Aus: Stand der Abwassertechnik in verschiedenen Branchen

Umweltbundesamt 1995, Texte 72/95

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14. Behandlung von Deponiesickerwasser

14.1 Allgemeines

In den alten Bundesländern existieren zurzeit ca. 340 Deponien, von denen nur ca. 17 % bis

heute mit einer Sickerwasserreinigungsanlage ausgerüstet sind. Dies bedeutet, dass mehr als

80 % der Deponien ihr Sickerwasser bis heute in kommunalen Kläranlagen entsorgen. 176

Deponien planen nach einer Erhebung in den nächsten Vierjahren eine Behandlungsanlage. Bei

einem Wert von durchschnittlich 7 - 10 Mio. DM pro Anlage dürfte das Investitionsvolumen für

die alten Bundesländer bei 1,2 bis 1,7 Mrd. DM liegen.

Die Zahl der erforderlichen Sickerwasserbehandlungsanlagen für die neuen Bundesländer kann

zurzeit noch nicht genau abgeschätzt werden. In der Regel besitzen die dortigen Deponien keine

Basisabdichtung, sodass auch keine oder nur sehr geringe Sickerwassermengen gefasst

werden. Mit dem Einigungsvertrag ist festgelegt worden, dass die Mehrzahl der vorhandenen

Deponien Bestandsschutz genießen und trotz fehlender Basisabdichtung restverfüllt werden

dürfen.

Auf einer Reihe von Deponien sind mittlerweile neue basisabgedichtete Abschnitte angelegt

worden, auf denen in naher Zukunft Sickerwasser anfallen wird. Welche Deponien ausgebaut,

gesichert oder geschlossen werden, ist noch nicht genau abschätzbar. Im Bundesland

Thüringen wird davon ausgegangen, dass ca. 15 - 20 Deponien in Zukunft betrieben werden [1].

Für die neuen Bundesländer kann grob mit mindestens 120 Deponien gerechnet werden, auf

denen in Zukunft Sickerwasser anfallen wird.

14.2 Entstehung und Zusammensetzung des Sickerwassers

Deponiesickerwasser entsteht durch das Eindringen von Niederschlagswasser in den

Deponiekörper, Fremdzuflüssen, durch Auspressung aus feuchtem Abfall sowie als

Reaktionsprodukt, beispielsweise bei der Verrottung von organischen Müllbestandteilen. Es wird

in der Regel an der Basisabdichtung gesammelt und über ein Dränagesystem abgeleitet. Auf

seinem Weg durch den Deponiekörper wird das Sickerwasser je nach Art und Packungsdichte

des abgelagerten Materials und je nach biologischer Aktivität innerhalb der Deponie verunreinigt.

Auf Grund der unterschiedlichen Müllqualität wird zwischen Hausmüll-, Industriemüll- und

Sondermülldeponie unterschieden.

Einer Umfrage der Arbeitsgruppe 7.2.26 der ATV (Sickerwässer aus Industrie- und

Sonderabfalldeponien) ergab, dass Sickerwasser aus Hausmülldeponien höhere anorganische

Beladungen (Chlorid, Sulfat, Ammonium), eine geringere organische Belastung (CSB, BSB5),

niedrigere Arsen-, Blei- und Quecksilberkonzentrationen und höhere Konzentrationen von

Cadmium, Eisen, Nickel, Kupfer, Chrom und Zink aufwies [2]. Die AOX-Konzentrationen für

Sickerwasser aus Hausmülldeponien unterscheiden sich nicht wesentlich von denen aus

Sonder- und Industriemülldeponien. Eine Gegenüberstellung der Sickerwasserdaten zeigt die

Tabelle 14.2-1 [3].

Die großen Spannweiten der einzelnen Sickerwasserinhaltsstoffe resultieren nicht nur aus

unterschiedlichen Müllqualitäten, sie hängen auch vom Alter der Deponie ab. So gehen die

biologischen Umsetzungsprozesse von anfänglich aeroben Vorgängen nach ca. 2 - 5 Jahren in

ein anaerobes Milieu über. Zu Beginn erfolgt dieser anaerobe biologische Abbau nur bis zu

niederen Fettsäuren, die, in Wasser gelöst, die hohen organischen Belastungen verursachen

(saure Phase). Im weiteren zeitlichen Verlauf werden dann die restlichen niederen Fettsäuren zu

Methan und Kohlendioxid umgesetzt und damit die Belastungen des Sickerwasser drastisch

reduziert (Methanphase). Da die niederen Fettsäuren gleichzeitig zu einer Absenkung des pH-

Wertes führen, ändern sich auch die Löslichkeiten und damit die Konzentrationen einiger

anorganischer Inhaltsstoffe, die in Tabelle 14.2-2 dargestellt sind [4].

Tabelle 14.2-1: Zusammensetzung von Deponiesickerwasser

Parameter Einheit Industrie- und Sonderab-

falldeponien (Umfrage)

Mittelwert Bereich

Hausmülldeponien

(nach Ehrig bzw. LAGA)

Mittelwert Bereich

Wassermenge m3/ha·d 4.340 0,1-18.636 - -

pH 7,7 5,9-11,6 7,5 3,5-9

CSB mg/l 5.746 50-35.000 5.000 500-60.000

BSB5 mg/l 2.754 41-15.000 1.500 100-45.000

Leitfähigkeit µS/cm 28.217 2.110-183.000 10.000 -

Chlorid mg/l 13.257 36-126.300 2.000 100-15.000

Sulfat mg/l 2.458 18-14.968 300 50-3.000

Ammonium mg/l 921 5-6.036 500 20-3.000

Nitrit mg/l 7,3 0,02-131 0,5 -

Nitrat mg/l 606 0,1-14.775 3 0-50

Gesamt-N mg/l 461 1-3.892 600 20-4.000

Gesamt-P mg/l 7,9 0,03-52 1 0,01-10

Fluorid mg/l 13,3 0,1-50 - -

Gesamtcyanid mg/l 1,3 0,007-15 - -

Arsen µg/l 51 2-240 20 0,1-1.000

Blei µg/l 155 4,3-650 50 20-1.000

Cadmium µg/l 144 0,2-2.000 5 1-100

Kupfer µg/l 517 1,3-8.000 50 10-1.000

Nickel µg/l 2.096 14,2-30.000 200 20-2.000

Quecksilber µg/l 5,5 0,17-50 10 1-50

Zink µg/l 2.936 20-27.242 1.000 100-10.000

Gesamtchrom mg/l 18,1 0,009-300 0,2 0,02-15

Eisen mg/l 144 0,38-2.700 50 1-1.000

Phenolindex mg/l 26 0,01-350 0,006 -

Kohlenwasserstoffe mg/l 30 0,01-424 - -

AOX µg/l 32.000 44-292.000 2.000 320-3.350

Dichlormethan µg/l 8.531 150-36.500 64-1.300

Trichlormethan µg/l 267 1-710 - -

Tetrachlormethan µg/l - 0,6-30 - 70-270

Tabelle 14.2-2: Vergleich der Konzentrationsbereiche von Sickerwasserinhaltsstoffen in der

"sauren" und der "Methanphase"

Einheit "Saure" Phase

Mittelwert Bereich

"Methanphase"

Mittelwert Bereich

pH - 6,1 4,5-7 ,5 8 7,5-9

BSB5 mg/l 13.000 4.000-40.000 180 20-550

CSB mg/l 22.000 6.000-60.000 3.000 500-4.500

BSB5/CSB - 0,58 - 0,06 -

Sulfat mg/l 500 70-1.750 80 10-420

Kalzium mg/l 1.200 10-2.500 60 20-600

Magnesium mg/l 470 50-1.150 180 40-350

Eisen mg/l 780 20-2.100 15 3-280

Mangan mg/l 25 0,3-65 0,7 0,03-45

Zink mg/l 5 0,1-120 0,6 0,03-4

Strontium mg/l 7 0,5-15 1 0,3-7

Anhand der Tabellen 14.2-1 und 14.2-2 wird ersichtlich, dass sich Deponiesickerwässer vor

allem durch folgende Besonderheiten auszeichnen:

- hoher Anteil schwer abbaubarer organischer Verbindungen, insbesondere bei alten

Deponien,

- hohe Gehalte an Ammonium und organischen Stickstoffverbindungen,

- hohe Ionenkonzentrationen an Natrium, Kalium und Chlorid.

14.3 Verfahrenstechnisch problematische Eigenschaften von Deponiesickerwasser

Was die Handhabung von Deponiesickerwasser in der Praxis technisch sehr aufwändig und

schwierig macht, sind, abgesehen von den erforderlichen Wirkungsgraden für umweltrelevante

Verbindungen, gewässergütewirtschaftlich unbedeutende Substanzen, wie Natrium- und

Kalziumgehalt, die Sulfatkonzentration, der Karbonat- bzw. Bikarbonatgehalt und die

Leitfähigkeit. Die Leitfähigkeit ist nur insoweit "harmlos", so lange der Grenzwert für die

Fischtoxizität eingehalten wird.

Solche Wasserinhaltsstoffe können wesentlich die Investitions- und Betriebskosten für eine

Behandlung des Sickerwassers bestimmen. Dies kann im Einzelfall so weit gehen, dass diese

Stoffe für die Anwendbarkeit bestimmter Verfahren entscheidend sind.

Es muss betont werden, dass eine selektive Abtrennung bestimmter Inhaltsstoffe in der Regel

nicht möglich ist, ohne dass das Lösungsgleichgewicht bezüglich anderer Inhaltsstoffe gestört

wird. Für Betriebsschwierigkeiten sind in der Regel folgende Eigenschaften des Sickerwassers

verantwortlich [5].

Leitfähigkeit: Die Leitfähigkeit lässt sich als Summenparameter für die insgesamt

gelösten Salze interpretieren. Hohe Salzfrachten entscheiden über die

wirtschaftliche Einsetzbarkeit von Umkehrosmoseanlagen auf Grund

eines dadurch bedingten hohen osmotischen Druckes.

Eine hohe Leitfähigkeit des Sickerwassers fördert die Neigung zur

Korrosion. Insbesondere der Chloridgehalt als Teil der Gesamt-

Salzfracht erhöht die Gefahr der Lochfraßbildung an bestimmten

Werkstoffen. Dies gilt insbesondere für V2A- und V4A-Stähle im

Bereich der Schweißnähte, beispielsweise bei den Belüftungs-

elementen. Bei einer thermischen Sickerwasserbehandlung (Ein-

dampfung, Verbrennung) müssen besonders korrosionsfeste

Materialien ausgewählt werden, weil hohe Temperaturen den

Korrosionsprozess fördern.

Ausfällungen: Mit vor allem Kalziumcarbonatausfällungen muss immer dann

gerechnet werden, wenn eine Aufkonzentrierung, eine Temperatur-

änderung oder Störungen des Kalk/Kohlensäuregleichgewichts

erfolgen.

Aufkonzentrierungsprozesse, wie beispielsweise Umkehrosmose und

Eindampfung, verschieben das Löslichkeitsgleichgewicht aller

organischen Inhaltsstoffe zur Löslichkeitsgrenze.

Eine Temperaturerhöhung, insbesondere in Wärmetauschern, kann zu

einer Kalziumcarbonatschicht an den Wärmeaustauschflächen führen

und somit den Wärmeübergang erheblich erschweren. Ein starkes

Ansteigen der Energiekosten ist die Folge.

Das Kalk/Kohlensäuregleichgewicht ist abhängig von der Kalzium-,

Karbonat- und Bikarbonatkonzentration sowie von der zugehörigen

freien Kohlensäure. Die Zusammenhänge werden in den

Reaktionsgleichungen (1), (2) und (3) dargestellt:

(1) Ca2+ + CO32- + CO2* + H2O → Ca2+ + 2 HCO3-

(2) Ca2+ + CO32- → CaCO3

(3) CO2* + H2O → H2CO3 → H+ + HCO3-

* zugehörige freie Kohlensäure

Die Reaktionsgleichung (1) zeigt, dass die zugehörige freie

Kohlensäure in der Lage ist, Kalziumcarbonat in Lösung zu halten. Wird

CO2 durch Temperaturerhöhung oder Strippung (z.B. im

Belebungsbecken) ausgetrieben, dann verschiebt sich das

Gleichgewicht bei entsprechend geringer Produktion von CO2 durch

BSB5-Abbau zur linken Seite. Die Konzentration von Carbonat erhöht

sich und Kalziumcarbonat fällt entsprechend der Gleichung (2) aus.

Die pH-Wertabhängigkeit verdeutlicht Gleichung (3). Bei einer

Erhöhung des pH-Wertes verschiebt sich das Gleichgewicht zur rechten

Seite und CO2 setzt sich zu Bicarbonat (HCO3-) um. Damit fehlt die

freie zugehörige Kohlensäure, um CaCO3 gemäß den Gleichungen (1)

und (2) in Lösung zu halten.

In biologischen Sickerwasserbehandlungsanlagen mit Nitrifikation greift

noch ein weiterer Reaktionsmechanismus in das Kalk/ Kohlensäure-

gleichgewicht ein. Die Nitrifikation erfolgt bekanntermaßen über zwei

Reaktionsschritte:

(4) NH4+ + 1,5 O2 → NO2- + H2O + 2 H+

(5) NO2- + 0,5 O2 → NO3-

Bei der biologischen Umsetzung des Ammoniums zum Nitrit werden

zwei Protonen frei, die mit Bikarbonationen wie folgt reagieren können:

(6) 2 H+ + 2 HCO3- → 2 H2CO3 → 2 H2O + 2 CO2

Die Gleichung (6) verdeutlicht, dass Bicarbonationen, die vor allem eine

pH-Wert-Pufferkapazität besitzen, durch Nitrifikation verbraucht werden.

Das System wird dadurch jedoch nicht gleich instabiler gegenüber pH-

Wert-Änderungen, weil die freiwerdenden Protonen zum Teil durch die

Schlammflocken gepuffert werden. Die Struktur der Flocke wird

dadurch jedoch verändert und der Schlammindex steigt. Ein verstärkter

Schlammabtrieb ist die Folge.

pH-Wert-Änderung: Unerwünschte pH-Wert-Änderungen können außer aus den bisher

genannten Gründen auch durch den Behandlungsprozess selbst

entstehen. Je nach Pufferkapazität des Sickerwassers können sich bei

Wässern junger Deponien die pH-Werte durch Eliminierung der

organischen Säuren, wie beispielsweise Essigsäure, durch eine

biologische Stufe oder auch durch eine Umkehrosmoseanlage

verschieben.

Schäumen: Sickerwasser mit seinen hohen organischen Stoffkonzentrationen neigt

bei Erhitzen und Aufkonzentrierung zum Schäumen. Dies kann z.B. in

NH4+-Strippkolonnen und Eindampfanlagen zu Betriebsstörungen

führen.

