Vortrag zur 4. VDI Konferenz „Optimierung industrieller Kläranlagen“ am 6. und 7. März 2019 in Düsseldorf 

1. Zusammensetzung von Belebtschlammflocken

Das Belebtschlammverfahren ist das am häufigsten eingesetzte Verfahren zur Reinigung kommunaler Abwässer. Die Qualität des Ablaufwassers ist sehr stark von der Effizienz der Fest/Flüssig-Trennung im Nachklärbecken abhängig. Diese ist nur hoch, wenn die Bildung von Belebtschlammflocken im Belebungsbecken ungestört funktioniert.

Belebtschlammflocken bestehen aus:
➢ lebenden Mikroorganismen (Bakterien, Protozoen und Mehrzeller),
➢ toten Mikroorganismen,
➢ extrazellulären polymeren Substanzen (EPS),
➢ anorganischen Bestandteilen.

Die mikrobielle EPS ist der wichtigste Bestandteil für die Flockenbildung. Die Biopolymere haben funktionelle Gruppen wie Hydroxyl-, Carboxyl- und Phosphatgruppen, die die negativ geladenen Oberflächen der Bakterien über so genannte „Brücken“ verbinden.

2. Belebtschlammflockenbildung

Vor allem zweiwertige Kationen überbrücken die negativ geladenen Enden der EPS und verbinden sie so mit den Oberflächen der Mikroorganismen.

Abbildung 1: Zusammensetzung von Belebtschlammflocken¹
¹ Braune Kreise: organische Partikel; schwarze Kreuze: anorganische Partikel; schwarze Linien: EPS;
rote Striche: negative Ladungen an der EPS

Die Ladung, Größe und der Durchmesser der Hydrathülle der Kationen bestimmt deren „Bindevermögen“. Wenn die Größe der Ionen zunimmt, nimmt die Dicke der Hydrathülle ab. Große Ionen mit hoher Ladung und dünner Hydrathülle können leichter die negativ geladenen Oberflächen der Mikroorganismen mit den negativ geladenen Enden der EPS verbinden als kleine Ionen mit niedriger Ladung und dicker Hydrathülle. Bezüglich der Flockulationskraft der Kationen ergibt sich folgende Reihenfolge:

Ca²⁺ > Mg²⁺ > K⁺ > Na⁺

3. Flockenzerfall durch Natriumionen

Natrium ist ein vergleichsweise schlechter Flockenbildner, weil es nur einwertig geladen ist, klein ist und die dickste Hydrathülle hat. Bei vielen Untersuchungen des Einflusses von Ionen auf die Belebtschlammstruktur (siehe Literaturliste) konnte gezeigt werden, dass vor allem Natrium einen negativen Einfluss auf die Schlammstruktur hat. Die Zugabe von einwertigen Kationen führt mit steigender Konzentration zu einer vermehrten Verdrängung von zweiwertigen Kationen durch Ionentausch und nachfolgend zu Flockenzerfall.

Folgende Abbildung 2 zeigt, wie deutlich Natriumionen z.B. die Flockenstabilität (gemessen als Scherstabilität) schädigen (weitere Parameter siehe Kara et.al.):

Abbildung 2: Verschlechterung der Scherstabilität durch Natriumionen [2]

Der Grund dafür ist, dass es zu einem Ionentausch in den Belebtschlammflocken kommt, bei dem die in den Flocken befindlichen Calciumionen durch die von außen kommenden Natriumionen verdrängt werden. Da Natriumionen wesentlich schlechter für den Flockenzusammenhalt sind als Calciumionen, wird der Belebtschlamm in der Folge deutlich feiner, leichter und scherempfindlicher.

Dieser Zustand bessert sich erst wieder, wenn sich die Belebtschlammflocken wieder mit Calcium anreichern können. Dazu muss man oft Kreide, Kalk oder Calciumchlorid dosieren.

