Klimarelevanz des Abwassersektors

Methanemissionen treten auf Kläranlagen vor allem dort auf, wo anaerobe Bedingungen herrschen. Dies sind zum Beispiel das Kanalsystem, das Vorklärbecken, schlecht durchmischte Bereiche von Belebungsbecken, wo sich Schlamm ablagert, sowie Vorlagebehälter, Schlamm-Eindicker, die Schlammfaulung (Faulbehälter) und Schlammlager/Schlammsilos.

Dabei sind die Orte der Produktion und der Emission nicht unbedingt gleich. Das Methan wird zum Beispiel im Kanal gebildet und bleibt teilweise im Abwasser gelöst, bis es später an einer anderen, turbulenten Stelle, z. B. in einem Pumpwerk im Kanal, dem Zulaufpumpwerk oder im Sandfang ausgestrippt und emittiert wird. Von mehreren Autoren wurde die Schlammlinie als Hauptquelle von Methan auf Kläranlagen identifiziert. Becker et al. (2012) gibt an, dass ca. 50 % der CH₄-Emissionen aus der Schlammlinie kommen und die Emission stark von der organischen Belastung abhängt. In Tab. 3 sind EW-spezifische Emissionsfaktoren für Methan aus Kläranlagen dargestellt. Tauber et al. (2019) zeigten mit Messungen an einem österreichischen Faulbehälter, dass eine Verdopplung der organischen Belastung von 1,7 auf 3,4 kg CSB/(m³ · d) die Methanemissionen, die durch den Austrag von Faulschlamm verursacht werden, überproportional von 1 auf 9,7 g CH₄/(EW · a) erhöhen.

Als wichtigste Punktquellen für Methan wurden offene statische Schlammeindicker und offene Faulschlammlager mit langen Verweilzeiten sowie überlastete, schlecht betriebene Faultürme identifiziert. Summiert man die Methanemissionen der verschiedenen Quellen einer Kläranlage mit Schlammfaulung laut Literaturwerten, so ergibt sich eine geschätzte Gesamtemission von 115 bis 230 g CH₄/(EW · a), was 4 bis 8 % der durchschnittlichen Methanproduktion in der Faulung entspricht (Tauber et al. 2021). Wobei manche Werte in der Literatur deutlich über oder unter diesem Bereich liegen. Die Methanemissionen einer neuen, emissionsoptimierten Faulungsanlage werden mit 65 g CH₄/(EW · a) angegeben (STOWA 2010), was ca. 2,3 % der Methanproduktion entspricht (Annahme: Methanproduktion von 12 L CH₄/(EW · d) für österreichische Kläranlagen in der Größenklasse > 20.000 EW, Lindtner 2008).

Auch Kläranlagen mit aerober Schlammstabilisierung verursachen Methanemissionen (Abb. 2). Hauptquellen sind Stabilisierungsbecken, Vorlagebehälter und Schlammspeicher. Langfristig gelagerter aerob stabilisierter Schlamm kann ebenfalls Methangas emittieren, die Menge variiert je nach Betriebsbedingungen und Lagerdauer (Parravicini et al. 2016; Wang et al. 2011). Die EW-spezifischen Methanemissionen aus Anlagen mit aerober Schlammstabilisierung werden mit ca. 200 g CH₄/(EW · a) angegeben (Tauber et al. 2021).

Es wird angenommen, dass sich die Methanemissionen verschiedener Anlagen abhängig von deren Größe, Alter, Zustand, Konstruktion und einigen betrieblichen Parametern wie hydraulische und organische Belastung stark unterscheiden.

Die Minimierung dieser Emissionen ist von großer Bedeutung, wenn es um die Verbesserung des CO₂-Fußabdrucks und der Energiebilanz von Kläranlagen geht. Aufgrund des hohen Anteils an erneuerbarer Energie in Österreich können zudem bereits geringe Methanemissionen die CO₂-Gutschriften aus der Verwertung des erzeugten Biogases zunichtemachen. Das bedeutet: Überschreitet die Methanemission einen bestimmten Anteil, hat der aus dem Faulgas in Blockheizkraftwerken (BHKWs) produzierte elektrische Strom einen größeren CO₂-Fußabdruck als der aus dem Stromnetz bezogene (in Österreich liegt er bei 344 g CO₂eq/kWh (Ecoinvent 2020)). Hable (2019) sowie Tauber et al. (2021) zeigten anhand von Berechnungen, dass der Äquivalenzpunkt zwischen der CO₂eq-Gutschrift aus der Faulgasverstromung und dem CO₂eq-Ausstoß durch die CH₄-Emissionen bei einer Methanemission von rund 6 % der Biogasproduktion auf österreichischen Kläranlagen erreicht wird. Liegt die Methanemission darüber, ist der CO₂-Fußabdruck des aus dem Faulgas produzierten Stroms größer als der des aus dem Netz bezogenen.

