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Diese
Erfindung betrifft ein Verfahren zur Nitrifizierung von Abwasser
und insbesondere die Steuerung eines solchen Verfahrens.
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Untersuchungen
von Stickstoff(I)-oxid-Emissionen aus Abwasserreinigungsanlagen
und Seen sind im Artikel "Nitrous
Oxide Emissions from Sewage Treatment Plants and Lakes" von Martin Mengis
und Teto von Schulthess, EAWAG News 40D, November 1995, beschrieben,
während
Untersuchungen zu Stickstoff(I)-oxid-Emissionen aus Abwasserreinigungsanlagen
im Artikel "Emission
of Nitrous Oxide from High-rate Nitrification and Denitrification
by Mixed Liquor Circulating Process and Sequencing Batch Reactor
Process" von Yuji
Lkayasu, Isaya Abe und Yoshitaka Matsuo, Water Science and Technology
No. 12, S. 39 – 45,
1997, beschrieben sind.
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Industrielles
und häusliches
Abwasser wird behandelt, um Umweltverschmutzungen zu entfernen.
Organische Stoffe, ammoniakalischer Stickstoff und andere Chemikalien
müssen
aus Abwasser entfernt werden. Die Entfernung von ammoniakalischem
Stickstoff aus häuslichem
und industriellem Abwasser vor der Abwassereinleitung ist eine gesetzliche
Bestimmung. Bei der Nitrifizierung handelt es sich um die biologische
Oxidation von Ammoniak (NH
3) zu Nitrat (NO
3 –) über Nitrit (NO
2 –).
Zwei Bakteriengattungen sind für
die Nitrifizierung verantwortlich; Nitrosomonas oxidiert Ammoniak
zu Nitrit, und Nitrobacter oxidiert dieses zu Nitrat. Nitrosomonas
oxidiert Ammoniak zu Nitrit wie folgt: Oxidation
von Ammoniak zu Nitrit
Stufe | Reaktion |
1 | NH3 + O2 + 2H + 2e– → NH2OH + H2O |
| Ammoniakmonooxygenase |
2 | NH2OH + H2O → HONO +
4 H+ + 4 e– |
| Hydroxylaminoxidoreduktase |
3 | 0,5
O2 + 2 H+ + 2 e– → H2O |
Insgesamt | NH3 + 1,5 O2 → NO2 – + H+ +
H2O |
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Nitrobacter
oxidiert Nitrit zu Nitrat wie folgt: Oxidation
von Nitrit zu Nitrat
Stufe | Reaktion |
1 | HONO
+ H2O → HONO2 + 2 H+ + 2 e– |
| Nitrit-Oxidoreduktase |
2 | 0,5
O2 + 2 H+ + 2e– → H2O |
Insgesamt | HONO
+ 0,5 O2 → HONO2 |
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Die
Nitrifizierung ist ein empfindliches Verfahren, dessen Stabilität von zahlreichen
Betriebsbedingungen, insbesondere dem pH-Wert, der organischen Substanz,
dem Ammoniakgehalt, dem gelösten
Sauerstoff und dem Fehlen von Toxinen, abhängt. Zur Oxidation von 1 kg
Ammoniak zu Nitrat sind etwa 4,3 kg Sauerstoff erforderlich. Das
Nitrifizierungsverfahren hat einen viel höheren Sauerstoffbedarf als
die Oxidation von organischen Stoffen in Abwasser, wobei die Stabilität von Ersterem
von der Sauerstoffzufuhrgeschwindigkeit und der Konzentration an
gelöstem
Sauerstoff (DO) besonders beeinflusst wird. Somit kann jede Schwankung
der Merkmale des zufließenden
Abwassers oder der Betriebsbedingungen, die die DO-Konzentration
so vermindert, dass das Verfahren anoxisch (anaerob) wird, eine
nachteilige Auswirkung auf die Nitrifizierungsgeschwindigkeit und
-Wirksamkeit haben, und wenn sie nicht behoben wird, kann ein Versagen
des Verfahrens erfolgen. Zur Verhinderung einer solchen Folge ist
eine kontinuierliche Online-Überwachung
erforderlich. Oft wird eine kontinuierliche Messung des DO während der
Nitrifizierung durchgeführt,
obwohl der Nutzen einer solchen Überwachung
eingeschränkt
ist. Niedrige DO-Konzentrationen sind zu beobachten, wenn die Sauerstoffzufuhrgeschwindigkeiten
hoch genug sind, um den Bedarf zu erfüllen, und niedrige DO-Konzentrationen
allein implizieren nicht ein bevorstehendes Versagen des Verfahrens.