4. Problematische Einleiter bzw. Industrien

Probleme mit der Belebtschlammflockenbildung sind besonders ausgeprägt, wenn im Zulauf der Kläranlage weiches Wasser (Wasserhärte 1-10 °dH) ansteht und zusätzlich von hohe Natriumfrachten (Natronlauge, natriumhaltige Reiniger, Salz) eingeleitet werden. In diesem Fall ist die Belebtschlammflockenbildung zumeist erheblich beeinträchtigt. Folgende Industriezweige liefern hohe Natriumfrachten:

1. Betriebe, die Lebensmittel herstellen oder verarbeiten, z.B. Molkereien, Schlachthöfe, Fischverarbeiter, Feinkosthersteller, Konservenfabriken, Gemüseverarbeiter, Ölmühlen, Gewürzfabriken etc. Diese Betriebe setzen natriumhaltige Laugen und Tenside zur Reinigung ihrer Fertigungsanlagen ein. Insbesondere Natronlauge (NaOH) ist ein preiswertes und sehr leistungsfähiges Entfettungsmittel.
2. Betriebe, die Natronlauge zur Neutralisation saurer Abwässer einsetzen. Das sind häufig ebenfalls Lebensmittelbetriebe wie unter (1), aber auch Getränkehersteller, Brauereien, Gerbereien, Metallverarbeiter, Spezialpapierhersteller etc.
3. Betriebe, die natrium- oder Kochsalz(NaCl)-haltige Produkte herstellen oder verarbeiten, wie Tensidhersteller, Gewürzfabriken, Düngemittelfirmen etc.
4. Deponiesickerwasser, Abwässer aus Biogansanlagen etc.

5. Typische Natriumwerte auf Kläranlagen

Folgende Tabelle 1 zeigt typische Kationenkonzentrationen im Ablauf von kommunalen und industriellen Kläranlagen:

Tabelle 1: Ca/Na-Verhältnis kommunaler und industrieller Kläranlegen (eigene Messungen)

In der Praxis zeigt sich, dass die Belebtschlammflockenbildung etwa ab einem Ca/NaVerhältnis von < 0,6 problematisch wird.

Dann kommt es im Kläranlagenbetrieb zur Verschlechterung folgender Parameter:
– Absetzgeschwindigkeit der Belebtschlammflocken im Nachklärbecken
– Scherstabilität der Belebtschlammflocken (Flockenzerfall beim Pumpen)
– Sichttiefe und Trübung im Nachklärbecken (Flockenzerfall)
– CSB- und P-Konzentrationen im Ablauf (Flockenzerfall)
– Standzeiten der Probenaufbereitung von Online-Messgeräten (Membranen verstopfen)
– Filterlaufzeiten der Flockungsfiltrationen
– Fällmittelverbrauch
– Flockungshilfsmittelverbrauch bei der Schlammentwässerung.

In Abhängigkeit davon, ob das Ca/Na-Verhältnis dauerhaft ungünstig ist oder durch ein einmaliges Ereignis verschlechtert wurde, sind die Gegenmaßnahmen zu wählen. Nach einem einmaligen Natriumeintrag ist ein kurzfristiger Kreide- oder Kalkeinsatz zu empfehlen. Bei dauerhaft ungünstigen Ca/Na-Verhältnissen ist entweder ein dauerhafter Calciumzusatz oder eine Limitierung der Natriumeinleitungen notwendig. So kann z.B. geprüft werden, ob der Einsatz von NaOH zur Neutralisation durch Kalkhydrat oder Kreide ersetzt werden kann.

6. Natriummessung (Betriebsmethode)

Hat man den Verdacht, dass der oben beschriebene Problemkreis auf der eigenen Kläranlage eine Rolle spielen könnte, bekommt man schnell den Wunsch, die relevanten Kationen Ca²⁺/Mg²⁺/K⁺ und Na⁺ sowie Cl^– selbst vor Ort mit geeigneten Betriebsmethoden zu messen. Aber Natriumionen können nicht photometrisch bestimmt werden. Dafür eignet sich nach unseren Erfahrungen die ionenselektive Sonde der Fa. Hach.

