1.4 Stoffumsätze

1.4.1 Die Belebtschlammbiozönose

Es sind drei Gruppen von Mikroorganismen, die die im Abwasser auftretenden Nährstoffe und organischen Kohlenstoffverbindungen umsetzen:

  1. Heterotrophe Bakterien: Der Abbau von organischem Kohlenstoff sowie die Reduktion von Nitrat zu elementarem Stickstoff (Denitrifikation) wird von heterotrophen Bakterien übernommen. Beim Kohlenstoffabbau werden die höchsten Umsatzraten unter aeroben Bedingungen erzielt, während die Denitrifikation nur in anoxischem Milieu aktiviert wird.

    Letztere unterscheidet sich vom aeroben Kohlenstoffabbau nur dadurch, daß Nitrat bzw. Nitrit anstatt Sauerstoff als Elektronenakzeptor verwendet wird; für den Zellaufbau und als Elektronendonator wird in beiden Fällen organischer Kohlenstoff benötigt - ein konfliktträchtiger Umstand, wenn neben dem Kohlenstoffabbau auch eine weitgehende Stickstoffelimination angestrebt wird. Sind nach PÖPEL (1987 b) auch 70 - 90 % der heterotrophen Bakterien befähigt, bei Abwesenheit von gelöstem Sauerstoff auf Nitratatmung umzuschalten, so wird die Denitrifikation dennoch unbefriedigend verlaufen, wenn ein Großteil des Substrates bereits aerob umgesetzt wurde.

    Die Umsatzgeschwindigkeit liegt bei der Denitrifikation 20 - 50 % unter dem Niveau der aeroben Atmung, wenn die Bedingungen bis auf den Sauerstoffgehalt gleich sind. Als Hauptursache wird vermutet, daß die Hydrolyse des langsamer abbaubaren partikulären Substratanteils unter anoxischen Bedingungen mehr Zeit in Anspruch nimmt als bei aeroben Verhältnissen (KROISS 1994).

  2. Nitrifikanten: Ammonium wird unter aeroben Bedingungen von autotrophen Bakterien der Gattungen Nitrosomonas und Nitrobacter zu Nitrit und weiter zu Nitrat oxidiert. Nitrifikanten kommen demnach ohne organisches Substrat aus. Für den Zellaufbau wird
    CO2 herangezogen, und als Elektronendonatoren dienen Ammonium und Nitrit.

    Der Energiegewinn aus der Oxidation dieser beiden Stickstoffverbindungen ist relativ gering. Dagegen liegt der Sauerstoffverbrauch für diese Reaktion mit 4,57 g O2/g NH4-N relativ hoch. Es ist demnach eine vergleichsweise hohe Sauerstoffkonzentration erforderlich, um eine ausreichende Nitrifikation zu ermöglichen. Der Sauerstoff-KO-Wert - i.e. die Sauerstoffkonzentration, bei der die halbmaximale Stoffumsatzgeschwindigkeit erreicht wird - liegt in Belebungsanlagen nach von RHEINHEIMER ET AL. (1988) ausgewerteten Literaturangaben für die Nitritation zwischen 0,3 und 1,8 mg/l und für die Nitratation zwischen 0,5 und 1,98 mg/l. Für Biofilmverfahren werden KO-Werte von bis zu 8,82 mg/l angegeben.

    Nitrifikanten sind in der Konkurrenz mit den heterotrophen Mikroorganismen um den vorhandenen Sauerstoff die deutlich Benachteiligten. Ihre maximale Wachstumsrate ist etwa zehnmal niedriger, und dementsprechend gering fällt auch die Nitrifikationsrate aus. Daneben ist in der Regel die vorhandene Nahrungsmenge (nach Vorklärung) mit 10 g N/E,d etwa viermal kleiner als bei heterotrophen Bakterien, denen nach ATV A 131 etwa 40 g BSB5/E,d zur Verfügung stehen (PÖPEL 1987 a). Nach PÖPELS Berechnungen ergibt das einen maximalen Anteil der Nitrifikanten am Belebtschlamm von 6,7 %.

