1 Einführung

Seitdem die konventionelle Abwasserreinigung mit Ende der 1990er-Jahre in Österreich gut etabliert wurde (Jenkins und Wanner 2014), sind für die Kläranlagen im 21. Jahrhundert vermehrt neue Anforderungen in den Fokus gerückt. Dazu gehören die Reduktion des Energieverbrauchs (Longo et al. 2016; Ganora et al. 2019), strengere Anforderungen an die Abwasserqualität in Bezug auf Kohlenstoff und Nährstoffe (Charlton et al. 2018), die Rückgewinnung von Ressourcen (Egle et al. 2016; Melia et al. 2017), die Wiederverwendung von Abwasser (Fatta-Kassinos et al. 2015; Jaramillo und Restrepo 2017) und die Entfernung von bedenklichen Spurenstoffen (Schaar et al. 2010) und antibiotikaresistenten Genen (Berendonk et al. 2015; Slipko et al. 2019). Diese Vielzahl neuer Aufgaben wird sich in einigen Fällen wirtschaftlich nicht von selbst tragen und könnte aufgrund eines höheren Energie- und/oder Materialbedarfs bei unbedachter Umsetzung negative Auswirkungen auf die Umwelt haben (Amann et al. 2018). Darüber hinaus sollte die Hauptfunktion von Kläranlagen, die sichere und kosteneffiziente Beseitigung der wichtigsten Gewässerbelastungen, nicht durch künftige Aufgabenerweiterungen oder Änderungen der Behandlung beeinträchtigt werden. Neue gesetzliche Anforderungen und Anlagenkonfigurationen bedürfen daher einer sorgfältigen und gründlichen Planung, die am besten auf detaillierten Informationen über den aktuellen Stand, die Infrastruktur und die Leistung der Kläranlagen beruht.

Das Bundesministerium für Klimaschutz, Umwelt, Energie, Mobilität, Innovation und Technologie arbeitet derzeit an einer neuen Richtlinie für die Rückgewinnung von Phosphor (P) aus kommunalem Abwasser (BMNT 2017). Die Eignung von Kläranlagen für die P-Rückgewinnung hängt von einer Vielzahl von Auslegungsparametern und von der Infrastruktur der Schlammbehandlung ab. Von großer Bedeutung für das P‑Rückgewinnungspotenzial ist die Art der P‑Entfernung (erweiterte biologische P‑Entfernung (BioP) oder chemische Entfernung mit Eisen und Aluminium), die sich auf die Bioverfügbarkeit von P im Schlamm (Melia et al. 2017) und in der Klärschlammasche auswirkt (Steckenmesser et al. 2017). Bei der Vor-Ort-Rückgewinnung durch Struvit-Fällung wirkt sich eine höhere P‑Konzentration im Klärschlamm positiv auf die Effizienz der Rückgewinnungsanlagen aus (Tansel et al. 2018). Die Rückgewinnung von P aus Klärschlammasche konkurriert hauptsächlich mit hohen Konzentrationen in P‑Rohstoffen (Phosphatgestein) von zumeist über 9 % P (Kratz und Schnug 2016). Da bei der Verbrennung nur anorganische Schlammbestandteile zurückbleiben, sind die Schlamm-P-Konzentrationen allein kein guter Indikator für die P‑Konzentrationen in der Klärschlammasche. Aus diesem Grund sind neben Angaben zum P‑Gehalt im Schlamm auch Informationen über den anorganischen Schlammgehalt erforderlich. Neben dem P‑Gehalt bestimmen auch die Schwermetallkonzentrationen die Eignung der Schlammasche für die P‑Rückgewinnung (Krüger et al. 2014; Smol et al. 2020).

Für Kläranlagen, die für die P‑Rückgewinnung aus Klärschlammasche besser geeignet sind (z. B. ohne BioP), wird die Rückgewinnung in den meisten Fällen eine vorherige Monoverbrennung des Klärschlamms erfordern, eine Praxis, die in Österreich noch unüblich (BMNT 2017) und im Allgemeinen teurer als die Mitverbrennung ist (Kacprzak et al. 2017). Daher werden zusätzliche Kosten aufgrund gesetzlicher Änderungen bei P‑Rückgewinnungsanforderungen weitgehend von den derzeitigen Kosten für die Schlammentsorgung, den Transportentfernungen für den Schlamm und den Schlammproduktionsmengen abhängen.