Durch gezielte Maßnahmen können die Methanemissionen unter optimalen Bedingungen um bis zu zwei Drittel reduziert werden (STOWA 2010; Tauber et al. 2021).

Im Betrieb:

In der Planung/Bauphase:

Zusammengefasst gilt: Was Geruchsemissionen reduziert, reduziert gleichzeitig Methanemissionen.

Da viele Bestandsanlagen in Österreich 30 bis 40 Jahre alt sind, bzw. der Lebenszyklus neuer Anlagen sehr lange ist, sollten diese Empfehlungen bei Umbau und Neubau unbedingt bereits in der Planungsphase beachtet werden.

Direkte Methanemissionen aus geschlossenen Abwasserkanälen werden hauptsächlich von methanogenen Mikroorganismen verursacht, die in den tieferen Schichten der befeuchteten Biofilme und Sedimente wachsen, wo anaerobe Bedingungen herrschen. Die Methanproduktion unterliegt zeitlichen und räumlichen Schwankungen und wird von verschiedenen Parametern wie dem Kanaltyp (Freispiegelkanal oder Druckleitung), dem Gefälle, der hydraulischen Verweilzeit, dem Verhältnis von Oberfläche zu Volumen sowie der Abwassertemperatur und der CSB-Fracht beeinflusst (Liu et al. 2015b). In vollgefüllten Druckleitungen kann CH₄ sogar über die Sättigungskonzentration des transportierten Abwassers hinaus produziert und akkumuliert werden und dann an belüfteten Stellen wie Pumpstationen, Schächten oder Zulaufsammlern und belüfteten Becken von Kläranlagen in die Atmosphäre freigesetzt werden. Das in Freispiegelkanälen erzeugte Methan wird in der Regel entlang des Kanalrohrs in die Gasphase freigesetzt, wobei die Emissionen an Orten mit höheren Abwasserturbulenzen intensiver sind (Liu et al. 2015a, b).

Derzeit liegen nur unzureichende Daten zur Quantifizierung der Emissionen aus Abwassersystemen vor. Untersuchungen deuten jedoch darauf hin, dass sich in der Kanalisation erhebliche Mengen an CH₄ bilden können (Guisasola et al. 2008), und dass zumindest ein Teil des erzeugten CH₄ als gelöstes CH₄ in Kläranlagen gelangt, wo es dann während der Behandlung emittiert wird (Foley et al. 2011). Um diesen Anteil zu berücksichtigen, wird im 2019 Refinement der IPCC Guidelines (Bartram et al. 2019) ein Emissionsfaktor für zentrale Kläranlagen auf der Grundlage von Literaturwerten eingeführt, der die Emissionen aus Abwasserkanälen (nur aus dem gelösten CH₄) zusammen mit dem in Absetzbecken und anderen anaeroben Zonen in der Wasserlinie der Kläranlage (Hauptstrom) erzeugten CH₄ umfasst (die CH₄-Emissionen aus der Schlammfaulung werden gesondert abgeschätzt). Der vorgeschlagene Emissionsfaktor beträgt 7,5 g CH₄ (Bereich: 0,7–22,5) pro kg CSB-Zulauffracht, wobei der als Schlamm entfernte CSB abgezogen wird. Geht man von einer CSB-Zulauffracht von 120 g CSB/(EW · d) und einem als Primär- und Sekundärschlamm entfernten CSB von 65 g CSB/(EW · d) aus, entspricht dies ca. 150 g CH₄/EW · a (Bereich 15–450 g CH₄/(EW · a)).