    Soll die Aktivität der Nitrifikanten erhalten werden, ist also dafür Sorge zu tragen, daß die Sauerstoffkonzentration umso höher eingestellt wird, je höher die Atmungsrate der heterotrophen Bakterien ist, oder daß nach Aufnahme und Umsetzung der abbaubaren organischen Verbindungen noch genügend Belüftungszeit für die Nitrifikation zur Verfügung steht.

    Daneben ist darauf zu achten, daß die Verweilzeit der Nitrifikanten im System so hoch ist, daß nicht mehr Organismen ausgewaschen werden als in dieser Zeit neu gebildet werden können. Aus Abb. 1-4 geht hervor, daß bei einer Temperatur von 10 °C der kritische Bereich, in welchem sich Vermehrungsrate und Auswaschrate ungefähr ausgleichen, bei einem aeroben Schlammalter von 4-5 Tagen liegt. Ebenfalls geht daraus hervor, daß der kritische Bereich so schmal ist, daß es hinsichtlich der Umwandlung des Ammoniumstickstoff praktisch nur zwei Zustände gibt: 1. Eine Nitrifizierung findet kaum statt; 2. Es wird fast vollständig nitrifiziert. Es ist daher erforderlich, bezüglich des Schlammalters einen ausreichenden Sicherheitsabstand zum kritischen Bereich einzuhalten. Bei einer Bemessung nach A 131 (ATV 1991) beträgt der Sicherheitsfaktor 2,3. Daraus ergibt sich das bekannte aerobe Schlammalter von 11 d zur Nitrifikation.

    Abb. 1-4: Ammoniumablaufkonzentration in Abhängigkeit des aeroben Schlammalters bei 10 °C (nach KROISS 1994)

  3. Poly-P-Bakterien: Einige heterotrophe Bakterienarten sind in der Lage, unter aeroben Bedingungen Phosphat aufzunehmen und in Form von Polyphosphaten zu speichern. Für diesen Vorgang ist keine exogene Kohlenstoffquelle erforderlich. Aus diesem Polyphosphatspeicher wird im anaeroben Milieu Energie für den sogenannten Sequestrierungsprozeß gewonnen. D.h., es werden Stoffe aufgenommen, die unter aeroben Bedingungen für die Vermehrung eingesetzt werden. Bei geeigneter Verfahrensweise können diese Eigenschaften dazu genutzt werden, Phosphat durch biologische Speicherung aus dem Abwasser zu entfernen und mit dem Überschußschlamm abzuziehen.

    Durch ihre Heterotrophie konkurrieren die Poly-P-Bakterien allerdings mit anderen heterotrophen Organismen um organisches Substrat, was unter Umständen zu einer Hemmung der Denitrifikation führen kann (WILDERER & SCHROEDER 1986).

    Ferner findet die erwähnte Sequestrierung nur unter anaeroben Verhältnissen statt. Sie wird durch die Anwesenheit von Nitrat oder Nitrit stark gehemmt. Ist eine Bio-P-Eliminierung vorgesehen, müssen also Maßnahmen getroffen werden, die an geeigneter Stelle im Reinigungsablauf eine anaerobe Zone schaffen.

Die Gruppe der Poly-P-Bakterien wird nur der Vollständigkeit halber erwähnt. Eine Bio-P-Eliminierung ist in der in dieser Arbeit untersuchten Kläranlage nicht vorgesehen und soll deshalb hier nicht weiter vertieft werden.

Eine Aufstellung der genannten Organismengruppen und der biologischen Umsetzungen unter den verschiedenen Bedingungen findet sich in Tabelle 1-1.

