Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen … · 10.5.2.3 (MBBR Phase 3)..... 137 FKZ...

Institut für Siedlungswasserwirtschaft Universität Karlsruhe (TH)

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen zur Verbesserung der Schlammindices und zur Erhöhung der

Sedimentationsleistung

gefördert durch das

Bundesministerium für Bildung und Forschung

Forschungszentrum Karlsruhe Projektträger des BMBF und BMWA für Wassertechnologie und Entsorgung

Fördernummer FKZ 02WA0215

Prof. Dr.-Ing. E.h. H.H. Hahn Ph.D

Sachbearbeiter: Dipl.-Ing. Jan Weber

Dipl.-Ing. Andreas Blank

Institut für Siedlungswasserwirtschaft – Universität Karlsruhe (TH) – Forschungszentrum Umwelt Adenauerring 20 – 76128 Karlsruhe

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen Inhaltsverzeichnis

Inhaltsverzeichnis

Inhaltsverzeichnis ..................................................................................................................... I Abbildungsverzeichnis ............................................................................................................ IV

Tabellenverzeichnis ................................................................................................................ VI

1 Einleitung.......................................................................................................................... 1

2 Grundlagen....................................................................................................................... 3 2.1 Die vermehrte biologische Phosphorelimination ....................................................... 3 2.2 Einflüsse auf die Sedimentationseigenschaften von Schlämmen ............................. 5

2.2.1 Ursachen der derzeitigen Blähschlam-, Schwimmschlamm- und

Schaumproblematik.......................................................................................................... 5 2.2.2 Verbesserte Phasenseparation bei sessilem Schlamm und Sequencing-Batch-

Reaktoren......................................................................................................................... 7 3 Ziele des Vorhabens......................................................................................................... 9 4 Material und Methoden................................................................................................... 11

4.1 Herkunft und Beschaffenheit des Abwassers.......................................................... 11 4.2 Analytik und Methoden............................................................................................ 12

4.2.1 Bestimmung der abwasserrelevanten Parameter ............................................ 12 4.2.2 Bestimmung der physikalische Parameter....................................................... 13 4.2.3 Bestimmung der Schlammeigenschaften......................................................... 13

4.2.3.1 Trockensubstanz und Schlammvolumenindex ......................................... 13 4.2.3.2 Sinkgeschwindigkeit.................................................................................. 14 4.2.3.3 Partikelgrößenverteilung ........................................................................... 14 4.2.3.4 Elektrophoretische Beweglichkeit ............................................................. 15 4.2.3.5 Kapillare Fließzeit (CST)........................................................................... 15 4.2.3.6 Enzymaktivität der Belebtschlämme (TTC-Test) ...................................... 16 4.2.3.7 Fädigkeit ................................................................................................... 16 4.2.3.8 P-Aufnahme und –Rücklöseversuch......................................................... 17

4.3 Konventionelle Belebungsanlage............................................................................ 18 4.3.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen ........................................................ 18 4.3.2 Dimensionierung .............................................................................................. 18

4.4 Moving-Bed-Biofilm-Anlage (MBBR) ....................................................................... 21 4.4.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen ........................................................ 21 4.4.2 Dimensionierung .............................................................................................. 23

4.5 Sequencing-Batch-Biofilm-Anlage........................................................................... 24 FKZ 02WA0215 I


4.5.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen ........................................................ 24 4.5.2 Dimensionierung .............................................................................................. 26

4.6 Simulation................................................................................................................ 27 4.6.1 Verfahrenstechnische Elemente des Modells .................................................. 27 4.6.2 Moving-Bed-Biofilm-Anlage.............................................................................. 28

4.6.2.1 Der schematische Modellaufbau............................................................... 28 4.6.2.2 Simulationsgrundlagen ............................................................................. 28

4.6.3 Sequencing-Batch-Biofilm-Reaktor .................................................................. 29 4.6.3.1 Der schematische Modellaufbau............................................................... 29 4.6.3.2 Simulationsgrundlagen ............................................................................. 29

5 Die hydraulische Betrachtung......................................................................................... 31 6 Ergebnisse...................................................................................................................... 34

6.1 Kolmogoroff-Smirnoff-Test ...................................................................................... 35 6.2 Feldversuche........................................................................................................... 37

6.2.1 Abwasserrelevante Parameter......................................................................... 37 6.2.1.1 Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB) ........................................................ 37 6.2.1.2 Ammonium-Stickstoff (NH4-N) .................................................................. 39 6.2.1.3 Nitrat-Stickstoff (NO3-N)............................................................................ 40 6.2.1.4 Gesamtstickstoff (Nges).............................................................................. 41 6.2.1.5 Phosphor (Pges) ......................................................................................... 42 6.2.1.6 Organische Säuren und KS 4,3 .................................................................. 43 6.2.1.7 Trübung..................................................................................................... 43 6.2.1.8 Spektraler Absorptionskoeffizient (SAK)................................................... 45

6.2.2 Physikalische Parameter.................................................................................. 46 6.2.2.1 Temperatur ............................................................................................... 46 6.2.2.2 pH-Wert..................................................................................................... 47 6.2.2.3 O2-Konzentration ...................................................................................... 48 6.2.2.4 Leitfähigkeit............................................................................................... 49

6.2.3 Schlammparameter.......................................................................................... 49 6.2.3.1 Trockensubstanzgehalt (TS)..................................................................... 49 6.2.3.2 Organischer Trockensubstanzgehalt (oTS) .............................................. 52 6.2.3.3 Schlammvolumenindex (ISV).................................................................... 53 6.2.3.4 Abfiltrierbare Stoffe (AFS)......................................................................... 54 6.2.3.5 Elektrophoretische Beweglichkeit ............................................................. 54 6.2.3.6 Kapillare Fließzeit (CST)........................................................................... 55 6.2.3.7 Absetzgeschwindigkeiten.......................................................................... 56 6.2.3.8 Partikelgrößen........................................................................................... 57

FKZ 02WA0215 II


6.2.3.9 Enzymaktivitäten der Belebtschlämme (TTC-Test) .................................. 61 6.3 Nitrifikationsleistung und Phosphatelimination der MBBR-Versuchsanlage ........... 62

6.3.1 Weitergehende Untersuchungen in der SBBR-Anlage .................................... 64 6.3.1.1 Fädigkeit ................................................................................................... 64 6.3.1.2 P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnisse................................................... 65

6.4 Simulation der SBBR-Anlage .................................................................................. 69 6.4.1 Die stofflichen Eliminationsraten ...................................................................... 69

6.5 Simulation der MBBR-Anlage.................................................................................. 75 7 Diskussion ...................................................................................................................... 78

7.1 Bewertung der stofflichen Parameter - Betriebsergebnisse .................................... 78 7.2 Bewertung der stofflichen Parameter - Simulation .................................................. 81 7.3 P-Aufnahme- und Rücklösegeschwindigkeiten ....................................................... 83 7.4 Schlammparameter ................................................................................................. 85 7.5 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung................................................................................. 88

7.5.1 Investitionskosten............................................................................................. 88 7.6 Auswirkungen auf die Umsatzleistung .................................................................... 91 7.7 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung schwimmender Aufwuchskörper............................. 92

8 Zusammenfassung und Ausblick.................................................................................... 94 9 Literatur ........................................................................................................................ 100 10 Anhang ......................................................................................................................... 106

10.1 Umlaufbecken mit Kaldness-Schwimmkörpern..................................................... 106

10.2 Transportvorrichtung für den Kalnes-Transport .................................................... 106

10.3 Festbett mit Aufwuchs eines SBB-Reaktors.......................................................... 107

10.4 Verwendete Abkürzungen statischer und variabler Parameter ............................. 108

10.4.1 Carbon-Nitrogen-Phosphorous library variables in GPS-X ............................ 108

10.5 Werte statischer und variabler Parameter............................................................. 109

10.5.1 Report of the input data for different parameters and variables in the model

(SBBR) ..................................................................................................................... 109

10.5.2 Report of the input data for different parameters and variables in the model

(MBBR) ..................................................................................................................... 119

10.5.2.1 (MBBR Phase 1) ..................................................................................... 119

10.5.2.2 (MBBR Phase 2) ..................................................................................... 128

10.5.2.3 (MBBR Phase 3) ..................................................................................... 137

FKZ 02WA0215 III

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen Abbildungsverzeichnis

Abbildungsverzeichnis Abbildung 4.1: Versuchsaufbau zur Bestimmung der Sinkgeschwindigkeiten ...................... 14 Abbildung 4.2: Verfahrensschema der konventionellen Versuchsanlage.............................. 18 Abbildung 4.3: Kaldnes-Bewuchskörper (K1) ........................................................................ 21 Abbildung 4.4: Transporteinrichtung für die Kaldnes-Bewuchskörper................................... 21 Abbildung 4.5: Verfahrenstechnisches Schema des MBBR.................................................. 22 Abbildung 4.6: Fließschema der Versuchskläranlage ........................................................... 24 Abbildung 4.7: Zyklusprogramm der drei SBB-Reaktoren..................................................... 25 Abbildung 4.8: Fliessschema des Programms zur Steuerung der SBB-Reaktoren............... 25 Abbildung 4.9: Schematischer Aufbau der MBBR-Versuchsanlage im Rahmen der Simulation

....................................................................................................................................... 29 Abbildung 4.10: Schematischer Aufbau der SBBR-Versuchsanlage im Rahmen der

Simulation....................................................................................................................... 30 Abbildung 6.1: Summenhäufigkeiten der CSB-Ablaufkonzentrationen ................................. 38 Abbildung 6.2: Normalverteilung der CSB-Ablaufkonzentrationen ........................................ 38 Abbildung 6.3: Ergebnisse der Messungen der NH4-N-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen der

Versuchsanlagen............................................................................................................ 39 Abbildung 6.4: Ergebnisse der Messungen der NO3-N-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen der

Versuchsanlagen............................................................................................................ 40 Abbildung 6.5: Ergebnisse der Messungen der Nges-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen ..... 41 Abbildung 6.6: Summenhäufigkeit der Pges-Konzentrationen im Zulauf und Ablauf der

Versuchsanlagen............................................................................................................ 42 Abbildung 6.7: Verlauf der Trübung im Zulauf und Ablauf der MBBR-Anlage....................... 43 Abbildung 6.8: Verlauf der Trübung im Ablauf des SBBR ..................................................... 44 Abbildung 6.9: Korrelation zwischen CSB und SAK.............................................................. 45 Abbildung 6.10:Extinktionsmessung...................................................................................... 46 Abbildung 6.11: Temperatur des Zulaufs und des Ablaufs der Versuchsanlagen................. 47 Abbildung 6.12: pH-Werte im Zulauf und Ablauf der Versuchsanlagen ................................ 47 Abbildung 6.13: O2-Konzentration in der Nitrifikation der Versuchsanlagen.......................... 48 Abbildung 6.14: Leitfähigkeit des Zulaufs und Ablaufs der Versuchsanlagen ....................... 49 Abbildung 6.15: Trockensubstanzkonzentrationen in der Nitrifikation ................................... 50 Abbildung 6.16: Ergebnisse der ISV-Bestimmung................................................................. 53 Abbildung 6.17: Summenhäufigkeit der Messungen der Elektrophoretischen Beweglichkeit 55 Abbildung 6.18: Summenhäufigkeit der Sinkgeschwindigkeiten der SBBR- und MBBR-

Versuchsanlagen im Vergleich zur Großkläranlage Pforzheim ...................................... 56 FKZ 02WA0215 IV

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen Abbildungsverzeichnis

Abbildung 6.19: Relative Häufigkeitsverteilung der Partikelgrößen der Belebtschlämme der

SBBR-, MBBR-Versuchsanlagen und der Großkläranlage Pforzheim ........................... 57 Abbildung 6.20: Relative Häufigkeitsverteilung der Partikelgrößen im Ablauf der

Nachklärbecken der SBBR-, MBBR-Versuchsanlagen und der Großkläranlage

Pforzheim ....................................................................................................................... 58 Abbildung 6.21: Vergleich zwischen CIS- und Granulometer (CILAS)-Partikelgrößenmessung

des Ablaufes der Nachklärung des MBBR ..................................................................... 60 Abbildung 6.22: Vergleich der CILAS- und CIS-Partikelgrößenbestimmung sowie der

zeitlichen Abhängigkeit der Partikelgrößenverteilung im Ablauf der Nachklärung des

modifizierten SBBR ........................................................................................................ 60 Abbildung 6.23: Ergebnisse der Enzymaktivität .................................................................... 61 Abbildung 6.24: Abbauleistung des MBBR während der unterschiedlichen

Untersuchungsphasen hinsichtlich NH4-N im Vergleich zur Referenzanlage................. 62 Abbildung 6.25: Zu- und Ablaufkonzentrationen der Referenz- und der MBBR-

Versuchsanlage.............................................................................................................. 63 Abbildung 6.26: Abbauleistung des MBBR während der unterschiedlichen

Untersuchungsphasen hinsichtlich PO4-P im Vergleich zur Referenzanlage................. 64 Abbildung 6.27: Phosphor-Aufnahme und Rücklöseversuch mit sessilem Schlamm............ 65 Abbildung 6.28: Phosphor-Aufnahme und Rücklöseversuch mit suspendiertem und sessilem

Schlamm......................................................................................................................... 66 Abbildung 6.29: Ermittlung der a und b-Faktoren unterschiedlicher Schlämme.................... 68 Abbildung 6.30: Fall I: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm............................. 70 Abbildung 6.31: Fall I: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm............................. 72 Abbildung 6.32: Fall II; SBBR mit suspendiertem Schlamm.................................................. 72 Abbildung 6.33: Fall II; SBBR mit suspendiertem Schlamm.................................................. 73 Abbildung 6.34: Fall III: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm........................... 73 Abbildung 6.35: Fall III: SBBR mit suspendiertem und sessilen Schlamm............................ 74 Abbildung 6.36: Ergebnisse der Simulation der Phasen 1-3 des MBBR............................... 76 Abbildung 7.1: Einfluss des Substratangebots auf die Population fädiger Organismen (nach

Mudrack et al., 1994)...................................................................................................... 85

Abbildung 7.2: Investitionskosten für Sedimentationsbecken; Kostenstand 1992 (BOHN,

1993, BECKEREIT, 1998) .............................................................................................. 89

Abbildung 7.3: Investitionskosten von Belebungsanlagen (BOHN,1993).............................. 90

Abbildung 7.4: Erforderliche Beckenvolumen von konventionellen Belebungsanlage und

Belebungsanlagen mit schwimmenden Aufwuchskörpern ............................................. 93 Abbildung 8.1: Die Einflüsse der Parameter auf den Schlammindex. ................................... 96

FKZ 02WA0215 V

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen Tabellenverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Tabelle 4.1: Ablaufkonzentrationen der Vorklärung der KA Pforzheim während der Versuchs-

dauer .............................................................................................................................. 11 Tabelle 4.2: Analysemethoden und DIN-Vorschriften............................................................ 12 Tabelle 4.3: Methoden der TS-, oTS- und ISV-Bestimmung ................................................. 13 Tabelle 4.4: Zusammenhang zwischen Fädigkeit und Schlammindex (KUNST et al., 2000) 16 Tabelle 4.5: Dimensionierung der Versuchsanlagen ............................................................. 19 Tabelle 4.6: Beckenvolumina und Oberfläche Nachklärbecken ............................................ 26 Tabelle 4.7: Schlammbelastung und Trockensubstanzgehalt (Bemessungswerte) .............. 26 Tabelle 5.1: Flächen-, Schlammvolumen- und Schlammvolumenraumbeschickungen der

Nachklärbecken der Versuchsanlagen........................................................................... 33 Tabelle 6.1: CSB-Ablaufkonzentrationen der Kläranlage Pforzheim und der konventionell

betriebenen Versuchsanlage.......................................................................................... 35 Tabelle 6.2: Berechnung der Absolutbeträge der Differenzen............................................... 35 Tabelle 6.3: Abhängigkeit der Konstanten von der Irrtumswahrscheinlichkeit ( )αK α ........... 36

Tabelle 6.4: Berechnung des D) - und -Wertes.................................................................. 36 αD

Tabelle 6.5: CSB-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen.............................. 37 Tabelle 6.6: CSB-Abbauraten der einzelnen Versuchsanlagen ............................................ 37 Tabelle 6.7: Mittlere NH4-N-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen .............. 39 Tabelle 6.8: NO3-N-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen........................... 40 Tabelle 6.9: Nges-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen............................... 41 Tabelle 6.10: Pges-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen............................. 42 Tabelle 6.11: Ergebnisse der Bestimmung des Ks4,3 und der organischen Säuren............... 43 Tabelle 6.12: Gelöster mittlerer Sauerstoffgehalt [mg/l] in den spezifischen Becken der

jeweiligen Versuchsanlagen........................................................................................... 48 Tabelle 6.13: Schlammbelastungen ...................................................................................... 51 Tabelle 6.14: Organische Anteile der suspendierten Belebtschlämme während des

Untersuchungszeitraumes.............................................................................................. 52 Tabelle 6.15: Ergebnisse der Bestimmung der abfiltrierbaren Stoffe im Jahr 2002 .............. 54 Tabelle 6.16: Ergebnisse der CST- Messungen der Belebtschlammproben......................... 55 Tabelle 6.17: Ergebnisse der CST-Messungen der Ablaufproben ........................................ 56 Tabelle 6.18: Größenverteilung der Partikel nach Größenklassen........................................ 58 Tabelle 6.19: Vergleichende Gegenüberstellung der Verläufe aus den Abb.6.27 und 6.28.. 66 Tabelle 6.20: Simulierte Szenarien........................................................................................ 70

FKZ 02WA0215 VI

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen Tabellenverzeichnis

Tabelle 6.21: P-Aufnahme- und Rücklöseraten der drei simulierten Fälle ............................ 74 Tabelle 6.22: Simulierte Szenarien der MBBR-Versuchsanlage ........................................... 75 Tabelle 6.23: Vergleich der Untersuchungsergebnisse mit den Ergebnissen der Simulation 77

Tabelle 7.1: Einflüsse auf Simulation und SBBR-Versuchsanlage im Hinblick auf die

biologische P- Elimination .............................................................................................. 82

FKZ 02WA0215 VII

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 1. Einleitung

1 Einleitung

Grundsätzlich werden "neue" Schwimm- und Blähschlammprobleme gerade bei Anlagen mit

biologischer Phosphorelimination (Bio-P-Elimination) und Denitrifikation in zunehmendem

Maße beobachtet. Deren Auswirkungen lassen sich vorwiegend in einer Verschlechterung

der Phasenseparation dokumentieren. Die Ursachen sind derzeit wenig verstanden. Vielfach

werden als Erklärung Ursachenbündel aufgeführt, die eines gemeinsam haben: Die

Korrelation der Auftrittswahrscheinlichkeit von Schwimm- und Blähschlammphänomenen mit

mikrobiellen Vorgänge in der Biozönose, welche letzten Endes auf die Verfahrenstechnik der

Anlage zurückzuführen sind.

Dohmann (in: HERBST et al., 2001) quantifiziert diese wie folgt:

Bei 54 kommunalen Kläranlagen stieg der Anteil derer, welche zumindest zeitweise

Betriebsprobleme durch Schaumbildung hatten von 37% (1989) auf 74% (1999).

Insbesondere Schlammbelastungen von kleiner als 0,1 kg BSB5/(kgTS*d) und niedrigere

Temperaturen scheinen demnach besonders ausschlaggebend. Nur ca. 20% der betroffenen

Anlagen haben ganzjährige Schaumprobleme.

Scheinbar in Vergessenheit geraten sind in diesem Zusammenhang Festbettreaktoren,

schwimmende Aufwuchskörper und Sequencing-Batch-Reaktoren, welche tendenziell einen

niedrigeren Schlammindex aufweisen. Aus diesem Grund scheint es naheliegend, die

Möglichkeiten der Integration dieser Verfahrensschritte in Anlagen mit biologischer

Phosphorelimination und Denitrifikation zu untersuchen, um die Phasenseparation in der

Nachklärung zu verbessern.

Die im Folgenden skizzierten Versuche und Ergebnisse zielen daher darauf hin, mittels

Integration sessiler Biomasse - bei gleicher oder verbesserter Reinigungsleistung und unter

Verzicht von Flockungsmitteln- verbesserte Absetzeigenschaften zu erreichen.

An Bedeutung gewinnen diese Untersuchungen auch und gerade deshalb, da die erwähnten

Verfahrensschritte es ermöglichen, die Nachklärungbecken in Betrieb befindlicher

Kläranlagen zu ertüchtigen, ohne dass zusätzliche Beckenvolumina erforderlich werden.

FKZ 02WA0215 1

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 1. Einleitung

Da gerade bei Kläranlagen mit biologischer Phosphorelimination und Denitrifikation eine

Verbesserung der Absetzeigenschaften am dringlichsten ist, wurden die folgenden drei

Versuchsanlagen betrieben, um die dargelegten Denkansätze zu verifizieren:

• Sequencing-Batch-Biofilm-Reactor (SBBR); Anlage mit Bewuchs auf Festbetten

• Konventionelle Bio-P-Anlage mit schwimmenden Aufwuchskörpern

• Konventionelle Anlage als Referenz, ohne sessile Biomasse.

FKZ 02WA0215 2

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 2. Grundlagen

2 Grundlagen

2.1 Die vermehrte biologische Phosphorelimination

Phosphor im Abwasser ist für eine ausreichende BSB5-Elimination notwendig, da er von

allen Organismen als Nährstoff benötigt wird. Somit findet eine biologische

Phosphorelimination auf allen Kläranlagen statt. Aufgrund des geringen Verhältnisses von

eliminiertem Phosphor zu eliminierter BSB5-Fracht (< 0,015 nach MAIER, 1990) können

allerdings hiermit nicht die gewünschten P-Ablaufwerte eingehalten werden, so dass eine

vermehrte biologische Phosphorelimination durchgeführt werden muss. Wenn im weiteren

Verlauf dieser Arbeit von der biologischen Phosphorelimination (Bio-P-Elimination) die Rede

ist, wird die vermehrte biologische Phosphorelimination angesprochen, so wie es auch in der

Fachliteratur gehandhabt wird.

Die erweiterte biologische Phosphorelimination findet in 3 Phasen statt:

1. In der anaeroben Stufe muss eine ausreichende Menge an leicht abbaubaren Substraten

(Kohlenstoffverbindungen, BSB5) vorhanden sein, aus denen fakultativ anaerobe

Bakterien kurzkettige organische Säuren (vornehmlich Acetat) bilden. Diese Säuren

dienen nun den polyphosphatspeichernden Bakterien (obligat aerob) - in der für sie

feindseligen Umgebung - ebenfalls als Substrat, um organische Reservestoffe (PHB)

aufbauen zu können. Die Energie hierfür erhalten die polyphosphatspeichernden

Bakterien durch den Abbau (Hydrolyse) ihres Polyphosphat-Speichers, der an die

Umgebung abgegeben wird.

2. In der aeroben Stufe wird Phosphat aus dem Abwasser von den Organismen

aufgenommen und als energiereiches Polyphosphatgranulat gespeichert. Die dafür

notwendige Energie wird durch den Abbau der PHB und externer organischer Stoffe

gewonnen. Durch die schnell verwertbaren endogenen Substrate (PHB) ermöglicht der

Energiegewinn den polyphosphatspeichernden Bakterien auch ein schnelles

Zellwachstum, so dass sie hier einen Wachstumsvorteil gegenüber den Bakterien

erreichen, die nur auf externe Substrate zugreifen können. Durch dieses

Biomassenwachstum wird in der aeroben Phase mehr Phosphat aufgenommen als in der

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anaeroben zuvor rückgelöst wurde. Somit nutzen also die polyphosphatspeichernden

Bakterien das gespeicherte Substrat einerseits, um ihren Polyphosphat-Speicher zu

füllen, andererseits für ihr Wachstum. Mit dem Überschussschlamm wird somit, während

der parallel stattfindenden Nitrifikation, Phosphat aus dem System entfernt.

3. Weitgehend nitrit- und nitratfreier Schlamm aus der Nachklärung wird nun in den

anaeroben1 Bereich zurückgeführt – und mit ihm die polyphosphatspeichernden

Bakterien. Der Kreislauf schließt sich. Zurück in der anaeroben Zone, in der

Rücklaufschlamm und Abwasser aus der Vorklärung in Kontakt gebracht werden, darf

den Bakterien kein Nitrat oder Nitrit anstelle von Sauerstoff zur Verfügung stehen. Diese

Stresssituation in der die polyphosphatspeichernden Bakterien nicht wachsen können,

scheint die wichtigste Voraussetzung für eine erhöhte Phosphataufnahme in der aeroben

Belebung von Kläranlagen zu sein. Hierbei wird Phosphor von den Bakterien als

lebensnotwendiger Nährstoff benötigt . Die anaerobe Phase kann eine oder mehrere

Stunden dauern. Wegen dieser relativ kurzen anaeroben Behandlung des belebten

Schlammes und des dauernden Wechsels zwischen anaerob und aerob kann es zu

keiner Methanbildung kommen (BEVER et al., 1995).

Ausgehend von der Konkurrenzsituation zwischen Denitrifikanten und Poly-P-Bakterien,

hängt der Einfluss anoxischer Verhältnisse auf die P-Rücklösung entscheidend von dem

zur Verfügung stehenden Substratangebot ab. Dementsprechend steht nur das nicht zur

Denitrifikation benötigte Substrat den Poly-P-Bakterien zum Aufbau der organischen

Reservestoffe zur Verfügung.

1 Im eigentlichen Sinn ist dieser Bereich anoxisch, bis Nitrit und Nitrat vollständig veratmet sind.

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2.2 Einflüsse auf die Sedimentationseigenschaften von Schlämmen

In der Literatur wird eine Vielzahl von Gründen aufgeführt, welche als Ursache für Bläh- und

Schwimmschlamm genannt werden können. Die in dieser Arbeit untersuchten

Lösungsansätze zielen einzig und alleine auf die Ursachen ab, welche auf mikrobielle

Vorgänge in der Biozönose zurückzuführen sind.

Mikrobielle Vorgänge gelten im Hinblick auf die Gesamtleistung der Anlage als nur schwer zu

optimieren. Die Ursachen sind oft sehr vielschichtig, so dass eine Problemlösung Kenntnisse

hinsichtlich Substrat, Mikroorganismen und der Auslegung, bzw. dem Betrieb der Anlage

erfordert. Schließlich ist es notwendig, Zusammenhänge dieser Einflussgrößen

untereinander zu erkennen.

2.2.1 Ursachen der derzeitigen Blähschlam-, Schwimmschlamm- und Schaumproblematik

Nicht fädige Bakterien, die für eine erhöhte Produktion an extrazellulären polymeren

Substanzen (EPS) verantwortlich sind. EPS führt zu einer schlechteren Entwässerbarkeit

des belebten Schlammes (KANG et al., 1989), da in der EPS-Matrix Uronsäuren entstehen,

die stark hydrophobe Eigenschaften haben. Mit einer schlechteren Entwässerbarkeit geht

eine schlechtere Sedimentierbarkeit einher.

Tatsächlich sind aber etwa 30 verschiedene Fadenbakterien für rund 90% der Bläh- und

Schwimmschlammereignisse verantwortlich (ATV, 1998), einerseits auf Grund ihrer

hydrophoben Bestandteile. Entscheidend ist jedoch ihr Einfluss auf die Flockenstruktur

(KNOOP, 1997; KUNST, 1995). Die in diesem Zusammenhang drei der wichtigsten Gruppen

an Fadenbakterien werden im Folgenden vorgestellt:

Gram-negative Fadenbakterien aus Hochlastanlagen, welche hauptsächlich bei

Schlammbelastungen über 0,2 kg BSB5/(kgTS*d) und/oder bei Stoßbelastungen auftreten.

Sulfatreduzierende Bakterien (Desulfurikanten), die Schwefelwasserstoff (H2S) aus Sulfat

bilden. H2S führt zu unangenehmen Gerüchen, Korrosionserscheinungen und

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Prozessstörungen. Der toxische Schwefelwasserstoff unterstützt die fädigen Bakterien in

ihrem Bestreben, dominant auftreten zu können. Im anaeroben Bereich einer

Belebtschlammflocke entsteht der toxische Schwefelwasserstoff, der von innen nach außen

in die Wasserphase diffundiert. Dort schädigt er die am Rand der Flocke lebenden Bakterien,

weshalb die fadenförmigen Bakterien Wachstumsvorteile erhalten. Dadurch können sie

weiter in den Wasserbereich hinauswachsen, in dem der Schwefelwasserstoff bereits

verdünnt vorliegt, oder durch Luftbläschen bereits oxidiert oder gestrippt wurde.

Fadenförmige Schwefelbakterien kommen in Anlagen mit Schlammbelastungen (BTS) im

Bereich von 0,15 bis 0,6 kg BSB5/(kgTS*d) und überall dort vor, wo es zu Faulprozessen mit

hohem Gehalt an Schwefelwasserstoff kommt.

Hingegen kommen fadenförmige Sulfatbakterien selten in Schwachlastanlagen mit BTS <0,12

kg BSB5/(kg/TS*d), sowie einer gezielten Nitri-/Denitrifikation und Bio-P-Elimination vor (die

anaerobe Kontaktzeit ist zu kurz für Fäulnis). Hier dominieren die Gram-positven

Fadenbakterien aus Niedriglastanlagen (hohes Schlammalter), deren berühmtester Vertreter

das fädige M. Parvicella ist (ATV, 1998). Somit gehören die Gram-positiven Fadenbakterien

zu den Hauptverursachern einer unzureichenden Phasenseparation in den Nachklärungen

konventioneller kommunaler Kläranlagen mit einer erweiterten Stickstoff- und Bio-P-

Elimination.

ERIKSSON et al.(1992) und KNOOP (1997) stellen eine Verkürzung der Entwässerbarkeit bei

einer gleichzeitigen Erhöhung der BSB5-Schlammbelastung fest, was sie auf eine Aktivität

nicht fädiger, nährstoffeliminierender Belebtschlammpopulationen zurückführen. Die

Tendenz der Entwässerbarkeit korreliert nicht mit der Population von M. Parvicella, wie

KNOOP (1997) feststellt. Vielmehr verändert sich demnach bei einer steigenden BSB5-

Schlammbelastung die Flockenstruktur, da M. Parvicella die Einzelfäden zu Strängen mit

Aufwuchs verbindet, wodurch eine kompaktere Struktur mit einem verbesserten

Absetzverhalten erreicht wird.

Dem gegenüber hat die Abwassertemperatur einen sehr großen Einfluss auf die Population

von M. Parvicella und auf die Zähigkeit des Wassers, wodurch jeweils Einfluss auf die

Absetzbarkeit des Schlammes genommen wird. Umfangreiche Untersuchungen (KNOOP,

1997) dokumentieren die Temperaturabhängigkeit von M. Parvicella deutlich:

5-15°C: optimale Wachstumsperiode, in der es bei einer konstanten Häufigkeit von M.

Parvicella zu Schwankungen im SVI zwischen 220 und 500 ml/g kommen kann.

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<=12-15°C und einer Schlammbelastung <= 0,1 kg BSB5/(kg TS*d): M. parvicella wächst

schneller als die nichtfädigen, flockenbildenden Bakterien.

Bei 12°C und einer Schlammbelastung von 0,1 kg BSB5/(kg TS*d): Hydrophobizität um 61%,

Schlammindex bis zu 490 ml/g.

Bei 20°C und einer Schlammbelastung von 0,1 kg BSB5/(kg TS*d): hydropober Prozentanteil

des belebten Schlammes bei 46%, Schlammindex bei 150 ml/g; bei gleicher Temperatur und

Schlammbelastung von 0,5 kg BSB5/(kg TS*d) beträgt der hydrophobe Anteil zunächst 20%,

steigt aber innerhalb von 33 Tagen auf 32% an.

Bei >20°C, M. Parvicella nicht mehr vermehrungsfähig: Fäden brechen auf und werden

durch die Überschussschlammentnahme aus dem System verdrängt, der Schlammindex

sinkt auf <150 ml/g.

Eine Veränderung der Abwassertemperatur und/oder der BSB5-Schlammbelastung hat somit

einen unmittelbaren Einfluss auf die Sedimentationsgeschwindigkeit der Belebtschlamm-

flocke.

2.2.2 Verbesserte Phasenseparation bei sessilem Schlamm und Sequencing-Batch-Reaktoren

Fädige Organismen haben im Vergleich zu den nichtfädigen eine größere Oberfläche,

weshalb sie in einem Milieu mit Nährstoffmangel Wachstumsvorteile erlangen. Steht jedoch

genügend Substrat zur Verfügung, so können alle Organismen Nährstoffkomponenten auch

adsorptiv binden, um auch in nachfolgenden schwachbelasteten Anlagenteilen ausreichend

Nahrung zur Verfügung zu haben. Es sollte daher in konventionellen kommunalen

Kläranlagen angestrebt werden, durch Schaffung eines hohen Substratgradienten

Wachstumsvorteile fädiger Bakterien zu unterbinden. (MUDRACK et al., 1994)

In Biozönosen von Kläranlagen mit einer Bio-P-Elimination können die Wachstumsvorteile

der fädigen Organismen nicht nur von dem Nährstoffangebot abhängen, sondern auch von

der gelösten Sauerstoffkonzentration. So ist ein Wachstumsvorteil fädiger Bakterien auch in

einem nährstoffreichen Milieu des Anaerobbeckens möglich, wenn die Fädigen gegenüber

einem sauerstoffarmen Milieu toleranter sind. Erst bei einer hohen Substratkonzentration und

einer hohen Sauerstoffkonzentration erhalten die kompakten Organismen einen

Wachstumsvorteil (MUDRACK et al., 1994) .

Die Einflüsse des Substratgradienten auf die Schlammeigenschaften werden durch

Betriebserfahrungen beim Einsatz der SBR-Technologie belegt. So ist es hier ebenfalls

FKZ 02WA0215 7


möglich, mit einem Austauschverhältnis > 40% und einer Fülldauer <20% des Gesamt-

zykluses, einen ausgeprägten Konzentrationsgradienten und somit bessere

Absetzeigenschaften des Schlammes zu erzielen (SCHREFF et. al., 2001).

Bekanntermaßen bereitet die Abtrennung von Biomasse bei Festbettreaktoren weniger

Probleme als bei konventionell betriebenen Anlagen (WARTCHOW, 1988; KÜHN, 1990;

SCHLEGEL, 1997; WEBER, 1992; MUDRACK et al., 1994). Dies ist zwar bislang

wissenschaftlich nicht eindeutig belegt, dennoch können hier zwei Gründe genannt werden

(WARTCHOW, 1988):

1. Die Häufigkeit fadenförmiger Bakterien ist bei den überstauten Festbettreaktoren

geringer, im Vergleich zu den herkömmlich betriebenen Ablagen.

2. In den anaeroben und anoxischen Zonen des Biofilms findet eine Mineralisation des

Schlammes statt, der nach Ablösung durch seine höhere Dichte und kompaktere Form

positiv auf die Absetzeigenschaften (z.B. Sedimentationsgeschwindigkeit) des

Schlammes einwirkt .

Die oben gemachten Aussagen hinsichtlich der Biomasse bei Festbettkörpern gilt sinngemäß für den sessilen Schlamm im Generellen und somit auch für Anlagen mit Schwebekörper.

Zusammenfassend lässt sich festhalten, dass zwar ein Anstieg der Fädigkeit mit dem des

Schlammindexes einher geht (WAGNER, 1982), jedoch ist die eigentliche Ursache der

Blähschlammbildung auf folgende Faktoren zurückzuführen:

• Art der Verfahrenstechnik (erweiterte Bio-P; SBR; sessiler Schlamm, etc.)

