s/aerobe-bedingungen/Aerobe Bedingungen/gi
Radionuklidausbreitung Aspekt 1: Bewertung des Radionuklidtransportes in der Gasphase Fachöffentliche Ergebnispräsentation ÜsiKo Phase 2, 23.10.2024 Überblick Δ24: Radionuklidtransport in der Gasphase (Szenarien) • Es ist darzulegen, welche Prozesse beim Radionuklidtransport in der Gasphase eine Rolle spielen • Die Prozesse und Szenarien wurden beschrieben Δ25: Freisetzung von radioaktiven Gasen im und aus dem Grubengebäude in die Geosphäre Δ26: Radionuklidtransport in der Gasphase in der Geosphäre • Es ist zu zeigen ob, und wie Gase aus dem Grubengebäude freigesetzt und in der Geosphäre transportiert werden • Es wurde festgestellt, dass die Gase unterhalb der Unterkreide bleiben und nicht in die Biosphäre gelangen Δ27: Untersuchung der Relevanz von Gas-Fracs für einen möglichen Radionuklidtransport in der Gasphase • Es ist zu zeigen ob, gasdruckinduzierte Klüfte entstehen können • Es wurde festgestellt, dass der Druck zu niedrig ist und keine gasdruckinduzierten Klüfte entstehen können 2 Szenario für den Gaspfad nach Stand von W&T Beschreibung erfolgt entsprechend nationalen und internationalen Forschungsprojekten • Sauerstoff im Grubengebäude wird durch aerobe Prozesse schnell aufgebraucht • Lösung tritt in das Grubengebäude ein • Nach 115 Jahren ist das Grubengebäude aufgesättigt • Bei Kontakt der Abfälle mit Wasser werden durch die anaerobe Korrosion von Metallen und die organische Degradation von Organika Gase gebildet • Gasdruckaufbau führt zu einer Gasbewegung und Verdrängung von Lösung • Übersteigt der Gasdruck die Summe aus hydrostatischen Druck und Gaseindringdruck im Wirtsgestein kann Gas in das Wirtsgestein eindringen 3
Zur Reinigung der Abwässer verfügt die Kläranlage über eine aerobe biologische Reinigungsstufe mit einer anaeroben Schlammbehandlung. Das anfallende Klärgas wird dem Gassystem zugeführt. Das vorhandene Gassystem besteht im Wesentlichen aus: • Gasspeicherung • Gasaufbereitung und -verwertung (AK-Filter, BHKW und Heizkesselanlage) • Gasfackel. Die Gasspeicherung erfolgt in einem 1.500 m³ fassenden Trockengasspeicher. Für die Gasaufbereitung stehen eine Gastrocknung sowie eine Aktivkohle-Filteranlage zur Verfügung. Die Aktivkohle-Filteranlage dient zur Entfernung der im Klärgas unerwünschten Bestandteile wie z.B. Siloxane. Die Gasverwertung erfolgt über drei 360 kWel BHKW-Module sowie eine Heizkesselanlage. Für Notfälle steht zudem noch eine Not-Gasfackel zur Verfügung. Die bestehenden drei BHKW-Module des Herstellers Kuntschar und Schlüter haben eine gesamte Feuerungswärmeleistung von ca. 2.842 kW und eine elektrische Dauerleistung von ca. 1.080 kW (3x 360 kWel). Die BImSch-Genehmigung der Anlage (Bescheid vom 03.03.2011) umfasst drei BHKW-Module mit einer Feuerungswärmeleistung von insgesamt 2,838 MW. Die Fahrweise der BHKW-Anlage dient vorrangig der Stromproduktion. Die beim Betrieb der BHKW-Module erzeugte elektrische Energie wird auf dem Klärwerk Paderborn selbst verbraucht; die anfallende Abwärme wird derzeit im Wesentlichen zur Beheizung der Faultürme und der vorhandenen Betriebsgebäude genutzt. - eine Erweiterung des bestehenden Gasspeichers um einen zweiten Niederdruckgaspeicher mit 1.500 m³ Nutzvolumen, - die Erneuerung der BHKW-Anlage durch eine gestaffelte Ausführung mit 3 Modulen (einmal 550 kWel und einmal 360 kWel und 250 kWel sowie die Errichtung eines Wärmespeichersystems mit einem stehenden Pufferspeicher mit 100 m³ Speichervolumen
Endocrine active substances such as steroid hormones gain increasing focus in environmental research as they cause endocrine disruption in aquatic organisms exposed to environmentally relevant concentrations. Data about occurrence and fate of steroid hormones are scare. Based on the recently published method ( FKZ 3715 67 413 ) the occurrence of 60 steroids in wastewater treatment plant effluents and surface waters were reported. To understand stability and degradation pathways, degradation studies were conducted that allowed comparability of transformation processes under standardised aerobic conditions. Several of the newly identified transformation products are persistent and some of them could be detected in wastewater treatment plant effluent and surface waters. Steroid hormones and their transformation products should be included more in future environmental measurements and studies. During the project 3 articles have been published: Weizel et al. 2018 ( https://doi.org/10.1021/acs.est.7b06147 ), Weizel et al. 2020a ( https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.115561 ), Weizel et al. 2020b https://doi.org/10.1016/j.watres.2020.116515 ) Veröffentlicht in Texte | 95/2022.