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Die Überwachung
der Nitrifizierung während
der Abwasserbehandlung erfolgt hauptsächlich durch eine Punktanalyse
von abfließendem
Ammoniak, Nitrit und Nitrat durch nasschemische Verfahren. Diese Überwachungsmethode
ist zeitaufwendig, Resourcen verbrauchend und ergibt keine Vorwarnung
für ein
Versagen der Nitrifizierung. In jüngster Zeit sind bei einigen
Abwasserreinigungsanlagen biologische Monitore zur Ermittlung der
Nitrifizierungstoxizität
in Seitenströmen
montiert worden. Obwohl ihre Montage teuer und ihr Betrieb zeitaufwendig
und teuer ist, ermöglicht
diese Methode wenigstens eine gewisse Online-Überwachung.
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Es
ist jetzt gezeigt worden, dass normalerweise mit dem Nitrifizierungsverfahren
assoziierte Bakterien unter oxischen Bedingungen Stickstoffoxid
(NO) und Distickstoffoxid (N2O) erzeugen.
Es ist gezeigt worden, dass NO und N2O durch
die Reduktion von NO2 – gebildet
werden, wenn das Nitrifizierungsverfahren unter Sauerstoffstress
steht und unter oxischen Bedingungen betrieben wird. Unter solchen
Bedingungen wird von Ammoniakoxidanzien NO2 – statt Sauerstoff
als terminaler Elektronenakzeptor verwendet und N2O
statt NO3 – gebildet.
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Daher
kann jede Änderung
des Zuflusses oder der Arbeitsverfahren, die zu oxischen Bedingungen und
einer Erhöhung
von NO
2 – führt, durch
die Überwachung
von gasförmigem
N
2O bestimmt werden. Reduktion
von Nitrit zu Distickstoffoxid
Stufe | Reaktion |
1 | NO2 – + e– +
2 H+ → NO
+ H2O |
2 | NO
+ e– +
H+ → 1/2
N2O + 1/2 H2O |
Insgesamt | NO2 – + 2 e– +
3 H+ → 1/2
N2O + 1 1/2 H2O |
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Die
Erzeugung von N2O während der Nitrifizierung ist
mit der Hemmung der Nitrifizierung stark gekoppelt. Die Erfindung
nutzt diese Beziehung; die Konzentration von gasförmigem N2O wird mittels eines Analysators für N2O bestimmt und verwendet, um die Stabilität des Nitrifizierungsverfahrens
zu bewerten. Die Konzentration des während der Nitrifizierung gebildeten
gasförmigen
N2O steht in direkter Beziehung zur Ansammlung
von NO2 – in
der wässrigen
Phase während
der oxischen Bedingungen. Das Versagen der Nitrifizierung, das durch
das Vorhandensein von toxischen Substanzen bewirkt wird, wird ebenfalls
durch die erhöhte N2O-Erzeugung nachgewiesen. Weiterhin steht
die Geschwindigkeit, mit der gasförmiges N2O
zunimmt, in direkter Beziehung zum Grad der Hemmung der Nitrifizierung.
Die Vorteile dieser Erfindung sind beträchtlich; es kann eine nichtinvasive
Online-Überwachung
des Nitrifizierungsverfahrens bei allen Typen von biologischen Behandlungsverfahren
unternommen werden, ohne dass eine Notwendigkeit für regelmäßige Punktproben, nasschemische
Analysen oder teure Toxizitätsmonitore
besteht.
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Gemäß der Erfindung
wird ein Verfahren verfügbar
gemacht, das die Nitrifizierung und Messung von erzeugtem NO2 umfasst.
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Die
Zunahme von NO2 deutet unabhängig von
der Ursache für
die Hemmung der Nitrifizierung auf ein Versagen der Nitrifizierung
hin. Eine Erhöhung
der Ammoniakkonzentration, eine Abnahme der Sauerstoffzufuhr (wie
auch immer diese verursacht wird) und das Vorhandensein eines Toxins,
das die nitrifizierenden Bakterien beeinflusst, führt jeweils
zu einer Zunahme der N2O-Erzeugung.
