat-Grenzwertes aus der AbfAblV kann hierdurch erschwert werden.

3.2.2 Exemplarische Wertebereiche

Als Anhaltspunkt für den refraktären Anteil der organischen Belastungen im Prozesswasser können die CSB- bzw. BSB₅-Gehalte im Prozesswasserablauf/Überschusswasser verwendet werden. Dabei ist allerdings zu berücksichtigen, dass ggf. ein Teil dieser organischen Belastungen unter anderen bzw. günstigeren Prozessbedingungen (z.B. Wechsel des Milieus von anaerob zu aerob) ggf. noch abgebaut werden kann. Im Prozesswasser/Abwasser aus der Vergärung sind i.d.R. noch signifikante organische Belastungen zu verzeichnen. Es wurden CSB-Gehalte von bis zu 36.050 mg/l gemessen, und BSB₅-Werte von bis zu 13.760 mg/l.

Tabelle 2: Organische Belastungen im Prozesswasser bei der MBA/Kompostierung mit und ohne Vergärung (in der Präsentation nicht vorhanden)

3.2.3 Lösungsmöglichkeiten

Die biologische Abwasserreinigung ist prinzipiell geeignet, im Kreislaufwasser angesammelte refraktäre organische Belastungen weitestgehend abzureinigen, um eine weitere Anreicherung mit ggf. prozessschädigenden Wirkungen sicherzustellen und das Kreislaufwasser so aufzubereiten, dass es ohne negative Auswirkungen einer weiteren Verwendung zugeführt werden kann. Gleichzeitig kann die biologische Aufbereitung durch den Teilschritt der Nitrifikation die im Kreislaufsystem vorhandenen Konzentrationen an NH₄-N sicher unter dem geforderten Grenzwert von 1.500 mg/L halten.

3.3. Stickstoff

3.3.1 Problembeschreibung

Im unbehandelten Rohmaterial liegt Stickstoff in organisch gebundener Form vor. Probleme bereitet Stickstoff durch seine Stoffwechsel- bzw Abbauprodukte:

• Ammoniak (NH₃),
• Ammonium (NH₄),
• Lachgas (N₂O),
• Nitrit (NO₂)

Bei biologischen Behandlungsprozessen sind die Hemmung vor allem beim Anaerobprozess und die Belastungen der Abluft bei der aeroben Nachbehandlung der Gärrückstände von Bedeutung.

Biologischer Prozess

Die Auswirkungen von Stickstoff und insbesondere von Ammonium und Ammoniak auf den anaeroben Prozess sind vielfältig, da Stickstoff sowohl zur Bildung von neuer Biomasse erforderlich ist, als auch als Ammoniak zur Stabilisierung des pH-Wertes im Reaktor beiträgt, in hohen Konzentrationen jedoch zu einer Hemmung des biologischen Prozesses führen kann. Ammoniak ist ein bedeutender Parameter für die Bildung der Pufferkapazität in einem Anaerobreaktor und wirkt in Konzentrationen bis zu 1.000 mg/l NH₄-N stabilisierend auf den pH-Wert (ATV, 2002). Der bei der Hydrolyse organischer Stickstoffverbindungen freigesetzte Ammoniak bewirkt eine Anhebung des pH-Wertes und wirkt somit der Absenkung des pH-Wertes - hervorgerufene durch die Versäuerung - entgegen (ATV, 1993). Die Angabe toxischer oder hemmender Substanzen ist daher schwierig, so dass lediglich Konzentrationsgrenzbereiche angegeben werden können, oberhalb derer verschiedene Stoffe unter Umständen Hemmwirkungen aufweisen können. Die Konzentration kann hierbei sowohl von der spezifischen Bakterienbelastung als auch von der Adaption der Bakterien an die Milieubedingungen abhängen.

Der Bereich der hemmenden bzw. toxischen Konzentration von Ammoniak liegen zwischen etwa 30 bis 100 mg/l bei einem pH-Wert £ 7 und Temperaturen von £ 30 °C, die von Ammonium hingegen bei etwa 4.000 bis 6.000 mg/l (Weiland, 2001). Die Abbauhemmungen verschiedener Stoffwechselprodukte können bei Milieuveränderungen gegenläufige Wirkintensitäten aufzeigen. So sinkt die Hemmwirkung von Schwefelwasserstoff sowie der flüchtigen Fettsäuren mit steigendem pH-Wert, wohingegen die Hemmwirkung von Ammonium-Stickstoff zunimmt. Die gegenläufigen Hemmwirkungen können dazu führen, dass bei Anwesenheit verschiedener Komponenten die Wirkung aufgehoben wird, da beispielsweise bei Anwesenheit von Schwefelwasserstoff und Kohlendioxid das Dissoziationsgleichgewicht von Ammoniak/Ammonium in Richtung Ammonium verschoben wird (KNOCHE et. al., 1996).