• Abwasserqualität /Stoßbelastungen

• Dauer anaerober Kontaktzeiten

• Belastungsverhältnisse/Schlammalter

• Austauschverhältnis (SBR)

• Temperatur

FKZ 02WA0215 8

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 3. Ziele des Vorhabens

3 Ziele des Vorhabens

Die Ziele leiten sich einerseits aus den Forderungen der Betreiber nach Verbesserung der

Absetzbarkeit der Schlämme, Verringerung der Bläh- und Schwimmschlammbildung oder

gar deren Vermeidung und andererseits aus der unbestrittenen Kenntnis heraus ab, dass

unter dem Einfluss von sessilem Schlamm (z.B. in Form von Tropfkörpern,

Festbettreaktoren, Füllkörper, etc.) deutlich niedrigere Schlammindices erreicht werden.

Hinzu kommen die unterschiedlichen Aufgabenstellungen der Nachklärung einer

Belebungsanlage im Vergleich zu der Tropfkörperanlage. Bei Tropfkörpern/Festbettreaktoren

entfällt die Aufgabe der Schlammspeicherung und die anschließende Rückführung des

Schlammes in den Bioreaktor, so dass der Volumenbedarf der Nachklärung dadurch deutlich

geringer ausfällt.

Unter Beibehaltung der Verfahrenstechnik einer Belebungsanlage und unter

Berücksichtigung der spezifischen Vor- und Nachteile beider Technologien bietet sich eine

Kombination beider Verfahren an. Dadurch können bauliche Maßnahmen vermieden und die

gerade in der jüngsten Vergangenheit getätigten Investitionen in die Bausubstanz, mit

gewissen Anpassungen auch weiterhin genutzt werden.

Diese Maßnahme, der Einbau von Festbetten ist effektiver als Systemkorrekturen, wie etwa

die Integration von Selektoren, Modifikationen der Nachklärung und/oder Versuche zur

Verbesserung der Belebtschlammeigenschaften durch Zugabe von im weitesten Sinne

flockenbeschwerenden Materialien/Chemikalien, mit dem Ziel, die Abtrennbarkeit des

Belebtschlammes zu verbessern, um somit eine Entlastung der Nachklärung zu erreichen.

Das Vorhaben soll demonstrieren, dass mittels Integration von Festbetten/Aufwuchskörpern

in Belebungsanlagen, also einer vergleichsweise einfach zu realisierenden Maßnahme, den

Ursachen der Bläh- und Schwimmschlammbildung erfolgreich begegnet und gleichzeitig der

Wirkungsgrad und die Betriebsstabilität aufgrund der Reduzierung der stofflichen Belastung

der Nachklärung deutlich verbessert werden können.

Bei einem angenommenen Volumenanteil der Bewuchsflächen von ca. 20 %, entsprechend

einem Biomassenanteil von etwa 50 %, bezogen auf eine Vergleichskonzentration von 3,3

kg TS/m3 in der Belebung, ergäbe sich unter Zugrundelegung einer Schlammindex-

FKZ 02WA0215 9

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 3. Ziele des Vorhabens

verbesserung von 120 auf 80 ml/g eine Verringerung des erforderlichen Volumens der

Nachklärung von größenordnungsmäßig bis zu 50 %.

Diese daraus resultierende und aktivierbare Überkapazität der Nachklärung sollte

nachträgliche und aufwendige strömungstechnische Korrekturen der Nachklärbecken

erübrigen.

Vielmehr kann mit Berechtigung davon ausgegangen werden, dass aufgrund der

Volumenfreisetzung der Nachklärung, zudem eine Erhöhung der Gesamttrockensubstanz

gegenüber der ursprünglichen Situation möglich wird. Heutige Kläranlagen, die am Rande

ihrer Belastungsgrenzen betrieben werden, werden damit in die Lage versetzt, Belastungs-

zunahmen zu kompensieren.

In der vorliegenden Arbeit sollen nun zuvor getroffenen Aussagen im halbtechnischen

Maßstab überprüft werden.

Dabei werden zwei unterschiedliche Trägermaterialien vergleichend gegenübergestellt:

Festbettreaktoren und schwimmende Aufwuchskörper. Auf Basis einer dialektischen Be-

trachtung der Versuchsergebnisse der beiden Aufwuchsträger sollen Antworten zu folgenden

Fragen gefunden werden:

• Hat die Wahl der Trägermaterialien einen Einfluss auf die Phasenseparation und/oder

auf weitere Schlammeigenschaften?

• Welche verfahrenstechnischen Möglichkeiten ergeben sich auf Grund einer

veränderten Phasenseparation?

• Wie verhält sich – unter intermittierenden Belüftungsbedingungen – sessiler Schlamm

im Hinblick auf eine erweiterte biologische Phosphorelimination?

Gleichzeitig wird die eigentliche Bedeutung der Bewuchsflächen im Vergleich zu einer

konventionellen Bio-P-Belebungsanlage (Versuchsanlage) und der Großkläranlage

Pforzheim zu bewerten sein.

FKZ 02WA0215 10

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 4. Material und Methoden

4 Material und Methoden

4.1 Herkunft und Beschaffenheit des Abwassers Da die schnelle Umsetzung der Ergebnisse in die Praxis ein Ziel der Untersuchungen war,

besaß der Betrieb der Versuchsanlagen Demonstrationscharakter. Aus diesem Grund

wurden die Versuchsanlagen auf der kommunalen Kläranlage in Pforzheim angesiedelt, da

dort seit mehreren Jahren eine Schwimm-/Blähschlammproblematik beobachtet wird.

Da die Untersuchungen im Parallelbetrieb zu der Großanlage in Pforzheim durchgeführt

werden sollten, wurde Abwasser aus dem Ablauf der Vorklärung für die Beschickung der

Versuchsanlagen verwendet.

Tabelle 4.1: Ablaufkonzentrationen der Vorklärung der KA Pforzheim während der Versuchsdauer

Mittelwert Maximum Minimum

CSBhom, [mg/l] 322,0 668,0 66,0

BSB5 [mg/l] 164 287 55

NH4-N [mg/l] 34,2 41,5 4,3

TKN [mg/l] 47,1 61,5 10,1

NO3-N [mg/l] 3,5 14,0 0,3

NO2-N [mg/l] 0,73 2,01 0,05

Pges [mg/l] 5,0 8,6 0,9

Hac [mg/l] 7,0 59,0 19,0

KS4,3 [mmol/l] 5,9 7,9 1,6

pH [-] 7,9 8,4 7,2

In Tabelle 4.1 sind die mittleren, maximalen und minimalen Ablaufkonzentrationen der

Vorklärung der Großkläranlage Pforzheim der abwasserrelevanten Parameter aufgelistet.

Diese Konzentrationen sind zugleich die Zulaufkonzentrationen und Bemessungsgrundlagen

der Versuchsanlagen.

FKZ 02WA0215 11

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 4.Material und Methoden

4.2 Analytik und Methoden Zur Überwachung der Versuchsanlagen wurden jeweils Montags, Mittwochs und Freitags an

mehreren Stellen der Systeme Wasser- bzw. Schlammproben entnommen. Es handelte sich

dabei um Stichproben, die an den betreffenden Tagen am Nachmittag (zw. 14 und 16 Uhr)

entnommen wurden.

Proben zur Bestimmung der chemischen Parameter wurden jeweils dem Zulauf und dem

Ablauf der Versuchsanlagen entnommen.

Zur Bestimmung der Schlammeigenschaften der Belebtschlämme wurden Proben aus dem

Zulauf zu den Nachklärbecken entnommen.

Zusätzlich wurde zur Kontrolle der Betriebsbedingungen die Temperatur, der pH-Wert, die

Sauerstoffkonzentration und die Leitfähigkeit im Zu- und Ablauf, sowie in den einzelnen

Reaktionsräumen der Versuchsanlage bestimmt.

Die Bestimmung der Enzymaktivität der Schlämme in der Belebung, des Spektralen

Absorptionskoeffizienten (SAK), der organischen Säuren, sowie des KS4,3 des Zulaufes der

Versuchsanlagen und des Ablaufes der Nachklärbecken der Versuchsanlagen wurden in

unregelmäßigen Abständen bestimmt, jedoch mindestens einmal im Monat.

4.2.1 Bestimmung der abwasserrelevanten Parameter Zu Beginn der Untersuchungen wurden die chemischen Analysen mittels kolorimetrischer

Schnelltests der Firma Merck (Merck Microquant) für die Parameter NH4-N, NO3-N und PO4-

P durchgeführt. Aufgrund der geringen Auflösung und der daraus bedingten Ungenauigkeit

dieser Bestimmungsmethode wurde die Analysenmethode bereits nach kurzer Zeit ge-

wechselt.

Tabelle 4.2: Analysemethoden und DIN-Vorschriften

Parameter Analysemethode Vorschrift

NH4-N Photometrie DIN 38406 E5

NO3-N Photometrie DIN 38405 D9

PO4-P Photometrie DIN 38405 D11

CSB Küvettentest Schnelltest

SAK Photometrie DIN 38404 C3

Organische Säuren Titration DIN H 21

KS4,3 Titration DIN 38409 H7

Enzymaktivität TTC-Test DIN L3

Abfiltrierbare Stoffe Filtration/Trocknung DIN 39409 H2

TKN Analysegerät d. Firma Büchi; bestehend aus Control Unit; Destillation Unit, Dosimat Pges Photometrie DIN 38 403 Teil 11

Trübung UV-Messsonde WTW IQ Sensor Net System 184; Sonde Viso IQ

FKZ 02WA0215 12


Im weiteren Verlauf der Untersuchungen wurden die Parameter NH4-N, NO3-N und PO4-P

photometrisch nach DEV bestimmt, der Parameter CSB mittels Küvettenschnelltest der

Firma Dr.Lange (Dr.Lange LCK314 und LCK514). Die weiteren Parameter als auch deren

Analysemethoden sind in Tabelle 4.2 aufgelistet.

4.2.2 Bestimmung der physikalische Parameter Die physikalischen Parameter wurden mit Messsonden der Firma WTW bestimmt.

Dabei wurde der pH-Wert, die Leitfähigkeit, die Temperatur und die Sauerstoffkonzentration

in den einzelnen Reaktionsräumen, als auch im Zulauf der Versuchsanlagen und im Ablauf

der Nachklärbecken der Versuchsanlagen bestimmt.

Die Trübung wurde im Zulauf der Versuchsanlagen und im Ablauf der Nachklärbecken

bestimmt.

4.2.3 Bestimmung der Schlammeigenschaften Zur Charakterisierung der Schlammeigenschaften wurden neben Trockensubstanzgehalt

(TS), organischem Trockensubstanzgehalt (oTS) und Schlammvolumenindex (ISV), die

Sinkgeschwindigkeiten und die Partikelgrößenverteilungen der Schlämme bestimmt.

4.2.3.1 Trockensubstanz und Schlammvolumenindex Der Trockensubstanzgehalt (TS) dient als Biomassenparameter für Belebtschlämme. Der

Wert beinhaltet naturgemäß lebende und abgestorbene Anteile, anorganisches Material

sowie einen Anteil organischer Stoffe. Mittels der Bestimmung des organischen Trocken-

substanzgehalts (oTS) des Schlammes soll der Einfluss des anorganischen Anteils des

Schlammes ausgeschlossen werden.

Der Schlammvolumenindex spielt in Bezug auf die Abtrennung von Belebtschlamm die

wichtigste Schlammeigenschaft dar.

Die Parameter TS, oTS und ISV wurden nach DIN bestimmt. In Tabelle 4.3 sind die

Parameter und die dazugehörigen Normen aufgelistet.

Tabelle 4.3: Methoden der TS-, oTS- und ISV-Bestimmung

Parameter DIN EN

Trockensubstanzgehalt (TS) 12 880

Organischer Trockensubstanzgehalt (oTS) 12 879

Schlammvolumenindex (ISV) 38 414

FKZ 02WA0215 13


4.2.3.2 Sinkgeschwindigkeit Die Sinkgeschwindigkeiten wurden mit Hilfe einer Versuchsapparatur bestimmt mittels derer

die relative Sinkgeschwindigkeit der Partikel anhand der Trübung einer verdünnten

Schlammprobe gemessen werden konnte. Verdünnt wurde mit Wasser aus dem Ablauf der

Nachklärung.

Abbildung 4.1: Versuchsaufbau zur Bestimmung der Sinkgeschwindigkeiten

Hierfür wurde die Trübung zum Zeitpunkt t0 = 0 bestimmt und in einem Zeitintervall von 5 min

bis zum Zeitpunkt tEnde = 60 min bestimmt. Die gemessenen Trübungen wurden im Verhältnis

zur anfänglichen Trübung der Suspension betrachtet. Hieraus konnte die dadurch bestimmte

prozentuale Resttrübung zum Zeitpunkt ti bestimmt werden. Die zugehörige Sinkge-

schwindigkeit konnte anhand der Strecke H und der Zeit ti bestimmt werden.

4.2.3.3 Partikelgrößenverteilung Ein Ausgangspunkt dieser Arbeit ist die Annahme einer ertüchtigten Phasenseparation in der

Nachklärung durch den Einsatz sessiler Biomasse. Vor diesem Hintergrund sollen die

Partikelgrößenverteilungen in den Abläufen der MBBR-, SBBR- und Pforzheimer (Groß-)

Anlage gegenübergestellt werden. Dies geschah mittels einer computerunterstützten

Partikelanalyse (GALAI-CIS 1 der Firma LOT). Zusätzlich wurden mit Hilfe eines Laser-

Granulometers (CILAS Granulometer 920 der Firma Quantachrom, GmbH) kontinuierliche

Messungen durchgeführt.

Das CILAS Granulometer 920 ist ein Laserbeugungsspektrometer zur Partikelgrößen-

analyse. Es besteht aus einem Multielement-Detektor, einem Diodenlaser mit Lichtleiter-

echnik, einer Peristaltikpumpe, integriertem Ultraschallbad mit Rührer und einer mechanisch

entkoppelten optischen Bank, wodurch eine Messung der Partikel im Durchfluss möglich ist.

FKZ 02WA0215 14


Der Meßbereich des CILAS Granulometers 920 beträgt 0,3 – 400 µm, unterteilt in drei

Größenklassen.

Die Erfassung der Partikelgrößenverteilung erfolgte mittels des Meßgerätes Galai CIS 1 der

Firma LOT GmbH. Während der Messung wird die 2ml-Küvette durch einen magnetischen

Rührer durchmischt. Als Abbruchkriterium gilt dabei das Überschreiten der 95%igen

Zuverlässigkeit bezüglich der ermittelten Partikelvolumina.

4.2.3.4 Elektrophoretische Beweglichkeit Die Oberflächenladung der Partikel des belebten Schlamms hat einen entscheidenden

Einfluss auf den Schlammindex und somit auf die Abtrennbarkeit von Belebtschlämmen. So

bewirkt jede Veränderung der Oberflächenladung der Partikel eine Veränderung der Form

und der Morphologie einer Belebtschlammflocke.

Mit Hilfe der Elektrophoretischen Beweglichkeit lassen sich Aussagen zur Oberflächenladung

von Partikeln treffen. Unter dem Einfluss eines elektrischen Feldes führen geladene Partikel

geordnete Bewegungen aus. Vorzeichen und Absolutbetrag dieser Elektrophoretischen

Beweglichkeit sind von der jeweiligen Oberflächenladung der Partikel abhängig.

Die Ladungseigenschaften von Partikeln und Aggregaten werden mittels einer Partikel-

elekrophorese bestimmt. Ziel ist es festzustellen, inwieweit sich Partikel auf Grund einer

negativen Oberflächenladung gegenseitig abstoßen, was der Bildung größerer

sedimentierfähigerer Aggregate entgegensteht. Hierzu wird das Potenzial an der

Scherebene (Zetapotenzial) der Partikel/Aggregate bestimmt.

Die Bestimmung der Elektrophoretischen Beweglichkeit wurde mit einem Gerät der Firma

Rank Brothers, Modell Mark II durchgeführt.

4.2.3.5 Kapillare Fließzeit (CST) Wie in Kapitel 2.1.1 bereits dargelegt, kann die Entwässerbarkeit des Schlammes ebenfalls

ein Kriterium sein, mit der die Sedimentationseigenschaften des Schlammes bewertet

werden kann. Demnach geht mit einer schlechteren Entwässerbarkeit eine schlechtere

Sedimentierbarkeit einher.

Die kapillare Fließzeit (Capillary Suction Time) ist eine alternative Messgröße gegenüber

dem spezifischen Filtrationswiderstand. Hierbei wird der Filtrationseffekt durch die kapillare

Saugkraft eines Filterkartons bewirkt.

Das CST-Gerät besteht aus zwei Kunststoffblöcken und einem angeschlossenen Gerät zur

Registrierung und Anzeige der Fließzeiten. Am oberen Kunststoffblock befindet sich in der

Mitte ein Loch, in dem ein Hohlzylinder auf ein Filterpapier gestellt wird.

FKZ 02WA0215 15


Bei einer CST-Messung wird die Fließzeit der Wasserfront, die sich radial auf dem

Filterpapier ausbreitet, zwischen zwei elektrischen Kontakten bestimmt.

4.2.3.6 Enzymaktivität der Belebtschlämme (TTC-Test) Der TTC-Test ist Bestandteil der Deutschen Einheitsverfahren zur Wasser-, Abwasser- und

Schlammuntersuchung (DEV/L3-L4), es handelt sich um einen Vitalitätstest basierend auf

der Stoffwechselaktivität der Mitochondrien bei Eukaryonten. Hierbei wird im Tricarbonsäure-

Zyklus an der Stelle, an der normalerweise Succinat zu Fumerat unter „ATP-Verbrauch“

reduziert wird, das farblose Tetrazolium zu dem farbigen Formazan reduziert. Anhand der

photometrisch messbaren Formazanproduktion ist es möglich, die Vitalität bzw. den

Stabilisierungsgrad eines Schlammes festlegen.

Als Nährsubstrat wurde OECD-Abwasser (OECD 1981) verwendet, um gleiche Bedingungen

für die Untersuchung zu gewährleisten. Mit 2,3,5-Triphenyl-tetrazoliumchlorid (TTC, 0,5%ige

Lösung in Wasser) bilden die Schlämme einen roten Farbstoff, der in Ethanol gelöst wird.

Die Extinktion der Ethanollösung wird dann im Photometer bei einer Wellenlänge von 480

nm in einer 1cm Küvette gemessen.

Bestimmt wurde die Formazanproduktion [µg] pro Schlammtrockenmasse [mg] als Maß für

die Aktivität von Dehydrogenase in den Schlämmen. Laut DEV muss die Formazan-

produktion mit einem Schlamm bestimmt werden, der nicht älter als 24h ist. Diese Forderung

wurde immer eingehalten.

4.2.3.7 Fädigkeit Fädige Bakterien gelten als Hauptverursacher der Bläh- und Schwimmschlammphänomene.

Ihre Häufigkeit wird mikroskopisch bestimmt und anhand definierter Häufigkeitsklassen

bewertet. Der Zusammenhang kann aus Tab. 4.4 entnommen werden.

Tabelle 4.4: Zusammenhang zwischen Fädigkeit und Schlammindex (KUNST et al., 2000):

Fädigkeitsstufe [-] Schlammindex SVI [ml/g]

0-1, 2 und 3

4 und 5

6 und 6-7

7

≤ 150

> 150

> 200

nur für Schaum

FKZ 02WA0215 16


4.2.3.8 P-Aufnahme und –Rücklöseversuch Diese Versuche wurden in Anlehnung an die Empfehlungen deutschsprachiger

Hochschulen, dargestellt im Abschlussbericht eines Erfahrungsaustausches, durchgeführt

(OSWALD-SCHULZE-STIFTUNG, 1995).

Demnach sind bis zu 4 Versuchsphasen für eine Beurteilung der P-Aufnahme- und

Rücklösung notwendig. Der Versuch selbst wird in einem Batch-Reaktor durchgeführt.

• In Phase 1 wird zunächst das vorhandene Nitrat möglichst vollständig denitrifiziert.

Gegebenenfalls wird hierfür das notwendige Substrat zugegeben.

• In Phase 2 wird der Reaktor belüftet, damit das gelöste Phosphat möglichst

vollständig aufgenommen werden kann.

Mit dieser Phase sind die notwendigen Vorbereitungen des Versuchs abgeschlossen.

• Phase 3 findet unter anaeroben Bedingungen statt. Die Phosphatrücklösung wird

über die Zeit gemessen. Gegebenenfalls wird externer Kohlenstoff zugegeben.

• In Phase 4 wird der Reaktor belüftet, um nun die Phosphataufnahme über der Zeit zu

dokumentieren.

Im Rahmen der in diesem Kapitel vorgestellten Untersuchungen wurden drei verfahrens-

technisch unterschiedliche Versuchsanlagen auf dem Gelände der kommunalen Kläranlage

Pforzheim betrieben. Einerseits eine konventionell betriebene halbtechnische Belebungs-

anlagen sowie eine MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor)-Anlage, die in der Konfiguration der

Reaktorräume, bestehend aus Bio-P-Becken, Denitrifikationsbecken und Nitrifikations-

becken, identisch war und andererseits eine SBBR-Anlage bestehend aus einem SBBR mit

„nachgeschalteter“ Denitrifikation und Nitrifikation.

FKZ 02WA0215 17


4.3 Konventionelle Belebungsanlage Die konventionell betriebene Belebungsanlage wurde als Referenz für die MBBR- und

SBBR-Versuchsanlage konzipiert. Gleichzeitig wurde mit der Referenzanlage die

Übertragbarkeit des Maßstabes der Versuchsanlagen auf die Großkläranlage Pforzheims

überprüft (Kap.6.1).

4.3.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen Abbildung 4.2 zeigt das verfahrenstechnische Schema der konventionell betriebenen

Versuchsanlage. Die Versuchsanlage bestand im wesentlichen aus:

• Bio-P-Becken

• Denitrifikationsbecken

• Nitrifikationsbecken

• Nachklärbecken

Die Anlage entspricht einer im Hauptstromverfahren betriebenen Bio-P- Anlage mit

vorgeschalteter Denitrifikation (ATV, 1994). Der Zulauf erfolgte aus einem volldurchmischten

Speicherbecken, welches aus dem Ablauf der Vorklärung der kommunalen Kläranlage

Pforzheim beschickt wurde. Dimensioniert wurde die Versuchsanlage für einen täglichen

Zulauf von Qzu = 108 l/d, dies entspricht einem Zulauf von Qzu = 4,5 l/h.

Abbildung 4.2: Verfahrensschema der konventionellen Versuchsanlage

4.3.2 Dimensionierung

Die Beckengrößen wurden nach ATV 131 (ATV, 2000) berechnet. Zu Grunde lagen die

Vorgaben eines Schlammalters von 11 Tagen und eine Trockensubstanzkonzentration von

TSBB = 3g/l im Belebungsbecken. Daraus ergab sich ein Beckenvolumen für die De-

nitrifikation von rund VD = 18,5 l und für die Nitrifikation von VN = 43 l.

FKZ 02WA0215 18


Tabelle 4.5: Dimensionierung der Versuchsanlagen

Bestimmung des Denitrifikationsumfanges

NÜS~0,05*BSB5 = 8,6 mg/l

NO3-ND = Nges,zu -NÜS -Nges,ab = 16,5 mg/l

kg NO3-ND/ kg BSB5 = 0,096 ~0,1

Bestimmung der Belebung

Vorgeschaltete Denitrifikation

VD/VBB = 0,3

tTS = 14 d

TS0 = 90 mg/l

TS0/BSB5 = 0,52

ÜSB = 0,71 kg TS/ kg BSB5 (Annahme)

BTS = 0,10 kg BSB5/ (kg TS*d)

Bd = 18,6 g/d

TSBB = 3,0 g/l

VN = 43,08 l

VD = 18,46 l

VBB = 61,54 l

Rezirkulation

Nnitri = 31,5 mg/l

Ndeni = 16,5 mg/l

Rückgeführtes Nitrat = 52,4 %

min. erf. RF = 1,14

QRZ = 10,26 l/h

Rücklaufschlamm

ISV = 150 ml/g (Annahme)

tE = 2 h (Annahme)

TSBS = 8,39 g/l

TSRS = 5,88 g/l

RV = 1,04

QRS = 4,69 l/h

VNitri = 43,08 l

VD = 18,46 l

VBio-P = 9,19 l

Vges = 70,73 l

VNKB = 73,50 l

Der Rezirkulationsstrom zwischen Nitrifikation und Denitrifikation betrug QRZ = 9 l/h, dies

entspricht einem Rezirkulationverhältnis von 2. Der Rücklaufschlamm von der Nachklärung

in das Anaerobbecken betrug QRS = 4,69 l/h. Unter Berücksichtigung des Zulaufes und der

Rücklaufschlammenge einerseits und einer notwendigen anaeroben Vorbehandlung des

Rohabwassers im Rahmen einer biologischen Phosphatelimination von mindestens 0,75

Stunden (ATV, 1994) andererseits, wurde das anaerobe Beckenvolumen auf 9,19 l

festgesetzt.

FKZ 02WA0215 19


Die konventionell betriebene Versuchsanlage wurde ausschließlich zur Überprüfung der

Übertragbarkeit des Maßstabes betrieben.

Nach der Überprüfung der Vergleichbarkeit der konventionell betriebenen Versuchsanlage

mit der Großanlage Pforzheim mittels eines Kolmogoroff-Smirnoff-Tests (Kapitel 6.1) konnte

die Übertragbarkeit des Maßstabes nachgewiesen werden, wodurch ein weiterer Betrieb der

konventionellen Versuchsanlage nicht mehr von Nöten war. Aus diesem Grund wurde diese

Versuchsanlage nur bis Anfang September 2002 im Parallelbetrieb mit den beiden anderen

Versuchsanlagen betrieben.

FKZ 02WA0215 20


4.4 Moving-Bed-Biofilm-Anlage (MBBR)

Der MBBR entsprach in Dimensionierung und Belastung weitestgehend der konventionellen

Versuchsanlage, mit der Ausnahme, dass zusätzlich zur suspendierten Biomasse sessile

Biomasse im System kultiviert wurde. Die für die Etablierung sessiler Biomasse nötigen

Aufwuchsflächen lieferten suspendierte Aufwuchskörper der Firma Kaldnes Miljøteknologi

A/S mit der Produktbezeichnung K1 (Abbildung 4.3).

Abbildung 4.3: Kaldnes-Bewuchskörper (K1)

4.4.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen

Die spezifische Oberfläche der Kaldnes-Bewuchskörper beträgt ca. 500 m²/m³, wobei die

effektive Oberfläche, die sich im Innenbereich der Bewuchskörper befindet, ca. 340 m²/m³

beträgt. Die Kaldnes-Bewuchskörper werden aus Polyethylen hergestellt. Sie besitzen eine

zylindrische Form mit zwei sich kreuzenden Innenstegen und 18 Außenstegen zur

Vergrößerung der Aufwuchsfläche. Der Durchmesser beträgt 9,1 mm, bei einer Länge von

7,2 mm. Die Dichte eines unbewachsenen Kaldnes-Bewuchskörpers beträgt 0,96 kg/l.

Abbildung 4.4: Transporteinrichtung für die Kaldnes-Bewuchskörper

FKZ 02WA0215 21


Durch die räumliche Trennung der Reaktionsräume (anaerob, anoxisch und aerob) durch

Trennwände, war es nötig, eine verfahrenstechnische Lösung für den Transport der Kaldnes-

Aufwuchskörper zu finden.

Gelöst wurde dieses Problem durch die Installation von Förderbändern, mittels derer die

Kaldnes-Bewuchskörper, dem Volumenstrom des Abwasserstroms angepasst, durch die

Versuchsanlage transportiert wurden.

In Abbildung 4.4 ist eine der insgesamt drei Fördereinrichtungen dargestellt. Der anfängliche

Füllgrad der Kaldnes-Bewuchskörper betrug ca. 5,6 % vom Gesamtvolumen. Dies entspricht

einer effektiven Aufwuchsfläche von ca. 1,36 m².

Dieser relativ niedrige Füllgrad von ca. 5,6% ergab sich auf Grund der Vergleichbarkeit des

MBBR mit dem SBBR, dessen Aufwuchsfläche ebenfalls ca.1,36m² betrug. Laut Literatur

werden allerdings MBBR in der Regel mit einem Füllgrad von ca. 35-65% betrieben

(HARVEY et al., 2001).

Im Laufe der Untersuchungen wurde der Füllgrad auf bis zu 43% erhöht. Dies entspricht

einer effektiven Aufwuchsfläche von etwa 10,54 m².

Abbildung 4.5: Verfahrenstechnisches Schema des MBBR

Abbildung 4.5 zeigt das verfahrenstechnische Schema des MBBR. Die Versuchsanlage

besteht im wesentlichen aus:

• Bio-P-Becken

• Denitrifikationsbecken

• Nitrifikationsbecken

• Nachklärbecken

• Fördereinrichtung für den Transport der Aufwuchskörper

Der Zulauf sowie der Rücklaufschlammstrom wurden in das für die biologische Phosphat-

elimination vorgesehene anaerobe Reaktionsbecken gefördert. Im Anschluss daran folgte

FKZ 02WA0215 22


das anoxische Reaktionsbecken als vorgeschaltete Denitrifikation vor dem aeroben

Reaktionsbecken als Nitrifikation.

Ausgelegt wurde die Versuchsanlage für eine täglichen Zulauf von Qzu = 108 l/d, dies

entspricht der gleichen Belastung mit der die konventionelle Versuchsanlage beaufschlagt

wurde. Der Zulauf erfolgte ebenfalls aus einem volldurchmischten Speicherbecken, welches

aus dem Ablauf der Vorklärung der kommunalen Kläranlage Pforzheim beschickt wurde.


Die Dimensionierung des MBBR erfolgte anhand der gleichen Daten- und Berechnungs-

grundlage wie die Dimensionierung der konventionellen Versuchsanlage, dabei wurde

allerdings die zusätzliche sessile Biomasse (Transportkörperbewuchs) nicht berücksichtigt.

Somit verfügt die MBBR-Anlage über die gleichen Volumina wie die konventionelle Anlage.

FKZ 02WA0215 23


4.5 Sequencing-Batch-Biofilm-Anlage

4.5.1 Verfahrenstechnische Randbedingungen

Der schematische Versuchsaufbau der Anlage mit den vorgeschalteten Sequencing Batch

Biofilm Reaktoren kann aus Abb. 4.6 entnommen werden.

Der Zufluss (Qzu = 153,47 l/d) wird etwa zur Hälfte (Qzu, SBBR = 73,55 l/d) auf drei SBB-

Reaktoren verteilt. Gleichzeitig wird über einen Bypass die Denitrifikation direkt und

kontinuierlich (Qzu, Bypass = 79,92 l/d) beschickt. Die Prozesse während der einzelnen Zyklen

sind in den drei verschiedenen Reaktoren identisch, laufen jedoch um 80 Minuten

zeitversetzt ab (Abb. 4.7). Der Ablauf der SBB-Reaktoren wird dem anoxischen Becken zum

Zwecke der weitergehenden Denitrifikation zugeführt. Im Anschluss daran folgt das

Nitrifikations- und das Nachklärbecken.

Die Nitrat- (Rückführverhältnis: 1,08) und Schlammrückläufe (60%) werden den SBB-

Reaktoren zu den vorgegebenen Zeitpunkten zugeführt (rund 34% des rückgeführten

Schlamm-/Nitratgemischs ≅ 87,66 l/d). Die übrigen Ströme (rund 66 % des rückgeführten

Schlamm-/Nitratgemischs ≅ 170,17 l/d) gelangen direkt in das Denitrifikationsbecken. Somit

wird in den SBB-Reaktoren zum einen sichergestellt, dass auch der suspendierte Schlamm

im Sinne einer erweiterten biologischen P-Elimination Verwendung findet und zum anderen,

dass durch die Zugabe des Nitrats eine Denitrifikation erfolgen kann, bevor in der

Belüftungsphase unter Umständen ein Teil der organischen Fracht umgesetzt ist und somit

dem nachfolgenden Denitrifikationsbecken nicht mehr zur Verfügung steht.

Das Fliesschema für die Steuerung der SBBR-Anlage kann aus Abb. 4.8 entnommen

werden.

S1= SBBR1

S2= SBBR2

S3= SBBR3

QR=QRZ+QRS

QRZ/Nitrat QRS

QÜS

Ablauf

Zulauf

Nitri DeniNKB S1 S2 S3

Abbildung 4.6: Fließschema der Versuchskläranlage

FKZ 02WA0215 24


15 min Füllen aus Vorlage Zulauf

90 min anaerob

5 min Füllen aus Vorlage Rücklauf

anoxisch 40 min

110 min aerob

SBBR

1

12,5 min Abpumpen

Zeitversatz um 80 min

SBBR

2

Zeitversatz um 160 min Füllen aus Zulauf

anaerob

Füllen aus Rücklauf

anoxisch anoxisch

aerob

SBBR

3

Abpumpen

Abbildung 4.7: Zyklusprogramm der drei SBB-Reaktoren

1 Ventil Abwasser AUF; Beginn Beckenfüllung

START

Ventil Abwasser ZU; Ende Beckenfüllung

Ventil Schlamm- und Nitratrücklauf AUF

Ventil Ablauf AUF

2

Belüftung EIN

Ventil Schlamm- und Nitratrücklauf ZU

3

Belüftung AUS

Ventil Ablauf ZU

5

6

4

7

8

anae

rob

anox

isch

aero

b

9 Ggf. Rückspülen des Festbettreaktors mit Luft

Abbildung 4.8: Fliessschema des Programms zur Steuerung der SBB-Reaktoren

FKZ 02WA0215 25



Hierbei wurden Festbettreaktoren mit der Bezeichnung BIONET 150 R211 (150m²/m³),

eingesetzt. Die Festbetten (aller drei Reaktoren) stellen eine Oberfläche von insgesamt

2,295m2 zur Verfügung. Das Füllvolumen beträgt jeweils ca. 20% der SBB-Reaktoren.

Schlammbelastung, die rechnerische Biofilmdicke des sessilen Schlammes und der

suspendierte TS-Gehalt wurden vorgegeben (Tabelle 4.7). Hinsichtlich der stofflichen

Belastung wurden als Bemessungsgrundlage die Jahresmittel relevanter Parameter aus dem

Ablauf der Vorklärung der Kläranlage Pforzheim angesetzt. Entsprechend diesen Vorgaben

wurden die Zykluslängen (Abb. 4.7) und das Austauschverhältnis (=58%) gewählt. Dieses

setzt sich zusammen aus ca. 44% Rohabwasser und 14% Schlamm/Nitrat. Ergänzend

hierzu konnte eine recht kurze Fülldauer erreicht werden (tF/tZ1=0,06), so dass qualitativ

ausgeprägte Konzentrationsgradienten erreicht werden konnten.