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Nach
dem Nachweis eines Versagens der Nitrifizierung durch den Nachweis
von NO2 in einer kommerziellen Vorrichtung
kann eine Reihe von verschiedenen Maßnahmen zur Korrektur des Versagens
ergriffen werden. Die Geschwindigkeit des Luftstroms in das Belüftungsbecken
kann erhöht
werden, um die DO-Konzentration zu erhöhen. Die Zuflussgeschwindigkeit
könnte
vermindert oder komplett abgestoppt werden. Die Geschwindigkeit
der Rückführung von
Belebtschlamm könnte
erhöht
werden. Weiteres Material könnte
zum Belüftungsbecken
oder zum Abfluss gegeben werden, um dem Vorhandensein einer toxischen
Verbindung entgegenzuwirken. Der Abfluss könnte einer weiteren Behandlungsstufe
zugeführt
werden, oder er könnte
in einen Aufbewahrungstank geleitet werden, um als Zufluss wieder
dem Nitrifizierungswerk zurückgeführt zu werden.
Jede Maßnahme
oder alle diese Maßnahmen
können
in Echtzeit erfolgen, um die Hemmung der Nitrifizierung zu korrigieren.
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Damit
die Erfindung klar verstanden werden kann und leicht ausgeführt werden
kann, wird jetzt beispielhaft auf die begleitenden Zeichnungen Bezug
genommen, wobei:
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1 eine
schematische Darstellung eines Flüssigkeitsbehandlungswerks ist,
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2 eine
schematische Darstellung einer Haube zum Sammeln von während der
Flüssigkeitsbehandlung
gebildeten Gasen ist,
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3 eine
graphische Darstellung ist, in der die Zunahme von NO2 – in
der wässrigen
Phase und das resultierende, während
der Nitrifizierung gebildete NO2 bei einer
Schockbeladung mit ammoniakalischem Stickstoff dargestellt ist,
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4 eine
graphische Darstellung ist, in der die Geschwindigkeit des während der
Nitrifizierung gebildeten gasförmigen
NO2 für
verschiedene Schockbeladungen mit ammoniakalischem Stickstoff dargestellt
ist,
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5 eine
graphische Darstellung ist, in der die Erhöhung von NO2 – in
der wässrigen
Phase und von gasförmigem
N2O während
der Nitrifizierung dargestellt sind, wenn ein Versagen der Belüftung auftritt,
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die 6a und 6b graphische
Darstellungen sind, die die Auswirkung eines zweiten Beispiels einer
Schockbelastung auf den Nitrifizierungsvorgang darstellen,
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die 7a und 7b graphische
Darstellungen sind, die die Auswirkung eines dritten Beispiels einer Schockbelastung
auf den Nitrifizierungsvorgang darstellen,
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die 8a und 8b graphische
Darstellungen sind, die die Auswirkung eines zweiten Beispiels einer
Sauerstoffverminderung auf das Nitrifizierungsverfahren darstellen,
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die 9a und 9b graphische
Darstellungen sind, die die Auswirkung eines dritten Beispiels einer Sauerstoffverminderung
auf das Nitrifizierungsverfahren darstellen, und
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die 10a und 10b graphische
Darstellungen sind, die die Auswirkung der Zugabe einer toxischen
Substanz auf das Nitrifizierungsverfahren darstellen.
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Die
Flüssigkeitsbehandlungsanlage 1 von 1 dient
zur biologischen Behandlung häuslichem
oder industriellem Abwasser. Die Nitrifizierung erfolgt im Belüftungsbecken 2.
Wenn das Abwasser organisches Material enthält, das ebenfalls eine biologische
Behandlung mit Mikroorganismen erfordert, die von denjenigen, die
die Nitrifizierung durchführen,
verschieden ist, kann dies auch im selben Becken 2 durchgeführt werden. Alternativ
können
die Behandlung des organischen Materials und die Nitrifizierung
in Reihe in getrennten Becken erfolgen.