Bakterienbewuchs: Neben der anorganischen und organischen Fracht sind im

Sickerwasser auch Bakterien enthalten. Bei Membranverfahren mit

Celluloseacetat-Membranen finden die Bakterien einen guten

Nährboden zur Vermehrung. Auf diese Weise können die Bakterien den

Betrieb von Membrananlagen erheblich stören.

Geruch: Deponiesickerwasser besitzt in der Regel einen unangenehmen und

intensiven Geruch. Bisweilen kann dies dazu führen, dass die

Abdeckung von biologischen Kläranlagen nötig ist, um Geruchs-

belästigungen zu vermeiden. Allerdings sind entsprechende Ab-

deckungen zwecks Wärmeisolation in der Regel ohnehin erforderlich,

um die für ausreichende Nitrifikation nötigen Temperaturen auch im

Winter nicht zu unterschreiten.

14.4 Entwicklung zum heutigen Stand der Technik bei der Sickerwasserbehandlung

Die technologische Entwicklung von Abwasserbehandlungsanlagen hat im Bereich der

Sickerwasserreinigung einen so rasanten Fortschritt erlebt wie in kaum einem anderen

Bereich. Die Sickerwasserbehandlung hat sich vor allem deshalb als Innovationsfeld

etabliert, weil Sickerwasser neben den Problemen der Altlastensanierung (kontaminiertes

Grundwasser) das einzige Abwasser mit im Sinne des § 7a WHG gefährlichen Stoffen ist,

deren Behandlung in der Regel in der Zuständigkeit der öffentlichen Hand (Kreise) liegt.

Die im Laufe der Jahre angebotenen Verfahrenskombinationen wurden immer aufwendiger

und kostenintensiver, ohne dass die Emissionen gegenüber den ersten

Verfahrenskombinationen wesentlich vermindert wurden. Mit der Verabschiedung des

Anhangs 51 wurden insbesondere biologische Verfahren zur Eliminierung der organischen

Verbindungen sowie zur Nitrifikation und Denitrifikation entwickelt [6, 7]. Als neuartige

Technologie für diesen Anwendungsbereich erlangte die Umkehrosmose ihre technische

Reife. Bis dahin war nur die Verfahrenskombination aus biologischer Vorbehandlung mit

Aktivkohle-Adsorption (Pulverkohle) und Flockung/Fällung (Verfahren Minden/Heisterholz)

bekannt [8]. Kostentreibend wirkte sich jedoch vor allem in den folgenden Jahren die

Verabschiedung der TA Abfall aus. In diesem Zusammenhang sind u.a. folgende

Bestimmungen der TA Abfall zu nennen:

1. Sickerwasser wurde als besonders überwachungsbedürftiger Abfall (Sonderabfall)

definiert (Anhang C: Abfallschlüssel Nr. 953).

2. Abfälle, bei denen auf Grund der im Entsorgungsnachweis beschriebenen Herkunft oder

Beschaffenheit durch die Ablagerung wegen ihres signifikanten Gehaltes an toxischen,

langlebigen und bioakkumulativen organischen Stoffen (z.B. organische

Halogenverbindungen, organische Phosphorverbindungen) eine Beeinträchtigung des

Wohls der Allgemeinheit zu befürchten ist, sind grundsätzlich nicht einer ober-irdischen

Deponie zuzuordnen. (Nr. 4.4.3.1 Absatz b der Zweiten allgemeinen

Verwaltungsvorschrift zum Abfallgesetz (TA Abfall)).

Allein aus diesen Anforderungen ergaben sich folgende Konsequenzen für die

Sickerwasserbehandlung:

1. Eine Rückführung von Umkehrosmosekonzentraten oder Schlämmen aus der

Aktivkohle-Adsorption ist grundsätzlich nicht statthaft.

2. Rückstände aus der Deponiesickerwasserbehandlung werden als Sonderabfälle

eingestuft, die untertägig zu deponieren sind.

Somit wurden den ursprünglich ein- bzw. zweistufigen Umkehrosmoseanlagen weitere

Behandlungsstufen, wie z.B. die Eindampfung und Trocknung, zur Konzentratbehandlung

nachgeschaltet. Der energetische Aufwand der Deponiesickerwasserbehandlung stieg somit

immens an. Die anfallenden rieselfähigen Rückstände müssen in die Untertagedeponie

nach Herfa-Neurode geschafft werden. Einigen Deponiebetreibern wurde jedoch von den

Genehmigungsbehörden gestattet, zumindest für eine Übergangszeit diese Rückstände auf

ihrer Hausmülldeponie in besonderen Bereichen abzulagern. Dies gilt auch für Rückstände

aus der Aktivkohle-Adsorption (Pulverkohle).

Im Grundsatz wurde durch die TA Abfall

- die Rückverrieselung von Umkehrosmosekonzentraten,

- die Aktivkohle-Adsorption mit Pulverkohle und anschließender Ablagerung auf der

eigenen Hausmülldeponie sowie

- die Sickerwasserkreislaufführung

untersagt, obwohl insbesondere beim zuletzt genannten Verfahren viele Vorteile

(biologischer Vorabbau von Kohlenstoffverbindungen, Vergleichmäßigung der

Sickerwasserbelastung usw.) zu erkennen waren [9].

U.a. auf Grund der steigenden Gebühren für die Untertagedeponie wurden dann chemisch-

nassoxidative Verfahren relativ schnell erfolgreich eingeführt, die die organischen

Schadstoffe eliminieren und nicht durch Aufkonzentrierungsstufen in den Abfallbereich

verlagern [10, 11]. Diese Verfahren besitzen zudem keine entsalzende Wirkung, sodass

kaum Rückstände anfallen, die als Sonderabfall zu entsorgen sind.

Als weiterer Weg zur Eliminierung von Schadstoffen wurde die Aktivkohle-Adsorption mit

regenerierbarer Kornkohle nach einer biologischen Vorbehandlung realisiert [12]. Die

eigentliche Schadstoffzerstörung erfolgt dabei in einem zentralen Regenerierungsofen.

In der Tabelle 14.4-1 sind Art und Anzahl der in Deutschland derzeit in Betrieb sowie in Bau

oder Planung befindlichen Anlagen zur Behandlung von Sickerwässern aus

Siedlungsabfalldeponien zusammengestellt (Stand 1992/93). Mittlerweile zählen alle

aufgeführten Behandlungskombinationen zur Reinigung des Sickerwassers zum Stand der

Technik [13].

Die Tabelle 14.4-1 ermöglicht einen ersten Einblick in den technischen und damit auch

finanziellen Aufwand, der heute auf den meisten Deponien betrieben wird, um das

anfallende Abwasser zu behandeln. Kosten von 50 DM/m3 und mehr sind eher die Regel als

die Ausnahme. Dies sind Dimensionen, die in wirtschaftlich geführten Industrieunternehmen

nicht oder nur in Ausnahmenfällen (Wertstoffrückgewinnung) vertretbar sind.

Neben den Kostenaufwendungen stellen die meisten Verfahrenskombinationen höchste

Ansprüche an die Qualität des Betreuungspersonals sowie der Mess- und

Regelungstechnik. Betriebsstörungen werden auf vielen Anlagen durch eine nicht

sachgerecht eingerichtete Systemsteuerung ausgelöst.

Die in der Tabelle 14.4-1 zusammengestellten Verfahrenskombinationen sind grundsätzlich

in der Lage, die Anforderungen nach Anhang 51 einzuhalten, wobei die jeweiligen

Randbedingungen auf den einzelnen Deponien zu beachten sind. Beispielsweise ist die

zweistufige Biologie allein sicherlich kein universell einsetzbares Verfahren.

Tabelle 14.4-1: Art und Anzahl der in Deutschland derzeit in Betrieb sowie in Bau oder

Planung befindlichen Anlagen zur Behandlung von Sickerwässern aus

Siedlungsabfalldeponien, Stand 1992/1993 [13]

Verfahrenskombination Anlagen in

Betrieb

Anlagen in

Bau oder

Planung

Biologie/Ultrafiltration/A-Kohle 12

2-stufige Umkehrosmose-Anlage (UO) 11 11

UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 8

Biol./Ultrafiltr./A-Kohle/UO-Anlage/Eindampf./Trocknung 5

Biologie/Ultrafiltration 5

UO-Anlage 3

1-stufige Biologie 9 3

Biologie/UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1 3

Biologie/2-stufige UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 2

Biologie/Ultrafiltration/UO-Anlage 2

Biologie/Ultrafiltration/Ozon-UV 2

Biologie/Ozon-UV 2

2-stufige UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1 2

Biologie/2-stufige UO-Anlage 1 1

Biologie/Ultrafiltration/UO-Anlage/Eindampfung/Trocknung 1

Biologie/Ozon-UV/Biologie/A-Kohle 1

Biologie/H2O2-UV 1 1

Eindampfung 1

A-Kohle 1

2-stufige Biologie 4

Biologie/Fällung/Flockung/A-Kohle 3

Biologie/Ozonung 3

3-stufige UO-Anlage/4-stufige Eindampfung/Trocknung 1

Biol./2-stuf. UO-Anlage/2-stuf. Verdampfung/Trocknung 1

Insgesamt 36 66

14.5 Verfahren nach dem Stand der Technik

Auf Grund der Vielzahl der möglichen Verfahrenskombinationen werden in den folgenden

Abschnitten gezielt die wesentlichen Behandlungsstufen erläutert und diskutiert.

14.5.1 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der biologischenBehandlungsstufe

Bei der Betrachtung der verschiedenen Verfahrenskombinationen wird deutlich, dass sich

die biologische Behandlung als erste Stufe in vielen Fällen durchgesetzt hat. Sie dient zur

Entfernung von abbaubaren organischen Sickerwasserinhaltsstoffen und ist zudem in der

Lage, die Stickstoffverbindungen (Ammonium) durch Nitrifikation und Denitrifikation zu

eliminieren. Im Ablauf der biologischen Stufe verbleiben biologisch schwer bzw. nicht

abbaubare Verbindungen, die in nachgeschalteten Verfahrensstufen weiterbehandelt

werden müssen.

Die wichtigsten Verfahren zur biologischen Sickerwasserbehandlung sind

- konventionelle Belebtschlammverfahren,

- Tauchtropfkörperbiologien sowie

- Kompaktbiologien.

Das wesentliche Problem bei der biologischen Behandlung von Deponiesickerwasser ist

nicht die Verbesserung des Abbaus schwer abbaubarer Verbindungen, sondern die

Elimination des Ammoniums. Zur Dimensionierung der dazu erforderlichen Beckenvolumina

sind dazu zahlreiche Veröffentlichungen erschienen. In den vergangenen Jahren wurde für

das Belebtschlammverfahren in Abhängigkeit vom BSB5/N-Verhältnis als Bemessungs-

grundlage die Schlammbelastung (BSB5/N < 5) oder das Schlammalter (BSB5/N > 5)

gewählt [14]. Nach eingehenden Untersuchungen wurde festgestellt, dass bei diesem

Vorgehen die Becken in der Regel zu groß dimensioniert wurden. Deshalb wird heute

vorgeschlagen, nur das Schlammalter als Bemessungsgröße heranzuziehen [15].

Neben den wissenschaftlichen Untersuchungen zur Bemessung von Belebungsbecken für

die Nitrifikation und Denitrifikation herrschen bei den planenden Ingenieurbüros über den

Sicherheitsfaktor, der bei der Dimensionierung von Sickerwasserbehandlungsanlagen zum

Ansatz gebracht wird, zum Teil erhebliche Auffassungsunterschiede. In der Mehrzahl wird

von einem Sicherheitsfaktor von 1,2 bzw. 1,25 ausgegangen. Die wissenschaftliche

Erarbeitung der Bemessungsgrundlagen wird somit in der Praxis von ganz anderen

Fragestellungen dominiert, die zu Recht die nach wie vor vorhandenen Unsicherheiten und

Risiken bei der Planung abdecken sollen.

Die bisher vorliegenden Bemessungsvorschläge wurden in der Regel aus Laboranlagen

bzw. Praxisanlagen mit Sickerwasser aus Hausmülldeponien entwickelt. Wie halbtechnische

Untersuchungen mit verschiedenen Sickerwässern aus Hausmüll- und

Sonderabfalldeponien gezeigt haben, können im Einzelfall erheblich Unterschiede zu den

üblichen Bemessungswerten bestehen. Auf einer Deponie wurde z.B. festgestellt, dass eine

Tauchtropfkörperanlage zur vollständigen Nitrifikation auf eine Flächenbelastung von 0,25 -

0,6 g NH4-N/m2d ausgelegt werden musste. Übliche Bemessungswerte sind 1,5 - 2 g NH4-

N/m2d. Zwei in diesem Zusammenhang überprüfte Kompaktbiologien mit festen

Aufwuchskörpern konnten keine oder nur eine sehr instabile Nitrifikation erreichen. Ähnliche

Untersuchungen liegen auch für eine Sonderabfalldeponie vor, bei der eine Nitrifikation

weder in einer Kompaktbiologie mit Ultrafiltration noch mit einer konventionellen

Belebtschlammanlage realisiert werden konnte.

Diese Ergebnisse zeigen, dass es eine sichere und allgemein gültige Bemessung von

Sickerwasserbehandlungsanlagen nach wie vor nicht gibt. Die Planung von biologischen

Stufen sollte nach Möglichkeit immer mit der labortechnischen Überprüfung der

wesentlichen Bemessungsparameter parallel laufen.

Neben der Dimensionierung einer Anlage führt beim Belebtschlammverfahren

Schlammabtrieb und damit der Verlust an nitrifizierenden Mikroorganismen zu

Schwierigkeiten. Dies gilt insbesondere bei Anlagen, die nur zur Nitrifikation ausgelegt (die

Denitrifikation übernimmt die kommunale Kläranlage) und mit einer konventionellen

Sedimentationsstufe ausgerüstet sind. Deshalb konnten sich Festbettverfahren, wie z.B.

Tauchtropfkörper, im Markt gut behaupten. Der Vorteil gegenüber anderen biologischen

Verfahren ist beim Tauchtropfkörperverfahren vor allem die hohe Prozessstabilität

gegenüber Belastungsschwankungen und pH-Wertverschiebungen. Insbesondere bei

problematischen Sickerwässern, z.B. aus Sonderabfalldeponien, konnten die Anlagen immer

wieder ihre Leistungsfähigkeit beweisen.

Die Belebtschlammverfahren erhielten in den letzten Jahren vor allem durch die

Ultrafiltration als Alternative zur Sedimentationsstufe einen eindrucksvollen Aufschwung [16].