Abbildung 3: Arbeitsplatz Natriummessung

Bei unseren Messungen im Medium „Ablaufwasser“ kommunaler und industrieller Kläranlagen gab es im Messbereich zwischen 20 und 3000 mg Na/l keine nachweisbaren Störeinflüsse, so dass man davon ausgehen kann, dass das Messverfahren für diese Anwendung sehr gut geeignet ist. Es ist durchaus empfehlenswert, bei bekanntem, dauerhaft erhöhtem Natriumeintrag oder wiederkehrenden kurzfristigen Beeinträchtigungen der Belebtschlammflockenstruktur regelmäßige Na-Messungen durchzuführen. Das gilt insbesondere dann, wenn man feststellt, dass

– die Belebtschlammflocken sich schlecht absetzen, obwohl unter dem Mikroskop keine Fadenbakterien zu sehen sind.
– der Fällmittelverbrauch für die P-Elimination bei ß-Werten > 1,2 liegt (Natrium verzögert Fällungsreaktionen deutlich)
– der Flockungshilfsmittelverbrauch für die Überschussschlammeindickung oder die Faulschlammentwässerung
vergleichsweise hoch ist,
– die Schlammentwässerungsergebnisse vergleichsweise schlecht sind.

In diesen Fällen steht der Aufwand für die regelmäßige Natriummessung in keinem Verhältnis zu den erzielbaren Einsparungen.

7. Nährstoffe der biologischen Abwasserreinigung

[15] (Autor der Originalversion: Michael Winkler († 2018), Bioserve GmbH, Mainz)

Neben den physikalischen und chemischen Verfahren beruht die industrielle Abwasserreinigung im Wesentlichen auf der biologischen Reinigung durch Belebtschlamm. Für eine optimale biologische Reinigungsleistung sind daher Kenntnisse über die Nährstoffbedürfnisse und die Zusammensetzung des Belebtschlamms von großer Bedeutung. Damit die Abwasserbakterien optimal arbeiten können, müssen die einzelnen Nährstoffe in einem ausgewogenen Verhältnis zueinander vorliegen. Die Hauptnährstoffe sind Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor.

Kohlenstoff (C)
Der Kohlenstoff ist ein Bestandteil der organischen Abwasserinhaltsstoffe. Er wird von den Mikroorganismen im Belebtschlamm unter anaeroben Bedingungen (Bio-P), im anoxischen Milieu (Denitrifikationszone) und im belüfteten Teil der biologischen Stufe (Nitrifikationszone) der Kläranlage eliminiert. Die Kohlenstoffverbindungen werden von den Mikroorganismen zum Aufbau der eigenen Zellstrukturen und zur Energiegewinnung benötigt.

CSB (chemischer Sauerstoffbedarf); er entspricht in etwa der Sauerstoffmenge zur vollständigen Oxidation der Kohlenstoffverbindungen; es werden auch reduzierte anorganische Verbindungen miterfasst.

BSB₅ (biologischer Sauerstoffbedarf); er gibt Auskunft, wie viel elementarer Sauerstoff beim Abbau durch Mikroorganismen unter standardisierten Bedingungen nach fünf Tagen verbraucht wird.

TOC (Total Organic Carbon) erfasst den organisch gebundenen Kohlenstoff; im Gegensatz zu BSB₅ werden mit TOC auch Verbindungen erfasst, die biologisch schwer abbaubar sind.

Im Folgenden wird nur der Parameter CSB verwendet, weil er schnell, einfach und sicher mit Betriebsmethoden gemessen werden kann.

Stickstoffverbindungen (N)
Im Zulauf zur Kläranlage liegt Stickstoff organisch gebunden und als Ammoniumstickstoff vor. Der Gesamtstickstoff TN_b (Laton) gibt zusätzlich zum Kjeldahlstickstoff auch den Nitritund den Nitrat-Stickstoff an.
Bei der biologischen Abwasserreinigung wird der organisch gebundene Stickstoff von Belebtschlammbakterien in Ammonium (NH₄⁺) überführt und zusammen mit dem NH₄⁺ aus dem Zulauf zur biologischen Stufe über Nitrit zu Nitrat umgesetzt. Der überschüssige Teil des Stickstoffs, der nicht biologisch in den Belebtschlamm eingebaut wird, wird unter anoxischen Bedingungen, in Abwesenheit von gelöstem elementarem Sauerstoff, zu elementarem Stickstoff umgesetzt. Er entweicht als N₂ in die Luftatmosphäre.