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Das
in Form von abgesetztem Abwasser vorliegende Abwasser gelangt in
einen Tank 3. Aus diesem Tank 3 kann Zufluss mit
einer geregelten Rate in das Belüftungsbecken 2 gepumpt
werden, das die beiden verschiedenen Nitrifizierungsbakterien Nitrosomonas
und Nitrobacter enthält.
Zur Bereitstellung von Sauerstoff wird Luft aus einem Kompressor 4 dem
Becken 2 zugeführt.
Die Bakterien bauen den vorhandenen ammoniakalischen Stickstoff über Nitrit
zu Nitrat ab, und das in Form von Schlamm vorliegende behandelte
Abwasser wird prinzipiell in eine Absetzsäule 5 geleitet, in
der der wesentliche Mengen an Bakterien (und daher als "Belebtschlamm" bezeichneter) Schlamm
vom Rest abgetrennt werden, der als Abfluss abgelassen wird. Der
aktivierte Schlamm wird durch ein Rücklaufrohr 6 in das
Belüftungsbecken 2 gepumpt.
Das Becken 2 hat auch eine Vorrichtung zum Ableiten von
Abfallschlamm in einen Tank 7, um diesen direkt einem Abwasserrohr zuzuführen.
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Wie
in 2 veranschaulicht ist, sammelt eine Haube 10,
die auf dem Belüftungsbecken 2 der
Nitrifizierungs-Abwasserbehandlungseinheit 1 angeordnet
ist, die gebildeten gasförmigen
Produkte. Das erzeugte Gas wird dann zur Bestimmung der Konzentration
an gasförmigem
NO2 über
ein Rohr 11 einen NO2-Analysator 12 übertragen.
Ein geeigneter Analysator wäre
die Gasanalyseneinheit VIA-510 von Horiba. Die folgenden Beispiele
zeigen, wie sich die Erzeugung von NO2 in
Abhängigkeit
von einer Schwankung der Betriebsbedingungen ändert.
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Beispiel 1
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Eine
nitrifizierende mikrobielle Population mit einer Biomassenkonzentration
von 1 (±0,05)
mg TSS (Gesamtmenge an suspendierten Feststoffen) I–1 wurde
in einem bei einem pH-Wert von 7,2 und auf einer Temperatur von
25 °C gehaltenen
Belebtschlammverfahren kultiviert. Die hydraulische Verweilzeit
betrug 7 Tage, und die Feststoffverweilzeit betrug 23 Tage. Dem
Verfahren wurde als einzige Energiequelle Ammoniak zugeführt; im
stationären
Zustand betrug die Stickstoffbeladung 244 (±15) mg NH3-N
g TSS–1 d–1.
NH3-N bezieht sich auf Stickstoff in Form
von Ammoniak. Zum Zeitpunkt null wurde das Belebtschlammwerk durch
die Zugabe von Ammoniak mit einer Konzentration von 3,3 mg NH3-N g TSS–1 I–1 (insgesamt
16,9 mg NH3-N) schockbeladen. Bei der Schockbeladung
handelt es sich um die Zugabe einer relativ großen Menge einer Substanz in
einem kurzen Zeitraum. Die Schwankungen der N2O-Konzentration in
der Gasphase und die NO2 –-Konzentration
in der wässrigen
Phase sind in 3 dargestellt.
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Beispiel 2
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In
diesem Beispiel erfolgten das Verfahren und der Betrieb gemäß der Angaben
in Beispiel 1. Das Verfahren wurde Ammoniak-Schockbeladungen über einen
Konzentrationsbereich ausgesetzt, und die Bildungsgeschwindigkeit
von N2O wurde aus dem Belebtschlamm bestimmt
(4). Die Geschwindigkeit der N2O-Erzeugung
stand bei Konzentrationen von weniger als 1,6 NH3-N
g TSS–1 I–1 in
direkter Relation zum Umfang der Schockbelastung. Daher geht aus
den Beispielen 1 und 2 klar hervor, dass eine plötzliche Erhöhung des Ammoniakgehalts des
Zuflusses eine sofortige und entsprechende Erhöhung des gebildeten N2O bewirkt.