Bei der Ultrafiltration handelt es sich um eine Porenmembran, mit deren Hilfe die Biomasse

zu 100 % zurückgehalten werden kann. Dadurch wurde es möglich, den bei konventionell

geplanten Anlagen immer wieder beobachteten Schlammabtrieb sicher zu beherrschen. Bei

1" Rohrmodulen und Strömungsgeschwindigkeiten von 4 m/s bleibt die Fluxrate über

mehrere Monate konstant bei etwa 100 l/m2·h. Der Energiebedarf liegt bei etwa 6 - 8

kWh/m3 Permeat und damit erheblich über dem Energiebedarf einer konventionellen

Sedimentation. Die spezifischen Investitionen für eine betriebsbereit montierte Anlage im

Leistungsbereich von ca. 4 m3/h liegen bei etwa 10.000 DM/m2 Membranfläche.

Der technische Fortschritt bei der Sickerwasserbehandlung zeigt sich auch darin, dass

vielfach von einer so genannten Betonbauweise biologischer Behandlungsstufen zu

Kompaktbiologien in Behälterbauweise übergegangen wird.

Die Entwicklung der Kompaktbiologien mit Ultrafiltration hat den Versuchen, höhere Raum-

Zeit-Ausbeuten zu erzielen, neuen Auftrieb gegeben. Biomassekonzentrationen bis 25 g TS/l

sind schon im Versuchsmaßstab erfolgreich erprobt worden. Die Ablaufergebnisse haben

sich nach den bisher vorliegenden Untersuchungsberichten gegenüber konventionellen

Biologien (Belebtschlammanlagen oder Tauchtropfkörper) jedoch nicht wesentlich

verbessert. Wie verschiedene Kostenberechnungen gezeigt haben, besitzen

Kompaktbiologien in der Regel auch keinen wesentlichen ökonomischen Vorteil gegenüber

konventionellen Anlagen. Während die Investitionen meist etwas geringer sind, ist der

Energieaufwand bei den Kompaktbiologien erheblich höher. Im Mittel haben

Tauchtropfkörperanlagen einen spezifischen Energiebedarf von 1 kWh/m3, konventionelle

Belebtschlammanlagen zwischen 5 und 10 kWh/m3 und Kompaktbiologien ca. 18 bis 25

kWh/m3.

Ein Vorteil der Kompaktbiologien ist u.a. in dem geringen Raumbedarf und der

Überschaubarkeit der Anlage zu sehen. Tauchtropfkörperanlagen besitzen dagegen einen

sehr großen Flächen- bzw. Raumbedarf, der je nach Planung zu Mehrkosten bei so

genannten Peripheriebauwerken, wie z.B. Klärhalle und Außenanlagen, führen kann. Im

Falle einer Klärhalle ist eine Abluftbehandlung erforderlich, um die vorgeschriebenen MAK-

Wert einzuhalten.

Kompaktbiologien können unter erhöhtem Druck betrieben werden, um dadurch eine höhere

Sauerstoffausnutzung zu erreichen. Gleichzeitig fällt damit eine geringere Abluftmenge an.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass durch die Kompaktbiologien mit

Ultrafiltration als Nachklärung eine wesentliche Erhöhung der Raum-Zeit-Ausbeuten

realisiert und das Problem des Schlammabtriebs sicher beherrscht wird. Eine bedeutende

Verbesserung der Ablaufergebnisse ist allerdings bisher nicht erkennbar, sodass eine

weitere Behandlungsstufe für die nicht biologisch abbaubaren Sickerwasserinhaltsstoffe

erforderlich ist. Ob mit der Einführung der Kompaktbiologien eine Kostenersparnis

gegenüber konventionellen Biologien verbunden ist, muss im Einzelfall diskutiert werden.

Das weitere Entwicklungspotenzial einer biologischen Behandlung liegt beim Sickerwasser

nicht so sehr in der Verbesserung des Abbaus schwer biologisch abbaubarer Verbindungen,

sondern in der Optimierung der vorhandenen Technologien in Hinblick auf eine

Kostenminimierung. Eine Kostensenkung auch bei konventionellen Beckenbiologien kann

auf zwei Wegen realisiert werden:

1. Verbesserung der Raum-Zeit-Ausbeute durch Erhöhung der Biomassekonzentration

mithilfe der Ultrafiltration analog zu den Kompaktbiologien oder durch Erhöhung der

spezifischen Oberfläche bei Festbettbiologien

2. Nutzung von Abwärme, z.B. aus der Deponiegasverwertung, zur Erhöhung der

Sickerwassertemperatur sowie einer damit verbundenen Beschleunigung der

mikrobiologischen Umsetzungsprozesse.

Für die Bemessung von Belebungsbecken zur Sickerwasserbehandlung wurden die

erforderlichen Volumina für verschiedene Temperaturen und Trockensubstanzgehalte im

Belebungsbecken (TSBB) berechnet und in Abbildung 14.5.1-1 dargestellt [15].

Abbildung 14.5.1-1: Belebungsbeckenvolumen in Abhängigkeit von der Temperatur sowie

unterschiedlichen TS-Konzentrationen, bezogen auf VBB bei 10 °C

und TSBB = 4 kg/m3.

Abbildung 14.5.1-1 verdeutlicht, dass durch eine Vervierfachung der

Biomassekonzentration und eine Erhöhung der Temperatur von 10 °C auf 20 °C nur ein

Zehntel des Bauvolumens benötigt wird. Dieses Beispiel zeigt, dass erhebliche

Kosteneinsparungspotenziale bestehen, wenn auch die biologische Behandlung in die

Nutzung vorhandener Wärmequellen, wie z.B. Abwärmenutzung bei der Deponie-

gasverbrennung, eingebunden wird.

Interessante Entwicklungen zur Steigerung der Raum-Zeit-Ausbeuten sind auch bei der

Optimierung von Festbettreaktoren erkennbar. Bei konventionellen Tauchtropfkörpern wird

die spezifische Oberfläche, auf denen sich der biologische Rasen entwickeln kann, mit 150 -

200 m2/m3 angegeben. Es existieren schon Festbettbiologien mit einer spezifischen

Oberfläche von 2.000 m2/m3, die jedoch zur Deponiesickerwasserbehandlung noch nicht

großtechnisch realisiert wurden.

Erreicht wurde dies mit einer nach unten expandierenden Wirbelschicht, die von oben

angeströmt wird. Abbildung 14.5.1-2 zeigt schematisch einen solchen Reaktor.

Abbildung 14.5.1-2: Darstellung eines Wirbelschichtreaktors

Bei dem als Säule konzipierten Reaktor besteht die Gefahr, dass der unten eingetragene

Sauerstoff nicht über die Betthöhe gleichmäßig ausgenutzt wird, und somit ein

Sauerstoffgradient entsteht. Deshalb wird zusätzlich ein Membranbegasungssystem über die

gesamte Wirbelschichthöhe installiert [17].

Bei diesem System wird über Silikon-Kautschukschläuche reiner Sauerstoff blasenfrei in das

System eingebracht und stellt über die gesamte Betthöhe eine gleichmäßige

Sauerstoffversorgung des Reaktors sicher. Dieses System ist in Abbildung 14.5.1-3

schematisch dargestellt. Spezifische Sauerstoffeinträge von 15 g O2/m2·bar und mehr sind

realisierbar. Die Sauerstoffausnutzung liegt bei diesem Begasungssystem über 95 %. Das

gebildete Kohlendioxid muss gleichzeitig aus der Wasserphase abgezogen werden.

Abbildung 14.5.1-3: Schematische Darstellung des Sauerstoffeintragsystems

Grundsätzlich muss betont werden, dass eine Verbesserung der Raum-Zeit-Ausbeuten

durch Biomasseanreicherung oder Temperaturerhöhung die Gefahr in sich birgt, dass diese

Biologien anfällig gegenüber toxischen Verbindungen werden. Dies gilt insbesondere für die

Nitrifikanten.

Auch an die Prozesssteuerung der Nitrifikation und Denitrifikation müssen höchste

Anforderungen gestellt werden, da sich z.B. kleinste pH-Wertverschiebungen bei kleinen

Reaktorvolumina sehr viel deutlicher und schneller negativ auf die Nitrifikation auswirken

können als bei konventionellen Biologien mit einem großen Puffervolumen. Deshalb sollten

solche Kompaktbiologien immer in Verbindung mit einer Denitrifikationsstufe betrieben

werden, da die Denitrifikation, z.B. durch die Reduzierung von zwischenzeitlich vermehrt

auftretendem Nitrit, zu einer stabileren Nitrifikation beiträgt.

14.5.2 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der Membrantechnologie

Einen beeindruckenden Aufschwung haben die Membrantechnologien zur Deponie-

sickerwasserbehandlung seit der erstmaligen Einführung dieser Technologie in Rastatt

erlebt [18]. Die mit der Umkehrosmose erreichbaren Ablaufwerte werden von keinem

anderen Verfahren erreicht. Die wirtschaftliche Einsetzbarkeit der Umkehrosmose wird vor

allem vom osmotischen Druck und somit von der Leitfähigkeit bestimmt. Im Wesentlichen

wird durch Aufbringung eines transmembranen Druckgefälles eine Diffusion der

Wassermoleküle durch die Membran bewirkt, wobei die Schadstoffmoleküle zurückgehalten

werden. Dazu zählen die gelösten Salze ebenso wie organische Verbindungen. Der

aufzubringende Druck muss dabei höher sein als die Summe aus osmotischem Druck und

Druckverlust durch den Diffusionswiderstand durch die Membran und die Deckschicht, die

sich vor der Membran bildet. Modulkonstruktionen müssen so ausgebildet werden, dass die

sich bildende Deckschicht nicht zu groß wird und gegebenenfalls mechanisch abgetragen

werden kann. Zur Begrenzung des Aufbaus der Deckschicht sind hohe

Anströmgeschwindigkeiten erforderlich.

Wie beim großtechnischen Einsatz aller Membranverfahren wird der Betrieb und der

Wirkungsgrad auch bei Umkehrosmoseanlagen insbesondere vom eingesetzten

Membranwerkstoff, von der Modulkonstruktion und von der Anlagenkonstruktion bestimmt.

Die Eigenschaften verschiedener Modulbauweisen, die bei der Sickerwasserbehandlung

zum Einsatz kommen, fasst die Tabelle 14.5.2-1 zusammen.

Tabelle 14.5.2-1: Bauarten und Einsatzbereiche verschiedener Modultypen

Tubularmodul DT-Modul Wickelmodul

Verschmutzung des

Sickerwassers

stark kolloidal

verschmutzt

mittel bis leicht

kolloidal ver-

schmutzt

keine kolloidale

Verschmutzung,

Einsatz nur in der

2. Stufe

Packungsdichte 90 m2/m3 200 m2/m3 ca. 390 m2/m3 (2,5")

ca. 520 m2/m3 (4")

ca. 630 m2/m3 (8")

Reinigungsmöglichkeit intern durch

Schwammbälle

extern mechanisch zu

reinigen

nicht mechanisch

zu reinigen

Membranaustausch gut möglich gut möglich nicht möglich

maximaler Betriebsdruck 40 - 60 bar 65 - 140 (200) bar 40 - 60 bar

Auf Grund der Gefahr der irreversiblen Verschmutzung bei der Behandlung von

Deponiesickerwasser werden bevorzugt Rohrmodule und DT-Module (disc tube), die seit

ihrer Einführung im Jahre 1988 zunehmend Verwendung finden, eingesetzt. Wickelmodule

können wegen ihrer Anfälligkeit gegenüber Verblockungen allenfalls als 2. Stufe eingesetzt

werden [19].

Die Besonderheiten des aus wenigen Konstruktionselementen bestehenden Moduls sind die

ultraschallverschweißten Membrankissen, die Formgebung der Membranträgerscheiben, die

Dichtungstechnik sowie die Kombination aus Engspalttechnik und Offenkanalkonstruktion.

Das Modul selbst besteht aus einem Stapel von Trägerscheiben und Membrankissen, die

abwechselnd auf einem Zuganker aufgeschichtet sind und mit einer Verschraubung

zwischen zwei Endplatten zusammengepresst werden. Den Betriebsdruck nimmt ein

Druckrohr auf, das bei der Endmontage des Moduls über den gesamten Stapel geschoben

wird.

Durch eine auf diesem Grundkonzept des DT-Moduls basierende Weiterentwicklung konnte

der für die Umkehrosmose übliche Druckbereich bis ca. 65 bar in einem ersten Schritt auf

120 bar erweitert werden und damit die systembedingten Grenzen für die Aufkonzentrierung

von Sickerwasser überschritten und bis auf den doppelten Wert erhöht werden. Dies

entspricht einer Steigerung der Permeatausbeute von derzeit in der sickerwasser-

spezifischen Anlagentechnik maximal erzielbaren 80 % (Aufkonzentrierungsfaktor 5) auf bis

zu 90 % Ausbeute (Aufkonzentrierungsfaktor 10). Wenn üblicherweise die maximal

erzielbare Obergrenze für die elektrische Leitfähigkeit im Konzentrat aus einer

Umkehrosmoseanlage zur Sickerwasserbehandlung bei 50.000 bis 60.000 µS/cm

angesehen wurde, so werden bei dem mit der Hochdruck-Umkehrosmose möglichen

Betriebsdruck von 120 bar im Konzentrat Leitfähigkeiten von 100.000 bis 120.000 µS/cm

erreicht.

Abweichend von der üblichen Kreislaufführung des zu behandelnden Sickerwassers in den

einzelnen Modulblöcken wird bei der Hochdruck-Umkehrosmose ein gestufter batch-Betrieb

gefahren, der auf einer Verschaltung mehrerer Einzelanlagen mit entsprechenden

Zwischentanks beruht. Das mit diesem System produzierte Konzentrat kann unter

Umständen ohne die sonst übliche Verdampfung direkt in die Trocknungsstufe gegeben

werden.

Das Verfahrensprinzip der Hochdrucktechnik, wie es auf der Deponie Schönberg realisiert

ist, ist in Abbildung 14.5.2-1 dargestellt. Das Sickerwasser wird zunächst in zwei

kontinuierlich betriebenen Stufen (60 und 80 bar) aufkonzentriert, wobei das hierbei

anfallende Permeat einer weiteren Umkehrosmose zugeführt wird (Permeatstufe) [20].

Abbildung 14.5.2-1: Verfahrensschaltung der Hochdruck-Umkehrosmosetechnik

Die weitere Aufkonzentrierung des Sickerwassers in zwei 120 bar Stufen und einer 140 bar

Stufe erfolgt anschließend diskontinuierlich mithilfe der Zwischentanks. In Schönberg wird

das Konzentrat mithilfe von Zuschlagsstoffen anschließend verfestigt und auf einem

besonderen Bereich der Deponie als Feststoff abgelagert.