Umweltatlas-Methode Die nach der ”Umweltatlas-Methode” berücksichtigten Parameter sollen die lokale und regionale Wasserqualität der Oberflächengewässer charakterisieren. Anders als bei der Gewässercharakterisierung nach der ”LAWA-Methode” (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser 1991), bei der eine Vielzahl von Parametern zugrundegelegt und zu einer Gesamtbewertung zusammengefaßt wird, werden hier fünf der für die Eutrophierungs-Problematik der Berliner Gewässer maßgeblichen Parameter berücksichtigt und getrennt voneinander bewertet und dargestellt. Dies sind Orthophosphat-Phosphor, Ammonium-Stickstoff, Sauerstoff-Sättigungsindex, Sauerstoff-Minimum und Titer für Escherichia coli. Hiermit läßt sich das relativ kleine Untersuchungsgebiet Berlin differenziert und übersichtlich darstellen. Die Klassifizierung erfolgt in Anlehnung an die Gewässergütekarte der Bundesrepublik Deutschland in vier Güteklassen mit drei Zwischenstufen. Die Klassengrenzen für die beiden Sauerstoff-Parameter wurden in Anlehnung an die in der Gewässergütekartierung der LAWA gewählten Klassen gesetzt. Die Konzentration der Nährstoffe Orthophosphat-Phosphor und Ammonium-Stickstoff wird den entsprechenden Güteklassen so zugeordnet, daß die Belastungsstufen der verschiedenen Parameter miteinander vergleichbar sind. Für das Algenwachstum ist der Phosphatgehalt im Gewässer der begrenzende Faktor. Die Schwelle zur Eutrophierung wird für rückgestaute Fließgewässer allgemein mit 0,01 – 0,03 mg/l angegeben. Der Wert 0,01 mg/l bildet daher die Obergrenze der Güteklasse 2 ”mäßig belastet”. Die Klassifikation für Ammonium-Stickstoff wurde aus dem Rheinbericht von 1978 übernommen, in dem Ammonium-Stickstoff bereits 7-stufig klassifiziert vorlag (IWAR 1978). Da viele Gewässerabschnitte in Berlin als Badegewässer genutzt werden, findet der bakteriologische Parameter Escherichia coli hier Berücksichtigung bei der Darstellung der Gewässergüte. In die vorliegende Karte wurden nur die wichtigsten Fließgewässer in Berlin sowie einige Brandenburger Fließstreckenabschnitte im direkten Umland von Berlin einbezogen. Die Gewässer wurden in 99 Abschnitte unterteilt, mit in der Regel jeweils einer Meßstelle in der Mitte des Streckenabschnittes. Die Untersuchungsergebnisse dieser Meßstellen wurden als repräsentativ für den gesamten Abschnitt angesehen. Um den für belastete Gewässer besonders kritischen Zeitraum mit der größten biologischen Aktivität zu erfassen, wurden für die Darstellung die Werte des Sommerhalbjahres (1. 5. bis 31. 10.) berücksichtigt, und zwar für die Parameter Orthophosphat-Phosphor, Ammonium-Stickstoff und Sauerstoff-Sättigungsindex das Mittel des Sommerhalbjahres sowie für Sauerstoffgehalt und Titer für E. coli der jeweils ungünstigste Einzelwert in diesem Zeitraum. Analog zu den früheren Darstellungen anderer Abflußjahre im Umweltatlas wurden die Meßergebnisse nach einer 7-stufigen Skala von ”praktisch unbelastet” bis ”übermäßig verschmutzt” bewertet und entsprechend farblich dargestellt. Orthophosphat-Phosphor (PO 4 -P) Phosphat kann im Wasser in verschiedenen Formen vorhanden sein; von den Pflanzen kann der Phosphor jedoch nur in Form des gelösten Orthophosphat-Ions aufgenommen und zum Aufbau körpereigener Biomasse genutzt werden. Der überwiegende Teil der Phosphate in den Berliner Gewässern stammt aus den häuslichen Abwässern und hier vor allem aus dem Fäkalbereich. Die Verwendung von phosphathaltigen Reinigungsmitteln trägt ebenfalls zur Phosphatbelastung bei. Ein großer Teil des in Berlin anfallenden Abwassers wird bereits heute in den Klärwerken durch biologische Phosphat-Elimination bzw. durch chemische Phosphatfällung weitgehend entphosphatet. Ammonium-Stickstoff (NH 4 -N) Neben den Phosphaten sind es vor allem die Stickstoffverbindungen, die den Nährstoffgehalt des Wassers bestimmen. Im Wasser ist Stickstoff sowohl in elementarer als auch in Form von anorganischen und organischen Verbindungen enthalten. Der organisch gebundene Stickstoff liegt in den Gewässern in Form von Eiweißen vor, die aus abgestorbenen Organismen stammen. Pflanzen können den zum Aufbau ihrer körpereigenen Proteine erforderlichen Stickstoff normalerweise aber nur in Form von Nitrat- und Ammoniumionen aufnehmen. Die im Wasser vorhandenen Stickstoffverbindungen müssen deshalb zunächst entsprechend umgewandelt werden. Diese Aufgabe übernehmen Mikroorganismen, die dafür sorgen, daß die im Wasser vorhandenen Eiweißstoffe abgebaut werden. Andere Mikroorganismen wandeln das dabei entstehende Ammonium unter aeroben Bedingungen (bei Anwesenheit von Sauerstoff) über Nitrit schließlich zu Nitrat um. In der Zeit mit einer hohen biogenen Aktivität (Frühjahr bis Herbst) verlaufen die Stoffumwandlungsprozesse im Gewässer