1 TF = Fülldauer

TZ = Zyklusdauer

Tabelle 4.6: Beckenvolumina und Oberfläche Nachklärbecken

VNitrifikation (VN) [ l ] 36,35

VDenitrifikation (VD) [ l ] 9,27

VBelebungsbecken (VBB) [ l ] 45,67

VSBBR, ges (3 Reaktoren) [ l ] 27,86

Vges [ l ] 73,5

VNachklärbecken [ l ] 37,1

ANachklärbecken [cm2] 29,60

hNachklärbecken [m] 0,60

Tabelle 4.7: Schlammbelastung und Trocken-substanzgehalt (Bemessungswerte)

BTS,SBBR [ kgBSB5/kgTS*d ] 0,10

BTS,Bereich konventionell [ kgBSB5/kgTS*d ] 0,10

TSBB [g/l] 3,0

TSSBBR,susp. [g/l] 3,0

Mittlere, rechnerische Biofilmdicke [mm] 0,70

FKZ 02WA0215 26


4.6 Simulation

4.6.1 Verfahrenstechnische Elemente des Modells

Im Rahmen dieses Projektes wurde das Simulationsmodell GPS-X 4.0 (Hydromantis Inc.,

Canada) ausgewählt, um die Ergebnisse aus den Versuchsanlagen hydraulisch und stofflich

bewerten zu können.

Es basiert auf dem Activated Sludge Model No. 2d (ASM-2d). Der Software-Hersteller hat

eigens für dieses Vorhaben das Modell in der Form erweitert, dass in einem SBB-Reaktor

die biologische Phosphorelimination auch mittels sessilem Schlamm simuliert werden kann.

Die Arbeitsschritte der Simulation waren:

• Modell Aufbau

• Modell Kalibrierung und Verifikation

• Definition der unterschiedlichen Szenarien

• Simulation

• Interpretation und Schlussfolgerung der Ergebnisse.

Das Model GPS-X enthält mehrere verschiedene Modelle. Im Rahmen der hier vorliegenden

Simulation wurde auf das Model „Carbon-Nitrogen-Phosphorous“ (CNP) zurückgegriffen.

Dieses enthält

• 23 Parameter (statische Parameter = state variables) und

• 12 Parameter (variable Parameter = composite variables).

Diese wurden anhand diverser Literaturstellen (z.B. ANDREOTOLLA et al., 1997;

BRENNER, 1997) einerseits und mittels Kalibrierung andererseits festgelegt.

Eine Liste beider Parameter-Arten kann aus Anhang C entnommen werden.

Ausführliche und detaillierte Zahlenwerte zu der im Rahmen dieser Arbeit durchgeführten

Simulation können aus dem Anhang D entnommen werden.

An dieser Stelle genauer betrachtet werden die CNP-Modellgrundlagen hinsichtlich CSB und

den damit verbundenen Modellbeschränkungen.

Der gelöste CSB (SCOD) ist die Summe aus den gelösten inerten organischen Bestand-

teilen, Fettsäuren und leicht biologisch abbaubarem Substrat.

Der partikuläre CSB (XCOD) ist die Summe aus langsam abbaubarem biologischen

Substrat, der aktiven heterotrophen und autotrophen Biomasse, der polyphosphat-

speichernden Biomasse, gespeichertem Glykogen, nicht biologisch abbaubaren Bestand-

teilen freigesetzt durch Zellabbau, sowie partikulären inerten organischen Bestandteilen.

Die Summe aus dem gelösten und partikulärem CSB ist der gesamte CSB (total COD).

FKZ 02WA0215 27


Nach ZETTL (2001) sind hinsichtlich den Modellen ASM1, ASM2d und ASM 3 einige

Einschränkungen zu machen. Demnach lässt sich der CSB-Wert nur annähernd bestimmen.

Die CSB-Ablaufwerte seien aber insbesondere dafür geeignet, verschiedene Konzepte

vergleichend gegenüber zu stellen. Für genauere Betrachtungen wird auf Simulations-

modelle für Nachklärbecken verwiesen (z.B. ARMBRUSTER, 2002).

4.6.2 Moving-Bed-Biofilm-Anlage

4.6.2.1 Der schematische Modellaufbau

Als Grundlage für die in Abbildung 4.9 dargestellte Modellbildung diente die schematisch in

Abbildung 4.5 dargestellte Konfiguration der Versuchsanlage und die Dimensionierung nach

Kapitel 4.3.2.

Die Simulation wurde in drei Arbeitsschritten bearbeitet, in Abhängigkeit vom Volumen der

Transportkörper im System.

Ergänzend dazu reguliert die Simulation mittels des Icons „MLSS Control“ den Abzug des

Überschussschlammes derart, dass in dem volldurchmischten Belebungsbecken der TS-

Gehalt ein zuvor definiertes Niveau zunächst erreicht und anschließend gehalten werden

kann.

4.6.2.2 Simulationsgrundlagen

Mittels GPS-X 4.0 wurden die Verfahrensabläufe der MBBR-Anlage nachgebildet. Die

mittlere Abwasserzusammensetzung im Zulauf entspricht den Analysenergebnissen (siehe

Kapitel 6).

Weitere Rahmenbedingungen der Simulation:

• Die Wassertemperatur wird mit 20°C konstant angenommen.

• Der Schlammindex kann mittels der Simulation nicht berechnet werden, sondern

muss als Randbedingung für das Nachklärbecken eingegeben werden. Der

Schlammindex wurde anhand der Messergebnisse auf 80 ml/g gesetzt.

• Die Beckenvolumina und Transportkörper korrespondieren mit denen der MBBR-

Versuchsanlage (Abschnitt 4.6.2).

• Der Trockensubstanzgehalt im MBBR, respektive im Belebungsbecken ist eine

Variable und wird vom System errechnet. MLSS Control stabilisiert den TS-Gehalt im

volldurchmischten Deni-/Nitribecken auf 2,90 g/l bis 3,01 g/l.

FKZ 02WA0215 28


Abbildung 4.9: Schematischer Aufbau der MBBR-Versuchsanlage im Rahmen der Simulation

4.6.3 Sequencing-Batch-Biofilm-Reaktor

4.6.3.1 Der schematische Modellaufbau

Der schematische Aufbau kann aus Abb. 4.10 entnommen werden. Er entspricht den

Erläuterungen in Kap. 4.6.1 und denen der Tabelle 4.6, allerdings mit dem Unterschied, dass

es keinen Bypass gibt, welcher Rohabwasser an den SBB-Reaktoren vorbei direkt der

Denitrifikation zuführt. Dies führt dazu, dass der Denitrifikation kein zusätzlicher Kohlenstoff

bereitgestellt wird.

Analog zur Simulation der MBBR-Versuchsanlage, reguliert die Simulation mittels des Icons

„MLSS Control“ den Abzug des Überschussschlammes.

4.6.3.2 Simulationsgrundlagen

Mittels GPS-X 4.0 wurden die Verfahrensabläufe der SBBR-Anlage nachgebildet. Die

mittlere Abwasserzusammensetzung im Zulauf entspricht den Bemessungsgrundlagen der

Versuchsanlagen und kann daher aus den Tabellen 4.6 und 4.7 entnommen werden.

Weitere Rahmenbedingungen der Simulation sind:

FKZ 02WA0215 29


• Die Wassertemperatur wird mit 20°C konstant angenommen.

• Das Austauschverhältnis beträgt 58% und setzt sich zusammen aus ca. 44%

Rohabwasser und 14% Schlamm/Nitrat (gemäß der SBBR-Anlage, s. Kap. 4.6).

• Der Schlammindex kann mittels der Simulation nicht berechnet werden, sondern

muss als Randbedingung für das Nachklärbecken eingegeben werden. Der

Schlammindex wird auf 80 ml/g gesetzt.

• Die Beckenvolumina und Festbetten korrespondieren mit denen der SBBR-

Versuchsanlage (Abschnitt 4.6.2).

• Die Milieubedingungen im Batch-Reaktor entsprechen denen der SBBR-

Versuchsanlage (90 Minuten anaerob, 40 Minuten anoxisch, 110 Minuten aerob).

• Der Trockensubstanzgehalt im SBBR, respektive im Belebungsbecken ist eine

Variable und wird vom System errechnet. MLSS Control stabilisiert den TS-Gehalt im

volldurchmischten Deni-/Nitribecken auf 2,90 g/l bis 3,01 g/l.

Abbildung 4.10: Schematischer Aufbau der SBBR-Versuchsanlage im Rahmen der Simulation

FKZ 02WA0215 30

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 5. Hydraulische Betrachtung

5 Die hydraulische Betrachtung

Bei allen drei Versuchsanlagen kamen horizontal durchströmte Nachklärbecken zum

Einsatz, da die horizontale Komponente vom Einlauf des Nachklärbeckens bis zum

Ablaufgerinne mehr als die Hälfte größer ist, als die vertikale Komponente.

Während die konventionelle Belebungsanlage, sowie die SBBR- Anlage mit Rechteckbecken

ausgestattet wurden, kam bei der MBBR-Anlage ein Umlaufbecken zum Einsatz.

Für die Bemessung der Nachklärbecken konventioneller Belebungsanlagen ist grundsätzlich

der maximale Zufluss bei Regenwetter anzusetzen (Qm). Die Versuchsanlagen hingegen

wurden mit einer konstanten Wassermenge beaufschlagt. Als Gründe hierfür werden

genannt:

1. Die in Abb. 4.6 vorgestellte Versuchsanlage enthält ein Nachklärbecken mit einem

vorgeschalteten Belebungsverfahren mit Aufstaubetrieb (SBR). Die daraus

resultierende hydraulische Bedeutung für die Nachklärung hängt zunächst von

weiteren Rahmenbedingungen ab. So ermöglichen SBR-Anlagen mit Vorspeicher

eine Pufferung des Regenwassers, während Anlagen ohne Vorspeicher lediglich die

Zyklusdauer und/oder das Austauschverhältnis an Qm anpassen können. In diesem

Zusammenhang sei auch verwiesen auf die Möglichkeiten einer integrierten,

ganzheitlichen Betrachtung von Kanalnetz und SBR-Anlage (WIESE, et al., 2001).

Ausgehend davon, dass bei der SBBR-Versuchsanlage auch während eines

maximalen Zuflusses bei Regenwetter die hier vorgestellte Verfahrensführung

bewertet werden soll, erscheint es notwendig,

• im Interesse eines konstanten suspendierten TS-Gehaltes das Austausch-

verhältnis im SBBR konstant zu halten und

• die Zyklusdauer im Sinne einer effizienten Reiningungsleistung nicht kleiner

als 1h zu wählen.

Die daraus abgeleitete Notwendigkeit einer konstanten Zyklusdauer und einem

konstanten Austauschverhältnis wurde durch eine konstante hydraulische Belastung

der Versuchsanlagen im Zulauf Rechnung getragen.

FKZ 02WA0215 31


2. Die aus Punkt 1 abgeleiteten hydraulischen Überlegungen müssen – aus Gründen

der Vergleichbarkeit – auch auf die anderen Versuchsanlagen angewendet werden.

Die Schlammvolumen- und Schlammvolumenraumbeschickungen der Versuchsanlagen

können aus Tabelle 5.1 entnommen werden.

Grundlage für die Ermittlung der folgenden Berechnungen sind Kapitel 4 (Angaben zu Qzu)

und Kapitel 6 (ISV+TSBB). Da nur der in Suspension befindliche Trockensubstanzgehalt des

volldurchmischten Belebungsbeckens einen Einfluss auf die Ablaufwerte in der Nachklärung

haben kann, wird bei den folgenden hydraulischen Berechnungen in diesem Kapitel der

sessile Schlammanteil nicht berücksichtigt.

qA = Flächenbeschickung; sollte bei horizontal durchströmten Becken 1,6m/h nicht

übersteigen (ATV, 2000)

VSV = Vergleichsschlammvolumen [ml/g]

qsv = Schlammvolumenbeschickung; qsv ≤ 500 l/(m²*h) für TSe ≤ 15 mg/l (ATV, 2000)

TSe = Trockensubstanzgehalt im Ablauf des Nachklärbeckens

Oberfläche Nachklärbecken: ANB= 0,292m2

Median aus TS*ISV: 230 [ml/ l = l/ m³]

Wasserspiegelhöhe im Nachklärbecken: hges= 0,6m

Schlammvolumenraumbeschickung: qSV/hges [ l/(m³*h) ]

Fall 1: Über einen Bypass erfolgt ein konstanter Zufluss direkt in die Denitrifikation. Ein

zeitgleiches Abpumpen aus dem SBBR wird ausgeschlossen.

Der konstante Mischwasserzufluss per Bypass beträgt: QZu,Deni = 3,33 l/h

Rücklaufschlammanteil, welcher direkt in die Denitrifikation geleitet wird: QRS,Deni = 2,53 l/h

Maximal möglicher Zufluss zum NKB: Qm,1 = 5,88 l/h.

Fall 2: Zusätzlich zum Fall 1 muss noch die erhöhte hydraulische Belastung berücksichtigt

werden, welche in dem Zeitraum des Entleerens des SBBR-Reaktors entsteht. Dabei werden

innerhalb von 12,5 Minuten rund 5,4 l (25,92 l/h) abgepumpt.

Maximal möglicher Zufluss zum NKB:

Qm,2 = Qm,1+ 25,92 l/h = 31,80 l/h ⇒ Fall 2 maßgebend !!

FKZ 02WA0215 32


Für Fall 2 (maßgebender Fall):

qa = Qm / ANB [m/h] → qa = 0,0845m3/h/ 0,292 m2 → qa = 0,11 m/h < 1,6 m/h

qsv = qA* TSBB * ISV → qsv = 0,11m/h * 1,2 gTS/l * 87,3 ml/gTS

= 11,52 [l/(m²*h)] ≤ 500 l/(m²*h)

Tabelle 5.1 gibt nun die jeweiligen Schlammvolumenraum- und Schlammvolumen-

beschickungen wieder und stellt diese den jeweiligen Vorgaben gegenüber.

Zufluss und Nachklärbeckenoberfläche sind bei der konventionellen und der MBBR-Anlage

identisch (Kap. 4), folglich auch die zugehörigen Flächenbeschickungen. Die Kriterien qA<

1,6 ml/h und qSV <= 500 l/(m²*h) werden von allen Versuchsanlagen eingehalten. Darüber

hinaus können alle Anlagen das Kriterium der Schlammvolumenraumbeschickung einhalten.

Demnach ist das Nachklärbecken bei der konventionellen, SBBR und MBBR-Anlage

ausreichend bemessen.

Tabelle 5.1: Flächen-, Schlammvolumen- und Schlammvolumenraumbeschickungen der Nachklärbecken der Versuchsanlagen

qA [m/h] qSV [l/(m²*h)] qSV/hges [ l/(m³*h) ]

IST SOLL1) IST1) SOLL1) IST1) SOLL1),2) IST3) SOLL3),4)

Konventionell 0,03 8,50 14,2 14,2

MBBR 0,03 8,08 13,5 13,5

Simulation5) 0,10 10,32 17,2 15,5

SBBR 0,11

< 1,6

11,52

<= 500

19,2

< 175

17,4

< 100

1) Einschließlich Rücklaufschlammstrom

2) RESCH, H. et al. (1991)

3) Ohne Rücklaufstrom

4) ATV (1997)

5) Analog SBBR, aber ohne Bypass

FKZ 02WA0215 33

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 6. Ergebnisse

6 Ergebnisse

Aus der Sicht der Verfahrenstechnik ergaben sich zeitweise Unregelmäßigkeiten im Betrieb

der Anlagen sowohl der Rücklaufschlammstrom zwischen Nachklärbecken und der

anaeroben Stufe als auch die Rezirkulation zwischen der aeroben und anoxischen Stufe der

Versuchsanlagen erfolgte durch Schlauchpumpen. Durch den Dauerbetrieb der Schlauch-

pumpen ergaben sich verschleißbedingte Ausfälle, verursacht durch defekte Schläuche oder

Motorschäden der Pumpen. Als Folge daraus ergaben sich zum Teil Schwankungen der

Trockensubstanzkonzentrationen in den unterschiedlichen Reaktionsräumen.

Ein weiteres Problem ergab sich bei der Schlammrückführung, verursacht durch hohen

Trockensubstanzkonzentrationen am Boden der Nachklärbecken. Durch die dadurch result-

ierenden hohen Trockensubstanzgehalte im Schlammstrom und der begrenzten Leistung der

Schlauchpumpen waren Verstopfungen unumgänglich. Diese Verstopfungen führten zu einer

zeitweiligen Aufkonzentrierung der Trockensubstanz im Nachklärbecken und damit

verbunden, zu einer Verringerung der Trockensubstanzkonzentration in der Belebung und in

der biologischen Phosphatelimination.

Ein für den MBBR spezifisches Problem stellte die Fördereinrichtung für die Kaldnes-

Transportkörper dar.

Zu Beginn der Untersuchungen ergaben sich Defekte an den Befestigungsstellen zwischen

den Förderkörben und den Förderbändern, die auf die mechanische Beanspruchung zurück-

zuführen sind. Dieses Problem konnte aber durch eine Neuanordnung der Befestigungen

ausgeschlossen werden.

Die Steuerung der Befüllung und des Entleerens der parallel geschalteten Batch-Reaktoren

hing einerseits von der Elektronik, andererseits aber auch entscheidend von der

mechanischen Funktionsfähigkeit der Ventile an den Zu- und Abläufen der Reaktoren ab.

Selbst ein regelmäßiges Warten der Ventile konnte ein unkontrolliertes Befüllen und Ent-

leeren des Reaktors nicht gänzlich verhindern.

Abschließend ist noch zu berichten, dass sich von Beginn an die zur Verfügung stehende

Stromversorgung als problematisch erwiesen hat, da das Netz Frequenzschwankungen

unterlag, welche bei dem eingesetzten Microcontroller zeitweise zu betriebstechnischen

Unregelmäßigkeiten führten.

Dennoch, die im Rahmen dieses Abschnitts vorgestellten Ergebnisse, beziehen sich auf

Zeiträume, innerhalb derer weitgehend stabile Verhältnisse vorlagen.

FKZ 02WA0215 34


6.1 Kolmogoroff-Smirnoff-Test

Die Übertragbarkeit des Anlagenbetriebs der Versuchsanlagen respektive der

konventionellen Bio-P-Versuchsanlage (REF) auf die Reinigungsleistung der Großkläranlage

Pforzheim (PF) wurde mit Hilfe des Kolmogoroff-Smirnoff-Tests überprüft.

Mit Hilfe dieses statistischen Tests ist es möglich zwei unabhängige Stichproben von

Messwerten oder Häufigkeitsdaten hinsichtlich der Frage zu vergleichen, ob sie aus

derselben Grundgesamtheit stammen. Hierfür wurden die beiden Summenkurven 1F)

und 2F)

durch die zugehörigen Stichprobenumfänge und dividiert. Das Maximum der

Absolutbeträge der Differenzen

1n 2n

2211 nFnF))

− liefert die gesuchte Prüfgröße D)

. Eine

Approximation von D)

durch ( )( )

( )211

nnKD ⋅

+= αα2n

n , wobei eine Konstante in

Abhängigkeit von der Irrtumswahrscheinlichkeit

( )αK

α ist, liefert eine Aussage über die

Zugehörigkeit zu einer gemeinsamen Grundgesamtheit der beiden Stichproben.

Tabelle 6.1: CSB-Ablaufkonzentrationen der Kläranlage Pforzheim und der konventionell betriebenen Versuchsanlage (Zeitraum 01.07.02 bis 05.09.02)

REF 22,7 24,3 24,8 25,3 25,8 29,7 30,2 36,9 36,9 39,2 41,3 47,5 50 50,6 59,3 64,2 79,2 97,4

PF 17 17 21 22 23 23 24 24 25 25 25 25 25 26 26 26 26 27 28 28 29 29 30 30 32 33 Tabelle 6.2: Berechnung der Absolutbeträge der Differenzen

Klassen 1 2 3 4 5 6 7 8

Bereich 15,8 - 26,9 27 - 38 38,1 - 49,1 49,2 - 60,2 60,3 - 71,3 71,4 - 82,4 82,5 - 93,5 93,6 - 104,6

f1 5 4 3 3 1 1 0 1

f2 17 9 0 0 0 0 0 0

11 nF)

0,28 0,50 0,67 0,83 0,89 0,94 0,94 1,00

22 nF)

0,65 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00

22

11

nF

nF

))

−0,38 0,50 0,33 0,17 0,11 0,06 0,06 0,00

In Tabelle 6.1 sind die Daten der CSB-Bestimmung der Größe nach geordnet dargestellt.

Durch die Aufteilung der Daten in Klassen und der Berechnung der Absolutbeträge der

Differenzen (Tabelle 6.2) ist es möglich mit Hilfe der Konstanten K(α), den Wert Dα zu

bestimmen.

FKZ 02WA0215 35


Tabelle 6.3: Abhängigkeit der Konstanten von der Irrtumswahrscheinlichkeit ( )αK α

α 0,2 0,15 0,1 0,05 0,01 0,001

( )αK 1,07 1,14 1,22 1,36 1,63 1,95

Die Konstante wurde in Abhängigkeit von der Irrtumswahrscheinlichkeit α bestimmt. Für

den hier durchgeführten Homogenitätstest wurde eine Irrtumswahrscheinlichkeit von 0,1%

postuliert, dies entspricht einem -Wert von 1,95 (Tabelle 6.3).

( )αK

( )αK

Tabelle 6.4: Berechnung des D

)- und -Wertes αD

22

11

nF

nFMAXD

)))−= 0,5

( )( )

2121

nnnnKD ⋅

+⋅= αα 0,60

Der berechnete -Wert stellt den kritischen Wert dar, d.h. wäre das Maximum der Absolut-

beträge der Differenzen

αD

D)

größer oder gleich dem -Wert wäre die Homogenitätshypo-

these abzulehnen.

αD

Die Anwendung des Kolmogoroff-Smirnoff-Tests ist für mittlere bis große Stichproben-

umfänge ( ) zulässig. 3521 >+ nn

Aufgrund der Annahme der Homogenitätshypothese konnte bestätigt werden, dass eine

Übertragbarkeit des Maßstabes für diese Versuchsanlagen zulässig ist.

Die Durchführung dieses Testes wurde auf das Datenmaterial der CSB-Messungen

reduziert, da ein Vergleich der übrigen Nährstoff-Parameter, auf grund unterschiedlicher

Verfahrensführungen hinsichtlich der P-Eliminierung und der Denitrifikation zwischen der

konventionellen Versuchsanlage (REF) und der Großkläranlage Pforzheim (PF) nicht

zulässig wäre. Im Gegensatz zur konventionell betriebenen Versuchsanlage wird auf der

Großkläranlage Pforzheim eine externe C-Quelle zur Denitrifikation eingesetzt und eine

chemische Phosphatelimination betrieben.

FKZ 02WA0215 36


6.2 Feldversuche

Die Proben bei den Versuchsanlagen wurden in Form von Stichproben entnommen. Im

Gegensatz dazu entsprechen die Werte der Großanlage 2h-Mischproben, bzw. einer

qualifizierten Stichprobe. Dies ist ein Grund dafür, dass die Standardabweichungen bei den

Versuchsanlagen größer sind, im Vergleich zur Großanlage.

6.2.1 Abwasserrelevante Parameter

6.2.1.1 Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB)

In den Tabellen 6.5 und 6.6 sind die Ergebnisse der CSB-Konzentrationsmessungen

(homogenisiert) dargestellt.

Im Gegensatz zu den relativ konstanten CSB-Ablaufkonzentrationen der Großkläranlage

Pforzheim variieren die Ablaufkonzentrationen der Versuchsanlagen deutlich. Des weiteren

ist eine Gleichläufigkeit der konventionell betriebenen Versuchsanlage und des MBBR´s

festzustellen. Die CSB-Ablaufkonzentrationen des SBBR´s liegen im Gegensatz dazu

deutlich darüber.

In Tabelle 6.5 sind die Extremwerte sowie der Mittelwert der CSB-Messungen des Zulaufes

als auch der Abläufe der einzelnen Versuchsanlagen dargestellt.

Tabelle 6.5: CSB-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den den Abläufen

Zulauf MBBR REF SBBR PF

Max 668 73 97 92 33

MW 322 38 44 54 26

Min 66 18 23 19 17

In Tabelle 6.6 sind die sich aus den Zulauf- und Ablaufkonzentration ergebenden CSB-

Abbauraten der Versuchsanlagen aufgelistet. Es konnten Eliminationsraten von bis zu 93,6

% erreicht werden.

Tabelle 6.6: CSB-Abbauraten der einzelnen Versuchsanlagen [%]

MBBR REF SBBR PF

MIN 72,73 65,15 71,21 74

MW 88,20 86,34 83,23 92

MAX 89,07 85,48 86,23 95

FKZ 02WA0215 37


In Abbildung 6.1 sind die Summenhäufigkeiten der Datensätze der CSB-Bestimmungen

dargestellt. Zusätzlich wurden die Grenzwerte der Abwasserverordnung für häusliches und

kommunales Abwasser eingetragen (ABWASSERVERORDNUNG, 2002)

Hieraus ist zu erkennen, dass die mittleren CSB-Ablaufwerte aller Versuchsanlagen die

Anforderungen nach der AbwV Anhang 1 für Abwasserbehandlungsanlagen der

Größenklasse 5 erfüllen (< 90 mg/l).

90 mgCSB/l75 mgCSB/l

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

CSB [mg/l]

Sum

men

häuf

igke

it

100

M BBRREFSBBR PF

Abbildung 6.1: Summenhäufigkeiten der CSB-Ablaufkonzentrationen

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

C S B [mg/l]

f(x)

100

MB BRREFS BB R P F

Abbildung 6.2: Normalverteilung der CSB-Ablaufkonzentrationen

FKZ 02WA0215 38


In Abbildung 6.2 sind die Normalverteilungen der CSB-Ablaufkonzentrationen der drei

Versuchsanlagen, sowie der Großkläranlage Pforzheim dargestellt. Die flacheren

Verteilungsfunktionen der Versuchsanlagen zeigen eine größere Streuung der Einzel-

messdaten. Dies erklärt sich durch die Art der Beprobung der Versuchsanlagen. Die CSB-

Ablaufkonzentrationen der Versuchsanlagen wurden mittels Stichproben bestimmt, die CSB-

Ablaufkonzentrationen der Großkläranlage Pforzheim anhand 24-Stunden-Mischproben.

6.2.1.2 Ammonium-Stickstoff (NH4-N)

Die Verläufe der NH4-N-Ablaufkonzentrationen können aus Abbildung 6.3 (gleitende

Mittelwerte) entnommen werden. Die Mittelwerte aus Tabelle 6.7.

Tabelle 6.7: Mittlere NH4-N-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen


Max 41,5 30,7 41,0 40,3 2,2

MW 34,2 7,4 10,5 20,1 0,3

Min 4,3 0,1 0,1 1,0 0,1

MBBR- und Großanlage können im Mittel die Anforderungen der Abwasserverordnung

(Größenklasse 5) erfüllen (< 10 mg/l), im Gegensatz zur Referenz- und SBBR-Anlage.

0

10

20

30

40

50

60

70

1.7 11.7 21.7 31.7 10.8 20.8 30.8 9.9 19.9 29.9 9.10 19.10 29.10 8.11 18.11 28.11 8.12 18.12

NH

4-N

[mg/

l]

ZulaufMBBRREFSBBR

Abbildung 6.3: Ergebnisse der Messungen der NH4-N-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

FKZ 02WA0215 39


6.2.1.3 Nitrat-Stickstoff (NO3-N)

Die NO3-N-Ablaufkonzentrationen der konventionell betriebenen Versuchsanlage und der

SBBR-Versuchsanlage liegen im Mittel deutlich unter der NO3-N-Ablaufkonzentration der

Großkläranlage Pforzheim. Dem gegenüber stehen die NO3-N-Ablaufkonzentrationen der

MBBR-Versuchsanlage, die zum Teil deutlich über der NO3-N-Ablaufkonzentration der

Großkläranlage liegen (siehe Abbildung 6.4).

Zurückzuführen sind diese Beobachtungen auf eine zu geringe Nitrifikation der konventionell

betriebenen Versuchsanlage und der SBBR-Versuchsanlage - und der damit verbundenen

geringeren Bereitstellung an Nitrat - einerseits und einer zu geringen Denitrifikationsleistung

der MBBR-Versuchsanlage auf Grund einer fehlenden C-Quelle, da im Gegensatz zu den

NO3-N-Ablaufkonzentrationen die CSB-Ablaufkonzentrationen auf eine zufriedenstellende

Kohlenstoff-Elimination hinweisen.

Tabelle 6.8: NO3-N-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen

Zulauf1) MBBR REF SBBR PF2)

Max 14,0 34,50 19,00 18,60 14,70

MW 3,5 8,01 4,10 3,20 11,80

Min 0,3 0 0 0 6,3 1)Ohne NO3-N-Rückführung (interne Rezirkulation) 2)Denitrifikation mittels externer C-Quelle

0

5

10

15

20

25

30

35

40

1. Jul 15. Jul 29. Jul 12. Aug 26. Aug 9. Sep 23. Sep 7. Okt 21. Okt 4. Nov 18. Nov 2. Dez 16. Dez

NO

3-N

Ab-

und

Zul

aufw

erte

der

Anl

agen

[NO

3-N

/l]

ZulaufMBBRRefSBBRAuslauf Pf

Abbildung 6.4: Ergebnisse der Messungen der NO3-N-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

FKZ 02WA0215 40


6.2.1.4 Gesamtstickstoff (Nges)

Bei der Betrachtung der Mittelwerte der Gesamtstickstoffkonzentration (Tabelle 6.9) zeigt

sich ebenfalls, dass lediglich die Großanlage die Anforderungen der Abwasserverordnung

(AbwV) Anhang1 für Anlagen der Größenklasse 5 einhalten kann (< 13 mg/l).

Laut Anhang 1 der Abwasserverordung (AbwV) wäre allerdings eine Ablaufkonzentration von

25 m Nges/l zulässig, wenn eine Reduzierung der Gesamtstickstofffracht (hier inklusive

organischem Stickstoff) von größer 70% vorliegt. Orientiert man sich an den Mittewerten, so

trifft dies für keine der Versuchsanlagen zu. Tabelle 6.9: Nges-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen

Zulauf MBBR REF SBBR Pf

Max 57,51 36,12 41,37 53,83 16,20

MW 38,43 15,13 15,03 23,64 12,17

Min 4,65 1,78 2,50 4,79 6,40

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

1. Jul 15. Jul 29. Jul 12. Aug 26. Aug 9. Sep 23. Sep 7. Okt 21. Okt 4. Nov 18. Nov 2. Dez 16. Dez

Nge

s-A

blau

fwer

te d

er A

nlag

en u

nd N

ges

Zula

ufw

erte

[mgN

ges/

l]

Zulauf

MBBR

Ref

SBBR

Auslauf Pf

Abbildung 6.5: Ergebnisse der Messungen der Nges-Ablauf- und Zulaufkonzentrationen (gleitende Mittelwerte)

FKZ 02WA0215 41


6.2.1.5 Phosphor (Pges)

Bei der Darstellung der Ablaufkonzentrationen für den Parameter Pges wurden die

Ablaufdaten der Großkläranlage Pforzheim nicht berücksichtigt, da hier die

Phosphatelimination mittels Fällung (Natriumaluminat) durchgeführt wird (Simultanfällung).

Die Phosphatablaufkonzentrationen liegen dadurch im Mittel bei 0,58 mgPges/l.

In Tabelle 6.10 sind die durchschnittlichen Zu- und Ablaufkonzentrationen aufgelistet. Zu

erkennen ist, dass bei keiner der Versuchsanlagen der Grenzwert von 2 mg/l Pges nach der

Abwasserverordung (AbwV) Abhang 1 eingehalten werden konnte.

Andererseits wird deutlich, dass alle Versuchsanlagen eine P-Reduktion von 50% (im Mittel)

mittels biologischer P-Elimination erreichen.

Tabelle 6.10: Pges-Konzentrationen [mg/l] im Zulauf und in den Abläufen


Max 8,6 6,16 3,42 8,19 0,90

MW 5,0 2,48 2,46 2,55 0,58

Min 0,9 0,15 1,02 0,26 0,00

In Abbildung 6.6 sind die Summenhäufigkeiten der gemessenen Pges-Konzentrationen

dargestellt.

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

0 2 4 6 8 10 12 14

ZulaufMBBRRefSBBR

Abbildung 6.6: Summenhäufigkeit der Pges-Konzentrationen im Zulauf und Ablauf der Versuchsanlagen

Bemerkenswert ist, dass in 90% der Fälle die P-Konzentration den Wert 6 mg/l nicht

überschritten wurde.

FKZ 02WA0215 42


Teilweise wurden im Ablauf der Versuchsanlagen höhere Pges-Konzentrationen als im Zulauf

gemessen, diese erhöhten Konzentrationen können auf Rücklöseprozesse zurückzuführen

sein.

6.2.1.6 Organische Säuren und KS 4,3

Organische Säuren im Ablauf der Vorklärung (=Zulauf Versuchsanlage), des Anaerob-

beckens (Referenz- und MBBR-Anlage) , bzw. am Ende der anaeroben Phase des SBBRs.

Tabelle 6.11: Ergebnisse der Bestimmung des Ks4,3 und der organischen Säuren

Ks4,3 [mmol/l] Hac [mg/l]

Auslauf

KA PF MBBR REF SBBR

Ab Vorkl./ Zu

Versuchsanl. MBBR REF SBBR

Ab Vorkl./ Zu

Versuchsanl

1,69 7,89 7,81 7,72 5,90 40,4 45,06 49,86 38,05

6.2.1.7 Trübung

0

50

100

150

200

250

1.7 8.7 15.7 22.7 29.7 5.8 12.8 19.8 26.8 2.9 9.9 16.9 23.9 30.9 7.10 14.10 21.10 28.10 4.11 11.11 18.11 25.11

Datum

NTU

ZuMBBR

Abbildung 6.7: Verlauf der Trübung im Zulauf und Ablauf der MBBR-Anlage (gleitende Mittelwerte)

FKZ 02WA0215 43


Die Trübung wurde einerseits an jedem Messtag stichprobenartig mittels einer

Handmesssonde der Firma WTW gemessen, andererseits mit einer online-Trübungssonde,

um mögliche zeitliche Abhängigkeiten der Trübung darzustellen.

Die Ergebnisse der stichprobenartigen Messungen (siehe Abb.6.7) ergaben bei einer

Trübung des Zulaufes von 128 NTU eine durchschnittliche Trübung des Ablaufes des MBBR

von 26 NTU (Medianwerte).

Da das Nachklärbecken der SBBR-Versuchsanlage sequentiell bei der Entleerung des

SBBR hydraulisch stärker belastet wurde, ist eine online-Messung durchgeführt worden, um

zu überprüfen, inwieweit eine hydraulische Überlastung des Nachklärbeckens stattfindet.

In Abbildung 6.8 sind die Ergebnisse der online-Aufzeichnung der Trübung in der

Klarwasserzone (15-20cm unter Wsp.) des Nachklärbeckens der SBBR-Versuchsanlage

dokumentiert.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

130

140

150

160

170

180

190

200

210

16:15 18:24 20:34 22:43 0:53 3:03 5:12 7:22 9:31 11:41 13:51 16:00 18:10 20:19 22:29

U hrz eit

Trüb

ung

[NTU

]

Abbildung 6.8: Verlauf der Trübung im Ablauf des SBBR (02/03.09.02)

In periodischen Abständen von 180 min steigen die Trübungswert rapide an, um danach auf

das Grundniveau zurück zukehren. Diese Periode entspricht einem Zyklus des SBBR, der im

Abstand von 180 min befüllt bzw. entleert wird.

Dieser Anstieg der Trübung im Ablauf des Nachklärbeckens belegt einen höheren TS-Gehalt

in der Klarwasserzone des Nachklärbeckens während der Phase des Entleerens des SBBR.

FKZ 02WA0215 44


6.2.1.8 Spektraler Absorptionskoeffizient (SAK)

Der SAK kann photometrisch bei einer Wellenlänge von 254 nm bestimmt werden. In

Abbildung 6.9 ist das Ergebnis der SAK-Bestimmung den gemessenen CSB-Werten

gegenübergestellt.