TKN (Kjeldahl-Stickstoff): erfasst den organisch gebunden (org. N) und den Ammoniumstickstoff (NH₄⁺-N) Gesamtstickstoff TN_b (Laton): erfasst den organisch gebunden (N_org.), Ammoniumstickstoff (NH₄⁺-N) wie auch Nitrit- (NO₂-N) und Nitrat-Stickstoff (NO₃-N)

Phosphor (P)
Ähnlich wie Stickstoff ist auch Phosphor ein Bestandteil von anorganischen und organischen Verbindungen. Als Summenparameter kann Phosphor als P_ges (GesamtPhosphor) bestimmt werden. Bei der biologischen Abwasserreinigung werden die Polyphosphate und der organisch gebundene in Orthophosphat überführt.
Der Phosphorbedarf der Organismen ergibt sich aus der besonderen Rolle des Phosphors im Energiestoffwechsel (ADP-ATP-Zyklus). Er wird zum Aufbau der Zellmembran und der DNA benötigt.
Ein Teil des Phosphors aus dem Abwasser wird biologisch eliminiert. Der andere Teil kann über die biologischen Phosphoraufnahme hinaus auf chemischem und physikalischem Weg (Phosphatfällung) aus dem Abwasser entfernt werden. Phosphonate können weder biologisch abgebaut noch gefällt werden und sind daher zu vermeiden.

Mengen- und Spurenelemente
Alle anderen zum Zellaufbau notwendigen Mengenelemente, wie Kalium, Calcium und Magnesium, Mangan, Eisen sowie Spurenelemente wie Kupfer, Molybdän, Zink, Kobalt, Nickel, Vanadium, Bor, Chlor, Selen, Silicium und Wolfram sind in kommunalem Abwasser meist ausreichend vorhanden, können aber in einseitig zusammengesetztem Industrieabwasser fehlen. Das trifft v.a. auf Calcium, Magnesium und Eisen zu – in anaeroben Behandlungsanlagen fehlen jedoch oft Spurenelemente wie Nickel, Selen, Kupfer, Molybdän, Cobalt und Vanadium.

Schwefelverbindungen
Angefaulte häusliche und industrielle Abwässer enthalten reduzierte Schwefelverbindungen (Schwefelwasserstoff H₂S, Sulfid S^2-, Thiosulfat und andere anaerobe Eiweißabbauverbindungen). Schwefel ist immer ein Bestandteil von Eiweiß. In Kläranlagen werden reduzierte Schwefelverbindungen neben der chemischen Oxidation zu Sulfat von einigen – leider meist fädigen – Bakterien unter Energiegewinnung biologisch zu Schwefel oxidiert und als Reservestoff im Zellinneren gespeichert (Thiothrix spp., Beggiatoa spp., Typ 021 N).

Somit fördert angefaultes Abwasser ganz stark die Bildung von Fadenbakterien.

Viele Eiweißabbauverbindungen (Thio-Verbindungen, Amine etc.) stinken nicht nur furchtbar, sondern viele hemmen auch die Nitrifikation (v.a. die Ammoniumoxidation).

Die folgende Tabelle 2 zeigt eine Auswahl von Nitrifikationsgiften in aufsteigender Reihenfolge der toxischen Konzentrationen (soweit diese bekannt ist). Ein Anspruch auf Vollständigkeit wird nicht erhoben!

Tabelle 2: Nitrifikationshemmer (Auswahl; [19]) 

8. Optimale Nährstoffzusammensetzung im Zulauf zur biologischen Stufe

Das Verhältnis der einzelnen Nährstoffe im Zulauf von biologischen Kläranlagen sollte den Anforderungen der Bakterien des Belebtschlammes entsprechen und ein ausgewogenes Verhältnis von Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor aufweisen. Dieses ist maßgeblich für die Effektivität der biologischen Abbauvorgänge.
Für die aerobe Abwasserreinigung mit Belebtschlamm liegt das notwendige CSB:N:P Verhältnis bei 200:5:1.
Weist ein Abwasser im Zulauf zur biologischen Stufe einen Mangel an einem der Hauptnährstoffe (C, N und P) auf, können aufgrund des unausgewogenes Nährstoffverhältnisses vielfältige Probleme auftreten.