schneller, so daß analog zum geringeren Ammoniumgehalt ein höherer Nitratgehalt im Gewässer vorliegt. Da Nitrit nur ein Zwischenprodukt bei dieser Umwandlung ist, bleibt der Nitritgehalt im Gewässer meist niedrig. Abbildung 1 zeigt die Gehalte von Ammonium, Nitrit und Nitrat an der Meßstelle Teltow-Werft Schönow. Die geschilderten Stoffumwandlungsprozesse im Gewässer werden an dieser Meßstelle jedoch durch die Einleitungen der Klärwerke maßgeblich beeinflußt. Die geringe Ammoniumbelastung im Sommer ist an dieser Probenahmestelle (hinter Klärwerkszulauf Ruhleben) vor allem auf die im Sommer bessere Reinigungsleistung der Klärwerke zurückzuführen. Die Tatsache, daß der Ammoniumgehalt im Sommer darüberhinaus stärker sinkt als der Nitratgehalt steigt, ist mit der Bindung von Nitrat durch die Algen erklärbar. In den Berliner Gewässern stammt der überwiegende Teil der Stickstoffverbindungen aus den häuslichen Abwässern. Besonders belastend für den Sauerstoffhaushalt der Gewässer sind Klärwerke, über die ein hoher Anteil Ammonium-Stickstoff eingeleitet wird, da der Abbauprozeß bis zum Nitrat dann im Gewässer selbst stattfindet. Für die Umwandlung von 1 mg/l Ammonium-Stickstoff zu Nitrat-Stickstoff werden ca. 4,4 mg/l Sauerstoff benötigt. Sauerstoff-Sättigungsindex Der Gehalt an gelöstem Sauerstoff im Gewässer wird vor allem von der Wassertemperatur beeinflußt; mit zunehmender Wassertemperatur nimmt die Aufnahmefähigkeit des Wassers für Sauerstoff ab. Neben hohen Temperaturen im Sommer führt die Aufwärmung der Gewässer durch Kühlwassereinleitungen zu einer weiteren Belastung des Sauerstoffhaushaltes: Alle chemischen und biologischen Prozesse werden beschleunigt; der Sauerstoffbedarf steigt, während die Aufnahmefähigkeit von Sauerstoff sinkt. Gerade langsam fließende und eine große Oberfläche bildende, seenartig erweiterte Fließgewässer weisen dann zunehmend kritische Sauerstoffgehalte auf. Der Sauerstoff-Sättigungsindex gibt an, wieviel Prozent der physikalisch möglichen Sauerstoffsättigung zum Zeitpunkt der Probenahme erreicht wird. In unbelasteten Gewässern treten normalerweise keine größeren Schwankungen beim Sauerstoff-Sättigungsindex auf und der Sauerstoffgehalt entspricht etwa dem theoretisch möglichen (Sauerstoff-Sättigungsindex ca. 100 %). Da bei den meisten Abbauvorgängen im Gewässer Sauerstoff verbraucht, bei starkem Algenwachstum über die Photosynthese aber Sauerstoff produziert wird, können in nährsalzreichen Gewässern beträchtliche Schwankungen auftreten. So sind nicht nur geringe Sauerstoff-Sättigungsindizes, sondern auch ein starker biogener Sauerstoff-Eintrag und damit eine Sauerstoff-Übersättigung ein Indiz für eine Gewässerbelastung. Abbildung 2 zeigt für das Abflußjahr 1991 den Verlauf von Wassertemperatur und gemessenem Sauerstoffgehalt beispielhaft für die Meßstelle Sophienwerder (Spree). Daneben wurde der aufgrund der Temperatur mögliche Sauerstoffgehalt bei 100 % Sättigung abgebildet, um Über- und Untersättigung sichtbar zu machen. Während im Winter und Frühjahr der gemessene Sauerstoffgehalt im wesentlichen dem aufgrund der Temperatur zu erwartenden entspricht, ist das Wasser im Sommer nicht gesättigt, was auf das Überwiegen von Sauerstoff verbrauchenden Abbauvorgängen im Sommer zurückgeführt werden kann. Sauerstoff-Minimum Der für die Atmung aller Organismen notwendige Sauerstoff wird dem Wasser über die Luft bzw. durch die Photosynthese der Wasserpflanzen zugeführt. Der Sauerstoffgehalt belasteter, langsam fließender Gewässer unterliegt damit nicht nur klimatischen (Windgeschwindigkeit, Temperatur, Lichteinstrahlung usw.), sondern auch jahres- und tageszeitlichen Schwankungen, die auf übermäßiges Algenwachstum zurückzuführen sind. Zusätzlicher Sauerstoff durch die Assimilationstätigkeit der Algen kann aber nur in den oberen Wasserschichten erzeugt werden. Maßgebend ist die Eindringtiefe des Sonnenlichts in ein Gewässer. Die einzelnen Fischarten benötigen für ihre Lebensfähigkeit jeweils bestimmte Umweltbedingungen. Hierzu gehört auch ein Mindestgehalt an gelöstem Sauerstoff, der im Gewässer nicht unterschritten werden darf. Besonders kritische Sauerstoffverhältnisse können sich stets bei Gewässern mit großen Regenwasser- oder Mischwassereinleitungen nach Starkregenfällen einstellen. Die mit dem Einleitungswasser eingebrachten organischen Stoffe werden im Gewässer mit Hilfe von Bakterien unter erheblichem Sauerstoffbedarf abgebaut. Hierbei kann mehr Sauerstoff im Gewässer verbraucht werden als über die Luft und durch biogene Produktion wieder ergänzt werden kann. Sinkt der Sauerstoffgehalt unter eine bestimmte Grenze (ca. 4 mg/l für Karpfenfische) ist ein für Fische kritischer Zustand erreicht. Bei einer weiteren Abnahme des Sauerstoffgehalts kommt es