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Beispiel 3
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Dasselbe
Verfahren, das in Beispiel 1 beschrieben ist, wurde in diesem Beispiel
unter denselben Bedingungen durchgeführt. In diesem Beispiel wurde die
Belüftungsrate
jedoch von 3,7 I min–1 auf 0,3 I min–1 vermindert,
was zu einer Abnahme der Konzentration an gelöstem Sauerstoff (DO) von 4,5
mg I–1 zu <2 mg I–1 führte. Die
resultierende Erhöhung
der N2O-Konzentration in der Gasphase stand
in enger Relation zur Ansammlung von NO2 – in
der wässrigen
Phase, wie in 5 dargestellt ist.
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Andere Änderungen
der Zuflussmerkmale oder der Betriebsbedingungen führen auch
zu einer Erhöhung
der Instabilität
des gebildeten gasförmigen
N2O während
der Nitrifizierung. Insbesondere würde eine signifikante Erhöhung der
Geschwindigkeit der Beladung eines Nitrifizierungsverfahrens mit
organischen Stoffen, die zu einer Instabilität des Verfahrens führt, auch
die Bildung von gasförmigem
N2O verstärken. Ein Durchbrechen von
organischem Material aus einem vorherigen Verfahren in einer kommunalen
Behandlungsvorrichtung oder eine Erhöhung der Beladungsrate der
Zufuhr aus einem industriellen Zufluss sind übliche Ursachen für eine Instabilität/ein Versagen
von Nitrifizierungsverfahren und führen auch zu einer erhöhten Bildung
von N2O.
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Weitere,
unten aufgeführte
Beispiele wurden in einer Pilotanlage durchgeführt, die aus zwei Bahnen besteht,
die jeweils ein 300-I-Belüftungsbecken 2 und
eine 100-I-Absetzsäule 5 gemäß der Darstellung
in 1 umfassen. Jedes Becken 2 wurde anfänglich mit
150 I Abwasser und 150 I Belebtschlamm befällt, der aus dem Belebtschlamm-Rücklauf-
(RAS-)Kanal eines kommunalen Abwasserwerkes (Cotton Valley Wastewater
Treatment Works, Anglian Water) entnommen wurde. Abwasser der Cranfield
University Wastewater Treatment Works (mittlerer COD 391 ±40 mg/I),
NH3-Mittelwert 44,3 ±7,5 mg/I) wurde mit 50 I/h
zugeführt,
wodurch die hydraulische Retentionszeit (HRT) auf 8 h gehalten wurde.
Die hydraulische Retentionszeit ist der Zeitraum, den das Abwasser
im Belüftungsbecken 1 verbleibt.
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Die
Belüftungsbecken
und Absetzsäulen
wurden abgedeckt, um einen Flüssigkeitsverlust
durch Verdampfen zu minimieren. Die Belüftungsbecken wurden mit einem
Frostschutz und einer Isolierung versehen, und die Absetzsäulen wurden
isoliert. Der gelöste
Sauerstoff (DO) wurde auf 4,0 ±1,7
mg/I gehalten, und der pH-Wert des Zuflusses wurde ohne eine Regelung
des pH-Wertes innerhalb von 7,31 – 7,60 gehalten. Feststoffe
wurden täglich
von den Beckenwandungen abgebürstet
und Schlamm aus dem Belüftungsbecken
mit einer Geschwindigkeit so entfernt, dass eine mittlere Retentionszeit
der Zellen (MCRT) von 12 Tagen beibehalten wurde. Messungen des
chemischen Sauerstoffbedarfs (COD) des Zuflusses und des Abflusses,
der Konzentration an NH3 und von suspendierten
Feststoffen (SS) wurden dreimal pro Woche gemacht; die Schlammkonzentration
im Belebtschlamm (MMLS) wurde ebenfalls gemessen.
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Es
wurden N2O-Proben entnommen und mittels
einer Gasanalyseeinheit VIA-510
von Horiba analysiert. Diese Einheit misst die Konzentrationen von
spezifischen Komponenten in Gasmischungen unter Anwendung einer
nicht streuenden Infrarotanalyse zur Punkt- oder kontinuierlichen
Messung von Komponenten in Probengasen. Aus verschiedenen Atomen
bestehende Teilchen absorbieren Infrarot in ihren spezifischen Wellenlängen-Banden,
und Gase mit konstantem Druck absorbieren Infrarot entsprechend
ihrer Konzentration. Auf der Grundlage dieses Prinzips misst das
VIA-510 Infrarotlicht mit einer spezifizierten Wellenlänge, das durch
eine Zelle mit Probengas gelangt, das unter konstanten Bedingungen
gehalten wird. Änderungen
der NO2-Menge bewirken Änderungen der Quantität an durch
die Probezellen gelangendem Licht, woraus Gaskonzentrationen berechnet
werden. Der Arbeitsbereich des Gasanalysators betrug 0 – 200 ppm,
gemessen mit einer Genauigkeit von einer Dezimalstelle (±1,0 ppm),
wenn mit Druckluft (null Gas) und 160 ppm N2O
(mit N2 als Rest, zertifizierte Reinheit
99,99 %) kalibriert wurde. Die Nachweisgrenze betrug 0,1 ppm.