Tabelle 3: Ursachen von und Maßnahmen bei Nährstoffmangel

Für die Umsetzung vom Nitrat zum elementaren Stickstoff (Denitrifikation) ist der Anteil an biologisch leicht abbaubaren Kohlenstoffverbindungen maßgeblich. Im kommunalen vorgeklärten Abwasser beträgt das CSB:N-Verhältnis 200_25=8. Unterschreitet das Verhältnis den Wert 200_40=5, wird der Denitrifikationsprozess limitiert und hohe Nitratwerte im Ablauf der Kläranlage sind die Folge.

Führen die Reduktion der Vorklärung oder die Vergrößerung des Denitrifikationsvolumens nicht zu einer Verbesserung der Nitrateliminierung, sollte über eine Dosierung von leicht abbaubarem Substrat (externe C-Quelle) nachgedacht werden.

Rechenbeispiel
Eine kommunale Kläranlage mit einem hohen Anteil an Industrieabwasser hat im Zulauf zur biologischen Stufe folgende Nährstoffparameter (Tagesmittelwerte):

Tabelle 4: Zulaufwerte (Beispiel)

Das CSB:N-Verhältnis ist im Zulauf zur biologischen Stufe für eine ausreichende Denitrifikation mit 3,7 zu niedrig. Für eine zufriedenstellende Denitrifikation ist ein Wert von > 5 notwendig und somit ist eine Dosierung von externem Kohlenstoff erforderlich.

Der zu mit Hilfe der ext. Kohlenstoffquelle zu denitrifizierende Stickstoff lässt sich mit Hilfe der folgenden drei Berechnungen ermitteln:

Berechnung des nicht zu denitrifizierenden Stickstoffs

Berechnung des über die normale Abwasserreinigung denitrifizierten Stickstoffs (ohne externen Kohlenstoffquelle)
Den theoretischen Umfang der Denitrifikation kann man in Abhängigkeit vom Verhältnis Denitrifikations-/Belebungsbeckenvolumen und Art der Prozessführung der folgenden Tabelle entnehmen (in Anlehnung an ATV-A 131, Richtwerte für Trockenwetter und Temperaturen von 10 bis 12 °C):

Tabelle 5: Umfang der Denitrifikationskapazität nach ATV 131 (Richtwerte für >Trockenwetter und Temperaturen von 10-12 °C)

Die Denitrifikationskapazität, die durch den im Abwasser enthaltenen CSB theoretisch möglich ist, ergibt für ein VD/VBB-Verhältnis von 0,5:

Denitrifikationskapazität * CSB _{Zul Bel.} = 0,075 * 220 mg/l = 16,5 mg/l.

Berechnung des Bedarfs an externem Kohlenstoff
Um die Denitrifikation der verbleibenden 28,0 mg N/l zu ermöglichen, muss den Bakterien im Belebungsbecken externer Kohlenstoff zur Verfügung gestellt werden.

Der Bedarf an leicht abbaubarem Kohlenstoff beträgt in der Praxis ca. 1-1,5 kg CSB/ kg NO₃-N.

Aus 28,0 mg N/l zusätzlich zu denitrifizierendem Stickstoff und einer täglichen Abwassermenge von 10.000 m³ ergibt sich eine Stickstofffracht von 280 kg am Tag. Hierfür werden 280-420 kg CSB aus der ext. C-Quelle benötigt.
Für Essigsäure wären dies 233 – 350 l/d und für 80%iges Glycerin 172 – 258 l/d. Die Dosierung der ext. C-Quelle wird im Idealfall über eine Messung des Nitrats und Nitrits mit einer entsprechenden Sonde z.B. im vorgeschalteten Denitrifikationsbecken bzw. gegen Ende der Denitrifikationsphase geregelt.

CSB:BSB5 – Verhältnis
Sind die organischen Kohlenstoffverbindungen biologisch schwer abbaubar, weist das Abwasser ein ungünstiges CSB:BSB5-Verhältnis auf. Es beträgt für kommunales Abwasser etwa 2,0.