zum Fischsterben. Die komplexen und rasch ablaufenden Wechsel im Sauerstoffhaushalt in Gewässern mit hohen Nährstofffrachten und intensiver Phytoplanktonentwicklung lassen sich durch monatliche bzw. 14-tägige Messungen nur unvollständig erfassen. Die an den kontinuierlichen Untersuchungsstellen gemessenen, teilweise erheblichen tageszeitlichen Schwankungen im Sauerstoffgehalt spiegeln die angespannten Sauerstoffverhältnisse der Berliner Gewässer wider. Titer für Escherichia coli Zur Kontrolle der bakteriologischen Beschaffenheit eines Gewässers – insbesondere um die Eignung als Badegewässer zu prüfen – werden Untersuchungen auf Escherichia coli (E. coli) durchgeführt. E. coli selbst ist in der Regel kein Krankheitserreger; sein Vorkommen gibt jedoch einen Anhalt über die Belastung eines Gewässers mit tierischen und menschlichen Fäkalien. Sind viele Coli-Bakterien enthalten, so liegt eine starke Belastung mit Fäkalwasssern vor; d.h. die Wahrscheinlichkeit, daß auch Krankheitskeime vorhanden sind, steigt mit der Zunahme von E. coli. Angegeben wird bei der Bestimmung diejenige Menge Wasser, in der gerade noch das Bakterium E. coli nachgewiesen werden kann (Coli-Titer). Für Oberflächengewässer, die zum Baden geeignet sind, gilt nach der EG-Badewasserrichtlinie ein E. coli-Titer von 10 -1 ml als gerade noch tolerabel. Chlorophyll a Ergänzend zur Darstellung der Gütebeschaffenheit der Berliner Gewässer nach dem Umweltatlas-Verfahren ist im Hinblick auf das Hauptproblem in den Berliner Gewässern – die hohe Nährstoffbelastung – gesondert der Chlorophyll a-Gehalt der Gewässer dargestellt. Chlorophyll a ist der blaugrüne Anteil des Chlorophyll (Blattgrün). Die Bestimmung des Chlorophyll a-Gehaltes im Gewässer gibt Hinweise auf die Algendichte. Als absolutes Maß für die Phytoplanktonbiomasse kann der Chlorophyll a-Gehalt nicht gelten; jedoch gibt dieser Pigmentgehalt gemeinsam mit anderen Biomasse- und Bioaktivitätsparametern Auskunft über das mengenmäßige Vorkommen und die potentielle Stoffwechselleistung des Phytoplanktons in Gewässern. Die Pigmentausbeute der im Frühjahr und Spätherbst auftretenden Kieselalgen liegt bei gleicher Wellenlänge im Meßverfahren etwas höher, als bei den sich vorwiegend im Sommer bildenden Blaualgen. An speziellen Meßpunkten ist daher der Vergleich der Chlorophyll a-Werte mit den über Zählung ermittelten Algenbiomassen geboten. Die Entwicklung der Phytoplankton-Zusammensetzung ist jahreszeitlich unterschiedlich und hängt von verschiedenen Faktoren ab, u.a. Temperatur, Lichteinstrahlung, Zooplankton-Entwicklung und Nährstoffangebot/-zusammensetzung. Während sich im Frühjahr vorwiegend die Kieselalgen (Bacillariophyceae) entwickeln, bestimmen im Hochsommer überwiegend die Blaualgen (Cyanophyceae) die Zusammensetzung des Phytoplanktons (vgl. Abb. 3). Gerade die hohen Temperaturen und die intensive Lichteinstrahlung im Hochsommer begünstigen das Algenwachstum. Bei gleichzeitigem Überangebot an Nährstoffen im Gewässer kann es dann zur Massenentwicklung der Algen kommen. Das vornehmlich in den Monaten Mai/Juni auftretende Phytoplanktonminimum hängt von vielen Faktoren ab, wie Witterung, Algenarten-Zusammensetzung und insbesondere von der Zooplankton-Struktur. Wird die Frühjahrsalgengemeinschaft von freßbaren Arten (v.a. Kieselalgen) dominiert, kann es zu einer Massenentwicklung des Zooplanktons kommen, das in der Lage ist, große Mengen an Algenbiomasse zu filtrieren. Somit wird eine hohe Sichttiefe erreicht (vgl. Abb. 4). Dieses ”Klarwasserstadium” wird verstärkt in den Gewässern der Spree, der Oberhavel und teilweise in der Unterhavel beobachtet, nicht aber in den Gewässern der Dahme, wo bereits im Frühjahr fädige, kaum freßbare Blaualgen auftreten. Für die Kartendarstellung wurden die Meßwerte der Monate April bis September 1991 berücksichtigt. Für die einzelnen Gewässerabschnitte sind neben dem Mittelwert das Maximum und Minimum dieses Zeitraumes dargestellt. Die Bänder für die Mittelwertdarstellung der Monate April bis Juni sowie Juli bis September sollen einerseits die Frühjahrs-, andererseits die Hochsommerentwicklung des Phytoplanktons widerspiegeln. Da die Algenentwicklung u.a. die Trübung des Wassers beeinflußt, ist im 6. Band die Sichttiefe (Mittelwert des Sommerhalbjahres, April bis September) dargestellt. Die Meßwerte wurden einer 7-stufigen Bewertungsskala zugeordnet. Der für die Berliner Gewässer als Sanierungsziel betrachtete Wert von max. 30 µg Chlorophyll a pro Liter wird als oberer Wert der Güteklasse 1 bis 2 angesehen. Für die Güteklassen 1 bis 3 erfolgt eine lineare Einteilung der Meßwerte; die Abkehr von der linearen Einteilung in der Güteklasse 3 bis 4 erfolgt aufgrund einer größeren Ungenauigkeit des Meßverfahrens bei hohen Meßwerten.