Organismengruppen Stoffwechsel aerob anoxisch anaerob
Nitrifikanten autotroph aktiv passiv passiv
Heterotrophe Bakterien heterotroph aktiv aktiv aktiv/passiv
Poly-P-Bakterien heterotroph aktiv passiv aktiv
biologische Umsetzungen   C-Abbau, Nitrifikation, P-Aufnahme Denitrifikation P-Rücklösung, Substratumwandlung

Tabelle 1-1: Organismengruppen und Milieubedingungen in Belebungsanlagen (nach FRIEDRICH 1996)

1.4.2 Varianten der Nährstoffentfernung

Bei kleinen Kläranlagen erscheint es nicht verhältnismäßig, die Reinigung in mehr als einer Stufe durchzuführen. Wegen der starken Unterschiede der am Reinigungsprozeß beteiligten Belebtschlammorganismen hinsichtlich Umweltansprüchen, Konkurrenz-verhalten und vor allem der erzielbaren Vermehrungsraten ist es zwar schwieriger, die Biozönose den Wünschen gemäß einzustellen. Andererseits sind die gesetzlichen Anforderungen an die Ablaufqualität auch nicht so hoch wie bei größeren Kläranlagen.

So wird im Anhang 1 der Rahmen-Abwasservorschrift bei kleinen Kläranlagen mit 50-1000 EW (Größenklasse 1) lediglich eine Reduzierung der organischen Inhaltsstoffe verlangt. Die Ablaufgrenzwerte liegen bei 150 mg CSB/l und 40 mg BSB5/l. Eine Stickstoffeliminierung ist erst in der Größenklasse 3 bei Kläranlagen mit über 5000 EW gefordert. Die maximal zulässige Ammoniumkonzentration liegt hier bei 10 mg/l, Gesamtstickstoff ist bis auf 18 mg/l zu reduzieren (ABWVO 1999).

Diese Anforderungen sind mit einstufiger Betriebsführung durchaus einzuhalten. Gerade die SBR-Technik bietet hier besonders gute Möglichkeiten, durch gezielte Steuerung der Anordnung und Längen der einzelnen Phasen auf das Ausmaß des biologischen Abbaus Einfluß zu nehmen. Daneben legt der geringere Aufwand hinsichtlich Bau und Wartung und die größere Überschaubarkeit eine Beschränkung auf eine Reinigungsstufe nahe.
Hinsichtlich der Anordnung der einzelnen Abbauprozesse stehen prinzipiell die gleichen Alternativen zur Verfügung wie bei kontinuierlichen Verfahren:

  1. Sequentielle Betriebsführung mit vorgeschalteter Denitrifikation;
  2. Sequentielle Betriebsführung mit nachgeschalteter Denitrifikation;
  3. Intermittierende Nitrifikation/Denitrifikation durch mehrfaches Wiederholen aerober und anoxischer Prozeßphasen und simultane oder quasi-simultane Nitrifikation/Denitrifikation durch Schaffen aerober und anoxischer Zonen innerhalb des Reaktionsraumes;
  4. Sequentielle Betriebsführung mit wiederholtem Füllen zur Versorgung der Denitrifikanten mit Baustoffen und Elektronendonatoren.

Vorgeschaltete Denitrifikation: Besonders bei einem niedrigen CSB/N-Verhältnis erscheint es zweckmäßig, das vorhandene Substrat nicht durch aerobe Atmung zu verschwenden, sondern für die Denitrifikation nutzbar zu machen, die dadurch erheblich beschleunigt werden kann. Durch Kreislaufführung wird Abwasser-Belebtschlamm-Gemisch aus dem Ablauf der Nitrifikationsstufe und abgesetzter Schlamm aus dem Nachklärbecken mit dem zufließenden Abwasser zusammen gebracht (Abb. 1-5). Da auf diese Weise insbesondere die leichter abbaubaren organischen Bestandteile den Denitrifikanten zugänglich gemacht werden, sind hiermit für die Denitrifikation die besten Voraussetzungen geschaffen.


Abb. 1-5: Vorgeschaltete Denitrifikation mit Kreislaufführung beim kontinuierlichen Belebungsverfahren (nach STANIA ET AL. 1997)

Im Batch-Betrieb erübrigt sich die erwähnte Kreislaufführung, da sowohl alle biologischen Prozesse als auch die Nachklärung in demselben Reaktor ablaufen, so daß nur das gereinigte Klarwasser und der Überschußschlamm aus dem Becken abgezogen werden.