Es ist sowohl theoretisch ableitbar als auch analytisch nachweisbar, dass in dem nach der

Hochdruck-Umkehrosmose anfallenden aufkonzentrierten Sickerwasser die Löslichkeits-

grenze einzelner Inhaltsstoffe überschritten wird, sodass eine Ausfällung oder Kristallisation

zu erwarten gewesen wäre. Tatsächlich wurde die Löslichkeitsgrenze von Gips um das

Doppelte überschritten, ohne das Ausfällungen beobachtet werden konnten. Diese

Erscheinung kann genutzt werden, um über eine gezielte Ausfällung einen Teil der

Sickerwasserinhaltsstoffe aus der übersättigten Lösung zu entfernen. Ob die Ausfällungen

durch Zugabe von Fällmitteln oder andere Maßnahmen beschleunigt und auf andere

Salzarten ausgedehnt werden kann, hängt vom Sickerwasser ab und muss von Fall zu Fall

untersucht werden. Das nach Ausschleusung der ersten Feststofffraktion verbleibende

Konzentrat weist ein reduziertes Scaling-Potenzial auf. Somit ist es durchaus möglich, über

eine weitere Einengung im Einzelfall Permeatausbeuten von bis zu 95 % zu erzielen, was

einem Aufkonzentrierungsfaktor von 20 entspricht. Insgesamt kann festgestellt werden, dass

die sichere Betriebsweise der Hochdruck-Umkehrosmosetechnik entscheidend von der

Feststoffausschleusung abhängt. Die Optimierung der Feststoffausschleusung bedarf

jedoch weiterer Untersuchungen.

Auf der Deponie Schönberg wurden als spezifischer Energiebedarf - bezogen auf das

Permeat - für die Sickerwasserstufen 6,0 kWh/m3 und für die Konzentratstufen 12 bis 26

kWh/m3 ermittelt. Für die Gesamtbilanz bei einer Permeatausbeute von 90 % ergibt sich ein

spezifischer Energiebedarf von 7,3 bis 9,1 kWh/m3. Angaben über die Verfügbarkeiten der

Hochdruckstufen liegen zurzeit noch nicht vor.

Das größte Optimierungspotenzial bei der Umkehrosmosetechnik besteht in einer Erhöhung

des Betriebsdruckes und somit in einer Verringerung der Konzentratmenge. Eine solche

Optimierung erscheint insbesondere dann sinnvoll, wenn die anfallenden Konzentrate

thermisch bis zum trockenen Reststoff weiter behandelt werden müssen. Um den gleichen

Faktor, um den die Konzentratmenge vermindert werden kann, kann auch bei der

Eindampfung die thermische Energie eingespart werden. Die hierzu benötigte elektrische

Energie für die Umkehrosmose ist dabei vergleichsweise gering. Entscheidend für die

Hochdrucktechnik bleibt jedoch die Ausschleusung der anfallenden Feststoffe.

Der Einsatz der Nanofiltration wird zurzeit auf mehreren Deponien großtechnisch realisiert.

Während bei der Ultrafiltration Porenmembranen eingesetzt werden, handelt es sich bei der

Nanofiltration ebenso wie bei der Umkehrosmose um Lösungs-Diffusionsmembranen. Die

Nanofiltration besitzt die Eigenschaft, dass kleine organische Moleküle mit einem

Molgewicht von < 50 g/mol sowie einwertige Ionen, z.B. Chlorid, die Membran fast

vollständig passieren können, während größere organische Moleküle (> 300 g/mol) sowie

zweiwertige Ionen, z.B. Sulfat, zurückgehalten werden [21]. Tabelle 14.5.2-2 verdeutlicht

das Rückhaltevermögen von Nanofiltrationsmembranen für verschiedene Salze [22].

Tabelle 14.5.2-2: Rückhaltevermögen von Nanofiltrationsmembranen für verschiedene

Salze

Salze Feedkonzentration Rückhalt Membran

MgSO4 1.000 mg/l

2.000 mg/l

96 %

98 %

Desal 5K

FilmTec NF70

NaCl 4.000 mg/l 68 % Desal 5K

Chlorid 35.000 mg/l 25 % Desal 5K

Nitrat 100 mg/l 33 % FilmTec NF40

Der Einsatz der Nanofiltration kann auf Grund ihres spezifischen Rückhaltevermögens nur

hinter einer biologischen Behandlung bei der Sickerwasserbehandlung liegen. Die biologisch

nicht oder schwer abbaubaren Stoffe werden in einer Nanofiltrationsmembran in hohem

Maße zurückgehalten, da es sich in der Regel um größere Moleküle handelt. Kleinere

organische Verbindungen sind leichter abbaubar und werden deshalb schon in der

biologischen Behandlung eliminiert. Der höhere Anteil großer Moleküle nach einer

biologischen Vorbehandlung zeigt sich in der Zunahme des CSB-Rückhaltes. So beträgt er

bei Rohsickerwasser einer Deponie z.B. nur 93 %, nach der biologischen Vorbehandlung

jedoch 98 %. Die biologisch nicht bzw. schwer abbaubaren Verbindungen gelangen somit in

das Konzentrat der Nanofiltration.

Der Einsatz der Nanofiltration wurde im Zusammenhang mit der Verfahrenskombination

Biologie + Nanofiltration + chemische Nassoxidation bzw. Aktivkohle mit Konzentrat-

rückführung erprobt (Abbildung 14.5.2-2).

Abbildung 14.5.2-2: Verfahrenskombination Biologie + Nanofiltration + chemische Nass-

oxidation bzw. Aktivkohle-Adsorption mit Konzentratrückführung

Mithilfe dieser Verfahrenskombination soll eine Optimierung des biologischen Abbaus auch

der schwer abbaubaren Verbindungen erreicht werden. Durch die Verbindung zweier

Schadstoffsenken aus biologischer Behandlung und chemischer Nassoxidation bzw.

Aktivkohle-Adsorption ist eine Aufkonzentrierung organischer Moleküle kaum zu erwarten.

Anders ist jedoch die Kreislaufführung für die Salze zu bewerten. Der Rückhalt der

Nanofiltrationsmembran ist für einwertige Ionen wie Na+ oder Cl- gering, sodass hier nur

eine geringe Aufkonzentrierung im Kreislauf stattfindet. Problematisch sind jedoch

mehrwertige Ionen, die von der Nanofiltrationsmembran z.T. in hohem Maß zurückgehalten

werden (vgl. Tabelle 14.5.2-2). Die Konzentration dieser Salze wird im Kreislaufsystem

erhöht, bis ein Gleichgewicht zwischen der zu- und ablaufenden Fracht erreicht ist. Durch

die Aufkonzentrierung wird die Gefahr der Verblockung der Membran durch Ausfällungen

sehr stark erhöht. Auch kann nicht ausgeschlossen werden, dass sich Schwermetalle, die

bei der Sickerwasserbehandlung nur in Ausnahmefällen zu berücksichtigen sind, im

Kreislaufsystem so weit aufkonzentrieren, dass negative Folgeerscheinungen, wie z.B.

Hemmung des biologischen Abbaus, zu befürchten sind.

Ob die Nanofiltration im Bereich der Sickerwasserbehandlung ein Entwicklungspotenzial

besitzt, muss deshalb in weiteren Untersuchungen im Langzeittest nachgewiesen werden.

Interessanter erscheinen dagegen Anwendungsbereiche für die Nanofiltration bei der

industriellen Abwasserbehandlung. Die selektive Abtrennung von Chloriden aus dem

Abwasser, die in verschiedenen Verfahrensstufen, z.B. in Nassoxidationsstufen wie dem

Loprox-Verfahren, zu erheblichen Werkstoffproblemen führt, stellt eine beachtliches

Anwendungspotenzial dar. Weiter ist die Separierung von großen und kleinen organischen

Molekülen und damit eine Trennung von biologisch abbaubaren und nicht abbaubaren

Verbindungen zu beachten. Die Nanofiltration bietet sicherlich vielfältige Möglichkeiten des

industriellen Einsatzes. Für die Deponiesickerwasserbehandlung ist der Vorteil gegenüber

anderen Technologien jedoch bisher nicht klar erkennbar.

Ein neuartiges Ultrafiltrationssystem zur Biomasserückhaltung in Belebungsbecken wird in

japanischer Lizenz (Kubota) auf dem deutschen Markt angeboten. Es handelt sich im

Wesentlichen um eine Flachmembran (Platten), die, wie Abbildung 14.5.2-3 verdeutlicht,

untergetaucht in einem Belebungsbecken hängt. Mehrere Platten werden zu Modulblöcken

zusammengefasst, wobei der Plattenabstand ca. 8 cm beträgt. Durch den Aufbau des

Systems sind die Elemente leicht herausnehmbar und wenn nötig mit einem

Wasserschlauch oder Schwamm zu reinigen.

Die Spülung der Plattenoberfläche erfolgt durch die aufsteigenden Luftblasen der Belüftung

und wird durch intermittierenden Betrieb der Pumpe unterstützt, d.h. die Pumpe wird alle 10

Minuten für 2 Minuten abgestellt. Dadurch entspannt sich die Membran und das Ablösen der

Deckschicht wird erleichtert.

Der Reinwasserabzug (Permeat) erfolgt im Gegensatz zu allen anderen Membran-verfahren

zur Biomasseabtrennung im Unterdruckverfahren, wobei der spezifische Permeatfluss 21

l/m2·h beträgt. Im Vergleich zu konventionellen Rohrmodulen deren spezifischer

Energiebedarf bei 4,5 KWh/m3 Permeat liegt, benötigt dieses System nur etwa 0,03

KWh/m3 Permeat.

Abbildung 14.5.2-3: KU-Membransystem zur Biomasserückhaltung

14.5.3 Eindampfung

Mit der Einführung der Eindampfung zur Sickerwasserbehandlung mussten im Wesentlichen

folgende Problembereiche beherrscht werden [23]:

Inkrustationen: Durch die Verdampfung von Wasser wird das Löslichkeitsgleich-

gewicht verschiedener Salze verschoben. Dies führt insbesondere auf

Wärmetauscherflächen zu Ausfällungen, die den Wärmeübergang

erheblich verschlechtern.

Korrosion: Bei der Werkstoffauswahl ist die korrosive Eigenschaft des

Sickerwassers zu berücksichtigen. Dies führt zu einer Auswahl von

Werkstoffen, wie z.B. hochlegierte Stähle (für bestimmte

Apparateteile), Hastelloy, Titan oder Grafit.

Destillatqualität: Durch die Aufkonzentrierung organischer Verbindungen neigt das

Sickerwasser zur Schaumbildung, die durch mechanische

Einrichtungen oder durch Zugabe von Entschäumern beherrscht

werden muss, da sonst die Kondensatqualität negativ beeinflusst

wird [24].

Zur Vermeidung von Inkrustationen werden derzeit überwiegend Zwangsumlaufverdampfer

eingesetzt. Abbildung 14.5.3-1 zeigt einen Zwangsumlaufverdampfer mit außen liegendem

Heizkörper. Zwischen Brüdenraum und Heizkörper wird das Deponiesickerwasser mithilfe

im Kreislauf gefahren. Der Wärmetauscher besteht in der Regel aus einem vertikal

stehenden Rohrbündel.

Heizdampf

Heizkörper

Kondensat

Frischlösung

EntleerungUmlaufpumpe

Konzentrat

Fallrohr

Brüden

Flüssigkeits-abscheiderBrüdenraum

Abbildung 14.5.3-1: Zwangsumlaufverdampfer

Durch die Rohre strömt die einzudampfende Lösung und wird durch die Kondensation von

Heizdampf, der außen an den Rohren vorbei strömt, aufgewärmt. Beim Austritt aus dem

Wärmetauscher ist die Flüssigkeit im Brüdenraum überhitzt und wird im Verdampfer

entspannt. Ein Teil des Sickerwassers verdampft auf diese Weise und verlässt am oberen

Ende des Ausdampfgefäßes nach Passieren eines Tropfenabscheiders den Brüdenraum

der Verdampferanlage. Das Kondensat wird über ein Fallrohr zur Umwälzpumpe und zurück

in den Wärmeaustauscher geleitet. Die Aufkonzentrierung der Lösung ist begrenzt durch die

Bedingung, dass das Konzentrat pumpfähig bleiben muss. Hohe

Strömungsgeschwindigkeiten in den Rohren des Wärmetauschers sollen Verkrustungen bei

diesem Verdampfertyp verhindern.

Der Wärmetauscher kann auch als zirkulierende Wirbelschicht betrieben werden. Hierbei

werden eventuelle Ablagerungen an der Oberfläche des Heizkörpers durch das Wirbelgut

mechanisch entfernt.

Bei einstufigen Verdampferanlagen dient nahezu die gesamte eingebrachte Heizenergie der

Erzeugung des Wasserdampfes. Zur Kondensation im Ausdampfgefäß muss dann wieder

Kühlenergie zugeführt werden. Abbildung 14.5.3-2 zeigt die Aufteilung der eingesetzten

Energie (hier: Heizdampf) auf den Brüdenstrom und die Dicklösung. Es wird erkennbar,

dass der größte Teil der Energie die Anlage mit dem Brüdenstrom verlässt.

Dicklösung

Heizdampf-kondensat

Dünn-lösung

Heizdampf

Brüden

Abbildung 14.5.3-2: Energiefluss innerhalb einer Verdampferstufe

Zur Optimierung des Energieeinsatzes bietet sich die Nutzung der Brüdenenergie in

mehrstufigen Eindampferanlagen an. Der in der ersten Stufe erzeugte Brüdendampf wird in

der zweiten Stufe auskondensiert und erzeugt gleichzeitig in der zweiten Stufe den

Brüdendampf. So kann bei einer zweistufigen Anlage mit der gleichen Menge

Heizdampfenergie - wie in Abbildung 14.5.3-3 dargestellt - annähernd die doppelte

Sickerwassermenge ausgedampft werden.

Nachteilig ist bei Zwangsumlaufverdampfern der hohe elektrische Energiebedarf, der durch

den Energieverbrauch der Umwälzpumpen verursacht wird. Im Verhältnis zur

Ausdampfleistung wird die 80- bis 300-fache Menge umgepumpt.

Heizdampf-kondensat

Dünn-lösung

Heizdampf

Brüdenkondensatder 1. Stufe

Brüden

Dick-lösung

1.Stufe 2. Stufe

Abbildung 14.5.3-3: Energiefluss in mehrstufigen Anlagen

Neben den Möglichkeiten zur Senkung der Energieverbräuche liegt ein weiteres

Optimierungspotenzial in der Auswahl der erforderlichen Werkstoffe. Es sollte näher

untersucht werden, ob alle Anlagenteile mit diesen teuren Werkstoffen ausgerüstet werden

müssen. Möglicherweise sind auch andere, kostengünstigere Materialien einsetzbar.