Die im Gewässer von Tieren und Pflanzen zum Wachstum aufgenommenen Nährstoffe gelangen durch biochemische Prozesse überwiegend zurück ins Wasser. Grundlegende Bedeutung für den Nährstoffkreislauf im Gewässer kommt den hier lebenden Wasserpflanzen zu. Sie sind die wesentlichen Produzenten organischer Substanz, von der das tierische und bakterielle Leben im Wasser direkt oder indirekt abhängt. Als Produzenten werden Organismen bezeichnet, die in der Lage sind aus anorganischen Verbindungen – also Wasser, Nährsalzen, Kohlensäure – unter Mitwirkung von Sonnenlicht organisches Material aufzubauen. Dieser Prozess wird zusammenfassend als Photosynthese bezeichnet. Im Zuge der pflanzlichen Photosynthese wird Sauerstoff freigesetzt. (siehe Grafik) In natürlichen Gewässern ist eine Vielzahl von gelösten Stoffen enthalten. Die für das Wachstum der Wasserpflanzen wichtigsten Nährstoffe sind Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor. Sie kommen im Pflanzenkörper im Mittel im Gewichtsverhältnis C:N:P 40:7:1 vor. Beim Aufbau organischen Material wird Sauerstoff freigesetzt, bei seinem Abbau wird Sauerstoff verbraucht. Derjenige Nährstoff, der in geringster Menge vorhanden ist, begrenzt das Pflanzenwachstum. Der am häufigsten produktionsbegrenzende Nährstoff im stehenden Gewässer ist der Phosphor, weil das Verhältnis seiner Verfügbarkeit zu der von den Pflanzen benötigten Menge sehr ungünstig ist. Zeitweise kann bei Phosphorüberschuss auch Stickstoff limitierend sein. Kleintiere verwandeln über Stoffwechselvorgänge das von Algen und Pflanzen aufgebaute organische Material, das sie fressen, wieder zurück in anorganische Stoffe. Diese Nährstoffe entstehen gleichzeitig auch durch den bakteriellen Abbau abgestorbener Pflanzen- und Tierreste. Die jeweils unter Sauerstoffverbrauch wieder freigewordenen Nährstoffe kehren dann (zumindest teilweise) in den Kreislauf zurück. Das Angebot an Nährstoffen beeinflusst die Pflanzenproduktion. Solange bei den Abbauvorgängen ausreichend Sauerstoff zur Verfügung steht (aerobe Bedingungen), kann die organische Substanz bis in ihre anorganischen Ausgangsprodukte zersetzt, mineralisiert werden. Steht nicht genügend Sauerstoff zur Verfügung (anaerobe Bedingungen), endet der Abbau bei Zwischenprodukten. Ideal ist es, wenn in einem Gewässer nur so viele Nährstoffe enthalten sind, dass die daraus wachsende organische Masse nicht zu groß wird. Denn nur dann reicht nach ihrem Absterben der Sauerstoff für einen aeroben Abbau aus. Zusätzlich verbleibt auch für ein Tierleben genügend Sauerstoff. Dieses Gleichgewicht wird gestört, wenn im Wasser zu viele Nährstoffe vorhanden sind und das Pflanzenwachstum dadurch erheblich ansteigt (Eutrophierung). Liegt die Pflanzenbiomasse hauptsächlich als mikroskopisch kleine Algen (Phytoplankton) vor, ist dies weitaus kritischer als das Wachstum von Wasserpflanzen, denn erstere wachsen schneller und sterben auch schneller ab. Ausgeglichene Sauerstoffverhältnisse sind für ein intaktes Ökosystem entscheidend. Nach Absterben der Algenmassen werden durch Zersetzungsvorgänge erhebliche Mengen Sauerstoff verbraucht, bis für einen aeroben Abbau nicht mehr genügend Sauerstoff zur Verfügung steht. Faulschlamm bildet sich und setzt sich auf dem Gewässergrund ab. Die Giftstoffe Schwefelwasserstoff und Ammoniak können entstehen und das Tierleben im Wasser gefährden. Sind zu viel dieser sauerstoffzehrenden Stoffe bis zur herbstlichen Durchmischung vorhanden, kann diese zu einer völligen Sauerstofffreiheit im See führen (Der See „kippt um").