Abluft

Für Abluftemissionen direkt und indirekt relevant sind die Stickstoffverbindungen:

• Ammoniak,
• Lachgas,
• Geruch.

Abbildung 2 (Folie 12): Dissoziationsgleichgewicht von Ammoniak/Ammonium in Abhängigkeit von pH-Wert und Temperatur (berechnet nach KOLLBACH et. al. 1996)

Relevant sind Abluftemissionen bei der aeroben Nachbehandlung.

Das Dissoziationsgleichgewicht von Ammoniak und Ammonium ist insbesondere vom pH-Wert und von der Temperatur abhängig (Abbildung 2). Hohe Temperaturen und pH-Werte, wie sie in der aeroben Nachbehandlung auftreten, überführen Ammonium als Ammoniak in die Gasphase. Stickstoff liegt auf Grund der Mineralisierung der organischen Stickstoffverbindungen im Gärrückstand und im Überschuss/Prozesswasser, das häufig zur Bewässerung verwendet wird, vorwiegend als Ammonium und zum geringeren Teil als Ammoniak vor. In der Nachrotte wird vorhandenes Ammoniak unmittelbar durch die Erwärmung ausgestrippt. Zusätzlich wird in der Rotte Ammonium durch Verschiebung des Dissoziationsgleichgewichtes in Ammoniak überführt und ebenfalls über den Gaspfad ausgetragen. Der Austrag der Stickstofffracht in Form von Ammoniak über den Abluftpfad kann hierbei bis zu etwa 35% des im Ausgangsmaterial vorliegenden Gesamtstickstoffs betragen.

Lachgas wird bei der Nachrotte der festen Gärrückstände während der mikrobiellen Umsetzungen im Rottematerial gebildet. Lachgas kann als Zwischenprodukt sowohl der Nitrifikation als auch der Denitrifikation entstehen.

Lachgas- und Ammoniak sind relevant für die Abluftbehandlung. Bei Ammoniak ist dessen Bedeutung für das Hallenklima (Gesundheit, Korrosion) bedeutungsvoll.

Abwasser

Gegenüber reinen Aerobverfahren fallen bei der anaeroben Behandlung von Restabfällen relevante Überschusswassermengen an. Für die Reinigung von Abwasser aus Anlagen zur mechanisch-biologischen Behandlung sind die Anforderungen nach Anhangs 23 heranzuziehen.

3.3.2 Exemplarische Wertebereiche

Die genannten Gesamt-Stickstoff-Gehalte wurden im Wesentlichen als TKN bestimmt. Erwartungsgemäß besteht ein Großteil des Gesamt-Stickstoff-Gehalts aus Ammonium-Stickstoff. Im Prozesswasser/Abwasser aus der Vergärung wurden Ammonium-N-Gehalte von bis zu 2.770 mg/l gemessen. In der Vergärung kommt es im anaeroben Milieu zu einer Mineralisierung von organischem Stickstoff, so dass die Ammonium-N-Ablaufkonzentration aus der Vergärung höher liegt als die Zulaufkonzentrationen.

Tabelle 3: Stickstoff-Gehalte im Prozesswasser bei der MBA/Kompostierung mit und ohne Vergärung (nicht in der Präsentation enthalten)

3.3.3 Lösungsmöglichkeiten

Zur Abtrennung von sowohl organischen Stickstoffverbindungen als auch Ammonium-Stickstoff ist die Membrantechnik geeignet. Diese Verbindungen können jedoch sicher nur beim Einsatz der Umkehrosmose eliminiert werden. Als ein weiteres bewährtes Verfahren ist die Strippung anzusehen. Das Verfahren beschränkt sich auf Ammonium/Ammoniak. Die biologische Elimination von Ammonium erfolgt durch Nitrifikation/Denitrifikation des Stickstoffes. Die Nitrifikation/Denitrifikation wird insbesondere bei der Reinigung kommunaler Abwässer eingesetzt.

3.4. Neutralsalze

3.4.1 Problembeschreibung

Prinzipiell sind sowohl aerobe als auch anaerobe Mikroorganismen in der Lage, bei unterschiedlichsten Gehalten an Neutralsalzen einen ordnungsgemäßen Stoffwechselprozess durchzuführen. Jedoch sind für diverse Mikroorganismen Obergrenzen bekannt, bei deren Überschreitung deutliche Hemmungen in den Prozessabläufen stattfinden. Neben der Einwirkung der Neutralsalze auf die biologischen Umsetzprozesse, spielt der Salzgehalt eine hervorgehobene Rolle im Bereich der Korrosion. Als Obergrenze für den Salzgehalt wird seitens der Autoren eine Konzentration von 5.000 mg/L an Chloriden angesehen. Ohne zusätzliche Abreinigung können bei intensiver Kreislaufführung des Prozesswassers kritische Belastungen erreicht werden.