Auch sollte geprüft werden, ob bestimmte Anlagenteile tatsächlich für den sicheren Betrieb

der Verdampfung erforderlich sind oder ob sie durch preiswertere Lösungen ersetzt werden

können (z.B. mechanische Schaumzerstörung nur in der 1. Verdampferstufe).

Da die Kosten einer Verdampferanlage direkt verknüpft sind mit der installierten

Wärmetauscherfläche, kann der Einsatz eines anderen Verdampfertyps Kostenersparnisse

bringen. Hierzu zählen vor allem Fallfilmapparate, die sich durch hohe

Wärmedurchgangskoeffizienten und kleine treibende Temperaturdifferenzen auszeichnen.

Besonders Horizontalrohrverdampfer, bei denen die Verdampfung außen auf horizontalen

Rohren stattfindet, könnten als 1. Verdampferstufe zum Einsatz kommen. Zur Verhinderung

von Krustenbildung kann in diesem Falle die Seeding-Technik angewendet werden. Die

Auskristallisation der gelösten Stoffe findet hierbei auf in der Flüssigkeit mitgeführten,

arteigenen Kristallen statt. Eine Belagbildung auf den Wärmetauscherflächen wird so

verhindert. Zurzeit laufen hier an verschiedenen Hochschulen Pilotversuche, die die

technische Realisierbarkeit dieses Systems untersuchen.

Mit dem Einsatz von Fallfilmverdampfern wird auch die Möglichkeit geschaffen,

mechanische Brüdenverdichter zur Energiebereitstellung einzusetzen. Kostengünstige

Ventilatoren können maximal 7 °C Sattdampftemperaturdifferenz überbrücken, sodass

Zwangsumlaufverdampfer für diese Anwendung ausfallen. Vor allem die Lebensmittel- und

die Meerwasserentsalzungsindustrie setzt die Brüdenverdichtertechnik ein. Der einstufige

Fallfilmverdampfer mit Brüdenverdichter kann in Zukunft auch für Deponiesickerwasser an

Bedeutung gewinnen. Somit zeichnen sich zwei prinzipielle Entwicklungswege ab:

1. Modifizierung des derzeit favorisierten Konzeptes der mehrstufigen

Zwangsumlaufverdampfung

2. Einsatz von Hochleistungsverdampfern als Vorkonzentrierungsstufe.

14.5.4 Trocknung

In der Trocknungsstufe wird das Sickerwasser bis zum festen Pulver aufkonzentriert. Für

diesen Prozess stehen im Wesentlichen zwei Verdampfertypen zur Verfügung:

Dünnschichttrockner: Der Dünnschichttrockner besteht aus einem stehenden

zylindrischen Heizmantel, an dessen Kopf das vorkonzentrierte

Sickerwasser aufgegeben wird. Auf dem Weg ans untere Ende

des Heizrohres verdampft das Wasser, sodass ein Pulver

abgezogen wird. Um Inkrustationen zu verhindern, rotieren

Wischerklappen mit ca. 700 U/min um das Heizrohr, ohne dieses

direkt zu berühren. Der Trockner wird in der Regel aus Edelstahl

(1.4539) gefertigt.

Wirbelschichttrockner: Im Wirbelschichtreaktor wird das vorkonzentrierte Sickerwasser auf

das Wirbelgut, das aus bereits getrocknetem Material besteht,

aufgesprüht und getrocknet. Dieses System vermeidet den

Kontakt des korrosiven Konzentrates mit den Apparaten, da die

Trocknung auf der Oberfläche der Partikel erfolgt. Dies erlaubt den

Einsatz weniger hochwertiger Werkstoffe (z.B. Edelstahl 1.4571)

zum Bau der Apparate. Überschüssiges Wirbelgut fällt in eine

Kühl- und Abfüllanlage. Zur Kühlung werden derzeit in erster Linie

mit Frischluftkühlung arbeitende Apparate vor-gesehen. Das

Wirbelgas wird durch den Wirbelschichtreaktor, den nach-

geschalteten Zyklon zur Staubabscheidung und einen Wärme-

tauscher, der den Gasstrom aufheizt, im Kreislauf geführt.

Für die Trocknungsstufe können im Wesentlichen folgende Bereiche genannt werden, bei

denen ein Optimierungspotenzial angenommen werden kann [13]:

1. Durch die Ermittlung und Dokumentation realisierter Anlagen ließen sich

möglicherweise Erkenntnisse ableiten, die zu einer genaueren Dimensionierung der

Anlagen führen könnten.

2. Durch Abwärmenutzung innerhalb des Gesamtsystems der Sickerwasserbehandlung

aus Umkehrosmose, Eindampfung und Trocknung ließen sich noch erhebliche

Energiemengen einsparen.

3. Durch Anlegung von Unterdruck beim Dünnschichttrockner, aber auch bei den

Verdampfern, können die Verdampfungstemperatur vermindert und damit die

Energiekosten gesenkt werden. Auch die Gefahr der Korrosion könnte auf diese Weise

vermindert werden und dadurch zu einer kostengünstigeren Materialauswahl führen.

Beim Dünnschichtverdampfer müsste beim Unterdruckbetrieb das Problem der

Feststoffausschleusung gelöst werden.

Bei der Anwendung die Wirbelschichttrocknung hat es auf verschiedenen Deponien eine

Überhitzung des Systems gegeben. Untersuchungen haben ergeben, dass ab einer

bestimmten Betriebstemperatur Ammonium und Nitrat in einer exothermen Reaktion

miteinander zu Ammoniumnitrat reagieren. Diese Reaktion führte zu der Überhitzung und

somit zu Materialschäden am Wirbelschichtreaktor. Dass Ammonium und Nitrat überhaupt

in nennenswerten Konzentrationen im Zulauf zum Verdampfer vorlag, konnte auf eine

unzureichende Nitrifikation und Denitrifikation in der biologischen Vorbehandlungsstufe

zurück geführt werden.

14.5.5 Stand der Technik sowie Entwicklungspotenzial der chemischen Nassoxidation

Die Verfahren der chemischen Nassoxidation haben in den vergangenen Jahren einen

raschen Aufschwung erlebt. Zur Behandlung von Deponiesickerwasser werden in

Kombination mit einer biologischen Behandlungsstufe zunehmend oxidative Verfahren

eingesetzt. Gegenüber den Aufkonzentrierungsverfahren fallen beim Einsatz der

chemischen Nassoxidation in der Regel keine als Sonderabfall zu entsorgenden Rückstände

an [25].

Für die Ozon/UV-Technologie existieren schon zahlreiche großtechnische Anwendungen,

die den Nachweis der prinzipiellen Eignung dieses Verfahrens zur

Deponiesickerwasserbehandlung erbracht haben [26]. Im halbtechnischen Maßstab wurden

weitere Verfahren, wie Wasserstoffperoxid/UV sowie Ozon mit einem Festbettkatalysator,

erfolgreich erprobt.

Obwohl die zurzeit angebotenen Verfahren schon seit einigen Jahren bekannt sind, stehen

die anfänglichen betriebstechnischen Probleme sowie die zum Teil hohen Betriebskosten

derzeit noch einer stärkeren Verbreitung dieser Technologien entgegen. Weil in der Regel

mit der Verfahrenskombination aus Biologie + chemischer Nassoxidation + Biologie die

wasserrechtlichen Anforderungen des Anhangs 51 unterschritten werden können, liegt das

Problem ähnlich wie bei den thermischen Verfahren in den hohen Energiekosten. Deshalb

steht bei allen Untersuchungen zur Optimierung dieser Technologien vor allem die

Minimierung der Betriebskosten im Vordergrund.

Grundsätzlich lassen sich die Verfahren der chemischen Nassoxidation zur Peroxidation und

zur Anoxidation einsetzen. Bei der Peroxidation werden die organischen

Sickerwasserinhaltsstoffe möglichst vollständig zu Kohlendioxid und Wasser oxidiert. Bei der

Anoxidation werden die Sickerwasserinhaltsstoffe, die nicht durch eine vorgeschaltete

biologische Behandlungsstufe eliminiert wurden, durch eine Teiloxidation in biologisch

abbaubare Produkte überführt. In der nachgeschalteten biologischen Stufe können diese

Verbindungen dann abgebaut werden. In der Praxis hat es sich jedoch gezeigt, dass die

Oxidationsanlagen so bemessen werden, dass im Ablauf der chemischen Nassoxidation

schon die festgelegten Grenzwerte unterschritten werden. Die biologische Nachbehandlung

dient in der Regel als eine Art Sicherheitsstufe, die eine weitere Schadstoffeliminierung

bewirkt. Eine Steuerung der Oxidationsmittelmenge in Abhängigkeit von der Ablauf-

konzentration der biologischen Nachbehandlungsstufe wird derzeit wegen der Verweilzeiten

bzw. der Verzögerungszeit in der Biologie nicht praktiziert.

Zum Verständnis der anwendungstechnischen Zusammenhänge sowie zur Diskussion der

Optimierungspotenziale ist die Kenntnis der Grundmechanismen der chemischen

Nassoxidation erforderlich.

14.5.5.1 Wasserstoffperoxid/UV-Bestrahlung

Da Wasserstoffperoxid nicht in der Lage ist direkt mit den organischen Sicker-

wasserinhaltsstoffen zu reagieren, muss dieses durch UV-Bestrahlung aktiviert werden, um

zu reaktiven OH• -Radikalen zu zerfallen [27].

UV(1) H2O2 → 2 OH•

Bei der Reaktion des aus Wasserstoffperoxid gebildeten OH-Radikals mit organischen

Substanzen (HRH) entsteht in wässriger Lösung ein organisches Radikal (•RH).

(2) OH• + HRH → H2O + •RH

In Anwesenheit von Sauerstoff bildet sich aus dem organischen Radikal (•RH) sehr rasch

ein Peroxidradikal (•OORH).

(3) O2 + •RH → •OORH

Der Sauerstoff verhindert somit zum einen, dass das organische Radikal (•RH) zu einem

organischen Molekül rekombiniert und ermöglicht zum anderen in weiteren

Reaktionsschritten, dass die Kettenreaktion zur Produktion von OH-Radikalen aufrecht

erhalten bleibt.

Nach Zudosierung in das Abwasser zerfällt Wasserstoffperoxid teilweise in Sauerstoff und

Wasser, sodass eine geringe Menge Sauerstoff vorhanden ist. Diese Zerfallsreaktion ist

jedoch eine unerwünschte Nebenreaktion, wodurch Wasserstoffperoxid für die eigentliche

Produktion von OH-Radikalen verloren geht.

Der erfolgreiche Einsatz von Wasserstoffperoxid ist auf Grund des beschriebenen

Reaktionsmechanismus an folgende Voraussetzungen geknüpft:

Trübung: Um Streulichteffekte zu vermeiden, die eine unerwünschte UV-

Absorption bewirken, muss das Sickerwasser von Trübstoffen

befreit sein.

UV-Eintrag: Für einen optimalen UV-Eintrag in das zu behandelnde Wasser

muss im idealen Fall jedes Wassermolekül möglichst nahe an die

UV-Strahler herangebracht werden. Die UV-Strahlung besitzt nur

eine sehr geringe Eindringtiefe in das Sickerwasser, sodass

entweder ein sehr dünner Wasserfilm an den UV-Strahlern vorbei

läuft (Fallfilmreaktor) oder ein möglichst turbulentes

Srömungsprofil realisiert werden muss. Auf Grund dieser

Voraussetzungen werden auch unterschiedliche Reaktoren

angeboten.

Neben der Gestaltung des Reaktionsbehälters ist auch die Wahl

der UV-Strahler von entscheidender Bedeutung. Generell lässt

sich sagen, dass bei strahlungsintensiven Hochdruckstrahlern, der

Umsatz des Wasserstoffperoxids zu Hydroxylradikalen am

schnellsten verläuft, sodass innerhalb weniger Stunden ein

höherer CSB-Abbau erreicht werden kann als bei Nieder-

druckstrahlern. Problematisch beim Einsatz von Hochdruck-

strahlern ist jedoch der hohe Energieverbrauch durch den

geringen Wirkungs-grad der Lampen von 7 - 9 %. Der größte Teil

der Energie wird in Wärme umgesetzt, der bei Abwässern mit

hoher Pufferkapazität zu Kalkablagerungen auf den Lampen führt.

Daher ist eine regelmäßige Reinigung erforderlich.

Pufferkapazität: Bei Sickerwässern mit hohen Karbonat- und Bikarbonat-

konzentrationen wird in der Regel ein saurer pH-Wert eingestellt,

um die Radikalfängereigenschaften der Karbonat- und Bikarbonat-

ionen zu vermindern.

NH4-Gehalt: Die oxidative Behandlung von Abwässern mit hoher Ammonium-

Konzentration kann u.U. zu einem erheblichen Mehrverbrauch an

Wasserstoffperoxid führen, da Ammonium zum Teil zu Nitrat

oxidiert wird.

NO3-Gehalt: Der Einfluss von Nitrat auf die Oxidation bei der Behandlung von

Sickerwasser ist nicht eindeutig geklärt. Viele organische und

anorganische Substanzen haben ihre maximale UV-Absorption im

Bereich von 200 bis 250 nm. Es ist bekannt, dass Nitrat eine Art

Filter für die UV-Strahlung darstellt. Bei Anwesenheit von Nitrat

können organische Moleküle nur UV-Licht oberhalb von 235 nm

absorbieren und somit nur von diesem Anteil des UV-Lichts

umgesetzt werden. Ob dieser Zusammenhang auch bei

Anwesenheit von H2O2 gilt, sollte näher überprüft werden.

Aus Laboruntersuchungen ist jedoch bekannt, dass die

Anwesenheit von Nitrat einen Mehrverbrauch des

Oxidationsmittels sowie des Energieeintrages verursachen kann.

Möglicherweise ist hierfür die aus der Trinkwasseraufbereitung

bekannte UV-katalysierte Umsetzung des Nitrats zu Nitrit, die

vereinfacht nach folgendem Reaktionsmechanismus abläuft,

verantwortlich [27]:

(4) NO3- → NO2• + O-

(5) 2 NO2• + H2O → NO2- + NO3- + 2 H+

Bei Anwesenheit von H2O2 wird das Nitrit sofort wieder zu Nitrat

oxidiert. Weil NO3 UV-Licht auf der gleichen Wellenlänge wie

H2O2 absorbiert, ist ein höherer Energieeinsatz von ca. 20 % im

Vergleich zu nitratfreiem Abwasser erforderlich.

Reaktions- Um technisch realisierbare Oxidationszeiten zu erreichen, muss

geschwindigkeit: Wasserstoffperoxid in ausreichender Konzentration vorliegen, da

mit sinkender H2O2-Menge auch die Reaktionsgeschwindigkeit

abnimmt. In der Praxis ist je nach Sickerwasser eine über-

stöchiometrische H2O2-Dosierung für den CSB erforderlich.