Tabelle 6: Ursachen und Wirkung ungünstiger CSB:BSB5-Verhältnisse

Schwefel
Hohe Konzentrationen an reduzierten Schwefelverbindungen können auf Kläranlagen zu erheblichen Problemen führen:

Tabelle 7: Ursachen und Wirkung hoher Schwefelkonzentrationen

9. Blähschlamm

Unter “Blähschlamm” versteht man einen Belebtschlamm mit einem Schlammindex > 150 ml/g. Schlammindices > 150 müssen jedoch nicht unbedingt zu Schlammabtrieb o.ä. Betriebsproblemen führen. Das hängt sehr von den hydraulischen Gegebenheiten einer Kläranlage ab. Für manche Kläranlagen ist ein Schlammindex > 100 ml/g bereits ein Problem, andere Anlagen kommen mit Schlammindices > 200 ml/g immer noch gut zurecht. Entscheidend für den Erfolg einer Kläranlage ist immer die Güte der Fest-Flüssig-Trennung im Nachklärbecken. Diese muss möglichst bei allen Wetterlagen und in allen Jahreszeiten gut funktionieren, sonst kommt es leicht zu Grenzwertüberschreitungen bzgl. Phosphor und BSB5 bzw. CSB durch abtreibende Belebtschlammflocken. Das gilt insbesondere dann, wenn die geforderten P-Grenzwerte im Kläranlagenablauf sehr niedrig sind – wie dies z.B. seit einiger Zeit in Hessen der Fall ist. Bei länger andauerndem Schlammabtrieb können für die Abwasserreinigung wichtige Bakterien verloren gehen (z.B. Nitrifikanten, Spezialbakterien für den Abbau schwer abbaubarer Verbindungen wie z.B. Tensiden, Öl, etc.). Da diese Spezialisten in der Regel nur langsam wachsen, ist ein Verlust dieser Bakterien häufig die Ursache mehrwöchiger Betriebsstörungen. Daher ist jeder Suspensa- bzw. Schlammabtrieb ein sehr ernstzunehmendes Problem und möglichst sofort einzudämmen.

10. Ursachen für Blähschlamm

Blähschlamm wird fast immer durch Fadenbakterien verursacht. Wie wir aus unserer langjährigen Erfahrung wissen, sind die von uns festgestellten Fadenbakterienarten und deren Eigenschaften einem ständigen Wandel unterworfen, der wiederum mit den auf den Kläranlagen eingestellten Betriebsbedingungen direkt in Verbindung zu bringen ist. Bevor fast alle Kläranlagen mit Nitrifikation/ Denitrifikation (3. Reinigungsstufe) ausgerüstet wurden, dominierten ganz andere Fadenbakterienarten die Belebtschlämme als heutzutage, wo z.B. das Thema „Energieeffizienz“ allgegenwärtig ist. Vor der Umrüstung auf die 3. Reinigungsstufe wurde Blähschlamm sehr häufig von so genannten „Hochlast-Fadenbakterien“ verursacht. Diese wachsen z.B. bei

• Sauerstoffmangel,
• hoher Schlammbelastung (> 0,15 kg BSB₅/kg TS *d),
• niedrigem Schlammalter,
• gestörtem CSB:N:P-Verhältnis im Zulauf,
• schlechter Durchmischung der Belebungsbecken,
• Einleitung angefaulten Abwassers,
• generell gestörter Flockenbildung,
• ungünstigem Ca/Na-Verhältnis,
• dispergierenden Abwasserinhaltsstoffen (Desinfektionsmittel, Tenside).