3.4.2 Exemplarische Wertebereiche

Bei den Neutralsalzen handelt es sich um eine Vielzahl von Einzelverbindungen, die im Einzelnen nur mit großem messtechnischem Aufwand zu bestimmen sind. Als Leitparameter können zweckmäßigerweise die elektrische Leitfähigkeit und der Chlorid-Gehalt herangezogen werden.

Tabelle 4: Salz-Gehalte im Prozesswasser bei der MBA/Kompostierung mit und ohne Vergärung (nicht in der Präsentation enthalten)

Die im Prozesswasser aus der Vergärung gemessenen Leitfähigkeiten liegen im Bereich von 16,3 – 37,9 mS/cm; die entsprechenden Chlorid-Gehalte schwanken um ca. 2.500 – 5.300 mg/l und können somit kritische Konzentrationen für die anaerobe Biozenöse erreichen, sofern keine Ausschleusung oder Abreinigung von Prozesswasser stattfindet .

3.4.3 Lösungsmöglichkeiten

Die einfachste Methode liegt in der Ausschleusung von vergleichsweise geringen Prozesswassermengen. Ist dies nicht möglich, müssen Teilmengen abgereinigt werden. Je nach Partikelgröße sind Mikro- oder Ultrafiltrationen bis hin zur Nanofiltration und Umkehrosmose einzusetzen.

3.5 Korrosive Bestandteile

3.5.1 Problembeschreibung

Bei den aeroben und anaeroben Abbauprozessen entstehen feste, gasförmige und flüssigen Produkte mit korrosiver Wirkung und beeinträchtigen die mit diesen Medien in Kontakt kommenden Bauteile und Aggregate. Ursache sind anorganische und organische abfallbürtige Inhaltsstoffe, Stoffwechselprodukte und Mikroorganismen. Milieubedingungen wie z.B. Feuchtigkeitsgehalt, Temperatur, Sauerstoffgehalt und pH-Wert nehmen Einfluss auf Art- und Intensität der Korrosion. Die Folge derartiger Korrosionsschädigungen sind erhöhte Instandhaltungs- und Sanierungsaufwendungen, verkürzte Standzeiten sowie Beeinträchtigungen des Verfahrensprozesses mit den Entsprechenden Auswirkungen auf die Betriebskosten.

Welche Substanzen in welchen Konzentrationen korrosionsfördernd sind, hängt im Wesentlichen vom verwendeten Baustoff und den Umgebungsbedingungen ab. Einige wesentliche Korrosionsmechanismen sind:

• Säure ist beton- und stahlkorrosiv. In der Prozessabluft ist nach den vorliegenden Informationen HCL und HF enthalten, organische Säuren können aber auch durch Reaktionen organischer Komponenten im Kondensat entstehen.
• Halogenidionen sind stahlkorrosiv und können durch das vorliegende HCL-Gas in das Kondensat eingetragen werden aber eventuell auch durch Umwandlungsprozesse halogenierter organischer Komponenten im Kondensat entstehen.
• Aufgrund des hohen CO₂-Anfalls in der Abluft entsprechender Anlagen ist in trockenen Bereichen mit einer Carbonatisierung von Stahlbeton zu rechnen. In feuchten Bereichen ist eine Korrosion durch kalklösende Kohlensäure nicht auszuschließen.
• Sulfate sind sowohl beton- als auch stahlkorrosiv. Nitrate, Nitrite und Pseudohalogenide wie Cyanide und Thiocyanate sind stahlkorrosiv.
• Weitere korrosionsfördernde Substanzen sind Chlorid, Sulfat, etc.
• Mikrobiell verursachte Korrosion.

In der Praxis können sich einzelne Korrosionsmechanismen überlagern und ggf. verstärken (z.B. mikrobielle und Säurekorrosion). Bei Zweifeln an der Beständigkeit eines Werkstoffes in gegebenen Medien bieten sich daher gesonderte Untersuchungen zu diesem Themenkomplex an. Mittels Raffung der realen Langzeitwirkung können in kurzzeitigen Labortests Anhaltswerte für das Verhalten gefunden werden.

3.5.2 Exemplarische Wertebereiche

Aus der Vielzahl möglicher korrosionsfördernder Substanzen ist in der unten darstellten Tabelle eine exemplarische Auswahl zusammengestellt.

Tabelle 5: Ausgewählte korrosionsfördernde Substanzen im Prozesswasser bei der MBA/Kompostierung mit und ohne Vergärung (nicht in der Präsentation enthalten)

3.5.3 Lösungsmöglichkeiten

Der Themenkomplex Korrosionswirkung und Korrosionsschutzmaßnahmen bedarf einer gesonderten Betrachtung.