0,0

10,0

20,0

30,0

40,0

50,0

60,0

70,0

80,0

90,0

100,0

10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 50,0 55,0 60,0

SAK

CSB

[mg/

l]

MBBR; y = 0,88x + 11,03REF; y = 0,84x + 5,66SBBR; y = 2,03x + 18,52

Abbildung 6.9: Korrelation zwischen CSB und SAK

Unterschiede zwischen den Versuchsanlagen ergaben sich bei der Betrachtung der Steigung

der Regressionsgeraden.

Dies deutet auf unterschiedliche Zusammensetzungen der Abläufe hin. Während die

Regressionsgeraden der konventionell betriebenen Versuchsanlage und der MBBR-

Versuchsanlage parallel verlaufen, ist die Steigung der Regressionsgerade der SAK-

Messungen der SBBR-Versuchsanlage deutlich größer.

Durch die Messung der Extinktionen eines Wellenlängenspektrums von 190 nm bis 320 nm

ist es möglich, direkte Rückschlüsse auf die Zusammensetzung einer wässrigen Probe zu

ziehen.

FKZ 02WA0215 45


In Abbildung 6.10 sind die Extinktionen der MBBR-Versuchsanlage ,der SBBR-Versuchs-

anlage und des Zulaufs über dem Wellenlängenbereich von 190 bis 320 nm eines

ausgewählten Beprobungstages dargestellt.

SBBR

MBBR

Zulauf

Die rote Markierungslinie zeigt die

Extinktion bei einer Wellenlänge

von 254nm. Bei dieser Wellen-

länge wird der SAK erfasst.

Die Differenz zwischen den

grünen Markierungslinien (218nm

bzw. 228nm) erlaubt eine Aus-

sage über die im Ablauf be-

findliche NO3-N-Konzentration.

Die CSB und NO3-N –Konzen-

trationen waren an diesem Be-

probungstag im Ablauf der

MBBR- und SBBR-Versuchs-

anlage vergleichbar, die Messung

der Spektren bestätigen dieses

Ergebnis.

Abbildung 6.10: Extinktionsmessung (190-320 nm)

6.2.2 Physikalische Parameter

Die Aufzeichnung der physikalischen Parameter diente der Kontrolle der Prozesse und der

Gewährleistung der Vergleichbarkeit der Versuchsanlagen untereinander.

6.2.2.1 Temperatur

Bis Mitte September ist die Temperatur des Ablaufes der Versuchsanlagen annähernd

konstant bei ca. 22°C, danach nimmt die Temperatur des Ablaufes deutlich ab, um etwa 8°C,

um sich danach annähernd konstant auf etwa 14°C einzustellen. Der Temperaturunterschied

des Zulauf der Versuchsanlagen vor bzw. nach Mitte September lag bei ca. 5°C.

Diese größeren Temperaturgradienten ergaben sich durch die geringeren Volumina der

Versuchsanlagen.

FKZ 02WA0215 46


0

5

10

15

20

25

30

35

2.6 22.6 12.7 1.8 21.8 10.9 30.9 20.10 9.11 29.11 19.12

T [C

°]

ZulaufMBBRREFSBBR

Abbildung 6.11: Temperatur des Zulaufs und des Ablaufs der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

6.2.2.2 pH-Wert

Die Verläufe zeigen pH-Werte zumeist zwischen 7,4 und 8,3.

7

7,2

7,4

7,6

7,8

8

8,2

8,4

8,6

8,8

1. Jul 11. Jul 21. Jul 31. Jul 10. Aug 20. Aug 30. Aug 9. Sep 19. Sep 29. Sep 9. Okt 19. Okt 29. Okt 8. Nov 18.Nov

28.Nov

8. Dez 18. Dez

pH [-

]

ZulaufMBBRREFSBBR

Abbildung 6.12: pH-Werte im Zulauf und Ablauf der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

6.2.2.3 O2-Konzentration

FKZ 02WA0215 47


Abbildung 6.13 und Tabelle 6.12 geben die mittleren Sauerstoffkonzentrationen der

einzelnen Becken wieder.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

1. Jul 11. Jul 21. Jul 31. Jul 10. Aug 20. Aug 30. Aug 9. Sep 19. Sep 29. Sep 9. Okt 19. Okt 29. Okt 8. Nov 18. Nov 28. Nov

O2

[mg/

l]

MBBR NitriREF NitriSBBR Ntri

Abbildung 6.13: O2-Konzentration in der Nitrifikation der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

Daraus ist ersichtlich, dass -unter Berücksichtigung der Anforderungen an die Konzentration

gelösten Sauerstoffs- die jeweiligen Nitrifikationsbecken ausreichend mit Sauerstoff versorgt

waren.

Tabelle 6.12: Gelöster mittlerer Sauerstoffgehalt [mg/l] in den spezifischen Becken der jeweiligen Versuchsanlagen

SBBR

Anaerobbecken Denitrifikation Nitrifikation Ende

Anaerobphase

Ende

Aerobphase

MBBR 0,7 0,9 4,6

REF 0,4 0,8 4,3

SBBR 0,6 3,29 0,23 4,5

Diese Randbedingung konnte bis auf einen Zeitraum von etwa 8 Tagen eingehalten werden.

Während dieses Zeitraumes musste auf Grund eine Defektes des Kompressors ein

Ersatzkompressor eingesetzt werden dessen Leistungsfähigkeit begrenzt war.

FKZ 02WA0215 48


Die aus Abbildung 6.13 ersichtlichen Schwankungen ergaben sich vornehmlich auf Grund

der Schwankungen der Trockensubstanzkonzentrationen und dem daraus resultierenden

schwankenden Sauerstoffbedarf in den Nitrifikationsbecken.

6.2.2.4 Leitfähigkeit

400

500

600

700

800

900

1000

1100

1200

1300

1400

1500

1600

1700

1800

1900

1. Jul 11. Jul 21. Jul 31. Jul 10. Aug 20. Aug 30. Aug 9. Sep 19. Sep 29. Sep 9. Okt 19. Okt 29. Okt 8. Nov 18. Nov 28. Nov 8. Dez 18. Dez

Leitf

ähig

keit

[µS/

cm]

ZulaufMBBRREFSBBR

Abbildung 6.14: Leitfähigkeit des Zulaufs und Ablaufs der Versuchsanlagen (gleitende Mittelwerte)

Der Salzgehalt nimmt -bis auf wenige Ausnahmen- zwischen dem Zulauf (Mittelwert 1373

µS/cm) und dem Ablauf (Mittelwert 1000 µS/cm) der Anlage ab.

6.2.3 Schlammparameter

6.2.3.1 Trockensubstanzgehalt (TS)

Die Trockensubstanzkonzentration des Belebtschlammes der Kläranlage Pforzheim ist über

den gesamten Untersuchungszeitraum stabil bei etwa 4,64 gTS/l (Median).

Die Versuchsanlagen wurden auf einen Trockensubstanzgehalt von ≥3 gTS/l suspendierter

Biomasse ausgelegt (s. Kap. 4).

FKZ 02WA0215 49


0,00

1,00

2,00

3,00

4,00

5,00

6,00

7,00

8,00

9,00

24. Jul 13. Aug 2. Sep 22. Sep 12. Okt 1. Nov 21. Nov 11. Dez

TS [g

/l]

MBBR (suspend.)REFPFMBBR (susp. + sessil)SBBR (nur suspendiert)

Abbildung 6.15: Trockensubstanzkonzentrationen in der Nitrifikation (gleitende Mittelwerte)

Diese Vorgabe konnte bei der konventionell betriebenen und der MBBR-Versuchsanlage

eingehalten werden. Die durchschnittliche suspendierte Trockensubstanzkonzentration im

Belebungsbecken der Referenzanlage (REF) ergab sich zu ca. 3,26 gTS/l (Median), im

Belebungsbecken der MBBR-Versuchsanlage zu ca. 3,01 gTS/l.

Die sessile Biomasse im MBBR betrug, bezogen auf das Gesamtvolumen, in der ersten

Untersuchungsphase vom 01.07.02 bis zum 02.10.02, ca. 0,07 gTS/l Kaldnesvolumen. Dies

entspricht bei einer Aufwuchsfläche von 0,34 m²/l und einem Füllgrad von ca. 5,7% (4 l) einer

Biomassenkonzentration von 3,48 gTS/m² Kaldnes-Aufwuchsfläche.

Ab 02.10.02 bis 18.12.02 wurde der Füllgrad auf ca. 44% angehoben. Die Biomassen-

konzentration je m² Kaldnes-Aufwuchsfläche ergab sich dabei zu 3,39 gTS/m², dies

entspricht einer sessilen Biomassenkonzentration von ca. 0,6 gTS/l, bezogen auf das

Gesamtvolumen des MBBR. Als Mittelwert für diese beiden Zeiträume erhält man somit eine

sessile Trockensubstanzkonzentration von 0,34 gTS/l.

Dies ergab eine Gesamttrockenmassenkonzentration ( suspendiert plus sessil) von

durchschnittlich 3,08 gTS/l (Median; 01.07-02.10.), bzw. 3,61gTS/l (Median; 02.10.-18.12)

und somit durchschnittlich 3,35 gTS/l.

Anlehnend an die Referenz- und MBBR-Anlage, sollte auch die SBBR-Anlage mit einer

mittleren Schlammbelastung von 0,10 kgBSB5/(kgTS*d) betrieben haben. Um jedoch sicher-

FKZ 02WA0215 50


zustellen, dass der überwiegende Anteil des sessilen Schlammes auch „aktiv“ ist, war es die

Vorgabe, die Biofilmdicke auf 0,70 mm zu begrenzen. Die Biofilmdichte der 3 SBBR-

Reaktoren wurde mittels Wiegen, Messen und Trocknen (bei 105°C) wöchentlich bestimmt.

Dabei wurde bei einem mittleren Gewicht der sessilen Biomasse pro Reaktor von 52 g, einer

mittleren Biofilmdichte von 0,0887 kg/m³ und einer gegebenen Festbettoberfläche pro

Reaktor von 0,765 m² eine mittlere Biofilmdicke von 67 µm bestimmt werden. Umgerechnet

ergaben sich somit 5,7 gTSsessil/l Reaktorvolumnen.

Der sessile Anteil des Belebtschlammes liegt somit bei der SBBR-Anlage deutlich über dem

der MBBR-Anlage.

Tabelle 6.13: Schlammbelastungen

SBBR-Anlage: Bereich Batch-Reaktor: 73,55 l/d*164 mgBSB5/l = 12,06 gBSB5/d a) (5,7 gTSsessil/l + 1,23 gTSsusp./l) * 27,86 l = 193,07 gTS a) 0,06 kgBSB5/(kgTS*d) b) (5,7 gTSsessil/l + 3,00 gTSsusp./l) * 27,86 l = 238,76 gTS

b) 0,05 kgBSB5/(kgTS*d)

SBBR-Anlage: Im nachgeschalteten Belebungsbecken

I. Zeitraum, in dem der Batch-Reaktor NICHT abgepumpt wird 79,92 l/d * 164 mgBSB5/l = 13,11 gBSB5/d a) 1,23 gTS/l * 45,67 l = 56,17 gTS a) 0,23 kgBSB5/(kgTS*d) b) 3,00 gTS/l * 45,67 l = 137,01 gTS

b) 0,10

II. Zeitraum in dem der Batch-Reaktor abgepumpt wird 13,11 gBSB5/d + (73,55 l/d * 66 mgBSB5/l)1) = 17,96 gBSB5/d a) 1,23 gTS/l * (45,67 l + 73,55 l) = 146,64 gTS a) 0,12 kgBSB5/(kgTS*d) b) 3,00 gTS/l * (45,67 l + 73,55 l) = 357,66 gTS


MBBR-Anlage 108 l/d * 164 mgBSB5/l = 17,71 gBSB5/d a) (0,07 gTSsessil/l + 3,01 gTSsusp./l) * 61,54 l (01.07.-2.10) = 189,54 gTS a) 0,10 kgBSB5/(kgTS*d) b) (0,6 gTSsessil/l + 3,01 gTSsusp./l) * 61,54 l (02.10.-18.12) = 222,16 gTS


Referenz-Anlage

108 l/d * 164 mgBSB5/l = 17,71 gBSB5/d 3,26 gTS/l * 61,54 l = 200,62 gTS

0,09 kgBSB5/(kgTS*d)

a) Schlammbelastung IST

b) ursprünglicher Bemessungsansatz

1) im Ablauf der Batch-Reaktor sind durchschnittlich noch 66 mgBSB5/l

Ursprüngliche Ansätze, den suspendierten Schlamm in der SBBR Anlage auf 3,0 g/l

einzustellen, wurden auf Grund der sich tatsächlich einstellenden Schlammbelastungen

verworfen. Letzteres zeigt sich aus Tabelle 6.13, die –zunächst für den Bemessungsfall

TSsusp= 3,0 g/l (Index b)- wie folgt interpretiert werden kann:

Alle Versuchsanlagen sind volldurchmischt; dies bedeutet, dass der suspendierte TS-Gehalt

in allen Becken konstant ist. Dies gilt für den SBBR-Reakor, als auch hinsichtlich der

nachgeschalteten Anlagenteile, womit im Batch-Reaktor die Biomassenkonzentration durch

den sessilen Anteil höher ist. Weiter gilt es die unterschiedlichen BSB5-Tagesfrachten zu

berücksichtigen. So entsteht im Batch-Reaktor während des Zyklus ein Konzentrations- und

somit auch ein Schlammbelastungsgefälle (zu Beginn des Zyklus 0,05 kgBSB5/(kgTS*d)); zu

FKZ 02WA0215 51


dieser Zeit werden die nachgeschalteten Anlagenteile lediglich durch einen konstanten

Bypass belastet (0,10 kgBSB5/(kgTS*d)). In der Abpumphase des Reaktors werden die

nachgeschalteten Anlagenteile durch den “verdünnten“ Ablauf des Batch-Reaktors deutlich

geringer belastet (0,05 kgBSB5/(kgTS*d). Somit stellt sich eine mittlere Schlammbelastung

von 0,05 kgBSB5/(kgTS*d) bis 0,10 kgBSB5/(kgTS*d) ein und diese liegt damit unterhalb des

Bemessungsansatzes. Im Sinne einer effizienten Nitrifikation sollte hingegen eine mittlere

Schlammbelastung von 0,10 kgBSB5/(kgTS*d) bis von 0,15 kgBSB5/(kgTS*d) erreicht

werden. Daher wurde der TS-Gehalt auf durchschnittlich rund 1,23 gTS/l reduziert (Tabelle

6.13, Index a).

Bei der konventionellen- und der MBBR-Anlage entspricht der TS-Gehalt der Bemessungs-

Schlammbelastung.

6.2.3.2 Organischer Trockensubstanzgehalt (oTS)

Der organische Anteil im Belebtschlamm der Großkläranlage Pforzheim liegt etwa bei 65%.

Dieser entspricht den organischen Trockensubstanzanteilen der Belebtschlämme der

konventionell betriebenen- und der MBBR-Versuchsanlage (Tabelle 6.14). In der Literatur

werden typische Werte für den organischen Anteil mit 70% (ohne Phosporfällung), bzw. 60%

(mit Phosphorfällung) genannt (Gujer, 1999). Zusammenfassend lässt sich somit feststellen,

dass die Pforzheimer Großanlage mit ihrer Phosphatfällung einen überdurchschnittlich

hohen oTS-Gehalt hat, während die Versuchsanlagen ohne chemische Fällung einen unter

dem Durchschnitt liegenden oTS-Gehalt im suspendierten Schlamm aufweisen. Tabelle 6.14: Organische Anteile der suspendierten Belebtschlämme während des Untersuchungszeitraumes

oTS [%] PF MBBR1) REF SBBR1)

Mittelwert: 65 63 68 74

Standardabweichung 7,8 9,2 11,9 9,2

1) suspendierter Schlamm ist durch abgescherten, ursprünglich sessil gewachsenen Biofilm geprägt.

Deutlich höher ist der organische Anteil jedoch im suspendierten Belebtschlamm der SBBR-

Versuchsanlage mit ca. 74%, wodurch eine deutliche Beeinflussung durch den sessilen

Schlamm nachgewiesen werden kann.

Der oTS-Gehalt des sessilen Schlammes wurde zu etwa 75-80% bestimmt. Dies entspricht

den Ergebnissen von ARNOLD et al. (2000).

FKZ 02WA0215 52


6.2.3.3 Schlammvolumenindex (ISV)

Bei der Bestimmung des Schlammvolumenindex der Großkläranlage Pforzheim wurden an

12 Messtagen eine aufschwimmende Schlammfraktion beobachtet, welche definitionsgemäß

nicht in die Bestimmung des Schlammindex einfließt.

0

50

100

150

200

250

300

350

3. Jul 23. Jul 12. Aug 1. Sep 21. Sep 11. Okt 31. Okt 20. Nov 10. Dez 30. Dez

MBBRRef SBBR PF

Abbildung 6.16: Ergebnisse der ISV-Bestimmung

Um dennoch die Problematik des daraus resultierenden Schlammabtriebs bewerten zu

können, wurden diese (Schwimmschlamm-) Messungen in Abbildung 6.16 pauschal auf ISV

= 300 ml/gTS gesetzt.

Die Schlammvolumenindices der Versuchsanlagen schwanken jeweils um den anlagen-

spezifischen Durchschnittswert.

Für die MBBR-Versuchsanlage ergab sich ein durchschnittlicher Schlammvolumenindex von

86,6 ml/gTS für die SBBR-Versuchsanlage 87,3 ml/gTS und für die Großkläranlage

FKZ 02WA0215 53


Pforzheim von ca. 1571 ml/gTS (Medianwert der bestimmbaren Proben). Im Gegensatz zur

Großanlage traten bei den Versuchsanlagen keine Schwimmschlammprobleme auf.

6.2.3.4 Abfiltrierbare Stoffe (AFS)

Die mittlere Konzentration der abfiltrierbaren Stoffe, gemessen im Ablauf der Nachklär-

becken der Versuchsanlagen und der Kläranlage Pforzheim, sind in Tabelle 6.15 aufgelistet. Tabelle 6.15: Ergebnisse der Bestimmung der abfiltrierbaren Stoffe im Jahr 2002

AFS [mg/l] PF REF MBBR SBBR

MW 8,00 10,63 9,81 10,27

Median 6,30 7,76 5,70 5,83

Max 28,30 42,42 52,81 40,42

Min 0,70 0,77 0,46 0,11

Demnach liegen die AFS-Mittelwerte aller Anlagen unter den geforderten 15 mg/l. Bei der

Interpretation gilt es jedoch zu beachten, dass die Nachklärbecken der Großanlage mit

Wasser besprüht werden, um die vorhandenen größeren Flockenverbände zu zerstören. Die

hohen Maximalwerte bei den Versuchsanlagen fallen jeweils in Zeiträume, in denen die

bereits beschriebenen technischen Probleme bei der Schlammrückführung auftraten.

6.2.3.5 Elektrophoretische Beweglichkeit

Die Elektrophoretische Beweglichkeit gibt Auskunft über die Absetzeigenschaften von

Schlämmen.

Die Werte der Pforzheimer Großanlage können auf Grund der chemischen P-Fällung nicht

zur Diskussion herangezogen werden.

Die Werte aus den Versuchsanlagen (Abbildung 6.17) liegen zwischen –6,00 (µm/s)/(V/cm)

und –2,00 (µm/s)/(V/cm). Diesen Schlämmen können niedrige Schlammindices bescheinigt

werden (Kapitel 6.2.2.3). Tendenziell kann somit die Aussage von SCHUSTER (1997)

bestätigt werden, wonach zwischen -10 mV (-7,058 (µm/s)/(V/cm)) und –6 mV (-4,235

(µm/s)/(V/cm)) mit niedrigen Schlammindices zu rechnen sei.

1 Messwerte mit aufgeschwommenen Anteil wurden pauschal mit 300 ml/gTS berücksichigt.

FKZ 02WA0215 54


0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

-6,00 -5,50 -5,00 -4,50 -4,00 -3,50 -3,00 -2,50 -2,00EB [(µm/s)/(V/cm)]

Sum

men

häuf

igke

it [%

]

TSPFTSMBBRTSREFTSSBBR

Abbildung 6.17: Summenhäufigkeit der Messungen der Elektrophoretischen Beweglichkeit

6.2.3.6 Kapillare Fließzeit (CST)

Bei den Messungen der kapillaren Fließzeit (CST), die ein Maß für die Entwässerbarkeit der

Schlämme darstellt, konnten keine grundlegenden Unterschiede zwischen den Versuchs-

anlagen und der Kläranlage Pforzheim festgestellt werden (Tabelle 6.16).

Je schlechter die Entwässerbarkeit, um so höher sind die angegebene Fließzeiten in den

Tabellen 6.16 + 6.17. Nach Aussage diverser Literaturstellen geht eine schlechtere Ent-

wässerbarkeit mit niedrigeren Schlammindices einher (z.B. KNOOP, 1997).

Die ähnlichen Ergebnisse der Entwässerbarkeit der Belebtschlämme der Versuchsanlagen

unterstützt die Aussage in Kapitel 6.2.3.3., in dem den Versuchsanlagen ähnliche

Schlammindices bescheinigt werden.

Tabelle 6.16: Ergebnisse der CST- Messungen der Belebtschlammproben

CST [s] PF MBBR REF SBBR Mittelwert 7,76 8,05 7,13 7,71

Im Gegensatz zu den CST-Werten der Belebtschlämme sind die CST-Werte der

Anlagenabläufe (Tabelle 6.16) deutlich geringer.

FKZ 02WA0215 55


Tabelle 6.17: Ergebnisse der CST-Messungen der Ablaufproben

CST [s] PF MBBR REF SBBR Mittelwert 4,89 5,79 4,92 5,40

6.2.3.7 Absetzgeschwindigkeiten

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00 3,50 4,00 4,50 5,00 5,50 6,00 6,50 7,00 7,50 8,00 8,50 9,00

Sinkgeschw indigkeit [m/h]

Sum

men

häuf

igke

it [%

] PFMBBRSBBR

Abbildung 6.18: Summenhäufigkeit der Sinkgeschwindigkeiten der SBBR- und MBBR- Versuchsanlagen im Vergleich zur Großkläranlage Pforzheim

Die Summenhäufigkeiten der Sinkgeschwindigkeiten der Schlämme aus den Belebungs-

becken der MBBR- und SBBR-Versuchsanlagen sind annähernd identisch. Dabei besitzen

50% der Partikel beider Versuchsanlagen eine Sinkgeschwindigkeit von < 0,4 m/h. Im

Gegensatz dazu besitzen 50% der Partikel der Großkläranlage Pforzheim eine

Sinkgeschwindigkeit von < 0,77 m/h. Zu berücksichtigen ist hierbei allerdings, dass die

Schlämme der Großanlage durch eine „flockenbeschwerende“ Chemikalie (Natriumaluminat)

beeinflusst sind.

FKZ 02WA0215 56


6.2.3.8 Partikelgrößen

6.2.3.8.1 Ergebnisse der Partikelanalyse mittels CIS

In diesem Kapitel sind die Partikelgrößenverteilungen sowohl des Belebtschlammes

(Abbildung 6.19 und Tabelle 6.18), als auch der Abläufe der Nachklärbecken (Abbildung

6.20) in Form von Häufigkeitsverteilungen dargestellt.

AFS PF SBBR MBBR

µm [%] [%] [%]

0-10 23,3 27,0 24,7 10-20 50,7 52,6 52,2

20-40 76,0 77,8 79,2

0

5

10

15

20

25

4-6 6-8 8-10 10-14 14-20 20-30 30-40 40-50 50-60 60-70 70-80 80-90 90-100 100-150 150-200 200-300 300-400 400-500 500-600

Bereich [µm]

Häu

figke

it [%

]

TSPFTSMBBRTSSBBR

Abbildung 6.19: Relative Häufigkeitsverteilung der Partikelgrößen der Belebtschlämme der SBBR-, MBBR-Versuchsanlagen und der Großkläranlage Pforzheim

Demnach konnten hinsichtlich der Partikelgrößen keine gravierenden Unterschiede

festgestellt werden. Die prozentuale Größenverteilung der Partikel der Belebtschlämme der

Versuchsanlagen als auch der Kläranlage Pforzheim sind annähernd gleich.

Betrachtet man allerdings Partikelgrößenbereiche so ist zu erkennen, dass die Größen-

verteilung der Partikel aus den Belebungsbecken der Versuchsanlagen eine größere

Linksschiefe aufweisen, als die Größenverteilung der Partikel aus der Belebung der

Kläranlage Pforzheim.

FKZ 02WA0215 57


Dies ist daran zu erkennen, dass 83,5% der Belebtschlammpartikel der Anlage Pforzheim in

die Größenklasse 0-60 µm fallen, in der gleichen Größenklasse ergibt sich für die SBBR-

bzw. MBBR-Versuchsanlagen ein prozentualer Anteil von 86,0% bzw. 88,1%.

Tabelle 6.18: Größenverteilung der Partikel nach Größenklassen

PF SBBR MBBR

µm [%] [%] [%]

0-60 83,5 86,0 88,1

60-100 2,3 2,8 2,1

100-400 14,3 11,2 9,7

Analog dazu weisen 14,3% der Belebtschlammpartikel aus der KA Pforzheim eine Größe

zwischen 100 und 400 µm, jedoch nur 11,2 bzw. 9,7% der Belebtschlammpartikel der

Versuchsanlagen (Tabelle 6.18) auf.

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

4-6 6-8 8-10 10-14 14-20 20-30 30-40 40-50 50-60 60-70 70-80 80-90 90-100 100-150 150-200 200-300 300-400 400-500 500-600

Bereich [µm]

Häu

figke

it [%

]

AFSPFAFSMBBRAFSSBBR

AFS PF SBBR MBBR

µm [%] [%] [%]

0-10 54,7 39,1 36,1 10-20 87,6 74,8 68,9

20-40 100,0 97,0 96,3

Abbildung 6.20: Relative Häufigkeitsverteilung der Partikelgrößen im Ablauf der Nachklärbecken der SBBR-, MBBR-Versuchsanlagen und der Großkläranlage Pforzheim

FKZ 02WA0215 58


In Abbildung 6.20 sind die Ergebnisse der Partikelanalysen der Abläufe der Nachklärbecken

dargestellt. Daraus ersichtlich ist, dass annähernd 100% der Partikel kleiner als 40 µm sind,

d.h. die Belebtschlammpartikel mit einem Durchmesser > 40µm konnten vollständig in der

Nachklärung zurückgehalten werden.

Die Großanlage hat den höchsten Anteil an Feinstpartikeln (< 10µm) im Ablauf der Nach-

klärung. Die SBBR- und MBBR-Anlagen weisen ähnliche Partikelgrößenverteilungen im

Ablauf auf, und haben beide, im Vergleich zur Kläranlage Pforzheim, einen deutlich größeren

Anteil ab der Größenklasse 10-14 µm.

Partikel größer als 30 µm waren im Ablauf der Großanlage nicht festzustellen.

Bei der MBBR-Anlage sind ebenfalls Partikel größer als 50µm im Ablauf gemessen worden.

Eine Auswertung des Betriebstagebuchs ergab, dass diese Zeitpunkte größtenteils

zusammengefallen sind mit betriebstechnischen Problemen einhergingen.

6.2.3.8.2 Ergebnisse der Partikelanalyse mittels eines Granulometers

In Kapitel 5 wurden stabile hydraulische Verhältnisse im Hinblick auf die Wechselbeziehung

zwischen Nachklärbecken einerseits und Belebungsbecken andererseits nachgewiesen.

Mit den Erläuterungen in diesem Kapitel werden nun die hydraulischen Auswirkungen für

den Fall untersucht, dass anstatt drei nur ein Batch-Reaktor (mit gleichem Volumen) zur

Verfügung steht, mit der Folge einer deutlich höheren hydraulischen Belastung für die

Nachklärung.

Um zeitliche Unterschiede in der Partikelgrößenverteilung im Ablauf der Nachklärbecken

dokumentieren zu können, wurden zusätzlich zu den stichprobenartigen Partikelanalysen

mittels CIS online-Partikelmessungen mittels eines Granulometers der Firma CILAS

durchgeführt.

In den Abbildungen 6.21 und 6.22 werden die Ergebnisse der beiden Messverfahren

gegenübergestellt. Zu erkennen ist, dass sich das Ergebnis der Granulometer-Messung mit

der CIS-Messung nicht überlagert. Dieser Unterschied ergibt sich durch die verschiedenen

Bezugsgrößen der Messungen. Die Partikelmessung mittels CIS bezieht sich auf eine

Flächenverteilung, die Granulometer-Messung auf eine Anzahlverteilung.

FKZ 02WA0215 59


0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

Partikelgröße [µm]

Sum

men

häuf

igke

it [%

CILAS MBBRCIS MBBR

Abbildung 6.21: Vergleich zwischen CIS- und Granulometer (CILAS)-Partikelgrößenmessung des Ablaufes der Nachklärung des MBBR

Die Partikelgrößenverteilung der Ablaufproben der Nachklärung der MBBR-Versuchsanlage

ist, unabhängig vom Zeitpunkt, konstant. Dies war im Unterschied zu der momentan

modifizierten SBBR-Anlage zu erwarten, da die MBBR-Anlage mit konstanter hydraulischer

Belastung betrieben wurde.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280 300 320 340 360 380 400

Par ti kel gr öße [µ m]

Sum

men

häuf

igke

it [%

Ausserhalb der Pumpphase [CIL AS]W ährend der Pumpphase [CIL AS]Unmi ttelbar nach der Pumpphase [CIL AS]CIS

Abbildung 6.22: Vergleich der CILAS- und CIS-Partikelgrößenbestimmung sowie der zeitlichen Abhängigkeit der Partikelgrößenverteilung im Ablauf der Nachklärung des modifizierten SBBR

FKZ 02WA0215 60


Während des Entleerens des SBBR kam es zu einer sprunghaften Veränderung der

Partikelgrößenverteilung (Abbildung 6.22).

6.2.3.9 Enzymaktivitäten der Belebtschlämme (TTC-Test)

Die Enzymaktivität der Belebtschlämme ausgedrückt in µg Formazan pro mg Schlamm-

trockenmasse ergab sich bei der Untersuchung der Proben von der Großkläranlage Pforz-

heim im Mittel eine Formazanproduktion von 13,2 µg Formazan/mg Schlammtrockenmasse.

Die Formazanproduktion der Belebtschlämme der MBBR-Versuchsanlage lag mit 13,8 µg

Formazan/ mgTS etwas höher. Die Enzymaktivität der Belebtschlämme der SBBR-

Versuchsanlage ergab sich zu 18,1 µg Formazan /mg TS.

Bei der Untersuchung der sessilen Biomasse konnte eine hohe Aktivität des Bewuchses der

SBBR-Versuchsanlage mit 41,5 µg Formazan /mgTS beobachtet werden, dies entspricht

einer etwa 2,3-fach höheren Aktivität gegenüber der suspendierten Biomasse in der

nachgeschalteten Nitrifikation der SBBR-Versuchsanlage.

Die Aktivität der sessilen Biomasse der MBBR-Versuchsanlage lag mit 14,9 µg Formazan

/mg TS nur unwesentlich höher als die Aktivität der suspendierten Biomasse.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

8.8 15.8 22.8 29.8 5.9 12.9 19.9 26.9 3.10 10.10 17.10 24.10 31.10 7.11 14.11 21.11 28.11 5.12 12.12 19.12

µg F

orm

azan

/ m

g Sc

hlam

mtro

cken

mas

se

KAPF MBBR SBBR Kaldnes BewuchsSBBR Bewuchs

Abbildung 6.23: Ergebnisse der Enzymaktivität (gleitende Mittelwerte)

FKZ 02WA0215 61


6.3 Nitrifikationsleistung und Phosphatelimination der MBBR-Versuchsanlage

Der verfahrenstechnische Betrieb der MBBR-Versuchsanlage wurde in 3 verschiedenen

Phasen unterteilt.

- In der ersten Phase wurde die MBBR-Anlage mit einem Kaldnesvolumen von 4 l

(5,7% Füllvolumen) betrieben bei einer Zulaufmenge von 4,5 l/h.

- In Phase 2 wurde das Kaldnesvolumen auf 20 l (28,3% Füllvolumen) erhöht, bei einer

gleichzeitigen Erhöhung des Zulaufs auf 8 l/h.

- In Phase 3 wurde die Zulaufmenge bei 8 l/h belassen, jedoch wurde das Kaldnes-

volumen um weitere 11 l auf 31 l (43,8% Füllvolumen) erhöht.

Bei der Betrachtung der abgebauten CSB-Frachten bzw. NH4-N-Frachten während der

einzelnen Versuchsphasen konnte beobachtet werden, dass sich mit der Erhöhung des

Füllvolumens - respektive der Aufwuchsfläche - eine Steigerung der Nitrifikationsleistung bei

gleichbleibendem CSB-Abbau ergab.

0

5

10

15

20

25

30

REF Phase 1 Phase 2 Phase 3

Abg

ebau

te F

rach

ten

[g/d

]

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

[(gC

SB/d

)/(gN

H4-

N/d

)]CSB [g/d]NH4-N [g/d][gCSB/d]/[gNH4-N/d]

Abbildung 6.24: Abbauleistung des MBBR während der unterschiedlichen Untersuchungsphasen hinsichtlich NH4-N im Vergleich zur Referenzanlage

In Abbildung 6.24 sind die Ergebnisse der abgebauten CSB- und NH4-N-Frachten in [g/d]

und zusätzlich das Verhältnis zwischen abgebauter CSB-Fracht und abgebauter NH4-N-

Fracht dargestellt. Als Vergleichswerte wurden die Ergebnisse der Referenz-Versuchsanlage

den Ergebnissen der einzelnen Versuchsphasen gegenübergestellt.

FKZ 02WA0215 62


Aus Abbildung 6.24 ist abzuleiten, dass die suspendierte Biomasse vornehmlich für die CSB-

Reduzierung verantwortlich ist (gleicher CSB-Abbau in allen Versuchsphasen des MBBR als

auch in der Referenzanlage). Durch die Erhöhung der sessilen Biomasse konnte eine

Steigerung der Nitrifikationsleistung erzielt werden (steigendes Füllvolumen führt zu einer

gesteigerten Nitrifikationsleistung).

Des weiteren konnte beobachtet werden, dass sich durch die Zugabe der Kaldnes-

Transportkörper das Puffervermögen der MBBR-Versuchsanlage gegenüber Stoßbe-

lastungen hinsichtlich NH4-N deutlich verbessert. Dies lässt sich durch den Vergleich der

Referenzanlage mit der MBBR-Versuchsanlage verdeutlichen. In Abbildung 6.25 sind die

Messergebnisse der ersten 25 Messtage dargestellt. Zu Beginn der Untersuchungen wurden

beide Anlagen mit relativ geringen Ammonium-Zulaufkonzentrationen beaufschlagt, die sich

ab dem 14. Messtag verdoppelten.

Danach wurde eine deutlich höhere NH4-N-Konzentration im Ablauf der Referenzanlage im

Vergleich zur MBBR-Versuchsanlage gemessen

0,00

10,00

20,00

30,00

40,00

50,00

60,00

70,00

0 5 10 15 20 25

Messtag

mg

NH

4-N

/l

Zulaufkonzentration [mgNH4-N/]

Ablaufkonzentration MBBR Phase I [mgNH4-N/l]

Ablaufkonzentartion REF [mgNH4-N/l]

Abbildung 6.25: Zu- und Ablaufkonzentrationen der Referenz- und der MBBR-Versuchsanlage (Trendlinie als 2-periodisch gleitender Durchschnitt)

Analog zu den Beobachtungen hinsichtlich der Nitrifikationsleistung der sessilen Biomasse

ergaben sich bei der Betrachtung der Phosphatelimination ebenfalls steigende

Eliminationsraten bei gleichbleibender CSB-Elimination durch die Erhöhung der

suspendierten Aufwuchsflächen.