Um die Formulierung neuer Gesetze zu unterstützen, wurde 2017 mit einer umfassenden Erhebung des österreichischen Abwasser- und Schlammbehandlungssystems begonnen. Mithilfe einer Vielzahl von Kläranlagenbetreibern und Landesbehörden konnte eine umfassende Datensammlung erstellt werden. Entsprechend den genannten Einflussfaktoren auf die P‑Rückgewinnung umfasst sie Informationen zur Gestaltung der Abwasserreinigung, zu P‑Entfernungs- und Schlammstabilisierungsverfahren, zur Klärschlammproduktion, zum Wassergehalt und zur Qualität sowie zur derzeitigen Schlammverwertung oder -entsorgung. Der vorliegende Artikel stellt die wichtigsten Ergebnisse dieser Datensammlung vor und zieht daraus Schlussfolgerungen für die zukünftige Rückgewinnung von P aus dem Abwasser. Darüber hinaus können Betreiber von Abwasserreinigungsanlagen die präsentierten Ergebnisse zu Vergleich und Einordnung ihrer eigenen Betriebsergebnisse verwenden. Die hier dargestellten Daten wurden im Rahmen des vom BMK beauftragten Projektes StraPhos (Amann et al. 2021a) erarbeitet. Die dargestellten Ergebnisse basieren auf im internationalen Kontext von Amann et al. 2021b veröffentlichten Arbeiten.

2 Methoden und Materialien

Im Jahr 2017 wurde über den Österreichischen Wasser- und Abfallwirtschaftsverband eine Umfrage zur österreichischen Kläranlageninfrastruktur und P‑Entfernung sowie zur Schlammbehandlung, -entsorgung und -qualität an alle Kläranlagen mit einer Auslegungskapazität von mehr als 2000 Einwohnergleichwerten (EW; 1 EW entspricht einer kumulativen Sauerstoffbedarfsfracht (CSB) von 120 g pro Tag) verschickt (Amann et al. 2021a). Kläranlagen mit einer Kapazität von weniger als 2000 Einwohnerwerten wurden von der Analyse ausgeschlossen, da die Informationen über diese kleinen Anlagen aufgrund weniger strenger oder nicht vorhandener Abwasserkriterien im Allgemeinen spärlich sind (BMLF 1996). Da jedoch Kläranlagen mit mehr als 20.000 EW etwa 95 % der CSB-Fracht und 86 % der P‑Fracht in Österreich behandeln (siehe Tab. 2), wurde bei der Beschaffung von Ergebnissen diesen Anlagen eine höhere Priorität beigemessen. Darüber hinaus wurden alle neun österreichischen Bundesländer um zusätzliche Daten gebeten, um die Vollständigkeit der Datenbasis zu erhöhen.

Die Daten zu den Kläranlagenfrachten wurden aus dem nationalen österreichischen Emissionsinventar für Oberflächengewässer (BMLFUW 2017) auf der Grundlage der Datenerhebungsanforderungen des österreichischen Wasserrechtsgesetzes (WRG 1959) entnommen. Zum Zeitpunkt der Vorbereitung der Erhebung im Jahr 2017 wurde das Jahr 2016 als allgemeines Bezugsjahr festgelegt, da für dieses Jahr die aktuellsten und vollständigsten Informationen verfügbar waren. In einigen Fällen wurden jedoch auch Daten aus den Jahren 2015 und 2017 einbezogen, wenn für 2016 keine Daten verfügbar waren. Alle Daten wurden auf der Grundlage der Auslegungskapazität der Kläranlage gruppiert, obwohl für den Vergleich von Ressourcenverbrauch und Produktion die tatsächlichen jährlichen EW-Frachten verwendet wurden.

Die Daten wurden dann für die Analyse vorbereitet, auf Vollständigkeit und Plausibilität geprüft, indem die Werte jedes Parameters innerhalb seiner Gruppe und mit anderen verfügbaren Parametern (z. B. Schlammstabilisierungsverfahren) verglichen wurden. Für die Datenanalyse wurden das GUI R Studio und die Programmiersprache R (Version 4.1.1) verwendet. Die Datenverteilungen wurden mit dem R‑Paket ggplot dargestellt. Die mittlere horizontale Linie gibt den Median an, die oberen und unteren „Glieder“ entsprechen dem 25. und 75. Prozent-Quantil. Die oberen und unteren Whisker reichen bis zu den höchsten und niedrigsten Werten innerhalb eines Abstands vom 1,5-Fachen des Interquartilsbereichs (Abstand des 25. und 75. Perzentils), ausgehend von den oberen bzw. unteren „Gliedern“.