Wesentlich höhere direkte CH₄-Emissionen wurden von Liu et al. (2015b) geschätzt. Die Autoren machten eine Literaturstudie über den Stand der weltweiten Forschung zu Methanemissionen aus Abwasserkanälen und geben an, dass in vollgefüllten Druckleitungen die Emissionen im Durchschnitt 8,6 g CH₄ pro m³ transportierten Abwassers ausmachen (Bereich 4,7–15 g CH₄/m³). Geht man von einem spezifischen Abwasseranfall von 180 L/(EW · d) aus, so ergibt sich ein Emissionsfaktor von 560 g CH₄/(EW · a). Es kann davon ausgegangen werden, dass die Emissionen in Freispiegelkanälen geringer sind. Aus diesem Grund wurde für Abschätzungen im Kanal in Österreich eine EW-spezifische Methanemission von 300 g CH₄/(EW · a) angenommen (Tauber et al. 2021).

Es gibt Hinweise, dass Abwasserkanäle erheblich zu den CH₄-Emissionen des Abwassersektors beitragen können. Dennoch muss die Anwendung von Emissionsfaktoren aus der Literatur zur Vorhersage von Emissionen aus österreichischen Abwasserkanälen kritisch bewertet werden, insbesondere aufgrund der relativ niedrigen durchschnittlichen Abwassertemperatur und der Häufigkeit von Freispiegelkanälen in Österreich.

Die Methanemissionen aus dem Kanal sind im Betrieb kaum beeinflussbar, sie sollten aber in Zukunft bei der Planung von neuen Abwasserkanälen mitbetrachtet werden.

Mithilfe der oben aufgeführten EW-spezifischen Emissionsfaktoren für den Kanal, Kläranlagen mit Schlammfaulung und aerober Stabilisierung, wurden die direkten Methanemissionen für den österreichischen Abwassersektor abgeschätzt. Für Details zur Berechnung wird auf das „Factsheet Methane Emissions“ (Tauber et al. 2021) verwiesen.

In Summe ergibt sich eine Methanemission von 8720 t/a CH₄, wobei 4440 t/a auf den Kanal und 4280 t/a auf die Kläranlagen entfallen (Tauber et al. 2021). Umgerechnet in CO₂eq ergibt das 218.000 t CO₂eq/a, was in der gleichen Größenordnung der derzeit im NIR 2021 geschätzten direkten Emissionen für den kommunalen Abwassersektor (187.979 t/a CO₂eq) liegt. Das heißt, die Berücksichtigung der Methanemissionen aus den Abwasserkanälen und den Kläranlagen würde die derzeit gemeldeten Emissionen aus dem Sektor Abwasser auf ungefähr 406.000 t/a CO₂eq verdoppeln. Es ist anzumerken, dass nur die Methanfrachten aus kommunalen Kläranlagen betrachtet wurden. Industrielle Kläranlagen wurden nicht berücksichtigt.

Lachgasemissionen aus der Abwasserreinigung verursachen ca. 5 % der nationalen N₂O‑Emissionen im NIR (Umweltbundesamt 2021). Aufgrund seines hohen Treibhauspotenzials dominieren i. d. R. die direkten N₂O‑Emissionen den CO₂-Fußabdruck von Kläranlagen (Parravicini et al. 2022b). Im Bereich der Kläranlage wird Lachgas (Distickstoffmonoxid) hauptsächlich in Zuge der biologischen Stickstoffentfernung im Belebungsbecken bzw. in der Trübwasserbehandlung im Nebenstrom gebildet und wird durch die Belüftung zum Teil aus dem Becken in die Umgebungsluft ausgestrippt. Ein Teil bleibt im Ablauf gelöst und wird im aufnehmenden Gewässer denitrifiziert oder gelangt an Stellen hoher Turbulenz in die Atmosphäre. Die Lachgasbildung kann auch in den aufnehmenden Gewässern als Folge der Einleitung des gereinigten Abwassers (Reststickstoffgehalt) stattfinden.

Entsprechend dem Stand der Technik, erfolgt die N‑Entfernung auf Kläranlagen durch die Kombination der beiden mikrobiologischen Prozesse Nitrifikation und Denitrifikation. Zahlreiche wissenschaftliche Untersuchungen belegen, dass N₂O bei der Oxidation von Ammonium durch Ammonium oxidierende Bakterien (AOB) gebildet wird (z. B. Wunderlin et al. 2013). Nach dem heutigen Stand des Wissens kann bei der autotrophen Nitrifikation auf Kläranlagen zwischen zwei verschiedenen biologischen N₂O‑Entstehungspfaden unterschieden werden: 1) biologische Oxidation von Hydroxylamin (NH₂OH) und 2) die Nitrifikanten-Denitrifikation. Beide Prozesse sind in Abb. 3 grafisch beschrieben.