FKZ 02WA0215 63


Durch die Erhöhung der sessilen Biomasse konnte die P-Elimination intensiviert werden

(siehe Abb. 6.26). Die suspendierte Biomasse ist, wie oben beschrieben, vornehmlich für die

CSB-Reduzierung verantwortlich.

80

100

120

140

160

180

200

220

240

260

280

REF Phase 1 Phase 2 Phase 3

abge

baut

e Fr

acht

PO

4-P

[mg/

d]

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

[(gC

SB/d

)/(gP

O4-

P/d)

]

PO4-P [mg/d][(gCSB/d)/(gPO4-P/d)]CSB [g/d]

26

10

12

14

16

18

20

22

24

CSB

[g/d

]

Abbildung 6.26: Abbauleistung des MBBR während der unterschiedlichen Untersuchungsphasen hinsichtlich PO4-P im Vergleich zur Referenzanlage

6.3.1 Weitergehende Untersuchungen in der SBBR-Anlage

6.3.1.1 Fädigkeit

Die Fädigkeitsstufen des suspendierten Schlammes in der SBBR-Anlage liegen zwischen 0

und 3. Im sessilen Schlamm hingegen sind lediglich die Fädigkeitsstufen 0 bis 2

festzustellen. Die Auswertung des Betriebshandbuchs ergab einen Zusammenhang

zwischen dem Anstieg der Fädigkeit einerseits und dem Zeitpunkt technischer

Unregelmäßigkeiten der SBBR-Anlage, andererseits. So führte insbesondere ein

unkontrolliertes Absinken des Austauschverhältnis (teilweise unter 10%) mit dem damit

verbundenen fehlenden Substratgradienten zu einem Anstieg der Fädigkeit.

6.3.1.2 P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnisse

Dieses Kapitel verdeutlicht exemplarisch die Unterschiede zwischen dem suspendiertem

Schlamm einerseits und dem sessilen Biofilm andererseits, im Hinblick auf das P-Aufnahme-

FKZ 02WA0215 64


/Rücklöseverhältnis. Sämtliche in diesem Kapitel beschriebenen Versuche wurden außerhalb

der Versuchsanlagen in einem separaten Batch Reaktor durchgeführt. Im Gegensatz zu den

in der Versuchsanlage und der Simulation dargelegten Szenarien gibt es hierbei keine

Schlamm- und/oder Nitratrückführung.

Die Reaktoren wurden mit Rohabwasser aus dem Ablauf der Vorklärung der Pforzheimer

Kläranlage beschickt. Bei sämtlichen Batch-Versuchen wurde dem kohlenstoffarmen

Rohabwasser Essigsäure in dem Maße zugegeben, dass das Substrat keinen

prozesslimitierenden Faktor darstellen konnte.

Die Verläufe in den Abbildungen 6.27 und 6.28 entsprechen den allgemeinen, bekannten

verfahrenstechnischen Erwartungen:

• Während der unbelüfteten Phase sind –mit Ausnahme der anaeroben Bereiche des

Biofilms- die Milieubedingungen durchweg anoxisch. Die Ammonium-Konzentration bleibt

konstant, gleichzeitig findet eine Denitrifikation statt und Phosphat kann auf Grund eines

ausreichenden Substratangebots simultan rückgelöst werden.

• Während der aeroben Phase findet eine Nitrifikation statt, einhergehend mit einer

Phosphataufnahme.

• Am Ende ist eine Netto-P-Elimination feststellbar.

a e r o b

0

2

4

6

8

1 0

1 2

1 4

1 6

1 8

0 1 2 3 4 5 6 7 8Z e i t [ h ]

Konz

. [m

g/l]

0

2 0

4 0

6 0

8 0

1 0 0

1 2 0

1 4 0

1 6 0

a n o x i s c h

HAc

[mg/

l]

P O 4 - PN H 4 - NN O 3 - NO r g a n i s c h e S ä u r e n

Abbildung 6.27: Phosphor[WJT1]-Aufnahme und Rücklöseversuch mit sessilem (TS = 2,9 g/l) Schlamm; (TSsuspendiert = 0,03 g/l)

Die Verläufe in Abb.6.27 sind auf Grund des geringen suspendierten Schlammgehaltes im

Wesentlichen auf den sessilen Schlamm zurückzuführen.

FKZ 02WA0215 65

Weber Jan Tobias

10.07


anoxisch

0

5

10

15

20

25

0 1 2 3 4 5 6 7 8Zeit [h]

Konz

. [m

g/l]

0

50

100

150

200

250

300

aerob

HAc

[mg/

l]

PO4-PNH4-NNO3-NOrganische Säuren

Abbildung 6.28: Phosphor-Aufnahme und Rücklöseversuch mit suspendiertem (TS = 1,57 g/l) und sessilem (TS = 2,9 g/l) Schlamm

Eine Erhöhung des suspendierten Schlammes von 0,03 g/l auf 1,57 g/l führt zu einem

proportional höheren P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnis, welches sich jedoch nicht in

einer erhöhten Netto-P-Elimination niederschlägt (Tabelle 6.19).

Tabelle 6.19: Vergleichende Gegenüberstellung der Verläufe aus den Abb.6.27 und 6.28

Versuch n. Abb.6.27 Versuch n. Abb.6.28

Sessil [g/l] 2,9 2,9 Trockensubstanz-

gehalt Suspendiert [g/l] 0,03 1,57

P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnis über

8h [1/gTS] 0,46 0,61

[mgNO3-N/(gTS)] 1,9 0,8 Denitrifikation

[mgNO3-N/l] 5,6 3,6

[mgPO4-P/(gTS)] 2,4 (3,2) 0,9 (2,5) Phosphorrücklösung

(P-Aufnahme) [mgPO4-P/l] 7,0 (9,5) 4,0 (11,0)

[mgHAc/(gTS)] 14,0 26,8 Aufnahme/ Verbrauch

organisoher Säuren

während der

unbelüfteten Phase2 [mgHAc/l] 41 119

2 Vor allen Dingen der Nitratgehalt aus dem unmittelbar vorangegangenen Zyklus führt zu Beginn des

nachfolgenden Zyklus zu einer anfänglichen anoxischen Phase. Die unbelüftete Phase setzt sich

somit aus der zunächst noch anoxischen und der –nach vollständiger Denitrifikation- anschließenden

anaeroben Phase zusammen.

FKZ 02WA0215 66

Weber Jan Tobias

31.07


Diese Aussage wird nun im Folgenden näher verifiziert. Hierzu wurden je 5 Batch-Versuche

mit sessilem Schlamm (mit TSsusp. <1,5g/l), suspendiertem Schlamm und einer Kombination

beider Schlämme (mit TSsusp. >1,5g/l) durchgeführt.

Unter den gleichen Versuchsbedingungen wurde für jeden der insgesamt 15 Versuche die P-

Rücklösung (in mg/l; x-Achse) in Abhängigkeit von der P-Aufnahme (in mg/l; y-Achse) in ein

zweidimensionales Koordinatenkreuz eingezeichnet. Auf Grundlage verschiedener Literatur-

stellen (z.B. OSWALD-SCHULZE-STIFTUNG, 1995) kann nun eine lineare Ausgleichsgerade

(Gl.10.2.4.2a) für jeden der 3 Fälle errechnet werden.

PAuf = a*PRück + b Gleichung 6.1

Die Gleichung 6.1 drückt über ihren Faktor a (wobei a >1) aus, dass mit einer Zunahme des

rückgelösten Phosphors eine erweiterte Phosphoraufnahme einhergeht.

Je größer der Faktor a, um so mehr übersteigt die aufnehmbare Phosphor-Fracht die bereits

zuvor zurückgelöste.

Die Konstante b ist ein Merkmal dafür, inwieweit die polyphosphatspeichernden Bakterien

Phosphat aufnehmen können, ohne welches zuvor zurückgelöst zu haben (PRück=0). Sie ist

somit abhängig vom Schlammalter und von der Verfügbarkeit leicht abbaubaren CSB.

Es ist bekannt, dass polyphosphatspeichernde Bakterien ihren Polyphosphatvorrat um so

mehr erhöhen (a-Faktor steigt), je stärker sie Stressbedingungen (Wechsel zwischen aerobe

und anaerobe Milieubedingungen) ausgesetzt werden.

Abbildung 6.29 zeigt, dass der suspendierte Schlamm einerseits die höchsten P-Aufnahme-

und Rücklöseraten aufweist, dass aber gleichzeitig der a-Faktor im Vergleich zu den

Untersuchungen mit dem sessilen Schlamm deutlich geringer ist. Je geringer der Anteil des

suspendierten Schlammes ist, um so höher ist der a-Faktor.

Dies zeigt, dass das Erinnerungsvermögen sessiler polyphosphatspeichernder Bakterien auf

Grund ihres höheren Alters stärker ausgeprägt ist, als das der Bakterien im suspendierten

Schlamm. Sie legen sich somit einen höheren Polyphosphatspeicher an (Memoryfunktion).

FKZ 02WA0215 67


a + b Faktoren

y = 1,2831x + 0,6696

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5

Maximale P-Rücklöserate [mgP/(gTS*h)]

Max

imal

e P-

Auf

nahm

erat

e [m

gP/(g

TS*h

)]

sessil und einem suspendiertem Anteil >1,5 g/l

sessil und einem suspendierten Anteil <1,5 g/l nur suspendiert

y = 1,0672x + 0,7358 y = 1,3475x + 0,4372

Abbildung 6.29: Ermittlung der a und b-Faktoren unterschiedlicher Schlämme

FKZ 02WA0215 68


6.4 Simulation der SBBR-Anlage

Auf Basis der in Tabelle 6.20 dargelegten Unterschiede wurden 3 Szenarien untersucht,

jeweils mit der Intention,

• die Einflüsse des sessilen Schlammes zu beurteilen,

• die optimale Dauer der einzelnen Milieubedingungen während eines SBBR-Zyklus

abzuschätzen und

• die Ablaufwerte der Anlage zu bewerten.

Die hier vorgestellten Ergebnisse sind nach einer simulierten Betriebsdauer von 200 Tagen

auf Grund der statischen Belastungsverhältnisse wiederkehrend und können daher als

aussagekräftig bezeichnet werden.

6.4.1 Die stofflichen Eliminationsraten

Beeinflusst durch das Austauschverhältnis, liegen unmittelbar nach der Befüllung des Batch-

Reaktors -im Vergleich zum Zulauf- veränderte Konzentrationsverhältnisse vor. Dabei ist

festzustellen, dass mit Ausnahme des Nitrats, sämtliche gemessenen Parameter verdünnt

werden. Beim Nitrat findet hingegen keine Verdünnung statt, da der Batch-Zyklus mit der

belüfteten Phase (Nitrifikation) endet und somit eine, im Verhältnis zum Zulauf, hohe

Nitratkonzentration aufweist (Abb. 6.30-6.35).

Der Bewuchs auf den Festbetten entwickelt sich gut. Die während der Simulation,

vorgegebene maximal mögliche Biofilmdicke von 500 µm wurde während der Simulation

nicht erreicht. Tatsächlich pendelte die maximale Biofilmdicke zwischen 430 und 450 µm (mit

TS = 43,8 g/m²), wodurch dem SBBR ein stabiles Gleichgewicht zwischen Bewuchs und

Abtrag bescheinigt wird. Dieses Ergebnis deckt sich mit den Erfahrungen von GONZÁLEZ-

MARTÍNEZ et al. (1991), die für halbtechnische Versuche mit einer SBBR-Anlage eine Bio-

filmdicke von 500 µm (TS = 43,3 g/m²) angeben.

Der TS-Gehalt im Belebungsbecken beträgt 3,0 g/l. Im SBB-Reaktor hingegen kann sich

lediglich ein suspendierter TS-Gehalt von 1,3 g/l einpendeln, da das Entleeren des Reaktors

während der aeroben Phase stattfindet und sich der Reaktor somit im volldurchmischten

Zustand befindet. Der organische Anteil des suspendierten Schlammes liegt bei 83% und

des sessilen Schlammes bei 75% (Medianwerte).

Die Phasen der Sedimentation und des Dekantierens wurden nicht in Ansatz gebracht, da

nach dem SBBR sich weitere Reinigungsstufen anschließen und ein Austausch

suspendierter Biomasse zwischen den einzelnen Verfahrensstufen grundsätzlich gewünscht

wird. Zudem sind somit kürzere Zyklen und höhere Durchsätze möglich.

FKZ 02WA0215 69


Tabelle 6.20: Simulierte Szenarien

Fall Schlamm im

SBBR [g/l]1)

Zyklusdauer [min] 1. Zeile: Ablauf SBBR [mg/l]

2. Zeile: Ablauf Nachklärung [mg/l]

Sessil

Susp.

Anaerobe

Phase

Anox.

Phase

Aerobe

Phase

CSB TKN AFS PO4-P NO3-N/

NO2-N

NH4-N BSB5

I 3,5 1,3 90 40 110 21,26

20,00

13,13

0,50

--

2,96

0,03

0,03

3,07

10,80

12,82

0,17

< 0,50

< 0,50

II - 1,3 90 40 110 16,35

20,26

5,42

0,41

--

2,85

4,03

4,03

7,79

13,19

5,25

0,11

< 0,50

< 0,50

III 3,5 1,3 140 40 60 16,72

20,20

16,15

0,52

--

2,96

0,25

0,25

2,08

12,5

16,15

0,19

< 0,50

< 0,50

1) TS-Gehalt im nachgeschalteten Belebungsbecken liegt bei 3,0 g/l.

Aus den Abb. 6.30 bis 6.35 können für den Batch-Reaktor folgende Rückschlüsse gezogen

werden:

• Nach Befüllung des SBB-Reaktors stellen sich bis zum vollständigen Abbau der NOx-

Verbindungen (vornehmlich aus dem vorangegangenen Zyklus) zunächst anoxische

Verhältnisse ein. Mit dieser Denitrifikationsphase (Deni-Phase I) sinken die Kon-

zentrationen an kurzkettigen Fettsäuren und die der leicht abbaubaren organischen

Fraktionen. Bei einer NOx-N-Konzentration unter 1 mg/l beginnt parallel zur Deni-

Phase 1 eine PO4-P-Rücklösung. Offenbar stehen ab diesem Zeitpunkt dem System

mehr organische Säuren zur Verfügung, als sie im Rahmen der Denitrifikation

benötigt werden.

unbelüftete Phase Deni-Phase II belüftete Phase

0,0324,44

3,11

27,7035,16

46,98

115,52

6,03

19,19

0

20

40

60

80

100

120

140

1 12 23 34 45 56 67 78 89 100

111

122

133

144

155

166

177

188

199

210

221

232

Minuten

g/m

³

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5gO

2/m

³

PO4-Pleicht abbaubare organische Fraktionenorganische SäurengO2/m³

Abbildung 6.30: Fall I: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm

FKZ 02WA0215 70


• Nach der Deni-Phase 1 (ca. 30 Minuten nach Befüllung), stellen sich anaerobe

Milieubedingungen ein und die Konzentration an leicht abbaubaren organischen

Fraktionen nimmt ab. Fakultativ anaerobe Bakterien vergären hier leicht abbaubare

Fraktionen zu organischen Säuren. In den Fällen 1 und 3 bauen gleichzeitig aerobe

Acinetobacter-Arten in dieser für sie feindseligen Umgebung ihren Polyphosphat-

speicher ab, mit dem Ziel, die dadurch gewonnen Energie zu nutzen, um organische

Säuren als Reserverstoffe aufzunehmen. Bei einer solchen, gesteigerten PO4-P-

Rücklösung bleibt die Konzentration an organischen Säuren konstant auf niedrigem

Niveau (Abb. 6.30+6.34), da die parallel verlaufende Hydrolyse langsamer verläuft,

als die Acinetobacter organische Säuren „nachfragen“. Ist hingegen eine PO4-P-

Rücklösung kaum feststellbar (Fall 2, Abb. 6.32), steigt die Konzentration an

organischen Säuren.

• Unter anaeroben Bedingungen wird, in allen 3 Fällen organisch gebundener Stickstoff

hydrolisert, mit der Folge, dass die Ammoniumkonzentration steigt (Ammonifikation).

• Nach 90 Minuten (Fall 1+2), bzw. 140 Minuten (Fall 3), werden dem SBB-Reaktor

Schlamm und Nitrat aus den jeweiligen Rückläufen zugeführt. Die Nitrat-Kon-

zentration steigt zu diesen Zeitpunkten sprunghaft an, während die übrigen Kon-

zentrationsverläufe aufgrund der einhergehenden Verdünnung, einen Knick auf-

weisen (Abb. 6.30 bis 6.34). Die dadurch einsetzende Denitrifikation (Deni-Phase II)

ist bereits nach ca. 15 Minuten beendet. Die verbleibende Zeit der geplanten

anoxischen Phase von insgesamt 30 Minuten findet daher tatsächlich unter

anaeroben Bedingungen statt. Ab der 130 ten Minute schließt sich eine aerobe

Phase an, in der die phosphatakkumulierenden Bakterien gelöstes Phosphat

aufnehmen und als energiereiche Polyphosphatgranula speichern. Am Ende der

aeroben Phase des SBBR-Zyklus ist der Phosphor nahezu vollständig in dem

Belebtschlamm eingelagert (Tab. 6.21). Die nachgeschalteten Stufen der Nitrifikation

und Denitrifikation dienen vornehmlich der Stickstoffelimination. Aus diesem Grund

bezieht sich die nachfolgende P-Bilanz ausschließlich auf einen SBBR-Reaktor. Für

die beiden anderen SBB-Reaktoren gilt selbiges. Die folgende P-Bilanz gilt für Fall I:

Ausgangspunkt ist eine tägliche Fracht im Zulauf des SBBR von 121,50*10-6 kgP/d.

Das Modell berechnet einen P-Gehalt von rund 62,8 mg P/gTS (6,28%). Bei einer

berechneten spezifischen Schlammproduktion von 1,92 gTS/d für den SBB-Reaktor

können somit 120,77*10-6 kgP/d durch Schlammabzug aus dem System entfernt

werden. Unter Berücksichtigung der P-Fracht im Ablauf des SBBR von 0,73*10-6

kgP/d schließt sich die Bilanz.

FKZ 02WA0215 71


• Ein Vergleich der Fälle 1 und 2 (Abb. 6.30 und 6.32) zeigt, dass die Herausnahme

der Festbettreaktoren zu einem – im Hinblick auf den TS-Gehalt – überproportionalen

Absinken der PO4-P Rücklöserate führt (Tabelle 6.21).


22,3624,06

20,8921,86

12,82

3,07

1,22

3,31

0

5

10

15

20

25

30

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109

121

133

145

157

169

181

193

205

217

229

241

Minuten

NH

4-N

[g/m

3]

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

NO

3-N

[g/m

3]

NH4-N

NOx

Abbildung 6.31: Fall I: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm


110,22

56,76 61,99

21,75

44,19

5,30 8,39 4,030

20

40

60

80

100

120

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110

121

132

143

154

165

176

187

198

209

220

231

Minuten

g/m

3

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

gO2/

m3

leicht abbaubare Polymereorganische SäurenPO4-PgO2/m³

Abbildung 6.32: Fall II; SBBR mit suspendiertem Schlamm

• Die Szenarien 1 und 3 zeigen, dass mit der Dauer der anaeroben Phase im Batch-

Reaktor einerseits die Konzentration des rückgelösten Phosphors zunimmt (Abb.

6.30 und 6.34), andererseits die P-Rücklöserate pro TS und Zeiteinheit rückläufig ist,

FKZ 02WA0215 72


während sowohl die P-Aufnahmerate, als auch die inkorporierte P-Fracht deutlich

zunehmen (Tab. 6.21).

Eine Verlängerung der anaeroben Phase um 55%, bei einer gleichzeitigen Ver-

kürzung der aeroben Phase um 45%, führt zu einer Steigerung des P-Aufnahme/-

Rücklöseverhältnisses um 50%. Dies bestätigt, dass eine Verlängerung der an-

aeroben Phase sich im Vergleich zur vorangehenden P-Rücklösung überproportional

stark auf die P-Aufnahmefähigkeit der polyphosphatrspeichenden Bakterien auswirkt.

unbeüftete Phase Deni-Phase II belüftete Phase

18,35 19,23

16,5617,19

5,251,29

7,82 7,79

0

5

10

15

20

25

0 12 24 36 48 60 72 84 96 108

120

132

144

156

168

180

192

204

216

228

240

Zeit

NH

4-N

[g/m

3]

01

234

567

89

No3

-N [g

/m3]

NH4-N

NOx-N

Abbildung 6.33: Fall II; SBBR mit suspendiertem Schlamm


3,44

40,77

35,01

40,40

0,2518,44

0

20

40

60

80

100

120

140

1 13 25 37 49 61 73 85 97 109

121

133

145

157

169

181

193

205

217

229

241

Minuten

g/m

3

00,20,40,60,811,21,41,61,82

DO

gO

2/m

3

PO4-Porganische SäurenO2leicht abaubare Polymere

114,94

25,47

Abbildung 6.34: Fall III: SBBR mit suspendiertem und sessilem Schlamm

FKZ 02WA0215 73


unbelüftete Phase Deni-Phase II belüftete Phase15,97

23,85

23,38

26,95

24,182,44

2,08

1,34

0

5

10

15

20

25

30

1 12 23 34 45 56 67 78 89 100

111

122

133

144

155

166

177

188

199

210

221

232

Minuten

NH

4-N

[g/m

3]

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

NO

3-N

[g/m

3]

NH4-N

NOx-N

Abbildung 6.35: Fall III: SBBR mit suspendiertem und sessilen Schlamm

Tabelle 6.21: P-Aufnahme- und Rücklöseraten der drei simulierten Fälle

TS-Gehalt Aufnahme Rücklösung Aufnahme Rücklösung Verhältnis

[g/l] [mgP/(l*h)] [mgP/(gTS*h)] Aufnahme/Rücklösung

Fall 1 4,8 35,13 19,67 7,32 4,10 1,79

Fall 2 1,3 2,62 1,58 2,01 1,22 1,65

Fall 3 4,8 43,02 16,00 8,96 3,33 2,69

FKZ 02WA0215 74


6.5 Simulation der MBBR-Anlage

Auf Basis der in Tabelle 6.22 dargelegten Unterschiede wurden 3 unterschiedliche Be-

lastungszustände untersucht, jeweils mit dem Ziel,

• die Einflüsse der Menge an Kaldnes-Transportkörpern, respektive der daran wachsenden

sessilen Biomasse, auf die Reinigungsleistung hinsichtlich der Parameter CSB, NH4-N,

NO3-N und PO4-P zu beurteilen,

• die Einflüsse der Variation der Zulauffrachten auf die Reinigungsleistung hinsichtlich der

oben genannten Parameter zubewerten.

Die hier vorgestellten Ergebnisse sind nach einer simulierten Betriebsdauer von 120 Tagen

auf Grund der statischen Belastungsverhältnisse wiederkehrend und können daher als

aussagekräftig bezeichnet werden.

Tabelle 6.22: Simulierte Szenarien der MBBR-Versuchsanlage

Versuchs-

phase

Kaldnes-

Volumen [l]

Füllgrad

[%]

Biofilmdicke

[µm]

TSsusp.

[g/l] Zulauf Q

[l/h]

1 4 5,66 500 3 4,5

2 20 28,29 500 3 8

3 31 43,85 500 3 8

In Abbildung 6.36 sind die Ergebnisse der Simulation dargestellt, welche die Ergebnisse der

Laboranalysen hinsichtlich der dargestellten Parameter bestätigen.

Zu erkennen ist, dass die CSB-Ablaufkonzentration mit steigendem Kaldnes-Füllvolumen

abnimmt. Dieses Ergebnis ist allerdings nicht auf die Ablaufkonzentrationen bezüglich der

Parameter NH4-N, NO3-N und PO4-P übertragbar.

Unter Einbezug der Zuflussmenge und der sich daraus ergebenden Ablauf- und

Zulauffrachten ergibt sich ein etwas anderes Bild, ähnlich der Beobachtungen im Kapitel 6.3.

Die sich aus der Differenz der Zulauffracht und der Ablauffracht ergebende abgebaute CSB-

Fracht ist in allen 3 Versuchsphasen annähernd gleich (Tabelle 6.23), d.h. die Abbauleistung

hinsichtlich der CSB-Fracht ist unabhängig von der sessilen Biomasse an den Kaldnes-

Aufwuchskörpern. Mit steigendem Kaldnes-Füllvolumen ergibt sich dem entgegen eine

gesteigerte Abbauleistung hinsichtlich NH4-N und Eliminationsraten hinsichtlich PO4-P. Diese

Beobachtungen bestätigen die Versuchsergebnisse der verschiedenen Phasen.

FKZ 02WA0215 75


Phase 1

53,78

2,77

8,40

5,21

0

10

20

30

40

50

60

0 20 40 60 80 100 120

t [d]

[mg/

l]

CSB NH4-N

NO3-N PO4-P

Phase 2

49,67

5,347,60

1,97

0

10

20

30

40

50

60

0 20 40 60 80 100 120

t [d]

[mg/

l]

CSB NH4-N

NO3-N PO4-P

Phase 3

47,31

4,08

9,79

2,410

10

20

30

40

50

0 20 40 60 80 100

t [d]

[mg/

l]

120

CSB NH4-N

NO3-N PO4-P

Abbildung 6.36: Ergebnisse der Simulation der Phasen 1-3 des MBBR

FKZ 02WA0215 76


In Tabelle 6.23 sind die Ergebnisse der Simulation den Ergebnissen der Versuche gegen-

übergestellt. Zu erkennen ist die gute Übereinstimmung der Ergebnisse hinsichtlich der

Parameter CSB und NH4-N, deren Abweichung zueinander etwa im Bereich von +/- 10%

liegt. Größere Abweichungen ergaben sich beim Parameter PO4-P, die vorrangig auf

Probleme bei der PO4-P-Analytik zu Beginn der Phase 1 zurückzuführen sind.

Tabelle 6.23: Vergleich der Untersuchungsergebnisse mit den Ergebnissen der Simulation hinsichtlich der Abbauleistung bzw. Eliminationsrate ausgewählter Parameter

CSB NH4-N PO4-P CSB/NH4-N CSB/PO4-P

g/d g/d g/d [gCSB/gNH4-N] [gCSB/gPO4-P]

Simulation 22,73 2,12 0,15 10,72 155,90

Versuch 23,99 2,22 0,09 10,81 253,35 Phase1

Abweichung 5% 4% -54% 1% 38%

Simulation 23,02 3,70 0,29 6,23 80,47

Versuch 26,35 4,28 0,26 6,15 100,07 Phase2

Abweichung 13% 14% -9% -1% 20%

Simulation 23,43 3,79 0,21 6,19 109,93

Versuch 23,98 3,95 0,22 6,08 106,67 Phase3

Abweichung 2% 4% 5% -2% -3%

FKZ 02WA0215 77

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 7. Diskussion

7 Diskussion

7.1 Bewertung der stofflichen Parameter - Betriebsergebnisse

Die in der AbwV für Anlagen der Größenklasse 5 (>100.000 EW) geforderten CSB-Ab-

laufwerte werden von allen vier Anlagen (Großanlage, MBBR, SBBR und konventionelle

Versuchsanlage) eingehalten. Im Mittel erreichen die jeweiligen Anlagen Ablaufwerte von 26

mg CSB/l (Großanlage), 38 mg CSB/l (MBBR), 54 mg CSB/l (SBBR) bzw. 44 mg CSB/l

(konventionelle Versuchsanlage) und unterschreiten danach die Mindestanforderung für den

Parameter CSB (75 mg CSB/l) um 65% (Großanlage), 49% (MBBR), 28% (SBBR) bzw. 41%

(konventionelle Versuchsanlage). Allerdings weist die Großanlage zwei signifikante

verfahrenstechnische Unterschiede hinsichtlich der P- und der N- Elimination zu den drei

Versuchsanlagen auf. Die Großanlage arbeitet einerseits mit physiko-chemischer P-

Elimination (Simultanfällung) verfügt jedoch andererseits nicht über eine gezielte biologische

P- Elimination. Insofern sind die P-Eliminationsleistungen nicht miteinander vergleichbar. Die

Großanlage ertüchtigt mittels einer externen Kohlenstoffquelle die erweiterte

Stickstoffelimination. Bei den Versuchsanlagen wurde auf eine externe C-Quelle zugunsten

einer vorgeschalteten Hydrolyse verzichtet. Diese erfolgt dadurch, indem das aus der

Vorklärung abfließende Abwasser, gemäß den Empfehlungen der ATV (1994), länger als

0,75 Stunden unter anaeroben Verhältnissen zwischengespeichert wird. Tabelle 6.11 zeigt

jedoch, dass die von WITT (1997) – m Rahmen einer stabilen P-Elimination – empfohlene

Konzentration an organischen Säuren, nicht eingehalten werde konnte.

Die NO3-N-Ganglinien der Abläufe der Versuchsanlagen vermitteln im Vergleich zur

Großanlage den Eindruck, dass hier die Denitrifikationsleistungen weitaus effizienter sind

und dies, obwohl bei der Referenz- und MBBR-Anlage im Gegensatz zu der Großanlage

keine externe Kohlenstoffquelle zur Verfügung gestellt wurde. Lediglich die Denitrifikation der

SBBR-Anlage wird zusätzlich gesteigert durch einen Bypass mit Rohabwasser. In dieser

Anlage werden die geringsten NO3-N-Ablaufkonzentrationen erreicht.

Allerdings liegen die NH4-N-Ablaufwerte der Versuchsanlagen deutlich über denen der

Großanlage (Abb.6.3), so dass letztlich bei den Versuchen deutlich weniger Ammonium

oxidiert wird. Die Nges-Abläufe verdeutlichen die Problematik (Kap. 6.2.1.4). Somit sind die

geringen NO3-N-Ablaufwerte der Versuchsanlagen letzten Endes auf die unzureichende

Nitrifikation zurückzuführen. Gründe für diese unzureichende Nitrifikation konnten bei den

FKZ 02WA0215 78


Temperatur-, Sauerstoff, pH-Verläufen und Schlammbelastung nicht gefunden werden

(Kapitel 6).

Ausgehend davon, dass der zum Zellaufbau der Biomasse benötigte Phosphor, ca. einem

Prozent der zulaufenden BSB5-Fracht entspricht (ATV, 2000), kann nur dann von einer

erweiterten P-Elimination gesprochen werden, wenn das ∆P1ges/BSB5-Verhältnis oberhalb

0,01 liegt. Von einer gesicherten vermehrten biologischen Phosphorelimination kann daher

nur bei einem ∆Pges/BSB5-Verhältnis von größer 0,015 (MAIER, 1990), bzw. 0,02 (ATV,

2000) ausgegangen werden.

Die Ergebnisse aus den Versuchsanlagen mit dem Faktor 1,5 deuten auf die Möglichkeit

einer vermehrten biologischen Phosphorelimination hin.

Tabelle. 7.1: Einzuhaltende Randbedingungen für eine erweiterte biologische P-Elimination (Mittelwerte)

∆Pges

[mg/l]

∆Pges/BSB5

[--]

Nges/BSB5

[--]

∆Pges/TS

[mgP/gTS]

∆Pges/oTS

[mgP/gTS]

MBBR 2,52 0,015 0,75 1,331)

REF 2,54 0,015 0,78 1,15

SBBR 2,45 0,015 0,35 0,47

Simulation (Fall1) 6,97 0,043

0,23

0,84 0,93 1) ohne sessilen Anteil, oTSsessil nicht bestimmt;

Weitere Angaben:Großanlage hier nicht berücksichtigt, da dort P chemisch eliminiert wird

Im Hinblick auf die Konkurrenzvorteile der Denitrifikanten gegenüber den substrat-

speichernden Poly-P-Bakterien unter anoxischen Millieubedingungen (z.B. erläutert in

OSWALD-SCHULZE-STIFTUNG, 1995), spielt ebenfalls das Nges/BSB5-Verhältnis eine

wichtige Rolle.

Bei den Versuchen von MAIER (1990) konnte eine erweiterte biologische P-Elimination nur

bei einem Nges/BSB5-Verhältnis kleiner 0,2-0,25 erzielt werden. Das äquivalente Verhältnis

bei der Kläranlage Pforzheim liegt bei 0,23 (Ablauf Vorklärung = Zulauf Versuchsanlagen).

Ein Vergleich mit den Erfahrungen von MAIER (1990) bestätigt, dass damit auch diese

Voraussetzung für eine erweiterte biologische P-Elimination gegeben ist.

Eine Auswertung der hier gemessenen und in der Fachliteratur berichteten Werte

verdeutlicht jedoch, dass keine allgemein gültigen Aussagen hinsichtlich eines optimalen

Nges/BSB5-Verhältnisses möglich sind, sondern vielmehr ermittelte Daten zunächst nur für die

jeweils untersuchte Anlage gelten.

1 ∆Pges ist die Differenz der Fracht des Gesamtphosphors zwischen Zu- und Ablauf.

FKZ 02WA0215 79


Tabelle 6.14 zeigt, dass der organische Anteil des Schlammes in der SBBR-Anlage am

Größten ist, wobei damit keine generelle Differenzierung zwischen aktiver und inaktiver

(mineralisierter) Biomasse möglich ist (MUDRACK et al., 1994). Allerdings testiert der TTC-

Test (Kap. 6.2.3.9) der SBBR-Anlage, die höchste Hydrogenaseaktivität. Tabelle 7.1 zeigt,

dass diese beiden Faktoren keine Rückschlüsse erlauben im Hinblick auf eine zu erwartende

Bio-P-Elimination. Vielmehr liegt das ∆Pges/TS-Verhältnis der SBBR-Anlage deutlich unter

dem der anderen Versuchsanlagen und dem der Simulationsergebnisse.

Dies verdeutlicht, dass die SBBR-Anlage einen vergleichsweise aktiven Belebtschlamm auf-

weist, ohne jedoch zu einer erhöhten P-Elimination beizutragen. Da alle Anlagen über

identische Zulaufverhältnisse verfügen, muss die Ursache hierfür auf die Verfahrenstechnik

zurückzuführen sein.

FKZ 02WA0215 80


7.2 Bewertung der stofflichen Parameter - Simulation

Im Vergleich zur Großanlage sind die Ablaufwerte aus der SBBR-Simulation (Fall1) bei allen

gemessenen Parametern durchweg besser. Dies gilt auch hinsichtlich den Pges-Ablaufwerten,

wobei Phosphor bei der Simulation – im Gegensatz zur Großanlage – ausschließlich

„biologisch“ (gemäß ATV, 1994) eliminiert wird, indem die polyphosphatspeichernden

Bakterien abwechselnd aeroben und anaeroben Verhältnissen ausgesetzt werden. Die

Kalibrierung des Simulationsmodells erfolgte anhand vorab durchgeführter Batch-Versuche.