Steroidhormone in Gewässern nachgewiesen In aktuellen Untersuchungen im Auftrag des Umweltbundesamtes wurde eine Vielzahl von Steroidhormonen aus Medikamenten in Kläranalgenabläufen und Gewässern nachgewiesen. Der Fokus lag auf den bisher weniger untersuchten Hormongruppen der Glukokortikoide und Progestagene. Diese Steroidhormone können endokrin wirken und schon in geringen Mengen zum Beispiel Fischpopulationen beeinflussen. Die Datenlage über das Vorkommen und das Verhalten von Steroidhormonen in der Umwelt ist sehr lückenhaft. Im Forschungsvorhaben „Methodenentwicklung für den Nachweis von Arzneimitteln in Umweltproben“ (FKZ 3715 67 413) wurden Kläranlagenabläufe und Gewässerproben auf deren Vorkommen untersucht. Dazu wurde ein gezieltes, sehr empfindliches Nachweisverfahren für die simultane Bestimmung von Mineralocorticoiden, Glukokortikoiden und Progestagenen in wässrigen Proben genutzt, das im Rahmen eines früheren Forschungsprojektes entwickelt wurde. In allen beprobten Kläranlagenabläufen wurden Rückstände der 60 untersuchten Steroidhormonen gefunden. Mehr als die Hälfte der untersuchten Steroidhormone wurde in mindestens einer der Proben der untersuchten Gewässer nachgewiesen. Dabei lagen die gemessenen Konzentrationen im Bereich der Wirkschwellen für die Fortpflanzung von Fischen. Verhalten von Steroidhormonen in der Umwelt Neben den Wirkschwellen wurden im Labor die Stabilität und die Abbauwege mit Hilfe von Abbaustudien untersucht. Diese Studien ermöglichen eine Vergleichbarkeit der Transformationsprozesse unter standardisierten aeroben Bedingungen. Viele der dabei neu identifizierten Transformationsprodukte der betrachteten Steroidhormone sind nicht biologisch abbaubar, können sich dadurch in der Umwelt anreichern und langfristig auf Organismen wirken. Manche dieser Transformationsprodukte konnten im Kläranlagenablauf und in Oberflächengewässern nachgewiesen werden. Die Nachweise der Gewässerbelastung durch Steroidhormone rückt die Empfehlung eines landesweiten Monitorings dieser bisher nicht berücksichtigten Hormongruppen neben Estrogenen in den Fokus. Die Abbauversuche und die Charakterisierung der möglichen Abbaureaktionen unterstreichen die bisher unterschätzte Umweltrelevanz von Glukokortikoiden und Progestagenen.
Im Gemeinschaftsklärwerk Bitterfeld-Wolfen werden sowohl häusliche Abwässer von 18 Gemeinden als auch Industrieabwasser aus dem angrenzenden Chemie-Park gereinigt. Das Gemeinschaftsklärwerk hat seine Kapazität annähernd voll ausgelastet, so dass eine zusätzliche Belastung ohne Kapazitätserweiterung nicht mehr möglich ist. Im Zuge der gegenwärtig am Standort Bitterfeld-Wolfen laufenden Investitionen wird die Kapazität zur Herstellung von Methylzellulose ab 2009 etwa verdoppelt. Da hierbei organisch hochbelastete und mit ca. 80 g Natriumchlorid pro Liter stark salzhaltige Abwässer anfallen, ist eine Kapazitätserweiterung des Gemeinschaftsklärwerks erforderlich. Unter Fortführung des bisherigen aeroben Verfahrens müsste ein weiterer Biohochreaktor errichtet werden. Aufgrund der hohen organischen Belastung des Methylzelluloseabwassers bietet sich aber eine anaerobe Behandlung als Alternative an. Aus ökologischer Sicht ist diesem Verfahren der Vorzug zu geben, da hiermit eine erhebliche Energieeinsparung verbunden ist. Zusätzlich wird Biogas erzeugt, welches zur Wärme- und Elektroenergieerzeugung genutzt werden kann. Ein weiterer Vorteil gegenüber dem aeroben Abbau ist der geringere Klärschlammanfall, dessen Menge sich nur um etwa 5 Prozent erhöht, während bei der aeroben Behandlung etwa 28 Prozent mehr Klärschlamm anfallen würde. Das Problem dabei besteht aber darin, dass eine Vergärung bisher nur bis zu einem Salzgehalt von 10 Gramm pro Liter möglich ist. Eine innovative Prozessführung unter Einsatz von Neuronalen Netzen soll dafür sorgen, dass die in den Labor- und Pilotversuchen ermittelten Randbedingungen für eine optimale Behandlung des Methylcelluloseabwassers unter allen Bedingungen eingehalten werden können. Mit dem Demovorhaben soll der Nachweis erbracht werden, dass das energetisch effizientere Anaerobverfahren auch für Abwässer mit einem doppelt so hohen Salzgehalt eingesetzt werden kann. Kernstück der neuen Anlage sind aufwärts durchströmte Schlammbett-Reaktoren. Die Wirkungsweise ist durch die Ausbildung eines Schwebebettes aus Schlammpellets gekennzeichnet, die vom anhaftenden Biogas im Reaktor nach oben getragen werden. Ein Abscheider trennt Biogas von den Pellets, die wieder in das Schlammbett absinken. Weitere wichtige Anlagenteile sind die nachgeschaltete Biogasaufbereitung und -speicherung sowie Blockheizkraftwerke. Es wird erwartet, dass mit der Biogasanlage jährlich 5,7 Gigawattstunden Strom erzeugt werden können. Der Strom wird in das Elektro-Verteilungsnetz des Gemeinschaftsklärwerks eingespeist und damit vollständig zur Eigenverwertung genutzt. Die Abwärme der Blockheizkraftwerke mit etwa 6,3 Gigawattstunde/Jahr ist für den stabilen Betrieb der Anaerobreaktoren erforderlich. Im Vergleich zum jetzigen Zustand vor der Kapazitätserweiterung wird eine CO2-Minderung von etwa 4.066 Tonnen pro Jahr erwartet. Branche: Wasser, Abwasser- und Abfallentsorgung, Beseitigung von Umweltverschmutzungen Umweltbereich: Wasser / Abwasser Fördernehmer: Gemeinschaftsklärwerk Bitterfeld-Wolfen GmbH Bundesland: Sachsen-Anhalt Laufzeit: 2008 - 2012 Status: Abgeschlossen