Bei Anlagen mit Durchlaufbetrieb spricht man von dem Rückführverhältnis (RV) als dem Verhältnis des zurückgeführten Abwasser-Belebtschlamm-Gemisches zum zufließenden Abwasser:


 

Bei der vorgeschalteten Denitrifikation wird aus dem Rückführverhältnis auch die maximale Stickstoffeliminationsrate abgeleitet, da nur der zurückgeführte Anteil des nitrifizierten Abwassers auch denitrifiziert werden kann. Bei vollständiger Denitrifikation ergibt sich dann die Stickstoffkonzentration im Ablauf aus der durch die Kreislaufführung herbeigeführten Verdünnung. Der Wirkungsgrad der Stickstoffelimination durch Denitrifikation beträgt somit:


 

In dieser Formel ist allerdings die Stickstoffentfernung durch Inkorporation unberücksichtigt. HOFMANN (1991) gibt an, daß beispielsweise bei einem Wirkungsgrad von hDN = 75 %
(RV = 3) mit einer Eliminationsleistung von über 80 % bezogen auf den Gesamtstickstoff zu rechnen ist.

Beim SBR-Verfahren wird die Reihenfolge der Abbauvorgänge durch die Anordnung der Misch- und Belüftungsphasen bestimmt. Eine vorgeschaltete Denitrifikation wird hier erreicht, indem die Mischphase der Belüftungsphase vorangestellt wird, wobei das im vorangegangenen Zyklus gebildete Nitrat umgesetzt wird.

Die Verdünnung ist identisch mit dem Volumenaustauschverhältnis fA, das den Anteil des Beckeninhaltes angibt, der am Ende jedes Zyklus als Klarwasser abgezogen wird. Daraus folgt für die maximale Eliminationsleistung:


 

In der Praxis kann fA aber nicht beliebig klein gewählt werden. Eine steigende Verdünnung führt neben einem steigenden Bedarf an Beckenvolumen auch zu einer Verlangsamung der Denitrifikationsgeschwindigkeit, die aus der sinkenden Schlammbelastung, d.h. dem sinkenden spezifischen Nahrungsangebot für die Denitrifikanten resultiert. Daneben wird die Denitrifikation durch den zunehmenden Gehalt an gelöstem Sauerstoff aus der Belüftungsphase gehemmt (HOFMANN 1991).

Im Arbeitsblatt A 131 der ATV (1991) wird daher bei kontinuierlichen Anlagen von Rückführverhältnissen größer 4 abgeraten. Das entspricht bei SBR-Anlagen einem Volumenaustauschverhältnis von mindestens 0,2. Damit beliefe sich die maximale Denitrifikationsrate auf 80 %. In der Literatur werden zum Teil noch geringere Werte angegeben. So ist z.B. bei BOËS (1991) von Praxiswerten der Stickstoffentfernung um 70 % die Rede.

Eine Verbesserung des Wirkungsgrades läßt sich erreichen, wenn die vorgeschaltete Denitrifikation, also die Abfolge von Füllen, Rühren und anschließendem Belüften, innerhalb eines Zyklus vor der Sedimentationsphase mehrmals wiederholt wird. Bei n DN/N-Durchgängen pro Zyklus wird das in n-1 Durchgängen gebildete Nitrat noch im selben Zyklus denitrifiziert. Im Idealfall ist nur der im jeweils letzten Füllschub eingetragene Stickstoff für die Ablaufkonzentration relevant. Die maximale Stickstoffelimination beträgt dann:


 

Nachgeschaltete Denitrifikation: Durch die Anordnung der Mischphase hinter die Belüftungsphase wird die Denitrifikation der Nitrifikation nachgeschaltet. Dies hat weitreichende Konsequenzen für die Abbaugeschwindigkeit. Je weniger Substrat infolge vorangegangenen aeroben Umsatzes zur Verfügung steht, desto geringer ist das Denitrifikantenwachstum und desto langsamer fällt auch die Nitratreduzierung aus.