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Die
Bedingungen, unter denen die folgenden Beispiele durchgeführt wurden,
sind in der folgenden Tabelle zusammengefasst.
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Experimentelle
Bedingungen
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Beispiele 4 und 5 - Hohe
Ammoniak-Beladungen
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In
Beispiel 4 wurde eine der Pilotwerk-Bahnen durch die Zugabe von
2,44 g NH3-N (dosiert als 7,25 g NH3Cl, gelöst
in 1000 ml H2O) direkt in den Belüftungstank,
eine Dosis, die so berechnet wurden, dass sie einen sofortigen Sauerstoffbedarf
von 3,5 mg·I–1 auf
den Belüftungstank
3001 ausübte,
schockbeladen. Vor der Schockbeladung betrug das zufließende Ammoniak
in der Abwasserzufuhr 36,4 mg·I–1.
Die Luftzufuhr wurde während
des Experiments konstant gehalten, und der Anfangs-DO betrug 2,2
mg·I–1.
Der DO im Belebtschlamm (MLDO) und das N2O
im Kopfraum wurden alle 15 min erfasst, und vom Abfluss wurden zur
Bestimmung von Ammoniak, Nitrit und Nitrat Proben genommen. Das
Experiment verlief über
12 h.
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Bei
Beispiel 5 wurde dieselbe Ammoniakbeladung verwendet, die in der
Abwasserzufuhr gelöst
und in einem Zeitraum von etwa 15 min in die zweite Bahn der Pilotanlage
gepumpt wurde. Das Experiment verlief auf exakt dieselbe Weise wie
oben. Der Ausgangs-DO betrug 2,4 mg·I–1,
und das Ammoniak in der Abwasserzufuhr betrug 36,0 mg·I–1.
Der DO im Belebtschlamm und das N2O im Kopfraum
wurden in den ersten 2 h alle 5 min und danach alle 15 min erfasst,
und vom Abfluss wurden zur Analyse für die nächsten 10 h in 15-min-Intervallen
Proben genommen.
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Der
Schockbeladung folgten eine Abnahme des DO im Belüftungstank
(6a und 7a) und
eine Erhöhung
des N2O im Abgas aus dem Belüftungstank
(6b und 7b). Nach
einem Zeitraum erfolgten Erhöhungen
von NO2-N (Stickstoff in Form von Nitrit)
und NH3-N, während NO3-N
(Stickstoff in Form von Nitrat) keine scharfen Zunahmen aufwies
(6b und 7b).
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In
Beispiel 4 wurden ein Minimum für
den DO und ein Maximum für
N2O etwa 30 min nach der Schockbeladung
erreicht, wonach der DO ab- und das N2O
zunahm. Sowohl der DO als auch das N2O erholten
sich nach etwa 105 min. Abfließendes
NO2-N (6a) und
NH3-N (6b) blieben
7 h nach dem Einwirkenlassen der Schockbelastung mit 0,7 ±0,1 bzw.
1,5 ±1,4
mg·I–1 stabil.
NO2-N hatte sich nach weiteren 2,5 h erholt,
während
die NH3-N-Werte für die übrige Zeit des Tests hoch blieben.
Eine 24 h nach der Schockbelastung entnommene Abflussprobe enthielt
1,8 mg·I–1 NH3-N, was darauf hindeutete, dass das System
sich erholt hatte. Der beobachtete Peak im Abgas-N2O
ging dem Erscheinen von Ammoniak und Nitrit im Abfluss des Werks
um etwa 7 h (d.h. 0,9 HRT) voraus. Eine Messung von N2O-Gas
ergibt im Vergleich zu anderen bekannten Verfahren eine viel frühere Warnung
eines Nitrifizierungsversagens.