Die Simulation bestätigt, dass durch die anaerobe Behandlung des Rohabwassers der

Gehalt an leicht abbaubarem Substrat ansteigt und dadurch in dem Maße zur Verfügung

gestellt werden kann, dass unmittelbar nach Befüllung des SBB-Reaktors Denitrifikation und

P-Rücklösung parallel statt finden können. Die NO3-N-Ablaufkonzentrationen aus dem

simulierten SBB-Reaktor erfüllen mit rund 3 mg/l die Erwartungen. Die Ammonium-

Konzentration liegt zu diesem Zeitpunkt bei rund 12 mg/l. Die nachgeschalteten

Verfahrensschritte ermöglichen die Einhaltung der Anforderungen an Nges (Tabelle 6.20).

Folgt man nun den Darstellungen aus der Simulation, so deutet dies darauf hin, dass die

Hydrolyse in den Anaerobbecken der Versuchsanlagen zu einer deutlichen Ertüchtigung der

Nitrat-Elimination führt.

Dem zufolge kann Tabelle 7.1 derart interpretiert werden, dass lediglich bei der Simulation

(Fall 1) gesichert, von einer erweiterten biologischen P-Elimination gesprochen werden kann.

So sagt der Wert von 0,043 beispielsweise aus, dass die eliminierte Phosphormenge um den

Faktor 4,3 höher liegt als bei konventionellen Belebungsanlagen ohne Bio-P.

Die Kalibrierung des SBBR-Simulationsmodells erfolgte anhand gezielter Batch-Versuche in

dem der SBBR-Anlage vorgeschalteten Reaktor. Die zu diesem Zeitpunkt gemessenen

Verläufe werden somit durch die vorliegenden SBBR-Simulationsergebnisse wiedergegeben

(Abb. 6.30-6.35). Aufbauend auf den Ergebnissen von Fall I wurde dann die Versuchsanlage

betrieben. Demzufolge war bereits ca. 30 Minuten nach Vollfüllung des Reaktors eine

nahezu vollständige Denitrifikation festzustellen (Abb. 6.31). Die nachfolgende anaerobe

Kontaktzeit von ca. 60 Minuten erschien ausreichend, um die vorgegebene PO4-P-

Konzentration von < 2,0 mg/l zu erreichen (Abb. 6.30).

Auf den SBBR-Simulationsergebnissen aufbauend wurde die unbelüftete Phase der SBBR-

Versuchsanlage auf 90 Minuten festgelegt, von denen ca. 30 Minuten unter anoxischen und

ca. 60 Minuten unter anaeroben Bedingungen verlaufen. Damit wurde den Empfehlungen

nach ATV (1994 und 2000) bezüglich konventioneller Bio-P-Anlagen entsprochen, nach

denen eine anaerobe Kontaktzeit von 0,75 Minuten als verfahrenstechnisch ausreichend

FKZ 02WA0215 81


beschrieben wird. Auf die in der gleichen Quelle genannte anaerobe Mindestkontaktzeit bei

SBBR-Reaktoren von > 1,5h wurde somit, auf Basis der Vorversuche und mit dem Ziel,

durch Schaffung möglichst kurzer Zyklen den täglichen Durchfluss maximieren zu können,

verzichtet.

Erklärungen dafür, weshalb die Ergebnisse der SBBR-Anlage im Laufe der Zeit sich immer

mehr von denen der Simulation unterscheiden werden in der Tabelle 7.2 genannt.

Die anaerobe Kontaktzeit bei der MBBR- und der konventionellen Anlage beträgt ca. 2,25

Stunden (Kap. 4.3 u. 4.4) und erwies sich somit unter den gegebenen Rahmenbedingungen

als zweckmäßig.

Tabelle 7.1: Einflüsse auf Simulation und SBBR-Versuchsanlage im Hinblick auf die biologische P- Elimination

SBBR-Simulation SBBR-Versuchsanlage Zulaufparameter Konstante

Zulaufwerte

Schwankend; gemäß der

tatsächlichen Tagesganglinie

Verfahrenst. Stabilität der Anlage über die Zeit

Zu 100% vorhanden Zeitweise erhebliche instabile

Verhältnisse (Kapitel 6)

Biofilmdicke auf den Festbettreaktoren

Empfohlene Dicke im

Modell sichergestellt

Empfohlene Biofilmdicke als

arithmetisches Mittel eingehalten

Die Ergebnisse der MBBR-Versuchsanlage, als auch der MBBR-Simulationen belegen

übereinstimmend eine Abhängigkeit zwischen dem Gehalt an sessiler Biomasse einerseits,

sowie der Nitrifikation und biologischen Phosphorelimination andererseits. So führt in beiden

Fällen eine Erhöhung der Aufwuchsflächen zu einer gesteigerten Nitrifikations- und auch

Phosphorelimination. Lediglich die CSB-Abbaurate hinsichtlich der Fracht bleibt annähernd

konstant.

FKZ 02WA0215 82


7.3 P-Aufnahme- und Rücklösegeschwindigkeiten

Die hier vorliegenden Untersuchungsergebnisse (Abb.6.29) zeigen, dass die Aufnahme- und

Rücklöseaktivitäten mit dem Gehalt an suspendiertem Schlamm zunehmen. Diese höheren

Aufnahme- und Rücklöseraten schlagen sich allerdings nicht in einer höheren Netto-P-

Elimination nieder.

Eine Betrachtung von Tabelle 6.27 lässt folgenden Schluss zu: Die Herausnahme des

sessilen Schlammes führt zu einer Abnahme der Biomasse von rund 35%, gleichzeitig nimmt

das P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnis um über 50% ab.

Die Simulation (vergl. Kapitel 7.2) bestätigt diesen Eindruck. So verringert sich durch die

Herausnahme der Festbetten der Schlammgehalt um rund 73%, mit der Folge, dass die PO4-

P-Konzentration im Ablauf des SBB-Reaktors überproportional ansteigt (Tabelle 6.20).

Die a-Faktoren (Gleichung 6.1) polyphosphatspeichender Bakterien aus der einschlägigen

Literatur liegen mit 1,05 bis 1,15 (SCHEER, 1994; RÖSKE et al., 1992; BOLL, 1988) für den

suspendierten Schlamm im hier ermittelten Wertebereich (a=1,0672; Abb. 6.29), für den

sessilen Schlamm jedoch deutlich unter den hier ermittelten Faktoren (a=1,3475; Abb. 6.29).

Dies bedeutet, dass das Verhältnis zwischen der Aufnahme- und Rücklösekinetik des hier

untersuchten sessilen Schlammes höher ist, als das der suspendierten Schlämme; sowohl

auf Basis der eigenen Untersuchungen als auch im Vergleich zur Literatur. Das P-Aufnahme-

/Rücklöseverhältnis bei den Versuchen mit ausschließlich suspendiertem Schlamm bleibt

über den gesamten Zeitraum annähernd konstant. Gleichzeitig ist beim sessilen Schlamm

eine Steigerung der Netto-P-Aufnahmefähigkeit über den Zeitraum von drei Monaten

festzustellen. Nach drei Monaten Versuchsdauer pendelt sich das P-Aufnahme-

/Rücklöseverhältnis auf hohem Niveau ein.

Auf Grund identischer Zulaufbedingungen, müssen diese Unterschiede auf die

differenzierten Verfahrensverläufe, auf das Alter des aktiven Anteils der Schlämme und auf

die damit einhergehende Struktur der Biomasse zurückzuführen sein. Diesbezügliche

Zusammenhänge konnten in der Literatur nicht gefunden und sollen mit Hilfe der folgenden

Überlegungen diskutiert werden:

• Das suspendierte Schlammalter von 11 Tagen kann in allen Versuchsanlagen

eingehalten werden. Nach BOLL (1988) liegt hinsichtlich einer erweiterten

biologischen P-Elimination das Optimum des suspendierten Schlammalters bei ca. 10

Tagen.

• Der sessile Schlamm ist geprägt durch sein höheres Alter und seine strukturelle

Heterogenität. Die gelartige Struktur des Biofilms lässt kaum einen konvektiven

FKZ 02WA0215 83


Stofftransport zu (WINGENDER et al., 1997). In Abhängigkeit der unterschiedlichen

Diffusionskoeffizienten innerhalb des Biofilms bilden sich Konzentrationsgradienten

diverser Stoffe (z.B. Substrat, O2-Versorgung) heraus, welche letztlich auch Einfluss

auf die Milieubedingungen innerhalb des Biofilms haben. Die strukturelle

Heterogenität wird dadurch gefördert, dass ein Großteil der Oberfläche des Biofilms

als Bewuchs auf den Aufwuchsfächen festsitzt und somit von dieser Seite her kein

Austausch mit der liquiden Phase möglich ist.

Ab ca. 50 µm Schichtdicke nimmt die Sauerstoffkonzentration stark ab, so dass

anaerobe Verhältnisse entstehen können (HAMILTON et al., 1989). Die SBBR-

Simulation errechnete eine maximale Biofilmdicke von 45 µm, während bei den

Festbetten der SBBR-Anlage eine mittlere Filmdicke von 67 µm errechnet wurde.

Dies bedeutet, dass permanent anaerobe Verhältnisse bei der Simulation nicht

auszuschließen und bei dem praktischen Versuch mit hoher Wahrscheinlichkeit

vorhanden sind.

Im Vergleich dazu, ist der suspendierte Schlamm homogener strukturiert. Die

Partikelgrößen des hier untersuchten suspendierten Schlammes liegen zu rund 80%

unter 50 µm (Abb. 6.19). Die frei schwebende suspendierte Flocke wird unter

aeroben (anoxischen) Verhältnissen von jedem ihrer Ränder mit gelöstem

(gebundenem) Sauerstoff versorgt. Zusätzlich ist sie meist von wassergefüllten

Kanälen und Poren durchzogen (WINGENDER et al., 1997).

Da Biofilmdicke und Flockendurchmesser nahezu identisch sind, ist ein größerer

Anteil des suspendierten Flockenvolumens, auf Grund der am Stofftransport

beteiligten größeren spezifischen Oberfläche einerseits und dem gleichzeitig statt-

findenden zügigeren Stofftransport andererseits, aktiver.

• Wie die hier vorliegenden Ergebnisse belegen, schlägt sich die höhere und

schnellere P-Aufnahme- und Rücklösung des suspendierten Schlammes jedoch nicht

in einer gesteigerten Eliminationsrate nieder.

Vielmehr ist zu vermuten, dass das höhere Alter des aktiven Anteils des sessilen

Schlammes, beeinflusst durch die innerhalb kurzer Zeitabstände stattfindende

intermittierende Belüftung und dem damit einhergehenden zeitnahen Wechsel

zwischen aerobem und anaerobem Milieu über einen längeren Zeitraum, zu einem

ausgeprägteren „Memoryeffekt“ führt. Memoryeffekt deshalb, da die Bakterien in

“Erinnerung“ an die feindseligen anaeroben Milieubedingungen unter aeroben

Bedingungen ihren Phosphatspeicher vergrößern. Dies mit der Folge, dass das

Verhältnis zwischen Phosphoraufnahme und -rücklösung steigt (hoher a-Faktor).

FKZ 02WA0215 84


7.4 Schlammparameter

Im Zuge der Implementierung der Verfahrensschritte einer erweiterten N- und biologischen

P-Elimination bei kommunalen Kläranlagen, wurden die Belebungsbeckenvolumina erhöht,

damit die Schlammbelastung etwa halbiert werden konnte, um somit ein Schlammalter von

etwa 11 Tagen erreichen zu können. Der damit verbundene Rückgang des Substratangebots

für die Mikroorganismen hatte einen unmittelbaren Einfluss auf die Population fädiger

Organismen (Abb.7.1).

Substratkonzentration S

Wac

hstu

msr

ate

µ

überwiegende Entwicklung

Organismus I Organismus II

Organismus II (flockig)

Organismus I(fädig)

KS,I KS,II

Abbildung 7. 1: Einfluss des Substratangebots auf die Population fädiger Organismen ( nach Mudrack et al., 1994)

Der fädige Organismus I erreicht seine halbmaximale Wachstumsgeschwindigkeit (µmax/2)

bereits bei einer viel geringeren Nährstoffkonzentration KS,I als der kompakt wachsende

Organismus II. Damit lässt sich erklären, weshalb in einem volldurchmischten

Belebungsbecken, in dem eine sehr niedrige Substratkonzentration vorliegt, die fädigen

Bakterien Wachstumsvorteile besitzen.

Gleichzeitig ist bekannt, dass bei einem Austauschverhältnis (fA) von über 40% und einer

Fülldauer kleiner 20% der Gesamtzyklusdauer (tF/tZ), ein ausgeprägter Konzentrations-

gradient erreicht werden kann (SCHREFF, 2001). Zu Beginn eines Zyklus, an dem die

Schlammbelastung am größten ist, können somit Wachstumsvorteile für die nichtfädigen

Bakterien geschaffen werden.

FKZ 02WA0215 85


Dieser Ansatz wurde bei der Bemessung des SBB-Reaktors im Rahmen dieses Vorhabens

mit einem fA= 44% (Anteil Rohabwasser, ohne Schlamm-/Nitratrücklauf) und einem tF/tZ=

0,06 berücksichtigt.

Die nachgewiesenen Fädigkeitsstufen nach KUNST et al. (2000) in der SBBR-Anlage liegen

während des Normalbetriebs zwischen 0 und 2 für den sessilen, bzw. zwischen 0 und 1 für

den suspendierten Schlamm und deuten somit auf einen Schlammindex unter 100 ml/g hin.

Hinsichtlich der Partikelgrößenverteilungen der Schlämme in den Belebungsbecken gibt es

keine nennenswerten Unterschiede (Abbildung 6.19). Dies wird auch durch die Ergebnisse

der elektrophoretischen Beweglichkeit untermauert. Demnach liegen die Ladungseigen-

schaften der Schlämme aller 4 Anlagen in der Größenordnung zwischen –6,00 (µm/s)/(V/cm)

und –2,00 (µm/s)/(V/cm). Tendenziell kann somit auch die Aussage von SCHUSTER (1997)

bestätigt werden, nach dem zwischen -10 mV (-7,058 (µm/s)/(V/cm)) und –6 mV (-4,235

(µm/s)/(V/cm)) mit niedrigen Schlammindices zu rechnen ist.

Ergebnisse aus Partikelgrößenuntersuchungen suspendierter Schlämme im Ablauf von

Kläranlagen weisen hingegen deutliche Unterschiede, im Vergleich zu den Abläufen der

Versuchsanlagen mit sessilem Belebtschlamm auf. Diesbezügliche Untersuchungen an

suspendierten Schlämmen anderer Autoren (DEININGER et al., 2001; LORIG, 1983), als

auch Messungen im Ablauf der Großanlage Pforzheim schreiben Partikelgrößen bis 10µm

eine dominante Rolle zu, während Partikelgrößen >25µm kaum vorzufinden sind.

Die MBBR- und SBBR- Versuchsanlagen mit sessilem Bewuchs weisen demgegenüber

einen geringeren Anteil an Feinstpartikeln (< 10 µm) und gleichzeitig einen deutlich höheren

Anteil an Makroflocken (> 25 µm) auf (Abb. 6.20).

JEKEL (1987) beziffert bei einer Zunahme der Partikelgröße von 10 µm auf 100 µm eine

Abnahme der Sedimentationsdauer um den Faktor 10. Freilich sind hierbei Flockenverbände

mit dominierenden Fädigen (Fädigkeitsstufe > 3), als auch durch flockenbeschwerende

Fällmittel beeinflusste Schlämme nicht angesprochen.

Wie bereits in Kapitel 6.2.3.3 dargelegt, sind die Absetzeigenschaften des Pforzheimer

Schlammes dadurch geprägt, dass ein Teil des Schlammes sedimentiert, während der

andere Teil aufschwimmt. Da nun Schwimmschlamm zwangsläufig mit Schlammabtrieb

verbunden ist, ist bei den Schlammindexbestimmungen, bei denen Schwimmschlamm

auftrat, der Schlammindex pauschal auf 300 ml/gTS gesetzt worden.

Bei den nachfolgenden Messungen der Absetzgeschwindigkeiten hat sich nunmehr gezeigt,

dass der sedimentierfähige Anteil des Schlammes der Pforzheimer Großanlage, über höhere

Absetzgeschwindigkeiten verfügt, im Vergleich zu der MBBR- und SBBR-Anlage. Die

FKZ 02WA0215 86


Absetzgeschwindigkeiten der MBBR und SBBR-Anlagen sind nahezu identisch (Abbildung

6.18).

Die Erkenntnis, dass durch Simultanfällung der Schlammindex mit einer steigenden

Sedimentationsgeschwindigkeit sinkt (ATV, 1994) kann, auf Grund der eben dargelegten

differenzierten Betrachtung der einzelnen Phasen des Schlammes der Großanlage (schnell

sedimentierter Schlamm einerseits und gleichzeitig aufschwimmendem Schlamm mit SVI =

300 ml/ gTS andererseits), in diesem Fall nicht bestätigt werden.

Gleichwohl erklärt die Simultanfällung die höheren Absetzgeschwindigkeiten des

sedimentierfähigen Anteils.

Der durchschnittliche Schlammindex der SBBR-Anlage von rund 87 ml/gTS liegt im Bereich

diverser Literaturangaben (MÜLLER, 1998; SCHLEGEL, 1997; WEBER, 1993). Die MBBR-

Anlage hat einen Schlammindex von rund 86 ml/gTS,

Allen Versuchsanlagen ist gemein, dass sie - im Gegensatz zur Großanlage - keine

Schwimmschlammprobleme hatten.

Der Schlammvolumenindex wurde bei der Simulation - auf Basis von Vorversuchen - mit 80

ml/gTS angesetzt und wird somit durch die gemessenen Werte der SBBR-Anlage bestätigt.

Tabelle 6.16 bescheinigt allen Anlagen eine effiziente Abscheideleistung.

FKZ 02WA0215 87


7.5 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung

7.5.1 Investitionskosten

Wie bereits in Kapitel 6.2.3.3 vorgestellt, ergeben sich bei den Versuchsanlagen mit sessiler

Biomasse im Vergleich zur Großanlage niedrigere Schlammindices. Die mittleren

Schlammindices der beiden Versuchsanlagen liegen mit 86 ml/gTS (MBBR) und 87 ml/gTS

(SBBR) sehr eng beieinander. Der „Schlammindexvorteil“ liegt somit bei den

Versuchsanlagen mit sessilem Bewuchs im Vergleich zur Großanlage (157 ml/gTS) bei rund

70 ml/gTS.

Um bei einem anstehenden Umbau bzw. einer Erweiterung die daraus resultierenden

wirtschaftlichen Vorteile bewerten zu können, werden folgende Überlegungen dargestellt:

Mit den beiden Formeln

qa = QBem. / ANB und qsv = qA* TSBB * ISV

können folgende Zusammenhänge dargestellt werden:

ANB = (QBem. *TSBB / qsv)* ISV Gleichung 7.1

Unter sonst identischen Betriebsbedingungen (Annahme: QBem. , TSBB und qsv bleiben

konstant; qsv deshalb, da der niedrigere Schlammindex an eine verkleinerte

Nachklärbeckenoberfläche weitergegeben werden soll) können durch eine Verbesserung der

Schlammindices die in Tabelle 7.2 dargestellten Einsparungen im Hinblick auf die nunmehr

erforderliche, verringerte Nachklärbeckenoberfläche erreicht werden. Dies bedeutet –

bezüglich der hier ermittelten Ergebnisse- eine potentielle und realisierbare Einsparung an

Nachklärbeckenoberfläche.

Tabelle 7.2: Verringerung der erforderlichen Nachklärbeckenoberfläche durch Verbesserung der Schlammindices

SVI (ml /g TS) Von 160 auf 100 Von 160 auf 80

Einsparung ANB (%) 37,5 50

FKZ 02WA0215 88


Beide in Tabelle 7.2 betrachteten Szenarien zeigen die Möglichkeit der Freisetzung von

Nachklärbeckenvolumen. Aus Tabelle 7.3 können die damit verbundenen baulichen und

finanziellen Auswirkungen entnommen werden:

Das ursprüngliche Nachklärbeckenvolumen wird dem notwendigen Nachklärbeckenvolumen

gegenübergestellt.

Die wirtschaftlichen Schlussfolgerungen hängen nun davon ab, ob es sich um eine

bestehende Anlage , oder einen Neubau handelt.

Die beiden Abbildungen 7.2 und 7.3 wurden aus (ATV, 1995) entnommen und basieren auf

den Daten von BOHN (1993) und BECKEREIT (1998).

Tabelle 7.3: Potenzielle Einsparmöglichkeiten beim Neubau (im Bereich Nachklärbecken), bzw. Umbau (im Bereich Belebungsbecken) bestehender Abwasserreinigungsanlagen. 50%

ursprüngliches NKB Einsparpotenzial

NKB tatsächlich notwendige [DM]1)

m3 DM/m³ m3 DM/m³ NKB BB

5.000 530 2500 660 1.000.000 823.392

10.000 410 5000 540 1.400.000 1.460.691

20.000 330 10000 410 2.500.000 2.591.255

26.100 310 13050 390 3.001.500 3.229.387

1) Unter der Annahme, dass das freigesetzte Nachklärbeckenvolumen komplett als Belebungsbecken genutzt wird (ohne Maschinentechnik).

Steigt nun – unter sonst gleichbleibenden Bedingungen – die Fracht im Zulauf der Anlage, so

können entweder neue Beckenvolumina gebaut, oder freigewordenes Volumen als

Belebungsbecken genutzt werden. (Bei Rundbecken beispielsweise kann der Bau eines

Kombibeckens in Erwägung gezogen werden).

Abbildung 7. 2: Investitionskosten für Sedimentationsbecken; Kostenstand 1992 (BOHN,1993, BECKEREIT, 1998)

FKZ 02WA0215 89


Wie aus Abb. 7.3 entnommen werden kann, liegen die volumenspezifischen Baukosten pro

zu bauendes Belebungsbeckenvolumen gerade bei kleineren Bauvorhaben (< 5.000m³),

welche im Rahmen von Beckenerweiterungen maßgeblich sind, überproportional hoch. Aus

Tabelle 7.3 kann das daraus abgeleitete „Einsparpotenzial BB“ (ohne Maschinentechnik, da

diese Kosten bei einer Erweiterung des Belebungsbeckens ohnehin anfallen) entnommen

werden.

Abbildung 7. 3: Investitionskosten von Belebungsanlagen (BOHN,1993)

Die wirtschaftlichen Vorteile hinsichtlich den Investitionskosten bei einer Implementierung

von Festbetten oder Moving Bed, in einer bestehenden oder neu zu bauenden Anlage,

können auf Grund der im Rahmen dieser Arbeit nachgewiesenen Verbesserung des

Schlammindexes wie folgt zusammengefasst werden:

Deutliche Verringerung der notwendigen Nachklärbeckenoberfläche (nach A-131;ATV 2000).

Die vorliegenden Untersuchungen zeigen eine Verbesserung des Schlammindexes, mit dem

Ergebnis, dass ca. 50% des Nachklärbeckenvolumens eingespart werden können.

Bei dem bestehenden Nachklärbeckenvolumen der Kläranlage Pforzheim von rund

26.100 m³ könnte z.B. – unter Einhaltung der bestehenden Flächen und

Schlammvolumenbeschickung – ein Belebungsbeckenvolumen von 14.569 m³ ge-

schaffen werden. Im Vergleich zu einem Neubau könnten rund 3,497 Mio. DM (1,788

Mio. €) an Investitionskosten eingespart werden.

Im Falle eines anstehenden Neubaus von Nachklärbeckenvolumina könnten rund

3,478 Mio. DM (1,778 Mio. €) Investitionskosten eingespart werden.

FKZ 02WA0215 90


7.6 Auswirkungen auf die Umsatzleistung

Der Einfluss des sessilen Bewuchses auf die Umsatzleistung wurde im Rahmen dieser

Arbeiten untersucht. Dabei konnten folgende Zusammenhänge festgestellt werden.

Suspendierte Biomasse hat einen überproportionalen Einfluss auf die CSB-Eliminationsrate,

während eine Erhöhung des sessilen Anteils eine Steigerung der Nitrifikation und

biologischen P-Elimination (durch ein gesteigertes P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnis) zur

Folge hat.

Der Trockensubstanzgehalt des sessilen Bewuchses findet rechnerisch keinen Eingang in

die Flächenbeschickung und Schlammvolumenbeschickung. Eine Steigerung des sessilen

Anteils hat somit auf das Nachklärbecken keine hydraulische Auswirkungen, sondern

ermöglicht vielmehr eine proportionale Erhöhung der Umsatzleistung im Bezug auf

Nitrifikation und Bio-P-Elimination.

Ebenfalls hat sich gezeigt, dass die sessile Biomasse über eine höherer Pufferkapazität

hinsichtlich der Stabilität der Nitrifikation verfügt. Demnach können höhere NH4-N-

Konzentrationen im Zulauf -bei gleichbleibendem Trockensubstanzgehalt- mittels sessiler

Biomasse effizienter umgesetzt werden.

FKZ 02WA0215 91


7.7 Wirtschaftlichkeitsbetrachtung schwimmender Aufwuchs-körper

Durch das Einbringen der Kaldnes-Aufwuchskörper konnte die Nitrifikationsleistung im

aeroben Reaktionsbecken gesteigert werden. Bezogen auf die Aufwuchsfläche konnte eine

Nitrifikationsleistung von bis zu 0,5 gNO3-N/m² erzielt werden. Dieses Ergebnis bestätigt z.B.

Untersuchungen von Maurer, bei denen eine Nitrifikationsleistung von 0,532 gN/m²

Kaldnesfläche beobachtet wurde (Maurer et al.; 1999).

Durch diese Steigerung der Nitrifikationsleistung, als limitierender Faktor bei der Bemessung

einer Belebungsstufe, ist eine Einsparung an Beckenvolumen in Abhängigkeit vom

Füllvolumen der Kaldnesaufwuchskörper zu erzielen.

Ein weiteres Einsparungspotenzial ergibt sich durch die Verringerung des Nachklärbecken-

volumens durch die Verbesserung des Schlammvolumenindex als Folge des Einsatzes der

Kaldnesaufwuchskörper.

Tabelle 1: Bemessungsbespiel für eine konventionelle Belebungsanlage und einer MBBR-Anlage (Werte in Klammern gelten für MBBR-Anlage)

Stickstoffelimination mit

anaerober Schlammstabilisierung

Ausbaugröße EW 100.000

Zulauffracht zum BB (BSB5) kg/d 4.800

Qm m³/h 2.455

Qd m³/d 22.500

Schlammalter d 13

Rücklaufverhältnis - 0,66 (0,51)

Schlammindex ml/g 100 (85)

Eindickzeit h 2

In Tabelle 1 sind die Annahmen des Bemessungsbeispiels aufgelistet. Für die MBBR-Anlage

ergibt sich aufgrund des verbesserten Schlammindex von 100 ml/g (Annahme) auf 85 ml/g

ein geringeres Rücklaufverhältnis (RV = 0,51).

FKZ 02WA0215 92


050

100150200250

300350400

450500

3,50 3,56 3,67 3,79 3,96

TSBB gesamt [g/l]

Bec

kenv

olum

en [l

/EW

]

05

10152025

303540

4550

Auf

wuc

hsflä

che

[m²/E

W]

Füllv

olum

en [%

]

Belebungsbecken NKB Aufwuchsfläche Füllvolumen

konv

entio

nell

Abbildung 7. 4: Erforderliche Beckenvolumen von konventionellen Belebungsanlage und Belebungsanlagen mit schwimmenden Aufwuchskörpern

Durch die beiden genannten Faktoren, einerseits die verbesserte Nitrifikationsleisstung

andererseits die Verbesserung der Schlammvolumenindex, kann eine Verringerung des

aeroben Beckenvolumens um 48% und damit des ganzen Belebungsbeckens um 34% und

eine Reduzierung des Nachklärbeckenvolumens um 17% bei einem Füllvolumen von 40%

erzielt werden. Dies ergibt auf die Einheit Belebungs-/Nachklärbecken eine Volumen-

reduktion von ca. 31%.

In Abbildung 1 ist das mögliche Einsparungspotenzial im Hinblick auf die Beckenvolumina

[l/EW] in Abhängigkeit vom Füllvolumen [%] respektive der Aufwuchsfläche [EW/m²]

dargestellt.

FKZ 02WA0215 93

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 8. Zusammenfassung und Ausblick

8 Zusammenfassung und Ausblick

Ausgangspunkt des Vorhabens waren die Schwimm- und Blähschlammphänomene

bestehender Abwasserreinigungsanlagen seit Implementierung der Verfahrensstufen einer

erweiterten biologischen Phosphorelimination und der erweiterten Stickstoffelimination.

Das Vorhaben sollte demonstrieren, dass mittels Integration von Festbetten bzw.

schwimmenden Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen, einer vergleichsweise einfach zu

realisierenden Maßnahme, den Ursachen der Bläh- und Schwimmschlammbildung

erfolgreich begegnet und gleichzeitig Wirkungsgrad und Betriebsstabilität der Nachklärung

aufgrund der Reduzierung ihrer stofflichen Belastung, deutlich verbessert werden. Diese

daraus resultierende und aktivierte Überkapazität der Nachklärung sollte nachträgliche und

aufwendige strömungstechnische Korrekturen der Nachklärbecken erübrigen.

Drei halbtechnische Versuchsanlagen wurden betrieben. Dabei kamen bei der Konzeption

der Versuche nur solche Varianten in Frage, mit denen eine Ertüchtigung konventioneller

kommunaler Kläranlagen erreicht werden kann. Realisiert wurde eine konventionelle Bio-P-

Belebungsanlage als Referenz mit ausschließlich suspendiertem Schlamm und zwei

Anlagen mit einer aus sessilem und suspendiertem Schlamm geprägten Biozönose.

Bei den Anlagen mit sessilem Schlamm kamen zum einen schwimmende Aufwuchskörper

zum Einsatz, welche in einem Umlaufbecken anaeroben, anoxischen und aeroben

Milieubedingungen ausgesetzt wurden (MBBR).

Zum andern wurden Festbettreaktoren in einem SBR implementiert (SBBR). Der

Phasenverlauf des Reaktors war zunächst anaerob, dann anoxisch (beeinflusst durch den

Rücklauf des Nitrat/Schlammgemisches) und schließlich aerob. Im Gegensatz zu den

herkömmlichen SBR-Verfahren konnte auf die Phase des Dekantierens verzichtet werden,

da dem SBBR konventionelle Stufen der Nitrifikation und Denitrifikation nachgeschaltet

waren. Neben dem Einfluss sessiler Organismen, steht auch der hohe Substratgradient

unmittelbar nach Befüllung des Batch-Reaktors den Ursachen einer schlechten

Phasenseparation entgegen.

Im Mittelpunkt der Versuche standen die Moving-Bed-Biofilm-Anlage und die Sequencing-

Batch-Biofilm-Anlage. Die konventionelle Anlage diente lediglich als Referenz.

Die Versuchsanlagen wurden auf dem Gelände der Kläranlage Pforzheim betrieben. Das

Verfahrensschema der Pforzheimer Kläranlage beinhaltet statt einer erweiterten biologischen

FKZ 02WA0215 94


Phosphorelimination, eine Simultanfällung. Daneben kommt bei der Großanlage eine externe

Kohlenstoffquelle zum Einsatz, ein weiterer wesentlicher Unterschied gegenüber den

halbtechnischen Anlagen und den Annahmen der Simulationen.

Mittels des Simulationsmodells GPS-X 4.0 sollten die Ergebnisse der SBBR- und MBBR-

Versuchsanlagen verifiziert werden. Die Ergebnisse der Simulation lieferten Ablaufwerte, die

auch die Eliminationsleistung der Großanlage übertreffen. Keine Aussage konnte allerdings

im Rahmen der Simulation hinsichtlich der Schlammeigenschaften getroffen werden.

Vielmehr fand der Schlammindex mit 80 ml/gTS, der durch die Betriebsergebnisse bestätigt

wurde, als eine konstante Größe Eingang in die Berechnungen der Simulation.

Zu anderen stofflichen Eliminationsleistung kamen indes die Versuchsanlagen. Diese

konnten nur selten über einen längeren Versuchszeitraum stabil gefahren werden, so dass

die über die jeweilige Versuchsdauern mittleren Ablaufwerte meist unbefriedigend waren.

Eine im Vergleich zur Großanlage vergleichbare Reinigungsleistung – mit Ausnahme des

CSB – konnte somit nicht stabil erreicht werden. Es ist allerdings eine Unterscheidung zu

treffen zwischen den in Kapitel 6 vorgestellten Ergebnissen und den daraus abgeleiteten

Möglichkeiten der Verfahrenstechnik selbst.

Die gewählte anaerobe Aufenthaltsdauer hat bei allen drei Versuchsanlagen nicht

ausgereicht, um dem System kurzkettige organische Verbindungen für eine weitergehende

Bio-P-Elimination zur Verfügung zu stellen.

Andererseits haben Batch-Versuche gezeigt, dass trotz des kohlenstoffarmen Rohabwassers

von einer gesteigerten Bio-P-Elimination ausgegangen werden kann (∆Pges/BSB5- und

Nges/BSB5-Verhältnise). Dies ist insbesondere auf den sessilen Schlamm – mit seinem

vergleichsweise hohen P-Aufnahme- und Rücklöseverhältnis – zurückzuführen.

Somit kann die Schlussfolgerung gezogen werden, dass ein permanenter Wechsel zwischen

aeroben und anaeroben Milieubedingungen die P-Aufnahmerate polyphosphatspeichernder

sessiler Bakterien steigert.

Ebenfalls konnte dem sessilen Schlamm eine überproportionale Nitrifikationsleistung, als

auch ein positiver Einfluss auf das Puffervermögen gegenüber NH4-N Stoßbelastungen

nachgewiesen werden.

Im Vordergrund des Vorhabens standen die Schlammeigenschaften und die damit

einhergehenden Phasenseparation.

Abbildung 8.1 visualisiert den Einfluss diverser Parameter auf den Schlammindex.

FKZ 02WA0215 95


Die Partikelgrößenverteilung im Ablauf der Nachklärung bei der Großanlage wies einen

deutlich geringeren mittleren Durchmesser auf, als die der MBBR und SBBR-Anlagen.

Vergleicht man die Ergebnisse der beiden durch sessilen Schlamm geprägten Anlagen, so

ist hier festzustellen, dass mit der Zunahme der Partikelgrößen im Ablauf der beiden Anlagen

höhere Sedimentationsgeschwindigkeiten mit einem niedrigerer Schlammindex einher

gingen.

Gleiches gilt für die Großanlage nicht. Der Schlamm der Großanlage war dadurch geprägt,

dass sich ein Teil des Schlammes sehr gut sedimentieren lies, gleichzeitig war jedoch auch

ein erheblicher Anteil von Schwimmschlamm zu beobachten.

Beeinflusst durch die Simultanfällung wies der sedimentierfähige Anteil hohe

Sedimentationsgeschwindigkeiten auf .

In allen Versuchsanlagen wurde ein AFS-Gehalt kleiner 20 mg/l im Ablauf der Nachklärung

erreicht.

Eine Differenzierung hinsichtlich der Wahl der Trägermaterialien im Hinblick auf eine

verbesserte Phasenseparation kann schwerlich abgeleitet werden. Beide Anlagen weisen

vergleichbare Partikelgrößenverteilungen und Schlammindices auf.

Gleichwohl stellt das Einbringen schwimmender Aufwuchskörper in eine bestehende Anlage

die deutlich einfacher zu realisierende Maßnahme dar.

Abbildung 8.1: Die Einflüsse der Parameter auf den Schlammindex.