Darüber hinaus ist Lachgas ein obligates Zwischenprodukt der heterotrophen Denitrifikation (Prozess 3 in Abb. 3). Wird die Denitrifikation durch ungünstige Prozessbedingungen gestört, wird das gebildete Lachgas nicht vollständig reduziert und gelangt aus dem Belebungsbecken oder über den Ablauf in die Atmosphäre (Helmer-Madhok 2004). In der Literatur wird berichtet, dass verschiedene Faktoren einen negativen Einfluss auf den Prozess ausüben und zur Akkumulierung von N₂O führen können, u. a. die Hemmung durch gelösten Sauerstoff (Tallec et al. 2008), Nitrit (v. Schulthess et al. 1995) bzw. Schwefelwasserstoff (Schönharting et al. 1998) sowie die eingeschränkte Verfügbarkeit an organischem Kohlenstoff (Hanaki et al. 1992; Park et al. 2000). Eine vollständige Denitrifikation wirkt hingegen als N₂O‑Senke. Interessanterweise zeigen aktuelle Forschungsergebnisse, dass bei der heterotrophen Denitrifikation auch das bei der Nitrifikation gebildete gelöste N₂O reduziert werden kann (Conthe et al. 2019).

Zusammengefasst entsteht die Höhe der emittierten Netto‑N₂O‑Fracht einer Belebungsanlage durch das Wechselspiel der Nitrifikation als Quelle und der Denitrifikation als Senke von N₂O. Das Zusammenspiel dieser beiden Prozesse wurde in kommunalen Kläranlagen nachgewiesen und kann helfen, die Intensität der N₂O‑Emission vorherzusagen. In diesem Kontext wurden von Valkova et al. (2021) niedrigere N₂O‑Emissionsfaktoren in Belebungsanlagen gemessen, die eine umfassende Denitrifikation erzielen. Der Zusammenhang zwischen Stickstoffentfernung und Lachgasemissionen konnte mit Messungen auf zehn österreichischen Kläranlagen gezeigt werden (Parravicini et al. 2016; Valkova et al. 2021). Der von Valkova et al. (2021) gezeigte Zusammenhang zwischen Lachgasemission aus dem Belebungsbecken und Stickstoffentfernung der Kläranlage ist in Abb. 4 dargestellt. Je vollständiger denitrifiziert wird bzw. je höher die Stickstoffentfernung der Kläranlage ist, umso geringer ist die Lachgasemission. Eine ähnliche Korrelation konnte auch für australische Kläranlagen erarbeitet werden (De Haas und Ye 2021). Die N‑Entfernung der Kläranlange als Schlüsselparameter für die Abschätzung direkter N₂O‑Emissionen kombiniert die Auswirkungen mehrerer Betriebsparameter, welche die N₂O‑Produktion und -Emission in Belebungsbecken beeinflussen. Diese Parameter sind u. a. 1) das aerobe Schlammalter, das indirekt die Belastungsverhältnisse des Belebungsbeckens und dessen Aufnahmefähigkeit gegenüber NH₄⁺-Belastungsspitzen abbildet; 2) die Verfügbarkeit an organischem Kohlenstoff (CSB) für die Denitrifikation und die Flexibilität der Belüftungsregelung, das anoxische Volumen für die Denitrifikation nach den tatsächlichen Belastungsverhältnissen anzupassen.

Die Schwankungsbreite des N₂O-Emissionsfators in Abb. 4 entspricht jener der Werte aus der Literatur für großtechnische kommunale Kläranlagen. Direkte N₂O‑Emissionen (als N₂O‑N) aus Belebungsbecken schwanken zwischen 0,003 % und 2,6 % der zufließenden Stickstofffracht (Literaturstudie in Parravicini et al. 2015; Vasilaki et al. 2019). Die festgestellte Streuung kann durch die hohe Abhängigkeit der N₂O‑Produktion und -Emission von den Betriebsbedingungen auf Kläranlagen erklärt werden (Kampschreur et al. 2009; Wunderlin et al. 2013). Außerdem können die angewandte Messmethodik (Schneider und Rosenwinkel 2010) sowie die Beprobungsstrategie und -dauer (Daelman et al. 2013) die Emissionsergebnisse wesentlich beeinflussen. Die oben abgebildete Korrelation von Valkova et al. (2021) ermöglicht eine erste Einordnung des Ausmaßes der N₂O‑Emission einer Kläranlage. Für die Abschätzung des Reduktionspotenzials und für die Entwicklung von gezielten Reduktionsmaßnahmen sind jedoch Messungen im Belebungsbecken erforderlich. Um die Variabilität der N₂O‑Produktion und -Emission zu erfassen, sind Online-Messungen über einen Zeitraum von mehreren Wochen bzw. Monaten unabdingbar. Für eine detaillierte Beschreibung der vorhandenen Messmethoden wird auf Parravicini et al. (2022a) verwiesen.