In situ Aerobisierung von Altdeponien – das Projekt De- ponie Dorfweiher M. Reiser1, D. Laux2 und M. Kranert1 1 Institut für Siedlungswasserbau, Wassergüte - und Abfallwirtschaft (ISWA), Uni- versität Stuttgart, Deutschland, 2Landkreis Konstanz, Deutschland Zusammenfassung Seit Juli 2005 ist es in Deutschland nicht mehr erlaubt, unbehandelten Hausmüll zu deponieren. Die Menge an Abfall, die seither auf Deponien verbracht wurde, sank enorm. Daher werden viele Deponien stillgelegt und in die Nachsorgephase überführt. Zur Verkürzung der Nachsorgezeit wird auf einem Teilbereich der Deponie Dorf- weiher in Konstanz eine neue In situ Behandlungstechnik angewandt. Die De- ponie wird mit niedrigem Druck periodisch belüftet. Die Abluft wird passiv über ein offenes Biofilter behandelt, das die Deponiefläche bedeckt. Mittels 80 Belüftungslanzen wird die Deponie belüftet. Die Belüftungslanzen sind in einem Raster im Abstand von 10 Metern über die gesamte Fläche verteilt. Die benötigte Feuchtigkeit für den biologischen Abbau des Abfalls kann mit ge- sammeltem Sickerwasser aus dem Projektbereich über Verteilereinheiten zur Sickerwasserrückführung ausgeglichen werden. Der Belüftungszeitraum ist auf drei Jahre angesetzt. Danach werden die Auswirkungen der aeroben Behandlung auf die Deponie in einer zweijährigen Beobachtungsphase weiter ausgewertet. Die Ergebnisse des Projekts werden eine wichtige Rolle bei der Wahl der end- gültigen Oberflächenabdichtung spielen. Das Projektziel ist es, eine neue In situ Behandlungstechnik zu testen, die den aeroben Abbauprozess beschleunigt. Dadurch können Setzungen vorweg- genommen und schädliche Deponiegasemissionen größtenteils reduziert werden. Weiterhin ist damit zu rechnen, dass sich die Qualität des Sickerwassers be- deutend verbessert. Im Pilotprojekt werden aufwendige Messmethoden an- gewandt und ständige Kontrollen verschiedenster Parameter durchgeführt. In den Bereichen Temperatur, Gaszusammensetzung und Gasemissionen, Sicker- wasserqualität und Setzung des Deponiekörpers werden eine Vielzahl von Mess- werten aufgenommen. Seit Beginn der Intervallbelüftung im Januar 2010 haben sich im Deponiekörper bereits große Veränderungen ergeben. Ein wichtiger Indikator ist der Anstieg der Temperatur. Diese stieg von anfänglich 27°C auf eine mittlere Temperatur von ca. 50 °C an. In vielen Bereichen des Deponiekörpers konnte durch eine Aerobisierung auch die Methanproduktion stark reduziert werden. Nach einer längeren Belüftungspause war dieser Zustand jedoch teilweise auch wieder re- versibel. Messungen im Biofilter haben bisher ergeben, dass nur noch sehr niedrige Methankonzentrationen von der Versuchsfläche emittiert werden. Die Setzungen im Deponiekörper seit Projektbeginn liegen in manchen Bereichen in einer Größenordnung von 70 Zentimetern. Die bisher ermittelten Daten erlauben interessante Rückschlüsse auf die Vorgänge während der Belüftung und ermög- lichen eine Anpassung der Belüftungsstrategie an die sich ändernden Verhält- nisse. Abstract Since July 2005, it has been no longer permitted to landfill untreated municipal solid waste in Germany. The amount of waste deposited on landfills shrunk enormously since then. Therefore, many landfills are being closed and converted into the aftercare period. To reduce this aftercare period a new in situ treatment technique is utilized on a part of the Dorfweiher landfill in Konstanz. The landfill is aerated intermittently with low pressure. Out-going air is treated passively in an open biofilter, which is covering the landfill surface. By the means of 80 air injection wells, the landfill is aerated. Injection wells are arranged area-wide in a 10 m grid. In order to pro- vide enough humidity to the biodegradation processes, collected leachate from the project site can be recycled and induced under the biofilter. Over a period of three years, the landfill will be aerated. Afterwards the effects of the aerobic sta- bilization onto the landfill will be evaluated in a two-year monitoring phase. The results of the project will provide a key factor in choosing the construction of the final surface sealing. The goal is to test a new in situ treatment technique for accelerating the aerobic degradation process. The advantage would be that settlings can be forestalled and landfill gas emissions can be reduced. In addition, the quality of leachate could be improved. An elaborate measuring process and technological controls are being utilized in the pilot scheme. In the field of temperature, gas quality and gas emissions, leachate quality and settlement of the landfill a huge number of data are recorded. Since beginning of the intermittent aeration in January 2010, the things have changed inside the landfill section in many ways. Temperature is one of the most important parame- ters. It increased from 27°C at the beginning up to a median value of about 50°C. In many zones of the landfill body, the aeration caused aerobic conditions with a decline of methane production. After a longer aeration stop, this process was reversible in a few zones by now. Gas measurements inside the biofilter re- vealed a very low methane emission up to now. The settlements of the landfill are up to 70 cm in some regions.