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Die
Ammoniakbeladung in Beispiel 5 erzeugte zwischen 15 und 35 min nach
dem Einwirkenlassen der Dosis einen viel breiteren N2O-Peak.
Die Absenkung beim gelösten
Sauerstoff im Belebtschlamm (MLDO) war auch breiter und erfolgte
zwischen 30 und 75 min nach der Zudosierung. Abfließendes NO2-N (7a) und NH3-N (7b) erhöhten sich
7 h und 30 min nach dem Einwirkenlassen der Schockbelastung. NO2-N hatte sich nach einer weiteren Stunde
erholt, während
die NH3-N-Werte für die restliche Dauer des Tests
hoch blieben. Eine 15 h nach der Schockbeladung genommene Abflussprobe
enthielt 2,1 mg·I–1 NH3-N, was darauf hindeutet, dass das System
sich erholt hatte. Der beobachtete Peak im Abgas-N2O
ging dem Erscheinen von Ammoniak und Nitrit im Werksabfluss um etwa
6 h und 15 min (d.h. 0,78 × HRT)
voraus.
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Beispiele 6 und 7 Sauerstoffverarmung
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Bei
den Beispielen 6 und 7 wurde die Belüftung vermindert, um DO-Konzentrationen von <1,0 mg·I–1 für 1 h beizubehalten.
Die verfügbaren
Luftregler wiesen Steilwerte von 0 bis 10 bar auf und ergaben daher
bei den erforderlichen niedrigen Strömen keine zuverlässigen Druckwerte,
weswegen Messungen der Luftfließgeschwindigkeit
nicht verfügbar
waren. Der Luftstrom wurde dahingehend geändert, dass Zielwerte des gelösten Sauerstoffs
im Belebtschlamm (MLDO) statt spezifizierter Luftstromgeschwindigkeiten
erreicht wurden. Um während
der Verminderung der Luftzufuhr ein Vermischen der Schlammkonzentration
im Belebtschlamm (MLSS) beizubehalten, wurde eine Tauchpumpe im
Belüftungstank
positioniert. Das Kopfraum-N2O, der MLDO und
das NO3-N, NO2-N
und NH3-N des Abflusses wurden wie in Beispiel
5 gemessen. Der Anfangswert für MLDO
bzw. der Zufuhr-NH3-N betrugen in Beispiel
6 2,4 mg·I–1 bzw.
44,6 mg·I–1 und
in Beispiel 7 2,9 mg·I–1 bzw.
40,1 mg·I–1.
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Eine
1-stündige
Beibehaltung des MLDO auf <1,0
mg·I–1 führte dazu,
dass eine scharfe Erhöhung
des Kopfraum-N2O erfolgte, wobei Spitzenwerte
1 h, nachdem der MLDO auf <1,0
mg·I–1 abgefallen
war, beobachtet wurden (8a und 9a),
nach 3 – 3,5
h gefolgt von einer Abnahme auf Konzentrationen wie vor dem Test.
Der DO des Abwasser-Belebtschlamm-Gemisches kehrte innerhalb von
15 min zu Konzentrationen wie vor dem Test zurück. NO2-N
und NH3-N wurden für 7,5 h, nachdem das N2O im Abgas sich zu erhöhen begann, im Abfluss erzeugt
(8a und 9a). Es
ist ersichtlich, dass eine Messung von N2O-Gas
wiederum die früheste
Warnung eines Versagens der Nitrifizierung ergibt.
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Mindestwerte
für den
MLDO und das Höchst-N2O wurden in beiden Experimenten etwa 65
min, nachdem die Luftzufuhr vermindert wurde, erreicht, wonach der
DO zunahm und das N2O abnahm. Der DO des Abwasser-Belebtschlamm-Gemisches erholte
sich etwa 20 min nach der Wiederaufnahme der Luftzufuhr, und das
N2O erholte sich in Beispiel 6 nach 2,5
h und in Beispiel 7 nach 3,25 h. Abfließendes NO2-N
(8a und 9a) und
NH3-N (8b und 9b)
blieb bis zu 7,5 h (0,90 HRT), nachdem das nachgewiesene N2O sich zu erhöhen begann, stabil. Die Werte
des abfließenden
NO2-N und NH3-N
blieben für
die restliche Dauer des Tests hoch. Eine 12 h nach Beispiel 6 genommene
Abflussprobe enthielt 3,7 mg·I–1 NH3-N und 12 h nach Beispiel 7 8,7 mg·I–1,
was darauf hindeutet, dass das System sich nicht vollständig erholt
hatte, aber dies war teilweise auf Umgebungstemperaturen von 5 – 8 °C zurückzuführen.