Schl

amm

inde

x

Hyd

roph

ober

Ant

eil (

M.p

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cella

;EPS

-Mat

rix)

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BSB 5

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Schl

amm

inde

x

Parti

kelg

röße

Floc

kend

icht

e

niedrig/klein

hoch/groß

FKZ 02WA0215 96


Somit kann generell eine Empfehlung dahingehend gegeben werden, den Anteil sessilen

Schlammes im Belebungsbecken zu erhöhen.

Zusammenfassend können aus den Ergebnissen des Vorhabens folgende Schluss-

folgerungen gezogen resp. nachstehende Hinweise abgeleitet werden:

• Hinsichtlich der Verbesserung der Abtrennbarkeit der Belebtschlämme konnten die

postulierten Ergebnisse in vollem Umfange bestätigt werden.

• Im Vergleich zur Großanlage konnte eine signifikante Verringerung der Schlamm-

volumenindices von 157 ml/g auf 87 ml/g (SBBR) bzw. 86 ml/g (MBBR) mit

Aufwuchskörpern erreicht werden. Und dies ohne Dosierung von Fällungs-

/Flockungsmitteln; im Unterschied zur Groß-anlage.

• Für den speziellen Fall der Kläranlage Pforzheim wäre damit das Einbringen von

Aufwuchskörpern in die Belebung die letztlich anzuratende Maßnahme zur Lösung

der manifesten Blähschammproblematik.

• Die Feststellung der Verringerung oder hier auch Vermeidung von Blähschlamm

durch Integration von Aufwuchskörpern kann auch auf die Ergebnisse der

Referenzanlage übertragen werden. Obgleich auch hier eine tendenzielle

Verringerung der SVIs auf ca. 95 ml/g zu beobachten war. Parallel hierzu war jedoch

eine deutliche Schwimmschlammbildung und demzufolge insgesamt keine

Verbesserung der Abtrenneigenschaften zu konstatieren.

• Die sich aus den positiven Auswirkungen zufolge des Einbringens sessiler Biomasse

ergebenden wirtschaftlichen Potenziale sind, wie die in den Kapiteln 7.5 bis 7.7

dargelegten Abschätzungen zeigen, signifikant.

• Signifikant in Bezug auf die erforderlichen verminderten Volumina der Phasen-

separation, da diese Volumenfreisetzung auch ohne Beckenumnutzung zumindest zu

einer Betriebsstabilisierung beiträgt. Im Falle der Umnutzung von Reaktorvolumina

können diese zur Kapazitätssteigerung der Anlage herangezogen werden. Sowohl im

Hinblick auf eine höhere stoffliche Belastung, aber auch im Hinblick auf eine

weitergehende biologische Nährstoffelimination.

FKZ 02WA0215 97


• Diese Wertung der Ergebnisse muss jedoch insbesondere im Vergleich der beiden

Anlagen mit schwimmenden Aufwuchskörpern (MBBR) einerseits und mit ortsfesten

Aufwuchskörpern (SBBR) andererseits differenziert werden.

• Die im Vorfeld und auch begleitend zu den SBBR-Dauerstromuntersuchungen

durchgeführten Batchuntersuchungen waren vielversprechend. Gleichwohl konnten

diese Ergebnisse im Anlagenbetrieb allenfalls kurzzeitig verifiziert werden. Diese

Erkenntnis ist jedoch keinesfalls als Manko der SBBR Technologie anzusehen.

Zumal die als Grundlage für die Generierung der Simulationsrechnungen

durchgeführten Batchuntersuchungen mit Aufwuchsblöcken die erwarteten

Ergebnisse zeigten.

• Anlagenbetrieb und Simulation der SBBR Anlage zeigen jedoch deutliche

Ergebnisunterschiede, die primär auf die Komplexität des Anlagenbetriebs mit drei

der eigentlichen Belebungsstufe vorgeschalteten SBBR Einheiten zurückzuführen

sind. Ein weiterer, für Anlagenbetreiber nicht unwesentlicher Aspekt resultiert aus der

Notwendigkeit der Kontrolle bzw. Regelung der Biofilmdicke auf den

Aufwuchsblöcken. Trotz gezielter Anordnung der Belüfterkerzen und mehrer

Versuche zur Optimierung des Energieeintrags über den Luftstrom konnte dieses

Problem nicht zufriedenstellend gelöst werden. Es ist dies neben der insgesamt

komplexen Systemsteuerung ein Problem was insbesondere beim Betrieb

halbtechnischer Demonstrationsanlagen vor Ort besonders zu Buche schlägt.

Im Vergleich hierzu stellt sich das Moving Bed Verfahren als verblüffend

unkomplizierte und effiziente Technologie dar.

• Der Aufwand an Zusatzmaßnahmen ist im Vergleich vernachlässigbar und

beschränkt sich auf das Einbringen der Aufwuchskörper sowie eines Siebes zu deren

Rückhalt in der Belebungsanlage. Der Bewuchs der Aufwuchskörper erfolgt

vornehmlich auf deren Innenseiten, wohingegen sich auf den Außenseiten aufgrund

der im Becken vorliegende Turbulenz ein nur dünner Biofilm ausbildet.

• Gleichwohl bleibt festzuhalten, dass die in der Literatur berichteten CSB Umsätze von

z.B. 30 g CSB/m²d (nach Ødegaard; 2000) nicht verifiziert werden konnten. Dennoch

stellen schwimmende Aufwuchskörper sehr wohl eine attraktive Technologie zur

Anlagensanierung dar. Vor dem Hintergrund der Ergebnisse im halbtechnischen

Maßstab insbesondere dann wenn es darum geht, die Phasenseparation zu

FKZ 02WA0215 98


verbessern und parallel die Nitrifikation zu stabilisieren oder auch die

Nitrifikationsleistung der Anlage insgesamt zu verbessern.

• Perspektivisch gesehen sollte sich diese Technologie auch auf dem Sektor

kommunale Belebungsanlagen etablieren können. Diesbezüglich gilt es die noch

ausstehenden, in der Diskussion befindlichen großtechnischen Anwendungen

abzuwarten.

FKZ 02WA0215 99

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 9.Literatur

9 Literatur

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FKZ 02WA0215 106

Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen 10. Anhang

10 Anhang 10.1 Umlaufbecken mit Kaldness-Schwimmkörpern

10.2 Transportvorrichtung für den Kalnes-Transport

FKZ 02WA0215 106


10.3 Festbett mit Aufwuchs eines SBB-Reaktors

FKZ 02WA0215 107


10.4 Verwendete Abkürzungen statischer und variabler Parameter

10.4.1 Carbon-Nitrogen-Phosphorous library variables in GPS-X

State variables GPS-X cryptic symbols 1. Soluble inert organics (gCOD/m3) si2. Fermentable readily biodegradable (soluble) substrate (gCOD/m3) sf3. Volatile fatty acids, VFA (gCOD/m3) slf4. Particulate inert organics (gCOD/m3) xi5. Slowly biodegradable (stored, particulate) substrate (gCOD/m3) xs6. Active heterotrophic biomass (gCOD/m3) xbh7. Active autotrophic biomass (gCOD/m3) xba8. Polyphosphate accumulating biomass (gCOD/m3) xbp9. Unbiodegradable particulates from cell decay (gCOD/m3) xu10. Internal cell storage product (gCOD/m3) xsto11. Stored polyphosphate (g/m3) xpp12. Poly-hydroxy-alkanoates, PHA (gCOD/m3) xbt13. Stored glycogen (gCOD/m3) xgly14. Inert inorganic suspended solids (g/m3) xii15. Dissolved oxygen (gO2/m

3) so16. Nitrate and nitrite N (gN/m3) sno17. Free and ionised ammonia (gN/m3) snh18. Dinitrogen (gN/m3) snn19. Inorganic soluble phosphorous (gP/m3) sp20. Alkalinity (mole/m3) salk21. Metal-hyroxides (g/m3) xmeoh22. Metal-phosphate (g/m3) xmep23. Maximum biofilm thickness (mm) zbfilm

Composite variables1. Total suspended solids (gTSS/m3) x2. Volatile suspended solids (gVSS/m3) vss3. Total inorganic suspended solids (g/m3) xiss4. Filtered COD (gCOD/m3) scod5. Particulate COD (gCOD/m3) xcod6. Filtered TKN (gN/m3) stkn7. Particulate TKN (gN/m3) xtkn8. Filtered phosphorous (gP/m3) stp9. Particulate phosphorous (gP/m3) xtp10. Total nitrogen (gN/m3) tnl11. VSS/TSS (gVSS/gTSS) ivt12. XCOD/VSS (gCOD/gVSS) icv

ASM-2d stoichiometric Nutrient fractions

13. N content of inert soluble organic material (gN/gCOD) insi14. N content of fermentable biodegradable substrate (gN/gCOD) insf15. N content of inert particulate organic material (gN/gCOD) inxi16. N content of slowly biodegradable substrate (gN/gCOD) inxs17. N content of active biomass (gN/gCOD) inbm18. P content of inert soluble organic material (gP/gCOD) ipsi19. P content of fermentable substrate (gP/gCOD) ipsf20. P content of inert particulate organic material (gP/gCOD) ipxi21. P content of slowly biodegradable substrate (gP/gCOD) ipxs22. P content of active biomass (gP/gCOD) ipbm

FKZ 02WA0215 108


10.5 Werte statischer und variabler Parameter

10.5.1 Report of the input data for different parameters and variables in the model (SBBR)

Scenario: san-imre (* indicates scenario value)=====================================================================Label: Influent(13,12)

Value UnitInfluent Composition

Influent Composition[inf]total COD 322 gCOD/m3[inf]total suspended solids 0 g/m3[inf]total TKN 47.1 gN/m3

Organic Variables[inf]active autotrophic biomass 0 gCOD/m3[inf]active poly-P accumulating biomass 0 gCOD/m3[inf]unbiodegradable particulates from cell d... 0 gCOD/m3[inf]internal cell storage product 0 gCOD/m3[inf]poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 0 gCOD/m3[inf]stored glycogen 0 gCOD/m3

Dissolved Oxygen[inf]dissolved oxygen 0 gO2/m3

Phosphorus Compounds[inf]soluble ortho-phosphate 7 gP/m3[inf]stored polyphosphate 0 gP/m3[inf]stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3

Nitrogen Compounds[inf]nitrate and nitrite 4.23 gN/m3[inf]dinitrogen 0 gN/m3

Alkalinity[inf]alkalinity 6.7 mole/m3

Metal Precipitates[inf]metal-hydroxides 0 g/m3[inf]metal-phosphates 0 g/m3

/ Influent Stoichiometry /TSSCOD Model Coefficients

[inf]inert fraction of soluble COD 0.05 -[inf]VFA fraction of soluble COD 0.155 -[inf]substrate fraction of particulate COD 0 -[inf]heterotrophic fraction of particulate COD 0 -[inf]VSS/TSS ratio 0 gVSS/gTSS

Local Model Selection[inf]local model for composite variables .true.[inf]local biological model ASM2d

Influent Fractions[inf]XCOD/VSS ratio 0 gCOD/gVSS

[inf]BOD5/BODultimate ratio 0.66 -ASM2d Nutrient Fractions

[inf]N content of active biomass 0 gN/gCOD[inf]N content of particulate inert material 0 gN/gCOD[inf]N content of particulate substrate 0 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0 gN/gCOD[inf]N content of fermentable substrate 5.04e-02 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0 gP/gCOD[inf]P content of particulate inert material 0 gP/gCOD[inf]P content of particulate substrate 0 gP/gCOD[inf]P content of soluble inert material 0 gP/gCOD[inf]P content of fermentable substrate 0 gP/gCOD

Flow DataFlow Type

[inf]flow type DataData

[inf]influent flow 1.17 m3/d

State VariablesInorganic Suspended Solids

[inf]inert inorganic suspended solids 0 g/m3Organic Variables

[inf]soluble inert organic material 16.1 gCOD/m3[inf]readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3

FKZ 02WA0215 109


[inf]fermentable readily biodegradable subs... 256 gCOD/m3[inf]volatile fatty acids 49.9 gCOD/m3[inf]particulate inert organic material 0 gCOD/m3[inf]slowly biodegradable substrate 0 gCOD/m3[inf]active heterotrophic biomass 0 gCOD/m3[inf]active autotrophic biomass 0 gCOD/m3[inf]active poly-P accumulating biomass 0 gCOD/m3[inf]unbiodegradable particulates from cell... 0 gCOD/m3[inf]internal cell storage product 0 gCOD/m3[inf]poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 0 gCOD/m3[inf]stored glycogen 0 gCOD/m3

Dissolved Oxygen[inf]dissolved oxygen 0 gO2/m3

Phosphorus Compounds[inf]soluble ortho-phosphate 7 gP/m3[inf]stored polyphosphate 0 gP/m3[inf]stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3

Nitrogen Compounds[inf]free and ionized ammonia 34.2 gN/m3[inf]soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[inf]particulate biodegradable organic nitr... 0 gN/m3[inf]nitrate and nitrite 4.23 gN/m3[inf]soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[inf]dinitrogen 0 gN/m3

Alkalinity[inf]alkalinity 6.7 mole/m3

Metal Precipitates[inf]metal-hydroxides 0 g/m3[inf]metal-phosphates 0 g/m3

=====================================================================Label: Sludge Recycle Tank(15,15) ... Value Unit/ Physical /

Dimensions[sludge]maximum volume 0.005 m3

Local Environment Selection[sludge]use local settings for O2 solubility .false.

/ Operational /Aeration Control

[sludge]DO controller .false.

Initial ConcentrationsInitial Concentrations

[sludge]inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[sludge]soluble inert organic material 30 gCOD/m3[sludge]readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sludge]particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[sludge]slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[sludge]active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[sludge]active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[sludge]unbiodegradable particulates from cel... 0 gCOD/m3[sludge]dissolved oxygen 2 gO2/m3[sludge]free and ionized ammonia 2 gN/m3[sludge]soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sludge]particulate biodegradable organic nit... 0 gN/m3[sludge]nitrate and nitrite 20 gN/m3[sludge]dinitrogen 0 gN/m3[sludge]alkalinity 7 mole/m3[sludge]polyphosphate accumulating biomass 0 gCOD/m3[sludge]poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 0 gCOD/m3[sludge]stored polyphosphate 0 gP/m3[sludge]volatile fatty acids 0 gCOD/m3[sludge]soluble ortho-phosphate 0 gP/m3[sludge]soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sludge]fermentable readily biodegradable sub... 0 gCOD/m3[sludge]stored glycogen 0 gCOD/m3[sludge]stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[sludge]metal-hydroxides 0 g/m3[sludge]metal-phosphate 0 g/m3[sludge]internal cell storage product 0 gCOD/m3

...

FKZ 02WA0215 110


=====================================================================Label: SBBR1(16,11) ... Value Unit/ Physical /

Dimensions[sbbr1]number of biofilm layers plus one 6[sbbr1]volume setup method Volume

[sbbr1]maximum volume 1.01e-02 m3[sbbr1](1)volume fractions 1 -

Biofilm Related Parameters[sbbr1]specific surface of media 150 1/m[sbbr1]water displaced by media 8.84e-02 m3/m3[sbbr1]specific density of media 940 kg/m3[sbbr1]attached liquid film thickness 5e-05 m[sbbr1]maximum biofilm thickness 5e-04 m[sbbr1](1)density of biofilm 1.02e+03 kg/m3[sbbr1](1)dry material content of biofilm 0.1

Speed[sbbr1]soluble integration period 0.05 d[sbbr1]soluble integration length 0.05 d

High concentration inhibition[sbbr1]heterotrophic high concentration inhib... 3e+04 gCOD/m3[sbbr1]autotrophic high concentration inhibition 1e+05 gCOD/m3

Local Environment Selection[sbbr1]use local settings for O2 solubility .false.


[sbbr1]DO controller .true.[sbbr1](1)DO setpoint 3

Controller Setup[sbbr1]controller form Velocity[sbbr1]controller type PID

* [sbbr1sbbr1]controller sampling time 0.001 d[sbbr1]proportional gain 100[sbbr1]integral time 0.1 d[sbbr1]derivative time 0 d[sbbr1]control cell (0 to control all) 0[sbbr1]controller effect on DO - direct .true.[sbbr1]derivative kick protection .false.[sbbr1]derivative filtering .false.[sbbr1]cutoff frequency 1e+05 1/d

Aeration Control Tuning[sbbr1]tuning .false.

Aeration Setup[sbbr1]aeration method Diffused[sbbr1](1)oxygen mass transfer coefficient 100 1/d[sbbr1](1)distribution of air flow to aeratio... 1 -

General[sbbr1](1)alpha factor (for KLa) 0.6 -[sbbr1]temperature coefficient for Kla 1.02 -

Diffused[sbbr1](1)oxygen transfer efficiency 0.07 -

Mass TransportDiffusion of Components in Water:

[sbbr1]diffusion constant for soluble inert o... 1e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for fermentable re... 1e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for volatile fatty ... 2e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for dissolved oxygen 2.5e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for free and ionize... 2.5e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for dinitrogen 1.9e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for nitrate and nit... 2e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for soluble ortho-p... 1.5e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for alkalinity 2e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for readily biodegr... 1e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for soluble biodegr... 1e-05 cm2/s[sbbr1]diffusion constant for soluble unbiode... 1e-05 cm2/s

Effect of Biofilm on Diffusion[sbbr1]reduction in diffusion in biofilm 0.5 -

Solids[sbbr1]attachment rate 0.5 m/d[sbbr1]detachment rate 0.07 kg/m2/d[sbbr1]anoxic shear reduction factor 1[sbbr1]internal solids exchange rate 2e-05 m/d

/ Composite Variable Stoichiometry /Organic Fractions

FKZ 02WA0215 111


[sbbr1]XCOD/VSS 1.48 gCOD/gVSS

Nutrient Fractions[sbbr1]N content of inert soluble organic mat... 0.01 gN/gCOD[sbbr1]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[sbbr1]N content of inert particulate organic... 0.03 gN/gCOD[sbbr1]N content of slowly biodegradable subs... 0.04 gN/gCOD[sbbr1]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[sbbr1]P content of inert soluble organic mat... 0 gP/gCOD[sbbr1]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD[sbbr1]P content of inert particulate organic... 0.01 gP/gCOD[sbbr1]P content of slowly biodegradable subs... 0.01 gP/gCOD[sbbr1]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD

/ Model Stoichiometry /Active Heterotrophic Biomass

[sbbr1]heterotrophic yield 0.63 gCOD/gCOD

Active Poly-P Accumulating Biomass[sbbr1]poly-P accumulating biomass yield 0.63 gCOD/gCOD

[sbbr1]poly-P requirement (PO4 release) per P... 0.4 gP/gCOD[sbbr1]PHA requirement for poly-P storage 0.2 gCOD/gP[sbbr1]maximum ratio of poly-P in poly-P accu... 0.34 gP/gCOD

Active Autotrophic Biomass[sbbr1]autotrophic yield 0.24 gCOD/gN

Hydrolysis[sbbr1]fraction of inert COD generated in bio... 0.1 gCOD/gCOD

[sbbr1]production of soluble inerts in hydrol... 0 gCOD/gCOD

/ Kinetic /Active Heterotrophic Biomass

[sbbr1]heterotrophic maximum specific growth ... 6 1/d[sbbr1]lysis and decay rate constant 0.4 1/d[sbbr1]denitrification reduction factor 0.8 -[sbbr1]fermentable substrate half saturation ... 4 gCOD/m3[sbbr1]volatile fatty acids half saturation c... 4 gCOD/m3

Active Poly-P Accumulating Biomass[sbbr1]rate constant for storage of PHA 3 1/d[sbbr1]rate constant for storage of poly-P 1.5 1/d[sbbr1]maximum specific growth rate of poly-P... 1 1/d[sbbr1]poly-P accumulating biomass lysis rate 0.02 1/d[sbbr1]poly-P lysis rate 0.02 1/d[sbbr1]PHA lysis rate 0.02 1/d[sbbr1]reduction factor for anoxic activity 0.8 -[sbbr1]volatile fatty acids half saturation c... 4 gCOD/m3[sbbr1]phosphorus half saturation coefficien... 0.2 gP/m3[sbbr1]poly-phosphate half saturation coeffic... 0.01 gCOD/gCOD

[sbbr1]inhibition coefficient for poly-P storage 0.02 gP/gCOD[sbbr1]PHA half saturation coefficient 0.01 gCOD/gCOD

General Half-Saturation Coefficients[sbbr1]oxygen half saturation coefficient 0.5 gO2/m3[sbbr1]nitrate half saturation coefficient 0.5 gN/m3[sbbr1]ammonium (as a nutrient) half saturati... 0.05 gN/m3[sbbr1]phosphate (as a nutrient) half saturat... 0.01 gP/m3[sbbr1]alkalinity half saturation coefficient 0.1 mole/m3

Active Autotrophic Biomass[sbbr1]autotrophic maximum specific growth rate 1.5 1/d[sbbr1]autotrophic decay rate 0.15 1/d[sbbr1]oxygen half saturation coefficient for... 0.5 gO2/m3[sbbr1]ammonium (as a substrate) half saturat... 1 gN/m3[sbbr1]alkalinity half saturation coefficient... 0.5 moleHCO3-/m3

Hydrolysis[sbbr1]hydrolysis rate 3 1/d[sbbr1]anoxic hydrolysis reduction factor 0.6 -[sbbr1]anaerobic hydrolysis reduction factor 0.1[sbbr1]slowly biodegradable substrate half sa... 0.1 -

Fermentation[sbbr1]fermentation maximum rate 3 1/d[sbbr1]fermentable substrate half saturation ... 4 gCOD/m3

Phosphorus Precipitation[sbbr1]phosphorus precipitation with metal hy... 1 m3/g/d[sbbr1]redissolution of phosphates rate constant 0.6 1/d

FKZ 02WA0215 112


[sbbr1]alkalinity half saturation coefficient... 0.5 moleHCO3-/m3

Temperature[sbbr1]Temperature coefficient for muh 1.07 -[sbbr1]Temperature coefficient for bh 1.07 -[sbbr1]Temperature coefficient for qpha 1.04 -[sbbr1]Temperature coefficient for qpp 1.04 -[sbbr1]Temperature coefficient for upao 1.04 -[sbbr1]Temperature coefficient for bpao 1.07 -[sbbr1]Temperature coefficient for bpp 1.07 -[sbbr1]Temperature coefficient for bpha 1.07 -[sbbr1]Temperature coefficient for muaut 1.11 -[sbbr1]Temperature coefficient for baut 1.12 -[sbbr1]Temperature coefficient for kh 1.04 -[sbbr1]Temperature coefficient for qfe 1.07 -

Initial Volume[sbbr1]start with full tank .true.

Media Initial Volume[sbbr1](1)reactor portion filled by media 0.5 m3/m3

Initial Concentration ProfilesFrom Liquid Film Towards Media

[sbbr1](1)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[sbbr1](2)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[sbbr1](3)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[sbbr1](4)inert inorganic suspended solids 0 g/m3[sbbr1](1)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[sbbr1](2)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[sbbr1](3)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[sbbr1](4)soluble inert organic material 0 gCOD/m3[sbbr1](1)fermentable readily biodegradable ... 5 gCOD/m3[sbbr1](2)fermentable readily biodegradable ... 5 gCOD/m3[sbbr1](3)fermentable readily biodegradable ... 5 gCOD/m3[sbbr1](4)fermentable readily biodegradable ... 0 gCOD/m3[sbbr1](1)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[sbbr1](2)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[sbbr1](3)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[sbbr1](4)volatile fatty acids 0 gCOD/m3[sbbr1](1)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[sbbr1](2)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[sbbr1](3)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[sbbr1](4)particulate inert organic material 0 gCOD/m3[sbbr1](1)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[sbbr1](2)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[sbbr1](3)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[sbbr1](4)slowly biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sbbr1](1)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[sbbr1](2)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[sbbr1](3)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[sbbr1](4)active heterotrophic biomass 0 gCOD/m3[sbbr1](1)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[sbbr1](2)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[sbbr1](3)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[sbbr1](4)active autotrophic biomass 0 gCOD/m3[sbbr1](1)dissolved oxygen 2 gO2/m3[sbbr1](2)dissolved oxygen 2 gO2/m3[sbbr1](3)dissolved oxygen 2 gO2/m3[sbbr1](4)dissolved oxygen 0 gO2/m3[sbbr1](1)free and ionized ammonia 2 gN/m3[sbbr1](2)free and ionized ammonia 2 gN/m3[sbbr1](3)free and ionized ammonia 2 gN/m3[sbbr1](4)free and ionized ammonia 0 gN/m3[sbbr1](1)dinitrogen 0 gN/m3[sbbr1](2)dinitrogen 0 gN/m3[sbbr1](3)dinitrogen 0 gN/m3[sbbr1](4)dinitrogen 0 gN/m3[sbbr1](1)nitrate and nitrite 20 gN/m3[sbbr1](2)nitrate and nitrite 20 gN/m3[sbbr1](3)nitrate and nitrite 20 gN/m3[sbbr1](4)nitrate and nitrite 0 gN/m3[sbbr1](1)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[sbbr1](2)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[sbbr1](3)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[sbbr1](4)soluble ortho-phosphate 0 gP/m3[sbbr1](1)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3[sbbr1](2)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3[sbbr1](3)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3

FKZ 02WA0215 113


[sbbr1](4)active poly-P accumulating biomass 0 gCOD/m3[sbbr1](1)stored poly-phosphate 100 gP/m3[sbbr1](2)stored poly-phosphate 100 gP/m3[sbbr1](3)stored poly-phosphate 100 gP/m3[sbbr1](4)stored poly-phosphate 0 gP/m3[sbbr1](1)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3[sbbr1](2)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3[sbbr1](3)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3[sbbr1](4)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 0 gCOD/m3[sbbr1](1)metal-hydroxides 1 g/m3[sbbr1](1)metal-phosphates 1 g/m3[sbbr1](1)alkalinity 7 mole/m3[sbbr1](1)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sbbr1](2)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sbbr1](3)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sbbr1](4)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[sbbr1](1)unbiodegradable particulates from c... 0 gCOD/m3[sbbr1](2)unbiodegradable particulates from c... 0 gCOD/m3[sbbr1](3)unbiodegradable particulates from c... 0 gCOD/m3[sbbr1](4)unbiodegradable particulates from c... 0 gCOD/m3[sbbr1](1)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sbbr1](2)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sbbr1](3)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sbbr1](4)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[sbbr1](1)particulate biodegradable organic n... 0 gN/m3[sbbr1](2)particulate biodegradable organic n... 0 gN/m3[sbbr1](3)particulate biodegradable organic n... 0 gN/m3[sbbr1](4)particulate biodegradable organic n... 0 gN/m3[sbbr1](1)soluble unbiodegradable organic nit... 0 gN/m3[sbbr1](2)soluble unbiodegradable organic nit... 0 gN/m3[sbbr1](3)soluble unbiodegradable organic nit... 0 gN/m3[sbbr1](4)soluble unbiodegradable organic nit... 0 gN/m3[sbbr1](1)stored glycogen 0 gCOD/m3[sbbr1](2)stored glycogen 0 gCOD/m3[sbbr1](3)stored glycogen 0 gCOD/m3[sbbr1](4)stored glycogen 0 gCOD/m3[sbbr1](1)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[sbbr1](2)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[sbbr1](3)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[sbbr1](4)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[sbbr1](1)internal cell storage product 0 gCOD/m3[sbbr1](2)internal cell storage product 0 gCOD/m3[sbbr1](3)internal cell storage product 0 gCOD/m3[sbbr1](4)internal cell storage product 0 gCOD/m3

=====================================================================Label: DN/N tank(18,13) ... Value Unit/ Physical /

Dimensions[nit]number of reactors 3[nit]volume setup method Individual Vo...

[nit](1)individual volumes 9.44e-03 m3[nit](2)individual volumes 1.85e-02 m3[nit](3)individual volumes 1.85e-02 m3


[nit]DO controller .true.[nit](1)DO setpoint 0[nit](2)DO setpoint 3[nit](3)DO setpoint 3

Controller Setup[nit]controller form Velocity[nit]controller type PID[nitnit]controller sampling time 0.001 d[nit]proportional gain 100

* [nit]integral time 0.05 d[nit]derivative time 0 d[nit]control cell (0 to control all) 0[nit]controller effect on DO - direct .true.[nit]derivative kick protection .false.[nit]derivative filtering .false.[nit]cutoff frequency 1e+05 1/d

Aeration Control Tuning[nit]tuning .false.

Aeration Setup[nit]aeration method Diffused

FKZ 02WA0215 114


[nit](1)oxygen mass transfer coefficient (cle... 0 1/d[nit](2)oxygen mass transfer coefficient (cle... 100 1/d[nit](3)oxygen mass transfer coefficient (cle... 100 1/d

Diffused[nit](1)oxygen transfer efficiency 0.07 -

Pumped Flow Control[nitrec]pumped flow 0.026 m3/d[blank]controller .false.


[nit]XCOD/VSS 1.48 gCOD/gVSS

Nutrient Fractions[nit]N content of inert soluble organic material 0.01 gN/gCOD[nit]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[nit]N content of inert particulate organic m... 0.02 gN/gCOD[nit]N content of slowly biodegradable substrate 0.04 gN/gCOD[nit]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[nit]P content of inert soluble organic material 0 gP/gCOD[nit]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD[nit]P content of inert particulate organic m... 0.01 gP/gCOD[nit]P content of slowly biodegradable substrate 0.01 gP/gCOD[nit]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD


[nit]heterotrophic yield 0.63 gCOD/gCOD

Active Poly-P Accumulating Biomass[nit]poly-P accumulating biomass yield 0.63 gCOD/gCOD

[nit]poly-P requirement (PO4 release) per PHA... 0.4 gP/gCOD[nit]PHA requirement for poly-P storage 0.2 gCOD/gP[nit]maximum ratio of poly-P in poly-P accumu... 0.34 gP/gCOD

Active Autotrophic Biomass[nit]autotrophic yield 0.24 gCOD/gN

Hydrolysis[nit]fraction of inert COD generated in bioma... 0.1 gCOD/gCOD

[nit]production of soluble inerts in hydrolysis 0 gCOD/gCOD


[nit]heterotrophic maximum specific growth rate 6 1/d[nit]lysis and decay rate constant 0.4 1/d[nit]denitrification reduction factor 0.8 -[nit]fermentable substrate half saturation co... 4 gCOD/m3[nit]volatile fatty acids half saturation coe... 4 gCOD/m3

Active Poly-P Accumulating Biomass[nit]rate constant for storage of PHA 3 1/d[nit]rate constant for storage of poly-P 1.5 1/d[nit]maximum specific growth rate of poly-P a... 1 1/d[nit]poly-P accumulating biomass lysis rate 0.2 1/d[nit]poly-P lysis rate 0.2 1/d[nit]PHA lysis rate 0.2 1/d[nit]reduction factor for anoxic activity 0.8 -[nit]volatile fatty acids half saturation coe... 4 gCOD/m3[nit]phosphorus half saturation coefficient ... 0.2 gP/m3[nit]poly-phosphate half saturation coefficie... 0.01 gCOD/gCOD

[nit]inhibition coefficient for poly-P storage 0.02 gP/gCOD[nit]PHA half saturation coefficient 0.01 gCOD/gCOD

General Half-Saturation Coefficients[nit]oxygen half saturation coefficient 0.2 gO2/m3[nit]nitrate half saturation coefficient 0.5 gN/m3[nit]ammonium (as a nutrient) half saturation... 0.05 gN/m3[nit]phosphate (as a nutrient) half saturatio... 0.01 gP/m3[nit]alkalinity half saturation coefficient 0.1 mole/m3

Active Autotrophic Biomass[nit]autotrophic maximum specific growth rate 1 1/d[nit]autotrophic decay rate 0.15 1/d[nit]oxygen half saturation coefficient for a... 0.5 gO2/m3[nit]ammonium (as a substrate) half saturatio... 1 gN/m3[nit]alkalinity half saturation coefficient f... 0.5 moleHCO3-/m3

Hydrolysis

FKZ 02WA0215 115


[nit]hydrolysis rate 3 1/d[nit]anoxic hydrolysis reduction factor 0.6 -[nit]anaerobic hydrolysis reduction factor 0.1[nit]slowly biodegradable substrate half satu... 0.1 -

Fermentation[nit]fermentation maximum rate 3 1/d[nit]fermentable substrate half saturation co... 4 gCOD/m3

Phosphorus Precipitation[nit]phosphorus precipitation with metal hydr... 1 m3/g/d[nit]redissolution of phosphates rate constant 0.6 1/d[nit]alkalinity half saturation coefficient f... 0.5 moleHCO3-/m3

Temperature[nit]Temperature coefficient for muh 1.07 -[nit]Temperature coefficient for bh 1.07 -[nit]Temperature coefficient for qpha 1.04 -[nit]Temperature coefficient for qpp 1.04 -[nit]Temperature coefficient for upao 1.04 -[nit]Temperature coefficient for bpao 1.07 -[nit]Temperature coefficient for bpp 1.07 -[nit]Temperature coefficient for bpha 1.07 -[nit]Temperature coefficient for muaut 1.11 -[nit]Temperature coefficient for baut 1.12 -[nit]Temperature coefficient for kh 1.04 -[nit]Temperature coefficient for qfe 1.07 -

Initial Volume[nit]start with full tank .true.

Initial ConcentrationsInitial Concentrations

[nit](1)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[nit](2)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[nit](3)inert inorganic suspended solids 1e+03 g/m3[nit](1)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[nit](2)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[nit](3)soluble inert organic material 30 gCOD/m3[nit](1)fermentable readily biodegradable s... 5 gCOD/m3[nit](2)fermentable readily biodegradable s... 5 gCOD/m3[nit](3)fermentable readily biodegradable s... 5 gCOD/m3[nit](1)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[nit](2)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[nit](3)volatile fatty acids 5 gCOD/m3[nit](1)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[nit](2)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[nit](3)particulate inert organic material 1e+03 gCOD/m3[nit](1)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[nit](2)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[nit](3)slowly biodegradable substrate 100 gCOD/m3[nit](1)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[nit](2)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[nit](3)active heterotrophic biomass 500 gCOD/m3[nit](1)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[nit](2)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[nit](3)active autotrophic biomass 100 gCOD/m3[nit](1)dissolved oxygen 2 gO2/m3[nit](2)dissolved oxygen 2 gO2/m3[nit](3)dissolved oxygen 2 gO2/m3[nit](1)free and ionized ammonia 2 gN/m3[nit](2)free and ionized ammonia 2 gN/m3[nit](3)free and ionized ammonia 2 gN/m3[nit](1)dinitrogen 0 gN/m3[nit](2)dinitrogen 0 gN/m3[nit](3)dinitrogen 0 gN/m3[nit](1)nitrate and nitrite 20 gN/m3[nit](2)nitrate and nitrite 20 gN/m3[nit](3)nitrate and nitrite 20 gN/m3[nit](1)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[nit](2)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[nit](3)soluble ortho-phosphate 5 gP/m3[nit](1)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3[nit](2)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3[nit](3)active poly-P accumulating biomass 200 gCOD/m3[nit](1)stored poly-phosphate 100 gP/m3[nit](2)stored poly-phosphate 100 gP/m3[nit](3)stored poly-phosphate 100 gP/m3[nit](1)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3[nit](2)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3[nit](3)poly-hydroxy-alkanoates (PHA) 100 gCOD/m3

FKZ 02WA0215 116


[nit](1)metal-hydroxides 1 g/m3[nit](2)metal-hydroxides 1 g/m3[nit](3)metal-hydroxides 1 g/m3[nit](1)metal-phosphates 1 g/m3[nit](2)metal-phosphates 1 g/m3[nit](3)metal-phosphates 1 g/m3[nit](1)alkalinity 7 mole/m3[nit](2)alkalinity 7 mole/m3[nit](3)alkalinity 7 mole/m3[nit](1)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[nit](2)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[nit](3)readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[nit](1)unbiodegradable particulates from cel... 0 gCOD/m3[nit](2)unbiodegradable particulates from cel... 0 gCOD/m3[nit](3)unbiodegradable particulates from cel... 0 gCOD/m3[nit](1)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](2)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](3)soluble biodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](1)particulate biodegradable organic nit... 0 gN/m3[nit](2)particulate biodegradable organic nit... 0 gN/m3[nit](3)particulate biodegradable organic nit... 0 gN/m3[nit](1)soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](2)soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](3)soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[nit](1)stored glycogen 0 gCOD/m3[nit](2)stored glycogen 0 gCOD/m3[nit](3)stored glycogen 0 gCOD/m3[nit](1)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[nit](2)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[nit](3)stored polyphosphate (releasable) 0 gP/m3[nit](1)internal cell storage product 0 gCOD/m3[nit](2)internal cell storage product 0 gCOD/m3[nit](3)internal cell storage product 0 gCOD/m3

=====================================================================Label: MLSScontrol(19,11) ... Value UnitControl Variable

[was1]controller .true.* [was1]controller sampling time 5e-04 d

control variable (CV) with label xnit[was1]high limit 3.01e+03 unit[was1]low limit 2.99e+03 unit

Manipulated Variable

manipulated variable (MV) with label wasflow[was1]MV setting when CV is at low limit 0 unit

* [was1]MV setting when CV is at high limit 10 unit[wasflow]MV initial value 0 unit

=====================================================================Label: Clarifier(19,13) ... Value Unit/ Physical /

Dimensions[eff]surface 0.292 m2[eff]maximum water level (height) 0.382 m[eff]feed point from bottom 0.1 m

Model Dimensions[eff]number of layers 10

/ Operational /Underflow

[ras]underflow rate 4.39e-02 m3/d[ras]proportional underflow .false.[blank]controller .false.[blank]setpoint for control variable 1

Pumped Flow[was]pumped flow 0 m3/d[blank]controller .false.