4. Zusammenfassung und Fazit

Die Kreislaufführung von Prozesswasser und deren anlageninterne Nutzung führen insbesondere bei nassen Vergärungsverfahren und bei Perkolationsverfahren Problemen im gesamten Verfahrensprozess. Ebenso können Bauteile und Aggregate durch verstärkte Korrosion beeinträchtigt werden. Generell stehen umfangreichen Methoden zur Problemlösung zur Verfügung. So kann durch gezieltes Prozesswassermanagement z.B. durch Ausschleusung von belasteten Prozesswässern aus sensiblen Prozessbereiche wesentliche Verbesserungen erzielt werden. Ein weiterer Ansatz liegt in der Prozesswasseraufbereitung.

Über die Auswirkungen des Einsatzes hoch angereicherter Prozesswässer in der Nachrotte auf die Stabilisierung nach AbfAblV liegen bisher nur orientierende Daten vor, die jedoch darauf hindeuten, dass dadurch das Erreichen des Stabilisierungsziels erschwert bzw. gefährdet wird.

Gleiches Betrifft die Korrosionsproblematik. Durch welche Prozesse korrosive Stoffe entstehen, welche Bauteile und Aggregate hiervon beeinträchtigt werden und mit welchen Maßnahmen Korrosionen unterbunden bzw. vermindert werden können sind hier die wichtigsten offenen Fragen.

5. Literatur

[1] ATV, 2002: Praktische Empfehlung und Hinweise für Anaerobanlagen, KA – Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall 2002 (49) 12, S. 1708 - 1714

[2) ]ATV, 1993: Technologische Beurteilungskriterien zur anaeroben Abwasserbehandlung, 2. Arbeitsbericht des Fachausschusses 7.5, Korresp. Abw. 40 (1993) 2, S. 217 – 223

[3) BIDLINGMAIER, W., 1995: Geruchsemissionen und Sickerwasserprobleme bei aeroben und anaeroben Behandlungstechniken; In: Verfahren und Stoffe in der Kreislaufwirtschaft, Hrsg.: Thomé-Kozmiensky KJ, EF-Verlag, Berlin

[4) BÖNING T.; H. DOEDENS, 2002: Abwasser aus MBA, 4. Niedersächsische Abfalltage, "Mechanisch-biologische Abfallbehandlung mit Ablagerung und Verwertung", Tagungsband, Hannover, Druckerei Wulf, Lüneburg

[5) BÖNING T.; S. HAMS; B. GALLENKEMPER; M. LOHSE; U. VOSS, 1999: Einfluss von Gärsubstrat und Prozessführung auf die Abwasserqualität bei der Bioabfallvergärung; In: Prozessabwasser aus der Bioabfallvergärung, Berichte aus Wassergüte- und Abfallwirtschaft, Berichtsheft Nr. 154, Hrsg.: Wilderer, Faulstich, Technische Universität München

[6) GRAJA S.; P. WILDERER, 1999: Einsatz der SBR-Technologie zur Reinigung der Prozessabwässer aus der Bioabfallvergärung; in: Prozessabwässer aus der Bioabfallvergärung, Berichte aus Wassergüte- und Abfallwirtschaft, Technische Universität München, Band 154

[7) KAUTZ, O.; M. NELLES, 1994: Behandlung des Abwassers aus der Nassfermentation von Bioabfällen; in: Kreislaufwirtschaft, S. I/433 – I/439, Hrsg.: K.-J. Thomé-Kozmiensky, EF-Verlag, Berlin

[8) KNOCHE; ROTH; RÜTTEN: Stoffdaten zum System Ammoniak / Ammonium / Wasser; in: Stickstoffrückbelastung: Stand der Technik 1996/97; zukünftige Entwicklung, Hrsg.: J. Kollbach, M. Grömping, TK Verlag, Neuruppin

[9) KÜBLER, H., 1996: Anfall und Reinigung von Abwasser bei der Vergärung von Bioabfall, Korresp. Abw. 43 (1996) 5, S. 796 – 808

[10) LOLL, U., 1998: Sickerwasser aus Kompostierungs- und Anaerobanlagen, Entsorgungspraxis 16 (1998) 7 – 8, S. 52 – 58

[11) WEILAND, P., 2001: Grundlagen der Methangärung – Biologie und Substrate; in: Biogas als regenerative Energie – Stand und Perspektiven, Hrsg.: VDI-Gesellschaft Energietechnik, VDI-Verlag, Düsseldorf

Autoren:

Prof. Dr. Klaus Fricke, Dipl. Ing. Heike Santen,
Lehrstuhl Abfallwirtschaft, TU Braunschweig
Beethovenstraße 51 a
38106 Braunschweig

Prof. Dr. Norbert Dichtl,
Institut für Siedlungswasserwirtschaft, TU Braunschweig
Pockelstraße 2a
38102 Braunschweig