Das Projekt "Teilprojekt 2" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von DBFZ Deutsches Biomasseforschungszentrum gemeinnützige GmbH durchgeführt. Gesamtziel des Vorhabens ist die Limitierung von THG-Bilanzen bei der Verwertung von Bioabfällen nach Kreislaufwirtschaftsgesetz und Düngerecht. Die Entwicklung der Pilot-Version einer Klimaschutz-Gütesicherung kann künftig für die Bioabfallwirtschaft als Maßnahme einer freiwilligen Selbstregulierung der Wirtschaft dienen. Mit dem Vorhaben werden folgende Ziele des Programms zur Innovationsförderung im Themenbereich Boden als Beitrag zum Klimaschutz gemäß Pariser Abkommen (COP 21) und zur Anpassung an Klimaänderungen bedient: Maßnahmen zur Minderung von THG-Emissionen-Limitierung der THG-Emissionen und der Kohlenstoff- und Nährstoffverluste in den verschiedenen Prozessschritten bei der Bioabfallbehandlung-Limitierung des Verbrauchs von CO2-Äquivalenten bei der Biobabfallbehandlung - Entwicklung von optimierten Bioabfallbehandlungsverfahren für eine hohe Nährstoffwirkung und Humusreproduktionsleistung der hergestellten organischen Materialien. Der wichtigste Bezug zu den Zielen des Programms zur Innovationsförderung besteht in der Entwicklung der Pilot-Version einer Klimaschutz-Gütesicherung. Die Bioabfallbehandlung erfolgt nach folgendem grundsätzlichen Prozessablauf, der im Vorhaben bezüglich seiner Auswirkungen auf Treibhausgase bilanziert wird: - Annahme und Vorbehandlung der Ausgangsstoffe - Aerobe Intensivrotte (mit Selbsthygienisierung) bzw. anaerobe Vergärung -Aerobe Nachbehandlung(Nachrotte) - Konfektionierung und Produktlagerung Mit dem Vorhaben soll eine klimaschutzgerechte Erfassung, Bewertung und Steuerung aller Prozesselemente der Bioabfallbehandlung zur Herstellung organischer Dünger bzw. Bodenhilfsstoffe für die Landwirtschaft ermöglicht werden, - insbesondere durch die Ableitung von mit geringem Aufwand messbaren Parametern zum Nachweis für Klimaschutzauswirkungen der Bioabfallbehandlung - sowie durch die Entwicklung von Orientierungswerten und für eine THG-Bilanzierung von Bioabfallbehandlungs-anlagen im Rahmen der Klimaschutz-Gütesicherung
Das Projekt "Methan in der Grundwasseraufbereitung: Charakterisierung von methanotrophen bakteriellen Populationen in Trinkwasseraufbereitungsanlagen mit molekularbiologischen Methoden" wird vom Umweltbundesamt gefördert und von Technische Universität Hamburg-Harburg, Institut für Wasserressourcen und Wasserversorgung B-11 durchgeführt. Problemstellung: Grundwasser stellt mit einem Anteil von 65 % den am häufigsten für die Trinkwasseraufbereitung genutzten Rohwassertyp dar. Dabei ist der Großteil der Grundwässer als reduziert einzustufen und kann Methan aufweisen, welches bei unzureichender Entfernung die Wasseraufbereitung negativ beeinflussen kann. Dabei stellt nicht das Methan selber, sondern das Wachstum von Methan oxidierenden Bakterien (MOB) das eigentliche Problem dar. MOB oxidieren Methan unter aeroben Bedingungen zu Kohlenstoffdioxid (CH4 + 2 O2 ? CO2 + 2 H2O), was zu einer starken Sauerstoffzehrung im Wasser führt und eine unvollständige Eisen-, Ammonium- und Manganoxidation mit sich ziehen kann. Desweiteren kann es auf Grund der hohen Energieausbeute der Reaktion zu einem starken Wachstum der MOB in Form von schleimigen Biofilmen kommen. Die starke Biomasse- und Schleimproduktion kann insbesondere in Trinkwasserfiltern negative Auswirkungen haben, da sie filterhydraulische Probleme wie die Zunahme des Filterwiderstands, beschleunigtes Filterkornwachstum, Verbackungen des Filtermaterials und eine Verschlechterung der chemischen Filtratqualität hervorrufen kann. Daneben kann eine erhöhte Ablagerung von organischem Material im Filterbett mikrobiell-hygienische Probleme hinsichtlich einer Vermehrung von aeroben heterotrophen Bakterien und hygienisch relevanten Bakterien als Sekundärbesiedler bewirken. Vorgehensweise: Methan oxidierende Bakterien in Trinkwasseraufbereitungsanlagen sollen mit molekularbiologischen Methoden charakterisiert und in Zusammenhang mit Problemen in methanbelasteten Aufbereitungen gebracht werden. Die molekularbiologischen Untersuchungen gliedern sich dabei in folgende Hauptaspekte: 1. QUANTIFIZIERUNG: Etablierung eines quantitativen real-time PCR (qPCR)-basierten Nachweises von MOB in Trinkwasseraufbereitungsanlagen - Methodenvergleich: Gegenüberstellung der quantitativen Ergebnisse der qPCR mit Ergebnissen der bereits etablierten Methodik der Fluoreszenz-in-situ-Hybridisierung (FISH) - 2. DIVERSITÄT: Molekularbiologische Populationsanalysen der Trinkwasserfilter mittels (Pyro-)Sequenzierung und anschließenden phylogenetischer Analysen auf Basis von 16S rRNA und funktionellen Genen - 3) AKTIVITÄT: Ermittlung der Methanabbauaktivität der MOB durch Methanoxidationstests - Identifizierung von MOB mit aktiven Stoffwechsel durch stable isotope probing (SIP): Einbau von Isotopen (13C)-markierten Substraten in Zellkomponenten (Nukleinsäuren, Lipide)
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