Die Pearson-Korrelationsmethode wurde verwendet, um die lineare Korrelation zwischen zwei normalverteilten Variablen zu prüfen. Eine zweiseitige ANOVA wurde angewandt, um auf signifikante Unterschiede zwischen den Mittelwerten einer quantitativen abhängigen Variablen in Abhängigkeit von den Niveaus einer verwandten kategorialen unabhängigen Variablen zu prüfen. Statistische Tests wurden bei p < 0,05 als signifikant angesehen.

3 Ergebnisse und Diskussion

3.1 Datenverfügbarkeit

Die Datenverfügbarkeit für Kläranlagen mit einer Auslegungskapazität von mehr als 20.000 EW war hoch und lag im Allgemeinen bei über 50 % für die meisten Parameter (siehe Tab. 1). Lediglich Daten zur Schlammqualität (Glühverlust (GV) und P‑Gehalt) waren für weniger als 50 % dieser Anlagen verfügbar. Da Kläranlagen zwischen 2000 und 20.000 EW nicht im Mittelpunkt dieser Studie standen und die Anzahl der Anlagen im Allgemeinen viel höher ist, war die Datenverfügbarkeit für diese Anlagen viel geringer. Für alle Parameter lieferten nur 35 % der Anlagen oder weniger Daten. Da jedoch die meisten Abwässer in Kläranlagen mit mehr als 20.000 EW behandelt werden (Tab. 2) und für Kläranlagen mit weniger als 20.000 EW immer noch eine annehmbare Anzahl von Beobachtungen erreicht wurde, wird dieser Datensatz als sehr repräsentativ für den aktuellen österreichischen Status quo angesehen.

Tab. 1 Erhobene Daten und Datenverfügbarkeit nach Datenkuration für Kläranlagen mit mehr als 20.000 und weniger als 20.000 EW
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Tab. 2 Anteil von behandeltem CSB und P und Verteilung von Fällungsmitteln nach Größenklassen der Kläranlagen
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3.2 Phosphor-Entfernung

Tab. 2 gibt einen Überblick über die erhaltenen Daten zur P‑ und CSB-Entfernung. Die Informationen werden getrennt für vier Größengruppen von Kläranlagenkapazitäten angegeben: (1) kleiner als 20.000 EW, (2) zwischen 20.000 und 50.000 EW, (3) zwischen 50.000 und 100.000 EW und (4) größer als 100.000 EW. Die 36 größten Anlagen mit mehr als 100.000 EW behandeln den größten Anteil von CSB (66 %) und P (58 %).

In österreichischen Kläranlagen werden 90 % des P aus dem Abwasserzufluss entfernt (Überreiter et al. 2018). Alle befragten Kläranlagen (n = 308) verfügen über eine chemische P‑Entfernung. Darüber hinaus geben etwa 30 % an, dass sie auch ein anaerobes Becken für BioP installiert haben. Eisen ist das am häufigsten verwendete Fällmittel (77 % der gesamten EW-Fracht) in allen Größenklassen (Tab. 2), und die Wahrscheinlichkeit seines Einsatzes steigt mit zunehmender Kläranlagengröße. Aluminium wird zur Behandlung von etwa 10 % der EW-Fracht eingesetzt. Es wird häufiger in Kläranlagen mit weniger als 50.000 EW (~ 21 %) verwendet. Aluminium-Eisen-Mischungen behandeln 11 % der EW-Fracht und werden in Kläranlagen unter 100.000 EW eingesetzt (19 bis 27 %). Andere Mittel wie Kalk werden selten eingesetzt (2 % der EW-Fracht), und wenn, dann nur in Anlagen < 100.000 EW.

Für die P‑Rückgewinnung oder die direkte Verwendung von Klärschlamm in der Landwirtschaft wäre eine biologische P‑Elimination die bevorzugte Methode der Wahl, da sie die Bioverfügbarkeit von P im Klärschlamm verbessert (Kratz et al. 2019). Es ist jedoch fraglich, ob die Fällung mit Eisen vollständig ersetzt werden kann, insbesondere in größeren Kläranlagen mit anaerober Faulung, da sie in anaeroben Faulbehältern zusätzlich zur Sulfid-(Geruchs‑)Kontrolle dient (Park und Novak 2013). Dies wird auch durch den höheren Einsatz von Eisen in Kläranlagen mit anaerober Schlammbehandlung (92 %) gegenüber der aeroben Behandlung (80 % der EW-Fracht) unterstützt.