Erfahrungsgemäß liegen die spezifischen Dosiermengen für H2O2bei 3 - 7 g H2O2/g CSBab. Zu geringe Oxidationsmittelmengen

können vor allem bei niedrigen pH-Werten eine AOX-Neubildung

bewirken.

Die verschiedenen technischen Ausführungen von H2O2/UV-Anlagen zeigt Abbildung

14.5.5.1-1:

Zulauf

Zulauf

Zulauf

Zulauf

Ablauf

Ablauf

Ablauf

Ablauf

Oxidationsreaktor

Oxidationsreaktor

Oxidationsreaktor

Oxidationsreaktor

Vorlage Vorlage

Vorlage

Luftkühlung

WasserkühlungWasserkühlung

Wasserkühlung

Abbildung 14.5.5.1-1: Ausführungen von H2O2/UV-Anlagen [25]

Ein wesentliches Optimierungspotenzial der H2O2/UV-Technologie ist in einer

Sauerstoffanreicherung des Sickerwassers zu sehen, die bei den angebotenen Anlagen

zurzeit nicht praktiziert wird. Welchen Einfluss die Anwesenheit von Sauerstoff hat, wurde

anhand des Reaktionsmechanismus erläutert. In Abbildung 14.5.5.1-2 ist der CSB-

Abbaugrad in Abhängigkeit vom spezifischen Wasserstoffperoxidverbrauch dargestellt [26].

Abbildung 14.5.5.1-2: CSB-Abbaugrad in Abhängigkeit vom spezifischen Wasserstoff-

peroxidverbrauch für Deponiesickerwasser bei unter-schiedlicher

Begasung [26]

Ohne Begasung mit Luft oder reinem Sauerstoff werden für einen CSB-Abbau von 60 %

mehr als 2 kg H2O2/kg CSB benötigt. Durch Zugabe von Luftsauerstoff wird der

Oxidationsmittelverbrauch auf 1,25 kg H2O2/kg CSB nahezu halbiert. Die Begasung von

reinem Sauerstoff verringert den spezifischen Wasserstoffperoxidverbrauch auf Grund der

besseren Löslichkeit gegenüber der Luftbegasung um mehr als das Vierfache (Strippeffekte

wurden bei dieser Darstellung berücksichtigt).

Neben den Kosten für das Oxidationsmittel werden die Betriebskosten beim H2O2/UV-

Verfahren vor allem durch die erforderlichen Energien bestimmt. Je nach Abwasser liegen

die spezifischen Energieverbräuche bei Hochdruckstrahlern in der Regel erheblich über 100

kWh/m3. Eine Senkung der Energiekosten ist durch ein Ancracken der organischen

Moleküle mit dem kombinierten Einsatz von Fenton´s Reagenz denkbar. Abbildung

14.5.5.1-3 zeigt qualitativ den oftmals beobachteten Verlauf einer Abbaukurve mit H2O2/UV.

Reaktionszeit

CSB(mg/l)

ohne Fenton's Reagenz

mit Fenton's Reagenz

Abbildung 14.5.5.1-3: Qualitativer Verlauf einer CSB-Abbaukurve mit und ohne Einsatz

von Fenton´s Reagenz.

Es ist erkennbar, dass die Oxidation mit einer gewissen Verzögerung abläuft. Das

Aufbrechen der Moleküle zu Beginn der Oxidation erfolgt zum Teil sehr langsam. Erst

danach wird der CSB innerhalb weniger Minuten rasch abgebaut. Untersuchungen mit dem

Einsatz von Fenton´s Reagenz in einer dem UV-Reaktor vorgeschalteten Stufe zeigen, dass

durch diese Maßnahme die H2O2/UV-Oxidation beschleunigt werden kann. Dabei wird der

CSB durch das Fenton´s Reagenz jedoch kaum reduziert. Durch die Beschleunigung der

Reaktionszeit können auch die Durchsatzmengen durch eine UV-Anlage erhöht und der

spezifische Energieeintrag erheblich vermindert werden.

14.5.5.2 Ozon/UV-Bestrahlung

Im Gegensatz zu Wasserstoffperoxid ist Ozon in der Lage, direkt mit den organischen

Sickerwasserinhaltsstoffen zu reagieren, ohne dass eine Aktivierung durch UV-Licht erfolgen

muss. Diese Reaktion ist jedoch sehr selektiv, denn die Ozonmoleküle greifen bevorzugt

elektrophile und nukleophile aromatische Kohlenwasserstoffe, ungesättigte Aromaten sowie

Stickstoffverbindungen an. Der Einsatz von UV-Strahlung bewirkt neben einer Verbesserung

der Reaktivität der organischen Abwasserinhaltsstoffe einen Zerfall der Ozonmoleküle in

Hydroxyl-Radikale. Der Reaktionsmechanismus der Ozonoxidation ist in Abbildung

14.5.5.2-1 dargestellt [29].

Abbildung 14.5.5.2-1: Reaktionsmechanismus des Ozons

Vereinfacht können die verschiedenen Reaktionswege wie folgt angegeben werden [30]:

1. Direktoxidation

O3 + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2

2. Oxidation nach intermediärer Radikalbildung

Radikalbildung durch UV-Bestrahlung

H2O/UVO3 → x H2O/HO2- + y OH•

z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2

Radikalbildung im alkalischen Milieu

H2O/OH-O3 → x OH•

z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2

Radikalbildung in Kombination mit H2O2

H2O2/HO2-O3 → x OH•

z OH• + org. Verbindungen → Produkte + H2O + CO2

Ähnlich wie beim H2O2 ist die Anwesenheit von Sauerstoff entscheidend für den Erfolg der

Oxidation. Diese Voraussetzung ist dadurch gewährleistet, dass dem Reaktorsystem immer

ein Gemisch aus Sauerstoff und Ozon zugeführt wird.

Auch bei diesem Verfahren ist die Minimierung der Betriebskosten Gegenstand intensiver

Untersuchungen. Der erfolgreiche Einsatz von Ozon ist auf Grund des beschriebenen

Reaktionsmechanismus durch folgende Maßnahmen optimierbar:

Ozoneintrag: Von entscheidender Bedeutung ist die Wahl des Ozon-

Eintragsystems. Angestrebt wird eine möglichst vollständige

Durchmischung des Reaktorinhalts. Untersuchungen haben

gezeigt, dass sich ein Treibstrahlschlaufenreaktor, wie er in

Abbildung 14.5.5.2-2 dargestellt ist, durch einen besonders guten

Stofftransport auszeichnet [28]. Mit dem verbesserten

Stofftransport wird auch die Reaktionsgeschwindigkeit des CSB-

Abbaus beschleunigt.

H O2 2

Kreislauf-pumpe

Zulauf FI

Ablauf

Abgas

UV PI

O /O3 2

Abbildung 14.5.5.2-2: Schema eines Treibstrahlschlaufenreaktors

Löslichkeit des Ozons: Ozon besitzt nur eine sehr geringe Löslichkeit in Wasser. Wegen

des niedrigen Partialdruckes ist eine Steigerung der

Ozonkonzentration nur durch eine Erhöhung des Betriebsdruckes

möglich. Dabei werden die Reaktoren unter Druck gesetzt (2 - 4

bar) oder in die Höhe gebaut. Eine Druckerhöhung ergibt dann

sich schon allein aus dem hydrostatischen Druck.

Eine andere Möglichkeit zur Steigerung des Ozoneintrags ist die

Kreislaufführung eines Teils des zu behandelnden Abwassers. So

wird z.B. die 15- bis 20-fache Sickerwassermenge bezogen auf

den Zulauf im Kreislauf geführt. Insgesamt kann festgestellt

werden, dass eine Erhöhung der Ozoneintragsmenge auch eine

Verbesserung des Abbaus der organischen

Sickerwasserinhaltsstoffe bewirkt.

Radikalbildung: Auf welchen Wegen die Radikalbildung erfolgen kann, wurde oben

dargelegt. Bei einem pH-Wert von 7 erscheint der Einsatz von UV-

Bestrahlung bisweilen notwendig, um die festgelegten Grenzwerte

sicher zu unterschreiten. Dennoch wurde in zahlreichen Fällen

festgestellt, dass die Direktoxidation allein - ohne Hydroxyl-

Radikalbildung - erfolgreich sein kann [28]. Es muss daher in

jedem Einzelfall geprüft werden, ob der Einsatz der UV-Strahlung

notwendig ist.

Die Oxidationswirkung des Ozons kann u.U. durch die

Verschiebung des pH-Wertes in den alkalischen Bereich deutlich

verbessert werden. Versuche zur Oxidierung von Konzentrat aus

einer Umkehrosmose, die einer biologischen Behandlungsstufe

(Nitrifikation/Denitrifikation) nachgeschaltet war, haben bewiesen,

dass bei einem pH-Wert von 10 - 11 der CSB von 4.500 auf ca.

800 mg/l problemlos ohne UV-Bestrahlung vermindert werden

konnte [31]. Dieses Beispiel zeigt, dass durch die Wahl eines

alkalischen pH-Wertes auf die UV-Strahlung verzichtet werden

kann. Durch die pH-Wertverschiebung in den alkalischen Bereich

kann auch der Ozonmittelbedarf erheblich reduziert werden.

Dass die Hydroxyl-Radikalbildung durch den kombinierten Einsatz

von Ozon und Wasserstoffperoxid unter katalytischer Wirkung von

UV-Bestrahlung verbessert werden kann, wurde in verschiedenen

Laboruntersuchungen unter Beweis gestellt. In Abbildung

14.5.5.2-3 sind die Ergebnisse verschiedener Verfahrens-

kombinationen vergleichend zusammengestellt [32]. Es wird

deutlich, dass die besten Abbauergebnisse mit dem kombinierten

Einsatz von Ozon und Wasserstoffperoxid erreicht wurden. Kritisch

ist bei diesem Verfahren jedoch anzumerken, dass aufgrund der

hohen Betriebskosten der Einsatzbereich dieser Kombination

vermutlich sehr eingeschränkt bleiben wird.

Abbildung 14.5.5.2-3: Vergleichende Untersuchungen mit verschiedenen

Oxidationssystemen

Beim Einsatz von Ozon zur Oxidation besteht immer dann die Gefahr der AOX-Neubildung,

wenn der pH-Wert in den sauren Bereich verschoben wurde und im Abwasser nach der

chemisch-oxidativen Behandlung noch Spuren von Ozon vorhanden sind. In einer

Nachreaktion kann unter diesen Bedingungen AOX neu entstehen. Deshalb wird bei einigen

Systemen in den Ablauf ein UV-Strahler installiert, um das restliche Ozon zu zersetzen.

Eine beachtenswerte Entwicklung zeigt sich bei der Optimierung der Sauerstoff-

rückgewinnung aus dem Abgas der Oxidationsreaktoren. Das bei der Ozonung eingesetzte

Gasgemisch besteht zu über 90 % aus reinem Sauerstoff, der das System zu einem

erheblichen Teil als Abgas verlässt. Zur O2-Rückgewinnung wird das Abgas im Kreislauf

geführt und der Sauerstoff erneut zur Ozonerzeugung eingesetzt. Zur prozessstabilen

Realisierung der Gaskreislaufführung ist jedoch erforderlich, das unverbrauchte Ozon zu

vernichten und Wasserdampf im Abgas durch Trockner zu entfernen. Weiterhin werden

über Katalysatoren die halogenierten Kohlenwasserstoffe eliminiert, da sie sonst im

Ozongenerator zu Problemen führen können. 80 - 90 % des eingesetzten Sauerstoffs

können auf diese Weise zurückgewonnen werden. Die Abgasrückführung wird von

verschiedenen Anbietern allerdings nach wie vor kritisch beurteilt, weil die Gefahr von

Schäden im Ozongenerator nicht sicher ausgeschlossen werden kann.

Kritisch ist bei Ozon/UV-Verfahren die Bildung von Kalziumoxalat zu bewerten, das zu

Verstopfungen in gering durchströmten Anlagenteilen führen kann. Werden organische

Verbindungen oxidiert entstehen bestimmte Zwischenprodukte. Ein Produkt ist Oxalsäure,

deren Oxidation offenbar langsamer verläuft als die Reaktion mit Kalzium zu Kalziumoxalat.

Diese Verbindung ist im neutralen pH-Wertbereich wasserunlöslich und fällt als weißes

Pulver in z.T. erheblichen Mengen während der Ozonung aus. Durch eine Säurespülung des

Systems kann das Oxalat wieder aufgelöst werden.

14.5.5.3 Ozon/Katalysator

Neben den bisher bekannten Verfahren zur chemischen Nassoxidation mit Ozon und

Wasserstoffperoxid unter katalytischer UV-Bestrahlung findet ein weiteres Oxidationssystem

immer stärkere Beachtung. Bei dem in Holland entwickelten Ozon/Festbettkatalysator-

System wird statt der kostenintensiven UV-Bestrahlung ein Katalysator-material eingesetzt,

mit dessen Hilfe die Oxidation kostengünstiger gestaltet werden soll.

Bei diesem Verfahren werden die organischen Sickerwasserinhaltsstoffe in einer

heterogenen katalytischen Oberflächenreaktion mit Ozon eliminiert. Die Kinetik dieser

Reaktionen beruht nur in wenigen Fällen auf der vollständigen Kenntnis des zugrunde

liegenden Reaktionsmechanismus. In der Regel steht nur ein so genannter formalkinetischer

Ansatz zur Verfügung, mit dem der zeitliche Ablauf der Reaktion quantitativ erfasst werden

kann, ohne dass das Reaktionsgeschehen auf der Katalysatoroberfläche genauer bekannt

ist. Allgemein wird eine heterogene katalytische Oberflächenreaktion mit folgenden

Teilschritten beschrieben [33]:

1. Diffusion der Reaktionspartner (hier: Ozon und organische Abwasserinhaltsstoffe) zur

Katalysatoroberfläche

2. Adsorption einer oder mehrerer Komponenten an der Oberfläche

3. Chemische Reaktion an der Adsorptionsschicht des Katalysators

4. Desorption der Reaktionsprodukte von der Katalysatoroberfläche

5. Diffusion der Reaktionsprodukte in die Flüssigphase

Von den fünf Teilschritten kann jeder die Gesamtreaktionsgeschwindigkeit bestimmen. In

technischen Reaktoren werden in der Regel die Strömungsverhältnisse so eingestellt, dass

durch Turbulenzen die Diffusion nicht der geschwindigkeitsbestimmende Teilschritt ist und

somit nicht näher betrachtet werden muss.

Zur Beschreibung der Reaktion wird beim Ozon/Katalysator-Verfahren der Langmuir-

Hinschelwood-Mechanismus zu Grunde gelegt, der in Abbildung 14.5.5.3-1 dargestellt ist.