Um eine nennenswerte Nitratreduktion in angemessener Zeit zu erhalten, muß bei nachgeschalteter Denitrifikation also Substrat zudosiert werden. Da dies zusätzliche Kosten verursacht, wird dieses Verfahren in der Praxis kaum noch angewendet und wird aus diesem Grunde hier nicht eingehender behandelt.

Intermittierende Nitrifikation/Denitrifikation: Wechseln sich beim kontinuierlichen Verfahren mehrere Nitrifikations- und Denitrifikationszonen und entsprechend beim SBR-Verfahren Misch- und Belüftungsphasen ab, spricht man von intermittierender Nitrifikation/Denitrifikation. Diese Variante folgt dem Bemühen, die Denitrifikation zu beschleunigen, ohne zusätzliches Substrat zudosieren zu müssen, dabei aber eine höhere Nitratreduktion zu erreichen als bei der vorgeschalteten Variante. Die Ablaufkonzentration sinkt dabei mit zunehmender Frequenz der Oxidations- und Reduktionsphasen, da den Denitrifikanten dadurch umso mehr organisches Substrat zur Verfügung steht.

Diesem Verfahren sind allerdings durch die steigende Beanspruchung der Misch- und Belüftungsaggregate Grenzen gesetzt. Es ist daher von Vorteil, das Reaktionsbecken in räumlich getrennte aerobe und anoxische Zonen zu unterteilen, die nacheinander durchflossen werden. Ein häufiges Zu- und Abschalten von Belüftung und Rührwerk wird dadurch verhindert.

In kontinuierlich betriebenen Anlagen werden zu diesem Zweck Umlaufbecken eingesetzt, die z.B. durch Mammutrotoren belüftet werden. Hierbei sind nach BOËS (1991) Stickstoffentfernungen bis zu 90 % möglich. Er verweist aber gleichzeitig auf erhöhte Schwierigkeiten bei der Steuerung der Denitrifikation, da die anoxischen Bereiche je nach Belastung und Belüftung variieren. Hohe Eliminationsraten sind daher nach seiner Auffassung nur unter Verwendung aufwendiger Meß- und Regelungstechnik zu realisieren. KAYSER (1983) stellt dagegen, daß gerade durch eine variable Belüftung eine größere Flexibilität bei der Zonierung in aerobe und anoxische Bereiche herbeigeführt wird.

Ebenso ist auch in SBR-Becken eine Zonierung nach dem Sauerstoffgehalt mit oder ohne Trennwände denkbar. WILDERER & SCHROEDER (1986) favorisieren hier die Verwendung von Trennwänden, um die Verweilzeiten in den einzelnen Zonen besser kontrollieren zu können und um das Verschleißen der Maschinen zu minimieren. Zur Steuerung der Verweilzeiten wird eine Überleitung zwischen den Zonen durch Umpumpen empfohlen. Flexibilität ist auf diese Weise allerdings nicht in demselben Ausmaß erreichbar, wie es bei dem Verfahren ohne Trennwände möglich ist. Denn obgleich die Verweilzeiten durch Pumpen steuerbar sind, die Anteile der einzelnen Zonen an der Gesamtverweilzeit müssen immer gleich bleiben, soll ein Überstau bzw. eine Entleerung der einzelnen Becken verhindert werden.

Das Problem der Variante mit intermittierender Belüftung ist, daß die Denitrifikationsleistung nach jeder Belüftungsphase schwächer wird. Je eher aber eine Belüftungsphase zugunsten beschleunigter Denitrifikation abgebrochen wird, desto geringer ist der Anteil oxidierten Ammoniums, das in der folgenden Mischphase umgesetzt werden kann. Daraus folgt, daß eine zunehmende Anzahl von Misch- und Belüftungsphasen bzw. ein zunehmender Wechsel des Abwasser-Belebtschlamm- Gemisches zwischen aeroben und anoxischen Zonen insgesamt zu einer Verkürzung der Zyklusdauer bei gleichem Stickstoffeliminationsgrad führen muß. Ein Klimaxstadium ist mit der simultanen Denitrifikation erreicht, die gleichzeitig mit der Nitrifikation im belüfteten Becken abläuft. Die Größe aerober und anoxischer Bereiche bewegt sich dabei im Mikrobereich, so daß für ein schnelles Hin- und Herpendeln zwischen diesen Bereichen gesorgt ist.