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Beispiel 8 - Hemmung der
Nitrifizierung durch eine toxische Substanz
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Bei
Beispiel 8 handelte es sich um einen chemischen Schock, der auf
eines der Belebtschlamm-Systeme ausgeübt wurde. Eine Dosis Allylthioharnstoff
(ATU), ein bekannter Nitrifizierungsinhibitor, wurde mit Abwasser
vermischt und als Zufuhr in einem 15-minütigen Zeitraum zugepumpt. Die
Gesamtbeladung an ATU betrug 22,8 mg, eine Dosis, von der berechnet
wurde, dass sie eine Hemmung von 75 % im Belüftungsbecken ergab. Eine Konzentration
von 0,076 mg·I–1 ergibt
eine Hemmung von 75 %. Zu Beginn betrug die Konzentration des zufließenden NH3-N 38,1 mg·I–1,
und der MLDO betrug 2,2 mg·I–1.
Die Belüftungsrate
wurde über
den gesamten 12-stündigen
Test konstant gehalten, und der MLDO, das Kopfraum-N2O
und ausströmendes NO3-N, NO2-N und NH3-N
wurden wie in den Beispielen 5 – 7
gemessen.
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In
Beispiel 8 erhöhten
sich der MLDO und das N2O, wenn die ATU-Dosis
auf den Belüftungstank
einwirken gelassen wurde. Der Höchstwert
des gelösten
Sauerstoffs im Belebtschlamm (MLDO) wurde etwa 180 min nach der
Schockbeladung erreicht, der N2O-Höchstwert
nach etwa 135 min. Sowohl der DO als auch das N2O
erholten sich nach etwa 10 h. Abfließendes NO2-N (10a) bzw. NH3-N (10b) blieben bei 3,8 ±0,1 mg·I–1 bzw.
2,5 ±0,3
mg·I–1 bis
7 h nach dem Einwirkenlassen der Schockbeladung stabil. Die Erhöhung von N2O im Abgas ging dem Erscheinen von Ammoniak
und Nitrit im Abfluss des Werks um etwa 6 h (d.h. 0,75 × HRT) voraus.
Eine Toxizität
kann durch andere Substanzen einschließlich von Schwermetallen, organischen Verbindungen
mit C-S- und C-N-Verbindungen, Phenole und Sulfide verursacht werden.
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Die
Ergebnisse sind in der Tabelle unten zusammengefasst. Die Zeitverzögerung zwischen
dem Nachweis von N2O und dem Erscheinen
von Nitrit im Abfluss reichte von 0,75 bis 0,90 HRT. Die mittlere
Zeitdauer, die zwischen dem Nachweis von NO2 bis
zum Erscheinen von Nitrit genommen wurde, betrug 0,808 HRT (d.h. 6
h 28 min), wodurch eine Frühwarnung
eines Versagens der Nitrifizierung gewährleistet ist.
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Zusammenfassung
der Ergebnisse
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Aus
allen obigen Beispielen geht hervor, dass ein Nachweis von N2O eine Frühwarnung eines Versagens der
Nitrifizierung unabhängig
von der Versagensart gewährleistet.
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Die
Zeitverzögerung
zwischen dem Nachweis eines erhöhten
N2O-Abgases und dem Auftreten von Nitrit
im Abfluss reichte von 0,75 bis 0,90 HRT. Die mittlere Zeitdauer,
die zwischen einer Erhöhung
von N2O und dem Erscheinen von Nitrit ermittelt
wurde, betrug 0,808 HRT, was eine Warnung vor einem Versagen der Nitrifizierung
von 6,5 h ergibt, was darauf hindeutet, dass ein N2O-Nachweis
eine überlegene
Anzeige für
ein Versagen der Nitrifizierung ist.