Model Parameters[eff]sludge blanket threshold concentration 5e+03 gTSS/m3[eff]critical sludge blanket level 0.1 m

/ Settling /Double Exponential Parameters

[eff]maximum settling velocity 274 m/d[eff]maximum Vesilind settling velocity 451 m/d[eff]hindered zone settling parameter 1.98e-04 m3/gTSS

FKZ 02WA0215 117


[eff]flocculant zone settling parameter 2.45e-03 m3/gTSS[eff]non-settleable fraction 0.001 -[eff]maximum non-settleable solids 20 gTSS/m3

Flow Distribution[eff]quiescent zone maximum upflow velocity 100 m/d[eff]complete mix maximum upflow velocity 300 m/d

Initial Volume[eff]start full .true.

Initial ConcentrationsSolubles

[eff]soluble inert organic material 30 gCOD/m3[eff]readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3[eff]dissolved oxygen 2 gO2/m3[eff]nitrate and nitrite N 20 gN/m3[eff]free and ionized ammonia 2 gN/m3[eff]soluble biodegradable nitrogen 0 gN/m3[eff]dinitrogen 0 gN/m3[eff]alkalinity 7 mole/m3[eff]volatile fatty acids 0 gCOD/m3[eff]soluble ortho-phosphate 0 gP/m3[eff]alkalinity 7 mole/m3[eff]dinitrogen 0 gN/m3[eff]soluble unbiodegradable organic nitrogen 0 gN/m3[eff]fermentable readily biodegradable substrate 0 gCOD/m3

Total Suspended Solids[eff](1)suspended solids 10 g/m3[eff](2)suspended solids 20 g/m3[eff](3)suspended solids 40 g/m3[eff](4)suspended solids 70 g/m3[eff](5)suspended solids 200 g/m3[eff](6)suspended solids 300 g/m3[eff](7)suspended solids 350 g/m3[eff](8)suspended solids 350 g/m3[eff](9)suspended solids 2e+03 g/m3[eff](10)suspended solids 4e+03 g/m3

=====================================================================Label: System ... Value UnitSimulation Setup

Model ParametersGlobal Model for Influent Composite Calculations

global composite model ASM2dSVI correlation coefficients

SVI correlation coeff. 1 710SVI correlation coeff. 2 -4.67SVI correlation coeff. 3 0.018SVI correlation coeff. 4 2.66e-04SVI correlation coeff. 5 -2.85e-06SVI correlation coeff. 6 2.5e-08SVI correlation coeff. 7 -1.62e-04SVI correlation coeff. 8 4.9e-03SVI correlation coeff. 9 6.47e-04

Integration ControlIntegration Settings

numerical solver Runge-Kutta-F...initial number of integration steps 50minimum integration step size 1e-30 dmaximum integration step size 0.1 d

FKZ 02WA0215 118


10.5.2 Report of the input data for different parameters and variables in the model (MBBR)

10.5.2.1 (MBBR Phase 1) =======================================================================================Label: Inflow(14,13) ... Value Unit/ Influent Stoichiometry /

COD Fractions Model Coefficients[inf]VSS/TSS ratio 0.6 gVSS/gTSS

[inf]soluble fraction of total COD 0.35 -Organic Fractions

[inf]inert fraction of soluble COD 0.1 -[inf]VFA fraction of soluble COD 0.2 -[inf]substrate fraction of particulate COD 0.75 -[inf]unbiodegradable fraction of particulate COD 0 -[inf]heterotrophic biomass fraction of partic... 0 -[inf]autotrophic biomass fraction of particul... 0 -[inf]polyP biomass fraction of particulate COD 0 -[inf]PHA fraction of particulate COD 0 -[inf]stored fraction of particulate COD 0 -[inf]glycogen fraction of particulate COD 0 -

Phosphorus Fractions[inf]ortho-phosphate fraction of soluble phos... 0.9 -[inf]xpp fraction of particulate phosphorus 0 -[inf]xppr fraction of particulate phosphorus 0 -

Nitrogen Fractions[inf]ammonium fraction of soluble TKN 0.9 -[inf]inert fraction of soluble TKN 0 -

Metal Precipitates[inf]metal-hydroxide fraction of inorganic su... 0 -[inf]metal-phosphate fraction of inorganic su... 0 -


Influent Fractions[inf]XCOD/VSS ratio 2.2 gCOD/gVSS

[inf]BOD5/BODultimate ratio 0.66 -Mantis Nutrient Fractions

[inf]N content of active biomass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.021 gP/gCOD[inf]P content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD

ASM1 Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.086 gN/gCOD[inf]N content of endogenous/inert mass 0.06 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.021 gP/gCOD[inf]P content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD

ASM2d Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[inf]N content of particulate inert material 0.02 gN/gCOD[inf]N content of particulate substrate 0.04 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0.01 gN/gCOD[inf]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD[inf]P content of particulate inert material 0.01 gP/gCOD[inf]P content of particulate substrate 0.01 gP/gCOD[inf]P content of soluble inert material 0 gP/gCOD[inf]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD

ASM3 Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[inf]N content of particulate inert material 0.02 gN/gCOD[inf]N content of particulate substrate 0.04 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0.01 gN/gCOD[inf]N content of soluble substrate 0.03 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD[inf]P content of particulate inert material 0.01 gP/gCOD[inf]P content of particulate substrate 0.01 gP/gCOD[inf]P content of soluble inert material 0 gP/gCOD[inf]P content of soluble substrate 0.01 gP/gCOD

New General Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.068 gN/gCOD

FKZ 02WA0215 119


[inf]N content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0.068 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.021 gP/gCOD[inf]P content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD

=======================================================================================Label: MBBR(16,13) ... Value Unit/ Physical /

Dimensions[outflow]number of biofilm layers plus one 6[outflow]tanks in series 3[outflow]parallel tanks 1[outflow]volume setup method Individual Vo...

[outflow](1)individual volumes 9.25 L[outflow](2)individual volumes 18.6 L[outflow](3)individual volumes 43.1 L

[outflow]maximum volume 1e+03 m3[outflow](1)volume fractions 0.333 -[outflow](2)volume fractions 0.333 -[outflow](3)volume fractions 0.333 -

Biofilm Related Parameters[outflow]specific surface of media 500 m2/m3[outflow]water displaced by media 0.27 m3/m3[outflow]specific density of media 950 kg/m3[outflow]attached liquid film thickness 0.05 mm[outflow]maximum biofilm thickness 1 mm[outflow](1)density of biofilm 1.02e+03 kg/m3[outflow](2)density of biofilm 1.02e+03 kg/m3[outflow](3)density of biofilm 1.02e+03 kg/m3[outflow](1)dry material content of biofilm 0.1 -[outflow](2)dry material content of biofilm 0.1 -[outflow](3)dry material content of biofilm 0.1 -

Speed[outflow]soluble integration period 0.05 d[outflow]soluble integration length 0.005 d

High concentration inhibition[outflow]heterotrophic high concentration inh... 3e+04 gCOD/m3[outflow]autotrophic high concentration inhib... 5e+03 gCOD/m3

Local Environment Selection[outflow]use local settings for O2 solubility .false.

Oxygen Solubility (if individual settings are used)[outflow]tank depth 0 m[outflow]liquid temperature 20 C[outflow]air temperature 20 C[outflow]oxygen fraction in air 0.21 -


[outflow]DO controller .true.[outflow](1)DO setpoint 0[outflow](2)DO setpoint 0[outflow](3)DO setpoint 3.6

Controller Setup[outflow]controller form Velocity[outflow]controller type PID[outflowoutflow]controller sampling time 0.001 d[outflow]proportional gain 100[outflow]integral time 0.1 d[outflow]derivative time 0 d[outflow]control cell (0 to control all) 0[outflow]controller effect on DO - direct .true.[outflow]derivative kick protection .false.[outflow]derivative filtering .false.[outflow]cutoff frequency 1e+05 1/d

Aeration Control Tuning[outflow]tuning .false.[outflow]fractional step size 0.1 -[outflow]time of step 0.5 d[outflow]maximum possible dead time 100 d

Aeration Setup[outflow]aeration method Diffused[outflow](1)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](2)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](3)oxygen mass transfer coefficient 100 1/d[outflow](1)aeration power 200 kW[outflow](2)aeration power 200 kW[outflow](3)aeration power 200 kW

FKZ 02WA0215 120


[outflow]total air flow (@STP) into tank 1e+05 m3/d[outflow](1)distribution of air flow to aerat... 0.333 -[outflow](2)distribution of air flow to aerat... 0.333 -[outflow](3)distribution of air flow to aerat... 0.333 -

General[outflow](1)alpha factor (for KLa) 0.6 -[outflow](2)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow](3)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow]beta factor (for DO saturation) 0.95 -[outflow]temperature coefficient for Kla 1.02 -

Kla[outflow](1)minimum oxygen mass transfer coef... 0 1/d[outflow](2)minimum oxygen mass transfer coef... 0 1/d[outflow](3)minimum oxygen mass transfer coef... 0 1/d[outflow](1)maximum oxygen mass transfer coef... 300 1/d[outflow](2)maximum oxygen mass transfer coef... 300 1/d[outflow](3)maximum oxygen mass transfer coef... 300 1/d

Mechanical[outflow]specific OC 1.3 kgO2/kWh

Diffused[outflow](1)oxygen transfer efficiency 0.07 -[outflow](2)oxygen transfer efficiency 0.07 -[outflow](3)oxygen transfer efficiency 0.07 -

Pumped Flow Control[pump]pumped flow 0.822 L/d[blank]controller .false.[blank]setpoint for control variable 1

Controller Setup[blank]controller form Velocity[blank]controller type PIDcontrol variable blank[blankpump]controller sampling time 999 d[blank]proportional gain 1[blank]integral time 0.01 d[blank]derivative time 0 d[blank]controller effect on control var - direct .true.[blank]derivative kick protection .false.[blank]derivative filtering .false.[blank]cutoff frequency 1e+05 1/d[pump]minimum pumped flow 0 m3/d[pump]maximum pumped flow 100 m3/d

Pumped Flow Control Tuning[blank]tuning .false.[blank]fractional step size 0.1 -[blank]time of step 0.5 d[blank]maximum possible dead time 100 d

Internal Flow Distribution[outflow](1)influent fractions 1 -[outflow](2)influent fractions 0 -[outflow](3)influent fractions 0 -[outflow](1)influent fractions #2 0 -[outflow](2)influent fractions #2 1 -[outflow](3)influent fractions #2 0 -[outflow](1)recycle fractions 1 -[outflow](2)recycle fractions 0 -[outflow](3)recycle fractions 0 -[outflow]internal recycle

From To Flow(L/d)3 2 247

[outflow]internal recycle with carrierFrom To Flow()3 1 0

[outflow](1)Flow from tank # with carrier 0[outflow](2)Flow from tank # with carrier 0[outflow](3)Flow from tank # with carrier 0


[outflow]XCOD/VSS 1.48 gCOD/gVSS

[outflow]BOD5/BODultimate ratio 0.66 gBOD/gBOD

Nutrient Fractions[outflow]N content of inert soluble organic m... 0.01 gN/gCOD[outflow]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[outflow]N content of inert particulate organ... 0.02 gN/gCOD[outflow]N content of slowly biodegradable su... 0.04 gN/gCOD

FKZ 02WA0215 121


[outflow]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[outflow]P content of inert soluble organic m... 0 gP/gCOD[outflow]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of inert particulate organ... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of slowly biodegradable su... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD


[outflow]heterotrophic yield 0.55 gCOD/gCOD

Active Poly-P Accumulating Biomass[outflow]poly-P accumulating biomass yield 0.55 gCOD/gCOD

[outflow]poly-P requirement (PO4 release) per... 0.2 gP/gCOD[outflow]PHA requirement for poly-P storage 0.2 gCOD/gP[outflow]maximum ratio of poly-P in poly-P ac... 0.34 gP/gCOD

Active Autotrophic Biomass[outflow]autotrophic yield 0.48 gCOD/gN

Hydrolysis[outflow]fraction of inert COD generated in b... 0.1 gCOD/gCOD

[outflow]production of soluble inerts in hydr... 0 gCOD/gCOD


[outflow]heterotrophic maximum specific growt... 7 1/d[outflow]lysis and decay rate constant 0.5 1/d[outflow]denitrification reduction factor 0.8 -[outflow]fermentable substrate half saturatio... 4 gCOD/m3[outflow]volatile fatty acids half saturation... 4 gCOD/m3

Active Poly-P Accumulating Biomass[outflow]rate constant for storage of PHA 3 1/d[outflow]rate constant for storage of poly-P 3.5 1/d[outflow]maximum specific growth rate of poly... 1.5 1/d[outflow]poly-P accumulating biomass lysis rate 0.2 1/d[outflow]poly-P lysis rate 0.2 1/d[outflow]PHA lysis rate 0.2 1/d[outflow]reduction factor for anoxic activity 0.8 -[outflow]volatile fatty acids half saturation... 4 gCOD/m3[outflow]phosphorus half saturation coeffici... 0.2 gP/m3[outflow]poly-phosphate half saturation coeff... 0.01 gCOD/gCOD

[outflow]inhibition coefficient for poly-P st... 0.02 gP/gCOD[outflow]PHA half saturation coefficient 0.01 gCOD/gCOD

General Half-Saturation Coefficients[outflow]oxygen half saturation coefficient 0.2 gO2/m3[outflow]nitrate half saturation coefficient 0.5 gN/m3[outflow]ammonium (as a nutrient) half satura... 0.05 gN/m3[outflow]phosphate (as a nutrient) half satur... 0.01 gP/m3[outflow]alkalinity half saturation coefficient 0.1 mole/m3

Active Autotrophic Biomass[outflow]autotrophic maximum specific growth ... 0.75 1/d[outflow]autotrophic decay rate 0.2 1/d[outflow]oxygen half saturation coefficient f... 0.5 gO2/m3[outflow]ammonium (as a substrate) half satur... 1 gN/m3[outflow]alkalinity half saturation coefficie... 0.5 moleHCO3-/m3

Hydrolysis[outflow]hydrolysis rate 3 1/d[outflow]anoxic hydrolysis reduction factor 0.5 -[outflow]anaerobic hydrolysis reduction factor 0.36[outflow]slowly biodegradable substrate half ... 0.1 -

Fermentation[outflow]fermentation maximum rate 3 1/d[outflow]fermentable substrate half saturatio... 4 gCOD/m3

Phosphorus Precipitation[outflow]phosphorus precipitation with metal ... 1 m3/g/d[outflow]redissolution of phosphates rate con... 0.6 1/d[outflow]alkalinity half saturation coefficie... 0.5 moleHCO3-/m3

Temperature[outflow]Temperature coefficient for muh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for qpha 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qpp 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for upao 1.04 -

FKZ 02WA0215 122


[outflow]Temperature coefficient for bpao 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpp 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpha 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for muaut 1.11 -[outflow]Temperature coefficient for baut 1.12 -[outflow]Temperature coefficient for kh 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qfe 1.07 -

=======================================================================================Label: Discharge(18,13) ... Value Unit=======================================================================================Label: User ... Value Unit=======================================================================================Label: System ... Value Unit/ Simulation Setup /

Timestopping time 0 dcommunication interval 0.05 d(1)date and time at t=0 1994 yr(2)date and time at t=0 11 m(3)date and time at t=0 1 d(4)date and time at t=0 0 h(5)date and time at t=0 0 min(6)date and time at t=0 0 sinitial time 0 d

Roundinground seconds to full minutes .false.round minutes to quarter hours .false.

Repeat Runsnumber of reruns 0

DDEclipboard format Xltablewait for DDE transactions 10 msec

Consistency Checkshow process warnings .true.

Process Warningswrite process warnings into file .false.process warnings only once per run .true.

Input Filesinput file extension (in offline mode) datreplace failed data with form value .false.plant #1 name (for data file) blank

Data Filesplant #2 name (for data file) blankplant #3 name (for data file) blankplant #4 name (for data file) blankplant #5 name (for data file) blankplant #6 name (for data file) blankplant #7 name (for data file) blankplant #8 name (for data file) blankplant #9 name (for data file) blankplant #10 name (for data file) blank

Output Filesuse global alarm file .false.alarm file name blank

Real Time Synchronized Modereal time synchronized mode .false.real time acceleration factor 1

/ Model Parameters /Global Model for Influent Composite Calculations

global composite model MantisMantisMantis StoichiometryOrganic Fractions

XCOD/VSS ratio 1.48 gCOD/gVSS

BOD5/BODultimate ratio 0.66 -Nutrient Fractions

N content of active biomass 0.068 gN/gCODN content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCODP content of active biomass 0.021 gP/gCODP content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD

TwoStepMantisTwoStepMantis StoichiometryOrganic Fractions


BOD5/BODultimate ratio 0.66 -

FKZ 02WA0215 123


Nutrient FractionsN content of active biomass 0.068 gN/gCOD

ASM1ASM1 StoichiometryOrganic Fractions




ASM2dASM2d StoichiometryOrganic Fractions



N content of active biomass 0.07 gN/gCODN content of particulate inert material 0.02 gN/gCODN content of particulate substrate 0.04 gN/gCODN content of soluble inert material 0.01 gN/gCODN content of fermentable substrate 0.03 gN/gCODP content of active biomass 0.02 gP/gCODP content of particulate inert material 0.01 gP/gCODP content of particulate substrate 0.01 gP/gCODP content of soluble inert material 0 gP/gCODP content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD




N content of active biomass 0.07 gN/gCODN content of particulate inert material 0.02 gN/gCODN content of particulate substrate 0.04 gN/gCODN content of soluble inert material 0.01 gN/gCODN content of soluble substrate 0.03 gN/gCODP content of active biomass 0.02 gP/gCODP content of particulate inert material 0.01 gP/gCODP content of particulate substrate 0.01 gP/gCODP content of soluble inert material 0 gP/gCODP content of soluble substrate 0.01 gP/gCOD

New GeneralNew General StoichiometryOrganic Fractions



N content of active biomass 0.068 gN/gCODN content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCODN content of soluble inert material 0.068 gN/gCODP content of active biomass 0.021 gP/gCODP content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD

ReducedReduced StoichiometryOrganic Fractions



N content of active biomass 0.068 gN/gCODN content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCOD

FilamentousStoichiometricFractions for Composite Variables

particulate COD to VSS ratio 1.48 gCOD/gVSS

BOD5 TO BODUltimate ratio 0.66 -Nitrogen Content Fractions

N content of active biomass 0.086 gN/gCODFacultative Aerobic Floc-Forming Organisms

FKZ 02WA0215 124


A3DXGeneral Stoichiometric ParametersFractions for Composite Variables

Particulate COD to VSS ratio 1.48 gCOD/gVSS

BOD5 to BODu ratio 0.66 -Nitrogen Content Fractions

N content of active biomass 0.07 gN/gCODN content of fermentable substrate (SF) 0.03 gN/gCODN content of inert soluble COD (SI) 0.01 gN/gCODN content of inert particulate COD (XI) 0.02 gN/gCODN content of slowly biodegradable substrate (XS) 0.04 gN/gCOD

Phosphorus Content FractionsP content of active biomass 0.02 gP/gCODP content of fermentable substrate (SF) 0.01 gP/gCODP content of inert soluble COD (SI) 0 gP/gCODP content of inert particulate COD (XI) 0.01 gP/gCODP content of slowly biodegradable substrate (... 0.01 gP/gCOD

/ Physical /Oxygen Solubility (layout-wide settings)

tank depth 0 mliquid temperature 20 Cair temperature 20 Coxygen fraction in air 0.21 -elevation above sea level 0 mbarometric pressure at sea level 1 atmbase temperature 20 Cacceleration of gravity 9.81 m/s2

/ Steady-State /Steady-State Parameters

number of retries on iteration 0error limit on individual variables 1e-10iteration termination criteria 10maximum number of iterations 100000maximum number of unsuccessful iterations 20000

Iteration Search Setupforce iteration even if model converged .false.contract constant 0.982expand constant 1maximum step size in one iteration 0.5damping factor on final approach 1initial perturbation 0.05convergence output interval 200steady-state loop counter initial value 0

Trim Parametersprint value of dsum 1e+10 ddisplay improved iterations only .true.iteration output interval in trim 50000

/ Optimizer /Static

number of optimized parameters 1number of data points (at least 2) 2048parameter tolerance 1e-06objective function tolerance -1e+10scaled termination value for objective function 0.1maximum number of optimizer iterations 200detailed statistical report .false.solution report to file .false.

Optimizer Settingsscaled step size in initial guess 0.2reflection constant 0.95contraction constant 0.45expansion constant 1.9shrink constant 0.5

DynamicDPE timewindow 1e+10 d

Maximum Likelihooderror distribution Normalestimate standard deviations of errors .true.(1)standard deviations of errors 1 unit(2)standard deviations of errors 1 unit(3)standard deviations of errors 1 unit(4)standard deviations of errors 1 unit(5)standard deviations of errors 1 unit(6)standard deviations of errors 1 unit(7)standard deviations of errors 1 unit(8)standard deviations of errors 1 unit

FKZ 02WA0215 125


(9)standard deviations of errors 1 unit(10)standard deviations of errors 1 unituse specified standard deviations as reference .false.level of significance 0.05 -heteroscedasticity model .false.(1)heteroscedasticity parameters 0 -(2)heteroscedasticity parameters 0 -(3)heteroscedasticity parameters 0 -(4)heteroscedasticity parameters 0 -(5)heteroscedasticity parameters 0 -(6)heteroscedasticity parameters 0 -(7)heteroscedasticity parameters 0 -(8)heteroscedasticity parameters 0 -(9)heteroscedasticity parameters 0 -(10)heteroscedasticity parameters 0 -

Derivative Informationreport objective function gradient and Hessian .false.report model sensitivity coefficients .false.finite-difference relative perturbation size 1e-07

Confidence Limitsprinting of confidence limits .false.confidence level for confidence limits 0.95 -treat the different target variables as one t... .false.

Significance of the Regressionlevel of significance for significance of reg... 0.05 -

Lack of Fitlack of fit test .false.level of significance for lack of fit test 0.05 -replication sum of squares User Suppliedrelative tolerance used to detect repeat meas... 1e-04 -

User Supplied Replication Sum of Squaresnumber of target variables 1(1)replication sum of squares 1(1)degrees of freedom for replication sum of ... 5

PortmanteauPortmanteau test on weighted residuals .false.level of significance for portmanteau test 0.05 -maximum number of lags used in portmanteau test 20

/ Matlab Link /Matlab Link

Matlab link control .true.Diagnostics

show messages in log window .false.print Matlab output in log window .false.

/ On-Line Operation /On-Line Run

on-line run .false.wait for all data to synchronize .false.waiting period 2 h

Data Transfersend data to simulator module .false.max number of control and output variables 100max number of datapoints 100

Adaptive Data Filter (ADF)max number of ADF coefficients 128

Databasedata base type GPS-Xsampling rate from data base 60 s

CommunicationG2 communication mode .false.network port 22041GFX input mode .false.GFX output mode .false.GFX files in PC format .false.output into Matlab format .false.send warnings to log window .true.send optimizer status to log window .true.send DPE status to log window .true.

/ Numerical /Bounding

number of iterations in IMPL operator 30error bound in IMPL operator 1e-06bottom bound on flows 1e-10 m3/dtop bound on flows 1e+10 m3/dbottom bound on initial concentrations 1e-06 g/m3top bound on initial concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on concentrations 0 g/m3

FKZ 02WA0215 126


top bound on concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on derivatives -1e+33 g/m3/dtop bound on derivatives 1e+33 g/m3/dbottom bound on volumes 1e-10 m3ignore dilution rate below this volume 1e-04 m3ignore dilution rate below this layer thickness 1e-04 mtop bound on volumes 1e+10 m3bottom bound on parameters 1e-10top bound on parameters 1e+10top bound on integers 999999initial iteration on loops 100protect against division by zero 1e-10top bound on exponential (xmin) 1e+03 g/m3

Speedsmooth pump discharge at discontinuities .false.smoothing period 1e-05 dsmooth factor (logistic parameter) 15smooth at flow changes larger than 50 %

/ Miscellaneous /General

pi 3.14controller tuning array size 3000controller sampling time 999 dcontroller damping in steady-state 1e+03 d

SVI correlation coefficientsSVI correlation coeff. 1 710SVI correlation coeff. 2 -4.67SVI correlation coeff. 3 0.018SVI correlation coeff. 4 2.66e-04SVI correlation coeff. 5 -2.85e-06SVI correlation coeff. 6 2.5e-08SVI correlation coeff. 7 -1.62e-04SVI correlation coeff. 8 4.9e-03SVI correlation coeff. 9 6.47e-04

/ Operating Cost /Energy Cost

energy pricing Constant PriceConstant Price

energy price 0.07 $/KWhTime-Based Pricing

number of price levels 2(1)energy price 0 $/KWh(2)energy price 0 $/KWh(1)price level starting hour (24-hour clock) 6(2)price level starting hour (24-hour clock) 18

/ Integration Control /Integration Settings


FKZ 02WA0215 127
















New General Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0.068 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.021 gP/gCOD

FKZ 02WA0215 128


[inf]P content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD=======================================================================================Label: MBBR(16,13) ... Value Unit/ Physical /













Aeration Setup[outflow]aeration method Diffused[outflow](1)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](2)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](3)oxygen mass transfer coefficient 100 1/d[outflow](1)aeration power 200 kW[outflow](2)aeration power 200 kW[outflow](3)aeration power 200 kW[outflow]total air flow (@STP) into tank 1e+05 m3/d[outflow](1)distribution of air flow to aerat... 0.333 -[outflow](2)distribution of air flow to aerat... 0.333 -

FKZ 02WA0215 129


[outflow](3)distribution of air flow to aerat... 0.333 -General

[outflow](1)alpha factor (for KLa) 0.6 -[outflow](2)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow](3)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow]beta factor (for DO saturation) 0.95 -[outflow]temperature coefficient for Kla 1.02 -














Nutrient Fractions[outflow]N content of inert soluble organic m... 0.01 gN/gCOD[outflow]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[outflow]N content of inert particulate organ... 0.02 gN/gCOD[outflow]N content of slowly biodegradable su... 0.04 gN/gCOD[outflow]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[outflow]P content of inert soluble organic m... 0 gP/gCOD[outflow]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD

FKZ 02WA0215 130


[outflow]P content of inert particulate organ... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of slowly biodegradable su... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD

















Temperature[outflow]Temperature coefficient for muh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for qpha 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qpp 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for upao 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for bpao 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpp 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpha 1.07 -

FKZ 02WA0215 131


[outflow]Temperature coefficient for muaut 1.11 -[outflow]Temperature coefficient for baut 1.12 -[outflow]Temperature coefficient for kh 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qfe 1.07 -




















N content of active biomass 0.068 gN/gCODASM1

FKZ 02WA0215 132


ASM1 StoichiometryOrganic Fractions























N content of active biomass 0.086 gN/gCODFacultative Aerobic Floc-Forming OrganismsA3DXGeneral Stoichiometric ParametersFractions for Composite Variables

FKZ 02WA0215 133












/ Optimizer /Static




Maximum Likelihooderror distribution Normalestimate standard deviations of errors .true.(1)standard deviations of errors 1 unit(2)standard deviations of errors 1 unit(3)standard deviations of errors 1 unit(4)standard deviations of errors 1 unit(5)standard deviations of errors 1 unit(6)standard deviations of errors 1 unit(7)standard deviations of errors 1 unit(8)standard deviations of errors 1 unit(9)standard deviations of errors 1 unit(10)standard deviations of errors 1 unituse specified standard deviations as reference .false.

FKZ 02WA0215 134


level of significance 0.05 -heteroscedasticity model .false.(1)heteroscedasticity parameters 0 -(2)heteroscedasticity parameters 0 -(3)heteroscedasticity parameters 0 -(4)heteroscedasticity parameters 0 -(5)heteroscedasticity parameters 0 -(6)heteroscedasticity parameters 0 -(7)heteroscedasticity parameters 0 -(8)heteroscedasticity parameters 0 -(9)heteroscedasticity parameters 0 -(10)heteroscedasticity parameters 0 -

















number of iterations in IMPL operator 30error bound in IMPL operator 1e-06bottom bound on flows 1e-10 m3/dtop bound on flows 1e+10 m3/dbottom bound on initial concentrations 1e-06 g/m3top bound on initial concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on concentrations 0 g/m3top bound on concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on derivatives -1e+33 g/m3/dtop bound on derivatives 1e+33 g/m3/d

FKZ 02WA0215 135


bottom bound on volumes 1e-10 m3ignore dilution rate below this volume 1e-04 m3ignore dilution rate below this layer thickness 1e-04 mtop bound on volumes 1e+10 m3bottom bound on parameters 1e-10top bound on parameters 1e+10top bound on integers 999999initial iteration on loops 100protect against division by zero 1e-10top bound on exponential (xmin) 1e+03 g/m3











FKZ 02WA0215 136
















New General Nutrient Fractions[inf]N content of active biomass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of endogenous/inert mass 0.068 gN/gCOD[inf]N content of soluble inert material 0.068 gN/gCOD[inf]P content of active biomass 0.021 gP/gCOD

FKZ 02WA0215 137


[inf]P content of endogenous/inert mass 0.021 gP/gCOD=======================================================================================Label: MBBR(16,13) ... Value Unit/ Physical /













Aeration Setup[outflow]aeration method Diffused[outflow](1)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](2)oxygen mass transfer coefficient 0 1/d[outflow](3)oxygen mass transfer coefficient 100 1/d[outflow](1)aeration power 200 kW[outflow](2)aeration power 200 kW[outflow](3)aeration power 200 kW[outflow]total air flow (@STP) into tank 1e+05 m3/d[outflow](1)distribution of air flow to aerat... 0.333 -[outflow](2)distribution of air flow to aerat... 0.333 -

FKZ 02WA0215 138


[outflow](3)distribution of air flow to aerat... 0.333 -General

[outflow](1)alpha factor (for KLa) 0.6 -[outflow](2)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow](3)alpha factor (for KLa) 0.7 -[outflow]beta factor (for DO saturation) 0.95 -[outflow]temperature coefficient for Kla 1.02 -














Nutrient Fractions[outflow]N content of inert soluble organic m... 0.01 gN/gCOD[outflow]N content of fermentable substrate 0.03 gN/gCOD[outflow]N content of inert particulate organ... 0.02 gN/gCOD[outflow]N content of slowly biodegradable su... 0.04 gN/gCOD[outflow]N content of active biomass 0.07 gN/gCOD[outflow]P content of inert soluble organic m... 0 gP/gCOD[outflow]P content of fermentable substrate 0.01 gP/gCOD

FKZ 02WA0215 139


[outflow]P content of inert particulate organ... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of slowly biodegradable su... 0.01 gP/gCOD[outflow]P content of active biomass 0.02 gP/gCOD

















Temperature[outflow]Temperature coefficient for muh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bh 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for qpha 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qpp 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for upao 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for bpao 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpp 1.07 -[outflow]Temperature coefficient for bpha 1.07 -

FKZ 02WA0215 140


[outflow]Temperature coefficient for muaut 1.11 -[outflow]Temperature coefficient for baut 1.12 -[outflow]Temperature coefficient for kh 1.04 -[outflow]Temperature coefficient for qfe 1.07 -




















N content of active biomass 0.068 gN/gCODASM1

FKZ 02WA0215 141


ASM1 StoichiometryOrganic Fractions























N content of active biomass 0.086 gN/gCODFacultative Aerobic Floc-Forming OrganismsA3DXGeneral Stoichiometric ParametersFractions for Composite Variables

FKZ 02WA0215 142












/ Optimizer /Static




Maximum Likelihooderror distribution Normalestimate standard deviations of errors .true.(1)standard deviations of errors 1 unit(2)standard deviations of errors 1 unit(3)standard deviations of errors 1 unit(4)standard deviations of errors 1 unit(5)standard deviations of errors 1 unit(6)standard deviations of errors 1 unit(7)standard deviations of errors 1 unit(8)standard deviations of errors 1 unit(9)standard deviations of errors 1 unit(10)standard deviations of errors 1 unituse specified standard deviations as reference .false.

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level of significance 0.05 -heteroscedasticity model .false.(1)heteroscedasticity parameters 0 -(2)heteroscedasticity parameters 0 -(3)heteroscedasticity parameters 0 -(4)heteroscedasticity parameters 0 -(5)heteroscedasticity parameters 0 -(6)heteroscedasticity parameters 0 -(7)heteroscedasticity parameters 0 -(8)heteroscedasticity parameters 0 -(9)heteroscedasticity parameters 0 -(10)heteroscedasticity parameters 0 -

















number of iterations in IMPL operator 30error bound in IMPL operator 1e-06bottom bound on flows 1e-10 m3/dtop bound on flows 1e+10 m3/dbottom bound on initial concentrations 1e-06 g/m3top bound on initial concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on concentrations 0 g/m3top bound on concentrations 1e+10 g/m3bottom bound on derivatives -1e+33 g/m3/dtop bound on derivatives 1e+33 g/m3/d

FKZ 02WA0215 144


bottom bound on volumes 1e-10 m3ignore dilution rate below this volume 1e-04 m3ignore dilution rate below this layer thickness 1e-04 mtop bound on volumes 1e+10 m3bottom bound on parameters 1e-10top bound on parameters 1e+10top bound on integers 999999initial iteration on loops 100protect against division by zero 1e-10top bound on exponential (xmin) 1e+03 g/m3











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Integration von Aufwuchskörpern in Belebungsanlagen … · 10.5.2.3 (MBBR Phase 3)..... 137 FKZ...

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