Die organischen Sickerwasserinhaltsstoffe werden ebenso wie das im Abwasser gelöste

Ozon an der Katalysatoroberfläche zunächst adsorbiert. Der Katalysator wurde so

entwickelt, dass sowohl für die organischen Abwasserinhaltsstoffe als auch für das Ozon

eine hohe Adsorptionsfähigkeit besteht. In der anschließenden Oberflächenreaktion werden

die Sickerwasserinhaltsstoffe oxidiert und desorbieren im Idealfall als Kohlendioxid und

Wasser vom Katalysator.

Abbildung 14.5.5.3-1: Reaktionsmechanismen an der Katalysatoroberfläche

Der prinzipielle Reaktionsmechanismus entspricht somit zahlreichen Synthesen in der

chemischen Industrie. Die Reaktoren sind als Blasensäulen konzipiert, die mit dem

feinkörnigen Katalysatormaterial gefüllt sind. Das Gasgemisch wird im Gleichstrom mit dem

Abwasser von unten in die Reaktorsäule eingetragen. Je nach Erfordernis können mehrere

Säulen, in die jeweils das Ozon/ Sauerstoff-Gemisch eingetragen wird, in Reihe oder parallel

geschaltet werden. Zur Vermeidung einer AOX-Neubildung erfolgt die Restozonvernichtung

im Abwasser über eine nicht begaste Reaktorsäule.

Aus dem Reaktionsmechanismus ist erkennbar, dass die Adsorption der Reaktionspartner

eine notwendige Voraussetzung für die sich anschließende Oxidation an der

Katalysatoroberfläche ist. Deshalb wurde ein Katalysatormaterial auf Aktivkohlebasis mit

hoher spezifischer Oberfläche ausgewählt. Die genaue Zusammensetzung des

Katalysatormaterials ist das spezielle Wissen der Anbieterfirma und bislang nichtöffentlich

bekannt.

Bei dem Ozon/Katalysator-Verfahren sind bezüglich des Reaktionsmechanismus noch

Unsicherheiten vorhanden, die z.Z. näher untersucht werden:

1. Neben dem Ozon soll vor allem der eingetragene Sauerstoff die Oxidationswirkung des

Systems bewirken. Am Katalysator bilden sich Sauerstoffradikale, die die organischen

Abwasserinhaltsstoffe weitgehend oxidieren.

2. Auf Grund des gegenüber dem Ozon/UV-Verfahren veränderten Reaktions-

mechanismus wirken Karbonat- und Bikarbonationen nicht hemmend auf die Oxidation.

3. Ammonium hat im Gegensatz zum Ozon/UV-Verfahren keine negativen Auswirkungen

auf den Oxidationsmittelverbrauch.

4. Die Abwasserinhaltsstoffe werden weitgehend ohne Erhöhung des BSB5 abgebaut. Der

Einsatz dieses Systems bewirkt eine Peroxidation der organischen Abwasser-

inhaltsstoffe.

Um diese Aussagen zu bestätigen, sind systematische und vor allem längerfristige

Untersuchungen erforderlich. Der Stand der mit diesem Verfahren gewonnenen Erfahrungen

kann wie folgt zusammengefasst werden [34]:

1. Zur Elimination der organischen Sickerwasserinhaltsstoffe ist beim Ozon/Festbett-

katalysator-Verfahren die Adsorption der Reaktanden notwendige Voraussetzung für die

eigentliche Oxidationsreaktion.

2. Nach einer Übergangsphase, in der die Schadstoffe überwiegend durch Adsorption

zurückgehalten werden, stellt sich ein Gleichgewicht von Adsorption und Oxidation ein.

Es handelt sich bei diesem Verfahren somit tatsächlich um ein oxidatives Verfahren.

3. Eine Steigerung des CSB- und AOX-Abbaus ist nur durch Erhöhung der Katalysator-

betthöhe erreichbar. Die Steigerung der Ozoneintragsmenge bewirkt von einem

bestimmten Betriebspunkt an keine Steigerung des Abbaus der organischen

Sickerwasserinhaltsstoffe mehr.

4. In Kombination mit einer biologischen Vorbehandlung werden die wasserrechtlichen

Anforderungen des Anhangs 51 in der Regel eingehalten.

5. Die Wirksamkeit des Katalysators sowie dessen Standzeit hängen entscheidend von

der Rückhaltung von Eisen- und Manganionen (Grundwasseraufbereitung) ab. Diese

Verbindungen können zu Ablagerungen auf dem Katalysator führen und somit die

Abbauleistung des Systems erheblich vermindern. In der Regel sollten die Eisengehalte

unter 1 - 2 mg/l bleiben. Möglicherweise ist eine geeignete Vorbehandlung erforderlich.

Der Katalysator ist im Falle einer Belegung mit Eisensalzen jedoch durch eine

Säurespülung regenerierbar.

Auf Grund der bislang ungeklärten Wirkungsweise des Ozon/Katalysatorsystems haben

Fragen bzgl. der Standzeit und Regenerierungsmöglichkeit des Katalysators bislang den

großtechnischen Einsatz zur Sickerwasserbehandlung verhindert. Bei den bisher erfolgten

Ausschreibungen für neue Sickerwasserbehandlungsanlagen wurde der Katalysator nur zur

"Miete" angeboten. Somit verbleibt er im Besitz der Anbieterfirma, die auch die Regeneration

und Entsorgung übernimmt, wobei hierzu ebenfalls keine näheren Angaben vorliegen.

Die Darstellung von Optimierungsmöglichkeiten ist nicht möglich, so lange die Fragen über

die Wirkungsweise und Zusammensetzung des Katalysator nicht geklärt sind.

14.6 Entwicklungstendenzen bei der Sickerwasserbehandlung

Die Entwicklung der Deponiesickerwasserbehandlung in den vergangenen Jahren wurde schon

eingehend dargestellt. Dabei zeigte es sich, dass die Verfahren nach dem Stand der Technik

immer aufwändiger und kostenintensiver wurden. Deponiebetreibern ist deshalb das Risiko von

möglichen Fehlentscheidungen längst zu groß geworden. Sie versuchen deshalb, die

Anlagenbauer stärker in die Verantwortung einzubinden. Immer häufiger werden

Betreibermodelle geprüft und realisiert [35]. Die Unsicherheit mancher Deponiebetreiber

resultiert auch aus der rasanten Entwicklung der unterschiedlichen Behandlungsverfahren und -

kombinationen sowie aus der Verabschiedung der Anforderungen der TA Sonderabfall, die u.a.

auf Grund der Rückstandsentsorgung erheblichen Einfluss auf die Auswahl der

Behandlungsverfahren genommen hat.

Besonders problematisch gestaltet sich die Sickerwasserbehandlung in den neuen

Bundesländern. Der Finanzbedarf zur Sicherung und Erweiterung der in der Regel nicht

basisabgedichteten Deponien ist in den meisten Fällen so hoch, dass die gegenwärtigen

Verfahren nach dem Stand der Technik für die entsorgungspflichtigen Körperschaften kaum

noch bezahlbar sind. Hinzu kommt, dass die technisch anspruchsvollen Anlagen höchste

Anforderungen an das Personal stellen. Immer mehr Deponien werden angesichts dieser

Probleme einschließlich der Sickerwasserbehandlung privatisiert.

Einfache Systeme, wie z.B. Biologie + Aktivkohle-Adsorption, gewinnen unter diesen

Bedingungen mehr und mehr an Bedeutung. Die zukünftige Entwicklung von Sickerwasser-

behandlungsanlagen sollte unter dem Aspekt der Kostensenkung sowie der technischen

Beherrschbarkeit bewertet und gegebenenfalls gefördert werden.

Angesichts der finanziellen Situation der öffentlichen Hand erscheinen z.B. Verbundkonzepte für

zahlreiche Deponiebetreiber durchaus interessant [36]. Ein Beispiel eines solchen Verbund-

bzw. Teilverbundsystems ist in Abbildung 14.6-1 dargestellt.

Die Sickerwässer werden mithilfe von Umkehrosmoseanlagen, die auf den jeweiligen Deponien

errichtet werden, auf ca. ein Fünftel oder weniger der ursprünglichen Rohsickerwassermenge

aufkonzentriert. Die Permeate erfüllen, wie zahlreiche groß-technische Umkehrosmoseanlagen

gezeigt haben, alle wasserrechtlichen Anforderungen und können somit in die Vorfluter

abgegeben werden. Die Konzentrate werden z.B. mit dem LKW zur zentralen

Konzentratbehandlungsanlage transportiert. Als Standort für die zentrale Einheit bietet sich eine

geeignete Deponie oder ein sonst infrastrukturell günstig gelegenes Gelände an. Die zentrale

Einheit besteht z.B. aus einer Eindampfung sowie einer nachgeschalteten Trocknung. Den

thermischen Behandlungsstufen können z.B. Hochdruckumkehrosmoseanlagen vorgeschaltet

werden, um eine flexible Anpassung an veränderte Sickerwassermengen zu erreichen.

Hochdruck-Umkehrosmose80/120/140 bar

Trocknung Granulat zur Deponierung

Umkehrosmose bis 60 bar

Rohsickerwasser aus:

Umkehrosmose bis 60 bar

Umkehrosmose bis 60 bar

Deponie A

Deponie B

Deponie C

Zwischen-speicher

Transport der Konzentrate

Zentrale Einheit Eindampfung

Optionfür steigendeSickerwassermengen

thermischeBehandlung

Abbildung 14.6-1: Mögliche Verfahrensvariante der zentralen Konzentratbehandlung

Verbundlösungen wurden schon in einigen Fällen erörtert, scheiterten jedoch zum Teil an den

unterschiedlichen Auffassungen der zuständigen entsorgungspflichtigen Körperschaften sowie

den örtlichen Planungsbüros. Auch die Anbieterfirmen stehen Verbundlösungen nicht immer

positiv gegenüber, weil auf diese Weise das Marktpotenzial für Sickerwasserbehandlungs-

anlagen erheblich vermindert wird. Unter Berücksichtigung der Finanzknappheit stehen jedoch

mittlerweile mehr und mehr entsorgungspflichtige Körperschaften Teilverbundlösungen offen

gegenüber.

14.7 Entwicklungstendenzen bei den wasser- und abfallrechtlichen Rahmen-bedingungen

14.7.1 Novellierung der wasserrechtlichen Anforderungen

Mit der Novellierung des Anhangs 51 ist neben der Aufnahme der Parameter Phosphor und

Kohlenwasserstoffe eine Verschärfung der wasserrechtlichen Anforderungen nur bei der

Stickstoffeliminierung sowie durch die Festlegung eines Grenzwertes für Arsen vorgesehen.

Weiterhin wird im Falle der Indirekteinleitung die Bewertung der Sickerwasserqualität durch die

Einführung verschiedener Wirkparameter gefordert.

Mit der Novellierung des Anhangs 51 sind folgende Fragestellungen verbunden, die zukünftig zu

prüfen sind:

1. Im Grundsatz kann davon ausgegangen werden, dass ein Ammonium-Grenzwert von 10

mg/l eingehalten werden kann. Viele biologische Anlagen sind jedoch dahingehend zu

überprüfen, ob dieser Grenzwert auch bei kühlen Witterungsbedingungen prozessstabil

einzuhalten ist. Unter Umständen wird mit diesem Grenzwert die Überdachung von

biologischen Behandlungsstufen oder die Aufstellung in Hallen erforderlich sein.

2. Es liegen kaum Untersuchungsergebnisse über Arsenbelastungen im Sickerwasser vor.

Sollte sich herausstellen, dass Arsen z.B. in Sonderabfalldeponien zu beachten ist, stellt

sich die Frage nach der möglichen Behandlungskonzeption. Eine einfache Fällung wie bei

anderen Schwermetallen ist nicht ohne weiteres möglich. Es kann davon ausgegangen

werden, dass zurzeit nur die Umkehrosmose mit Eindampfung dieses mögliche Problem

sicher beherrschen wird.

Zurzeit ist kein weiterer Handlungsbedarf über die vorliegende Entwurfsfassung zur Novellierung

des Anhangs 51 hinaus erkennbar. Es sollten jedoch mögliche Veränderungen in der

Sickerwasserzusammensetzung durch Abfallsortierung, Kompostierung und Verbrennung in den

kommenden Jahren beobachtet werden.

14.7.2 Prognose zur Entwicklung der Sickerwasserqualität als Folge der TA Abfall sowieder Abfallsortierung

Seit einigen Jahren sinkt der Anteil von Bauschutt und Bodenaushub erheblich. Das ist zum

einen eine Folge von Recyclingmaßnahmen bei Bauschutt sowie des Wiedereinbaus von

Boden, zum anderen aber auch eine Folge der vermehrten Ablagerung auf kostengünstigere

Boden- und Bauschuttdeponien.

Bis heute gibt es keine detaillierte Untersuchung über die dadurch veränderte Reduzierung der

Kalzium- und Magnesium- sowie eventuell der Eisen-Belastungen. Schwer zu quantifizieren,

aber doch an einigen Deponien zu beobachten, ist eine deutliche Verminderung der

Säurekapazität durch längerfristigen Wegfall der Bauschuttablagerungen.

Neben Einflüssen auf die Sickerwasserbelastung wird durch die Fernhaltung von Bodenaushub

und Bauschutt das Speichervermögen des Abfallkörpers deutlich vermindert. Dadurch kann der

Sickerwasserabfluss steigen.

Da durch eine Sortierung bzw. Abtrennung einzelner Fraktionen der Siedlungsabfälle die

Zusammensetzung der abgelagerten Abfälle verändert werden kann, sind hierdurch

resultierende Auswirkungen auf die Sickerwasserbelastung nicht auszuschließen. Bei der

Separierung werden vorwiegend die folgenden Fraktionen erfasst:

- Glas

- Papier

- Dosen und Aluminiumabfälle

- organische Abfälle

- Kunststoffe, Plastikmüll

Da die Separierung der einzelnen Fraktionen in der Regel keine schlagartige Maßnahme ist,

sondern sich über längere Zeiträume entwickelt und zusätzlich die Ablagerung in der Regel auf

der gleichen Deponie erfolgt, auf der auch der nicht sortierte Abfall abgelagert wurde, ist häufig

eine exakte Quantifizierung der Einflüsse ausgeschlossen. Dennoch konnten auf einigen

Deponien folgende Grundtendenzen beobachtet werden [37]:

1. Durch die Separierung von Dosen werden die Schwermetallkonzentrationen im

Sickerwasser weiter sinken.

2. Durch die Vorbehandlung organischer Abfälle sinkt die organische Belastung des

Sickerwassers erheblich.