Hochlast-Fadenbakterien sind u.a. Typ 021 N, Sphaerotilus natans, Thiothrix, Beggiatoa, Alysiosphaera. In kommunalen Kläranlagen findet man diese Fadenbakterienarten eher selten und nur dann, wenn man Hochlaststufen (z.B. bei A/B-Anlagen) oder Kläranlagen mit hohem Industrieabwasseranteil untersucht (Lebensmittel, Weinbau etc.). Allerdings erlebt der Typ 021 N momentan ein „Comeback“, weil immer mehr kleine Kläranlagen geschlossen werden und das Abwasser dann über Druckleitungen größeren Kläranlagen zugeführt wird. In den Druckleitungen fault das Abwasser schnell an und fördert so die Bildung von Typ 021 N, weil dieses Sulfid für seine Entwicklung braucht. Dieses Sulfid (riecht nach „faulen Eiern“) entsteht, wenn Eiweißverbindungen anfaulen. Mit der flächendeckenden Inbetriebnahme der 3. Reinigungsstufe wurden aufgrund der für die Stickstoffelimination notwendigen Betriebsparameter mit Schlammbelastungen < 0,12 kg BSB₅/kg TS*d und relativ langen/ großen unbelüfteten Zeiten/ Zonen andere Fadenbakterienarten dominant. Dazu gehören Microthrix parvicella, Nocardioforme Actinomyceten, Nostocoida limicola, alle Fadenbakterien der Chloroflexi-Gruppe (Typ 0041, Typ 1851, Typ 0803 etc.) und auch völlig neue, in der einschlägigen Fachliteratur bisher nicht beschriebene Arten wie Alphaproteobakterien (oft „unbekannt“), die erst durch die Anwendung von Gensonden von den bisher bekannten Fadenbakterien unterschieden werden können.

Schwachlast-Fadenbakterien profitieren von
• einem hohem Schlammalter,
• einer niedrigen Schlammbelastung (< 0,12 kg BSB₅/kg TS*d),
• einer hohen Verdünnung durch Fremdwasser, Niederschläge etc.,
• zu langen unbelüfteten Zeiten,
• niedrigen Sauerstoffgehalten (Stromeinsparung),
• Bio-P und Fällmitteleinsparung,
• dispergierenden Stoffen (Desinfektionsmittel, Tenside),
• einem ungünstigem Ca/Na-Verhältnis,
• niedriger Säurekapazität bzw. weichem Wasser,
• Komplexbildnern im Abwasser.

Wie man sieht ist die obenstehende Liste der möglichen Selektionsfaktoren lang und einen Großteil dieser Faktoren hat man als Betreiber selber in der Hand. Daher sind Fadenbakterienprobleme heutzutage sehr häufig „hausgemacht“, weil man z.B. versucht Strom zu sparen oder die Stickstoff-Einleitwerte so weit wie möglich zu senken. Um diese Ziele zu erreichen, werden Betriebsbedingungen eingestellt, die den Fadenbakterien unabsichtlich sehr entgegen kommen (hier niedrige Sauerstoffgehalte, lange unbelüftete Zeiten). Auch die Industriebetriebe selbst sind häufig indirekt für die Fadenbakterienprobleme mitverantwortlich, z.B. wenn sie viel Natronlauge einsetzen (vgl. Kapitel 3). Bei Störungen der Belebtschlammflockenbildung kommt es sehr oft zu vermehrtem Fadenbakterienwachstum, weil die Natur dann mit Hilfe der Fadenbakterien versucht, den Zusammenhalt der Flocken sicher zu stellen. Damit ist jedoch fast immer ein höherer Schlammindex verbunden, als wenn die Schlammflocke über positive Ionen (v.a. Calcium und Eisen) zusammengehalten wird.

Alles was den Flockenbildnern schadet, spielt den Fadenbakterien in die Hände!

11. Aktuell relevante Fadenbakterienarten

Die folgende Tabelle gibt einen Überblick über die Fadenbakterienarten, die wir üblicherweise in den uns zugesandten Proben finden (diese Tabelle erhebt keinen Anspruch auf Vollständigkeit):

Tabelle 8: Fadenbakterienarten, Selektionsfaktoren und Gegenmaßnahmen (Stand: 2018)