Versuche von WILDERER & SCHROEDER (1986) zeigen indessen, daß eine geringfügige Erhöhung der Anzahl der Misch- und Belüftungsphasen nicht ausreicht, um eine deutliche Zeitersparnis im Vergleich zur nachgeschalteten Denitrifikation zu erreichen. Mit drei Misch- und drei Belüftungsphasen konnte der Zeitaufwand bei gleicher Stickstoffelimination nicht reduziert werden (Abb. 1-6).

Abb. 1-6: Konzentrationsprofile bei intermittierender Belüftung (nach WILDERER & SCHROEDER 1986)

Intermittierendes Füllen: Eine Halbierung der Zyklusdauer erreichten WILDERER & SCHROEDER bei nachgeschalteter Denitrifikation durch eine zweite Beschickung zu Beginn der Mischphase (Abb. 1-7). Durch die erneute Zufuhr von exogenem Substrat konnte die Denitrifikation erheblich beschleunigt werden.

Besondere Beachtung ist bei diesem Verfahren der Aufteilung der Gesamtfüllmenge auf die Beschickungsphasen zu schenken. Um eine Erhöhung der Konzentration organischer Substanzen im Ablauf zu vermeiden, sollte die zweite Füllmenge hinsichtlich des noch zu denitrifizierenden Nitrats unterstöchiometrisch sein. Abb. 1-7 spiegelt das Ergebnis bei einer Füllmenge von 20 % des Gesamtfüllvolumens in der zweiten Beschickungsphase wieder. Bei einer Reduzierung der zweiten Füllmenge ist bei gleicher Zyklusdauer mit einer höheren Nitrat- und einer niedrigeren Ammoniumkonzentration zu rechnen.

Abb. 1-7: Konzentrationsprofile für intermittierendes Füllen; 20 % der Gesamtfüllmenge beim zweiten Füllen (nach Wilderer & Schroeder 1986)

Nach den vorangegangenen Ausführungen sollte es besonders günstig sein, intermittierendes Belüften mit intermittierender Beschickung zu verknüpfen. Auf diese Weise kann dafür gesorgt werden, daß immer genügend exogenes Substrat für die Nitratatmung zur Verfügung steht, ohne daß bei erneuter Beschickung hinzugekommene Stickstoffverbindungen unbehandelt bleiben müssen.

Dies wird u.a. von KAYSER (1991) bestätigt, der erklärt, daß die Denitrifikationszeit bei intermittierender Beschickung/Belüftung stets kleiner sein kann als bei nur intermittierender Belüftung. Eine zusätzlich verbesserte Ablaufqualität wird von ihm allerdings nur unter der Voraussetzung eines niedrigen Denitrifikationspotentials prognostiziert.

Einer Kombination von intermittierender Belüftung und kontinuierlichem Zufluß werden von BOËS (1991) die größten Reinigungserfolge zugesprochen. Erfahrungswerte der Stickstoffelimination liegen nach seinen Aussagen bei 70-95 %. Diese Betriebsweise kommt dem SBR-Verfahren schon relativ nahe, da sich Misch- und Belüftungsphasen innerhalb eines Reaktors abwechseln, die Reinigung also entlang einer Zeitachse, nicht einer räumlichen Achse erfolgt. Der einzige Unterschied besteht in der ausgelagerten Nachklärung und der damit verbundenen Schlammkreislaufführung.

So findet sich auch in der SBR-Literatur häufig eine Bevorzugung der Kombination aus intermittierendem bzw. kontinuierlichem Füllen und intermittierendem Belüften. IRVINE & BUSCH schlugen bereits 1979 einen Zyklusplan vor, der aus je 4 Misch- und Belüftungsphasen bestand (Abb. 1-8).