Auf der Deponie Bastwald wurden die Werte für CSB und Ammonium des Sickerwassers über

mehrere Jahre aufgezeichnet [38]. Danach erreicht die CSB-Konzentration ein relativ niedriges

Niveau von ca. 1.000 - 3.000 mg/l. Die Ammonium-Konzentration liegt dagegen in der gleichen

Größenordnung wie bei Deponien mit unsortierten Siedlungsabfällen. Die Sickerwassermengen

lagen im Jahresmittel bei etwa 50 - 70 % des Niederschlages mit sehr stark erhöhten Abflüssen

nach Niederschlagsereignissen. Auf einer anderen Deponie, die ebenfalls nur mit Restabfällen

beschickt wurde, wurden Abflussmengen im ersten Betriebsjahr von sogar 80 % des

Niederschlages beobachtet. Dies ist umso gravierender, weil bei Deponien mit gemischten

Siedlungsabfällen in den ersten Jahren in der Regel besonders geringe Sickerwasser-

abflussmengen auf Grund der hohen Speicherkapazität zu beobachten sind.

Neben der Vorsortierung von Abfällen wird sich die Deponiesickerwasserzusammensetzung

auch auf Grund der mechanisch-biologischen Vorbehandlungsmaßnahmen entsprechend den

Vorgaben der TA Abfall verändern. Eine nachprüfbare Prognose ist zurzeit noch nicht möglich,

weil sich einige Vorbehandlungsverfahren noch in der Erprobungsphase befinden. Auf der Basis

der bisher beobachteten Sickerwasserbelastungen auf Grund einer veränderten

Abfallzusammensetzung sowie aus betriebseigenen Rottedeponien bzw. Kompostablagerungen

sind orientierende Abschätzungen aber durchaus möglich.

Ähnlich der Ablagerungen weitgehend vorsortierter Abfälle sind relativ geringe organische

Belastungen zu erwarten, was durch die vorhergehenden biologischen Umsetzungsprozesse

bewirkt wird. Durch diese Vorbehandlung sind starke Konzentrationsschwankungen weitgehend

auszuschließen. Allerdings wird durch die Vorbehandlung auch die Dichte der abgelagerten

Abfälle stark erhöht, sodass die Sickerwassermenge relativ gering sein wird. Damit kann jedoch

eine Aufkonzentrierung der Schadstoffe nicht ausgeschlossen werden, sodass das

Konzentrationsniveau nicht so stark abnimmt, wie eigentlich zu erwarten ist. Wesentliche

Veränderungen der Stickstoffkonzentration sind bei einer aeroben biologischen Vorbehandlung

nicht zu erwarten, weil Stickstoff kaum biologisch eliminiert wird.

Insgesamt kann davon ausgegangen werden, dass sich bis zur Realisierung von

Abfallvorbehandlungsanlagen die Schadstoffkonzentrationen im Deponiesickerwasser gegen-

über den bisher bekannten Größenordnungen kaum verändern werden. Mit der Einrichtung von

Abfallvorbehandlungsmaßnahmen wird die organische Belastung im Sickerwasser sicherlich

abnehmen. Dagegen bleibt die Ammonium-Konzentration immer noch auf einem relativ hohen

Niveau. Im Rahmen der Diskussion über die zukünftige Sickerwasserqualität ist für die

ökonomische Bewertung von Deponiesickerwasserbehandlungsanlagen entscheidend, dass die

Abschreibungszeiträume und die Lebensdauer der Maschinenteile vermutlich wesentlich kürzer

sein werden als der Zeitraum, in der die Schadstoffentlastung im Sickerwasser durch

Abfallsortierung und -vorbehandlung wirksam wird. Dies bedeutet, dass noch über einen

längeren Zeitraum von ähnlichen Sickerwasserkontaminationen, wie sie in Tabelle 14.2-1

zusammengestellt sind, auszugehen ist.

14.7.3 Entwicklungstendenzen bei der Abfallentsorgung

Mit der Stilllegung zahlreicher Kaligruben in Thüringen und Sachsen-Anhalt stehen zur

Entsorgung von Sonderabfällen ungeheure Räume zur Verfügung, die in Zukunft für die

Abfallentsorgung genutzt werden können. Dabei handelt es sich nicht um eine Abfallentsorgung

nach Abfallrecht, sondern um eine Verwertung der Abfälle als Versatz-material nach Bergrecht.

Im Sinne des Abfallrechts ist eine Minimierung der anfallenden Rückstände anzustreben.

Darüber hinaus dürfen Rückstände bei der Entsorgung auch nicht mit anderen Abfallarten

vermischt. Nach Bergrecht ist eine Vermischung mit Zuschlagstoffen jedoch durchaus möglich

und unter bestimmten Bedingungen (Festigkeit, org. C-Gehalt) sogar erwünscht. Die Nutzung

der bei der Sickerwasserbehandlung anfallenden Rückstände als Versatzmaterial kann zu einer

Neubewertung bestimmter Verfahrenstechniken bei der Sickerwasserbehandlung führen.

Folgende Tendenzen sind denkbar oder in der Diskussion:

1. Die bei der Eindampfung anfallenden Rückstände werden im Falle eines zu hohen

organischen Kohlenstoffgehaltes mit festen Zuschlagsstoffen vermischt und als

Versatzmaterial abgelagert.

2. Es wird zurzeit geprüft, ob flüssige Rückstände, z.B. aus Hochdruckumkehrosmoseanlagen,

mit Zuschlagstoffen verfestigt und ebenfalls als Versatzmaterial eingelagert werden können.

Sollte sich diese Konzeption als praktikabel erweisen, könnte sich das gesamte

Marktpotenzial zu Gunsten der Umkehrosmosetechnik mit anschließender Verfestigung des

Konzentrates auf Grund der geringeren Betriebskosten sowie der einfachen

Verfahrenstechnik verschieben. Technologien wie z.B. die Eindampfung, Trocknung,

Nassoxidation sowie die biologische Behandlung wären in diesem Fall vermutlich nicht

mehr konkurrenzfähig.

3. Die Anstrengungen, bestimmte Wertstoffe aus dem Kristallisat von Trocknungsanlagen

durch z.B. fraktionierte Kristallisation zu gewinnen, wären bei dem "Konkurrenzverfahren"

der Abfallverwertung als Versatzmaterial wirtschaftlich vermutlich nicht zu realisieren.

Ohnehin darf bezweifelt werden, ob durch diese Forschungsaktivitäten marktfähige

Produkte bzw. Wertstoffe zu gewinnen sind.

14.8 Literatur

[1] Köppke, K.-E.: Möglichkeiten und Kosten der zentralerSickerwasserbehandlungsanlagen in Thüringen, Unveröffentlichte Studie 1993

[2] ATV: Die Zusammensetzung von Deponiesickerwässern. Korrespondenz Abwasser Heft1, 1988

[3] Weitzel. J.: Deponiesickerwasser aus Sonderdeponien. ATV-Dokumentation 4Deponiesickerwasser, November 1986, Essen

[4] Ehrig, H.J.: Was ist Sickerwasser ? - Menge und Inhaltsstoffe. ATV-Dokumentation 4Deponiesickerwasser, November 1986, Essen

[5] Rudolph, K.-U.; Köppke K.-E.: Leistungs- und Kostenvergleich von Deponiesicker-wasserreinigungsanlagen nach derzeitigem Stand der Technik. BMFT Statusbericht1988, Witten

[6] Albers, H.: Untersuchungen zur Behandlung von Sickerwässern in Belebungsanlagenund belüfteten Teichen. Veröffentlichungen des Instituten für Stadtbauwesens derUniversität Braunschweig, Heft 39, Sickerwasser aus Mülldeponien - Einflüsse undBehandlung - , S. 227 - 254

[7] Ehrig, H.-J.: Untersuchungen zur Behandlung von Sickerwässern in Festbettreaktoren.Veröffentlichungen des Instituts für Stadtbauwesens der Universität Braunschweig, Heft39, Sickerwasser aus Mülldeponien - Einflüsse und Behandlung - , S. 287- 303

[8] Albers, H.; Mennerich, A.: Chemisch-physikalische Nachreinigung vonDeponiesickerwasser in Minden-Heisterholz. Müll und Abfall, 1987, Heft 8, S.326 - 337

[9] Cord-Landwehr, K.: Vorbehandlung von Sickerwasser durch Rückführung. SK-Verfahren - Ergebnisbericht, ATV-Dokumentation, 1986, Heft 4, S. 63 - 78

[10] Leitzke, O.: Die Reduzierung des chemischen Sauerstoffbedarfs und der chloriertenKohlenwasserstoffe im Abwasser mit Ozon und UV-Licht, Deponie und Altlasten. S. 319- 335, EF-Verlag 1992

[11] Köppke, K.-E.; Fremdling, H.: Weiterentwicklung der Sickerwasserbehandlung auf derDeponie Georgswerder. Handbuch der Altlastensanierung von Franzius, Stegmann undWolf, Kapitel 5.4.3.1.2 (1), 1992, R.v. Decker`s Verlag, G. Schenk, Heidelberg

[12] Roth, P.: Weitergehende Reinigung mit Aktivkohle und Reaktivierung der Aktivkohle.Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 165 - 178

[13] Kollbach, J. St.; Dahm, W.; Merten, M.: Optimierung der Eindampfung und Trocknung,Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 203 - 235

[14] Mennerich, A.: Beitrag zur anaerob-aeroben Behandlung von Sickerwässern ausHausmülldeponien. Schriftenreihe des Institutes für Siedlungswasserwirtschaft derTechnischen Universität Braunschweig, Heft 44, 1988

[15] Chang, L.: Stickstoffelimination mit einstufigen Belebungsanlagen zur Behandlung vonSickerwasser aus Hausmülldeponien. Veröffentlichungen des ZAF der TUBraunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 135 - 162

[16] Krauth, K.H.: Sickerwasserreinigungsanlage der Deponie Billigheim. Veröffentlichungendes ZAF der TU Braunschweig, Heft 8, Sept. 1993, S. 289 - 306

[17] Bräutigam, H.-J.: Untersuchungen zum Einsatz von nichtporösen Kunststoff(Siliconkautschuk)-Membranen als Sauerstoffeintragssystem. Hamburger Berichte zurSiedlungswasserwirtschaft, Heft 3, 1985

[18] Große, G.: Betriebserfahrungen durch Einsatz des Umkehrosmoseverfahrens zurAufbereitung von Sickerwasser einer Hausmülldeponie, Kontakt und Studium, Band263, Expert Verlag, 1989, S. 103 - 130

[19] Peters, T.: Reinigung von Deponie-Sickerwasser mit druckgestufter Umkehrosmose inDT-Modultechnik und fraktionierter Reststoff-Ausschleusung. Preprints zum AachenerMembran Kolloquium, 9.-11.03.1993 in Aachen

[20] Peters, T.: Sickerwasser-Reinigung durch Umkehrosmose und Hochdruck-Umkehrosmose mit dem DT-Modul. Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig,Heft 8, Sept. 1993, S. 179 - 200

[21] Rautenbach, R.; Mellis, R.: Die zunehmende Bedeutung der Membrantechnik bei derAufbereitung industrieller Abwässer. Preprint zum 2. GVC-Kongress vom 19.-21.10.1992 in Würzburg, 1992, S. 81 - 102

[22] Rautenbach, R.; Mellis, R.: Optimierung biologischer Reinigungsstufen durchNachbehandlung des Ablaufs mittels Nanofiltration und Konzentratrückführung.Preprints zum Aachener Membran Kolloquium, 9.-11.03.1993 in Aachen S. 333 - 357

[23] Amsoneit, N.: Eindampfen problematischer Deponie-Sickerwässer. wlb, wasser, luft undbetrieb 10, 1985, S. 63 - 66

[24] Marquardt, K.: Einsatz moderner Verfahrenskombinationen zur Sickerwasser-aufbereitung. Kontakt und Studium, Band 263, Expert Verlag, 1989

[25] Köppke, K.-E.: Deponiesickerwasserbehandlung mit chemischer Nassoxidation - einVerfahrensvergleich. Deponie und Altlasten, EF-Verlag, 1992, S. 363 - 375

[26] Steensen, M.: Ergebnisse von Oxidationsversuchen. ATV-Seminar am 23./24.09.1992in Bremen

[27] von Sonntag, C.; Mark, G., Mertens, R.; Schuchmann, M.N.; Schuchmann, H.-P.:Chemical principles behind the use of UV-radiation and/oroxidants in water pollutioncontrol. Clausthaler Umwelt-Akademie, CUTEC-Schriftenreihe, Band 8, 1993

[28] Weichgrebe, D.; Vogelpohl, A.: Vergleichende Untersuchungen zur nassoxidativenAbwasserreinigung. Clausthaler Umwelt-Akademie, CUTEC-Schriftenreihe, Band 8,1993

[29] Peyton, G.R.: Understanding and Optimizing Ozone/UV Treatment for Destruction ofHazardous Organic Compounds in Water: Mechanism, Efficiency and By-Products. Int.Conf. Physicochemical Biol. Detoxif. Hazard. Wastes, Vol. 1, 1988, S. 353 – 368

[30] Köppke, K.-E.: Deponiesickerwasserbehandlung durch chemische Nassoxidation -Möglichkeiten und Überlegungen zur Optimierung. Müll und Abfall, 5 (1991) S. 273 - 282

[31] Köppke, K.-E.: Untersuchungen zur chemisch-oxidativen Behandlung vonUmkehrosmosekonzentrat. unveröffentlichte Studie, 1993, Bad Oeynhausen

[32] Weichgrebe, D.: Chemisch oxidative Behandlung von Sickerwasser, Chem.-Ing.Tech.64, 1992, Nr. 5, S. 438 - 440

[33] Baerns, M; Hofmann, H.; Renken, A.: Chemische Reaktionstechnik. Georg ThiemeVerlag

[34] Köppke, K.-E.; Korbach, J.: Adsorption oder Oxidation - Untersuchungen mit demOzon/Festbettkatalysator-Verfahren. Abfallwirtschaftsjournal 5 (1993), Nr. 7, S. 561 -575

[35] Rudolph, K.-U.: Die Deponiesickerwasserbehandlung als Dienstleistung. Müll und Abfall,9 (1991), S. 612 - 618

[36] Köppke, K.-E.: Studie über Möglichkeiten der zentralen Sickerwasserbehandlung imLand Thüringen, unveröffentlichte Studie 1993/94, Bad Oeynhausen

[37] Ehrig, H.J; Schellhase, T.: Auswirkungen der veränderten Abfallzusammensetzung aufdie Qualität des Sickerwassers. Veröffentlichungen des ZAF der TU Braunschweig, Heft8, Sept. 1993, S. 81- 87

[38] Riegler, G.; Capitain, P.: Grundlagen für die Planung von Deponiesickerwasser-behandlungsanlagen, Korrespondenz Abwasser, 3 (1993), S. 292 ff