12. Ausblick

Wir bekommen immer wieder Gensondenbefunde, in denen „unbekannte Fadenbakterien“, oft vom Typ Alphaproteobakterien angegeben sind. Ab und zu sind auch andere wenig bekannte Fadenbakterien wie Monolitus batavus oder Alysiosphaera zu finden. Doch auch bei den solitären Bakterien gibt es ungewöhnliche Befunde wie „quittegelbe“ Rhodocyclaceen in einer kommunalen Kläranlage oder massenhaft Fermentationsbakterien in Misch- und Ausgleichsbecken, die das Abwasser je nach Jahreszeit vorabbauen (im Sommer) oder nicht verändern (im Winter).
All diese weitgehend unerforschten Bakterienarten entwickeln sich zunehmend zu einem Problem, da sie bisher kaum einer kennt und wenig über die relevanten Selektionsfaktoren bekannt ist. Daher sind auch keine zuverlässigen Gegenmaßnahmen beschrieben. Die Forschung auf dem Gebiet der Fadenbakterien wurde jedoch –nicht nur in Europaweitestgehend eingestellt. Mikroskopiert wird auf Kläranlagen immer weniger – manche Bundesländer haben das mikroskopische Bild aus der Selbstüberwachungsverordnung herausgenommen.
Wir stellen jedoch in unserer täglichen Arbeit fest, dass die betrieblichen Probleme mit Fadenbakterien und/oder der Belebtschlammqualität nicht kleiner, sondern eher immer größer und auch kostenrelevanter werden. Die Entsorgungspreise für entwässerten Klärschlamm liegen inzwischen oft über 100 €/t und Fadenbakterien können bei der Faulung und der Schlammentwässerung erheblich stören. Fadenbakterien und/oder eine schlechte Flockenstruktur führen zu folgenden Problemen im Kläranlagenbetrieb:

• Schlammabtrieb, Suspensaabtrieb,
• erhöhte Ges-P-Konzentrationen im Ablauf,
• Verlust der Nitrifikanten und anderer „Spezialisten“,
• Nitritprobleme,
• ineffiziente oder instabile Nitrifikation,
• Schaumbildung,
• hoher Fällmittelverbrauch,
• hoher Polymerverbrauch,
• schlechte Eindick- und Entwässerbarkeit,
• hoher Klärschlammanfall,
• hohe Entsorgungskosten,
• etc.

Wir plädieren daher ausdrücklich dafür, die Mikroskopie von Belebtschlamm wieder häufiger durchzuführen und mehr Geld in die Erforschung der biologischen Zusammenhänge auf Kläranlagen zu investieren. Wir sind dabei gern mit Rat und Tat behilflich.

Anschrift des Verfassers:

Kirsten Sölter
Bioserve GmbH
Rheinhessenstraße 9a
D-55129 Mainz
Tel.: 06131/28 910-16
Fax: 06131/28 910-17
Soelter@bioserve-gmbh.de
www.bioserve-gmbh.de

Wie und wie oft soll der Aktivkohle-Schlupf ins Gewässer bestimmt werden? Diese Interpretationshilfe liefert Antworten darauf:

Bei Verfahren zur Elimination von Mikroverunreinigungen auf Kläranlagen mit Aktivkohle (AK) muss diese zurückgehalten werden. Ein geringer Anteil davon gelangt trotzdem ins Gewässer, da ein vollständiger Feststoff-Rückhalt nur mit extrem grossem Aufwand möglich ist. Dieser AK-Schlupf soll jedoch analog der Feststoff-Einträge ins Gewässer minimal sein (Art. 63 GSchG, sachgemässer Gewässerschutz). Das bedeutet, dass es im Fall von Pulveraktivkohle (PAK) eine wirksame Feststoffabtrennung braucht und dass bei Verfahren mit granulierter Aktivkohle (GAK) der Feststoffabrieb minimal sein soll.

Die vorliegende Zusammenstellung dient als Anhaltspunkt für Betreiber und Kantone indem sie aufzeigt, welchen AK-Rückhalt die gängigen Abtrennverfahren erreichen. Es handelt sich um eine aktuelle Beurteilung des Aktivkohle-Rückhalts durch die Arbeitsgruppe der Plattform „Verfahrenstechnik Mikroverunreinigungen“, die bei Bedarf mit neuen Erkenntnissen ergänzt und spätestens 2022 erneut überarbeitet werden soll.

Wie misst man den Aktivkohle-Rückhalt?
Da AK zu den Feststoffen gehört, liegt die Vermutung nahe, dass die AK-Konzentration auf Basis der Konzentration der Feststoffe, also mit den gesamten ungelösten Stoffen (GUS), abgeschätzt werden kann. Aber aus den Resultaten des VSA-Projekts «Aktivkohle-Schlupf aus Reinigungsstufen zur Elimination…mehr:

https://www.micropoll.ch/fileadmin/user_upload/Redaktion/Dokumente/02_Faktenblaetter/190620_aktueller_Stand_PAK-Schlupf.pdf