Abb. 1-8: Beispiele von Zyklusplänen mit intermittierender Belüftung

Dabei waren folgende Maßgaben von Bedeutung:

  1. Füll- und Zyklusdauer waren vorzugeben.
  2. Die Phasenlängen für die biologischen Reaktionen sollten variabel sein und durch den O2-Gehalt gesteuert werden. Damit wurde den unterschiedlichen zur Herstellung der erwünschten Milieubedingungen erforderlichen Zeitspannen Rechnung getragen. Durch die Kopplung der O2-Messung mit einer Zeitschaltung konnte sichergestellt werden, daß der Teil der Belüftungsphasen, in dem ein O2-Grenzwert von 1 mg/l überschritten wurde (die Nitrifikationszeit), immer gleich groß war. Das Ende der anoxischen Phasen wurde durch einen unteren O2-Grenzwert markiert. Dieser war unterhalb 0,5 mg/l anzusiedeln, da dies als Grenzwert für die Denitrifikation angesehen wurde.
  3. Die letzte Stunde der Reaktionszeit unterlag obligater Belüftung, um das gebildete N2 auszugasen und aerobe Bedingungen für die anschließende Sedimentationsphase herzustellen.

Als vereinfachte Variante wurde eine Steuerung mit Zeitschaltuhr bei festgelegten Phasenlängen von 2-3 Stunden vorgeschlagen.

Bei dem von FRIEDRICH (1996) vorgestellten Beispiel (Abb. 1-8) sind Anzahl und Dauer der einzelnen Phasen festgelegt. Hier wird durch gezielte Dosierung der Füllmenge an mehreren Stellen des Zyklus die benötigte Zeit zum Anheben oder Absenken der Sauerstoffkonzentration minimiert.

Durch die anaerobe Phase gegen Anfang des Zyklus wird die biologische Reinigung um die Bio-P-Elimination erweitert. Diese Phase, in der eine gewisse Menge an Phosphat rückgelöst wird, ist wichtig für das Wachstum der Poly-P-Bakterien, so daß in der anschließenden aeroben Phase erheblich mehr Phosphat aufgenommen werden kann als vorher abgegeben wurde. Es wird empfohlen, die Hälfte der Abwassermenge eines Zyklus in den ersten beiden Schüben zuzugeben, um den Poly-P-Bakterien genügend Substrat bereitzustellen.

Im übrigen kann diese Betriebsweise als dreifaches Wiederholen der vorgeschalteten Denitrifikation betrachtet werden. Der Vorteil zum Verfahren ohne Wiederholung liegt darin, daß im Optimalfall ca. 75 % des zugegebenen Stickstoffs bereits im Laufe des Zyklus entfernt werden, so daß im Ablauf schließlich nur noch ein der Verdünnung entsprechender Anteil des mit dem letzten Füllschub zugegebenen Stickstoffs erscheint.

Die von den beiden Autoren angegebenen Phasenlängen lassen sich nicht ohne weiteres vergleichen, da Angaben über wichtige Parameter fehlen, die Einfluß auf den Nährstoffabbau haben. Dazu gehört die Abwasserzusammensetzung, das Schlammalter, der Trockensubstanzgehalt, die Belastung und insbesondere die Temperatur.

Die bei FRIEDRICH vorgeschlagene schubweise Beschickung hat gegenüber der kontinuierlichen einen weiteren Vorteil, der sich in einer deutlich verbesserten Schlammabsetzbarkeit niederschlägt. Verantwortlich für den niedrigeren Schlammindex ist der durch das schnelle schubweise Füllen hervorgerufene Konzentrationsgradient der organischen Verbindungen im Reaktor. Flockenbildende Bakterien erhalten hierdurch gegenüber den Blähschlamm fördernden Fadenbakterien einen Selektionsvorteil. Nähere Informationen hierzu finden sich u.a. bei WILDERER & SILVERSTEIN (1983) sowie ATV (1998 a).


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