Die Deammonifikation ist eine besondere Art der Denitrifikation, bei der die Nitritreduktion an die Ammoniakoxidation gekoppelt ist. Nach dem heutigen Stand des Wissens produzieren Anammox-Bakterien kein N₂O (Desloover et al. 2012; Kampschreur et al. 2009). Im Vergleich zu konventionellen Nitrifikations- und Denitrifikationsprozessen wurden jedoch bei Deammonifikationsverfahren höhere N₂O‑Emissionen gemessen, die aus der partiellen Nitritation (Oxidation von Ammonium zu Nitrit) durch AOB zurückzuführen sind (Ahn et al. 2010; Desloover et al. 2012). Die Implementierung der Deammonifikation zur Behandlung des Prozesswassers aus der Faulschlammentwässerung im Nebenstrom kann daher zu einer punktuellen Erhöhung der N₂O‑Emissionen auf der Kläranlage führen. Wird jedoch durch die Deammonifikation im Nebenstrom Stickstoff ohne CSB-Verbrauch entfernt, kann das Belebungsbecken im Hauptstrom entlastet werden und der Denitrifikationsgrad und dadurch die Gesamtstickstoffentfernung der Kläranlage gesteigert werden. Der höhere Denitrifikationsgrad sowie das Vermeiden von kurzfristigen Ammoniumpeaks durch das stoßartige Zurückführen vom Prozesswasser kann sich zudem positiv auf eine vorteilhafte Reduktion der N₂O‑Emission aus der Hauptstrombelebung auswirken. Wird außerdem berücksichtigt, dass die Fracht im Trübwasser nur ca. ein Fünftel der Stickstofffracht im Abwasser darstellt, kann die höhere N₂O‑Emission im Nebenstrom durch die vermehrte N₂O‑Reduktion im Hauptstrom kompensiert werden. Es ist deshalb eine ganzheitliche Betrachtung erforderlich, um die Auswirkung der Nebenstrombehandlung auf die direkten N₂O‑Emmissionen der Kläranlage zu bewerten (Parravicini et al. 2015).

Da die N₂O‑Produktion (und -Emission) während der Nitrifikation mit dem Vorliegen von Ammonium gekoppelt ist, sind betriebliche Maßnahmen zur Vermeidung von höheren NH₄⁺-Konzentrationen bzw. von ausgeprägten NH₄⁺-Konzentrationsgradienten in Belebungsbecken von Vorteil. Auf Kläranlagen mit Faulung soll deshalb etwa für eine gleichmäßige Rückführung des Prozesswassers aus der Schlammentwässerung (z. B. Vermeidung von Stoßeinleitungen über einen Zwischenspeicher) gesorgt werden.

Günstige Denitrifikationsbedingungen lassen sich meistens durch betriebliche Maßnahmen wie Anpassung der Belüftungsregelung (Maximierung des anoxischen Volumens zum Beispiel durch Regelung der Belüftung über Ammoniumsonden) sowie Gewährleisten der CSB-Verfügbarkeit für die Denitrifikation (Kompromiss mit der Biogasproduktion) erzielen.

Bei der Auslegung neuer Abwasserreinigungsanlagen wäre zu beachten, dass diese mit einem ausreichend hohen Schlammalter betrieben werden können. Damit wird gewährleistet, dass eine ausreichende Reservekapazität für das Wachstum von AOB vorliegt, welche Belastungsschwankungen ohne ausgeprägte NH₄⁺-Spitzen im Belebungsbecken auffangen kann.

Zudem soll gewährleistet werden, dass das Verhältnis zwischen Nitrifikations- und Denitrifikationsvolumen in Belebungsbecken dynamisch an die aktuellen Belastungsbedingungen angepasst werden kann und damit das maximal mögliche Denitrifikationsvolumen zur N₂O‑Reduktion jederzeit genutzt wird.