Die Tatsache, dass alle österreichischen Kläranlagen mit BioP zumindest eine geringe zusätzliche Fällmitteldosierung verwenden, zeigt, dass die Leistung von BioP in österreichischen Kläranlagen begrenzt ist. Der Einsatz von chemischem Fällmittel kann daher durch die Anwendung von BioP zwar reduziert, aber nicht völlig ersetzt werden. Eine Umstellung auf BioP bringt auch zusätzliche betriebliche Aufgaben für die Kläranlagenbetreiber mit sich, vor allem die Verhinderung der Ablagerungen in Rohrleitungen durch unkontrollierte P‑Ausfällung als Struvit (Krishnamoorthy et al. 2021). Die Kontrolle dieser Struvitausfällung wäre von Vorteil, da dadurch leichtverfügbare P‑Formen für die Rückgewinnung sowohl vor Ort als auch aus der Asche entstehen (Egle et al. 2015), aber es ist unklar, ob die Anlagenbetreiber davon überzeugt werden können, diese zusätzlichen Herausforderungen anzunehmen.

Für ein besseres Verständnis des Fällmittel-Einsatzes wurde der von den Kläranlagenbetreibern angegebene Bedarf, berechnet in Mol pro Jahr, dem theoretischen Bedarf gegenübergestellt. Der theoretische Bedarf wurde aus dem P‑Zufluss abzüglich der P‑Abflussfrachten geschätzt, wobei der P‑Bedarf für die Biomasseproduktion (1 % der biologischen Sauerstoffbedarfsfrachten) und die P‑Entfernung bei Vorhandensein eines Vorklärbeckens abgezogen wurde. Die angenommenen β‑Werte (Mol dosiertes Fällmittel pro Mol P) für die Ausfällung wurden auf 1,2 bei einem Grenzwert von 2 mg L−1, auf 1,5 bei einem Grenzwert von 1 mg L−1 und auf 2,5 für die Ausfällung nach dem Nachklärbecken bei strengen Grenzwerten von 0,5 mg L−1 festgelegt. Im Allgemeinen ist der abgeleitete theoretische Fällmittelbedarf aus den P‑ und BSB-Frachten der Kläranlage ein guter Prädiktor für den tatsächlichen Verbrauch (r = 0,83, p-Wert < 0,005). Die berechneten β‑Werte von Anlagen mit einem P‑Grenzwert von 1 mg L−1 (n = 120) und mit und ohne BioP wurden weiter analysiert (Abb. 1). Der mittlere Bedarf pro Mol ausgefälltem P war für diese beiden Gruppen signifikant unterschiedlich (t (113) = 2,6589; p = 0,009), wobei die Anlagen mit BioP einen mittleren Rückgang des Bedarfs von 18 % aufwiesen.

Abb. 1
figure 1

Vergleich der β‑Werte für die P‑Fällung mit und ohne zusätzliche verbesserte biologische Phosphorentfernung (BioP) in Mol Fällmittel per Mol P

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3.3 Vorklärung, Schlammproduktion und Stabilisierung

Die Abwasserreinigung erfolgt in Österreich hauptsächlich durch das Belebtschlammverfahren. Die aerobe Schlammstabilisierung wird vor allem in Kläranlagen mit weniger als 20.000 EW eingesetzt, während in Kläranlagen mit mehr als 20.000 EW die anaerobe Schlammstabilisierung durch Faulung die häufigere Methode ist (Tab. 3). Von den Anlagen mit aerober Schlammstabilisierung ist die simultane Stabilisierung (Schlammalter von mehr als 25 Tagen) am häufigsten und umfasst ~ 73 % des aerob stabilisierten Schlamms. Die getrennte aerobe Stabilisierung hat den höchsten Anteil (28 % des aerob stabilisierten Schlamms) in Anlagen zwischen 20.000 und 100.000 EW.

Tab. 3 Häufigkeit von Vorklärbecken und Einsatz verschiedener Schlammstabilisierungsverfahren in verschiedenen Größenklassen österreichischer Kläranlagen
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Vorklärbecken sind meist in größeren Anlagen installiert (89 % für > 100.000 EW) und weniger häufig in Kläranlagen mit weniger als 20.000 EW (24 %). Dieser Größenunterschied ergibt sich im Allgemeinen aus dem kombinierten Einsatz von Vorklärbecken mit anaerober Schlammstabilisierung. Ungefähr 95 % der Klärkapazität ist an Standorten mit anaeroben Faulbehältern installiert. Die verbleibenden 5 % der Kapazität sind in aeroben Anlagen installiert, meist in Kombination mit gleichzeitiger Schlammstabilisierung (80 %).

Ein fundiertes Wissen über die Schlammproduktion ist die Grundlage für die Entwicklung neuer Klärschlamm-Monoverbrennungsanlagenkonzepte in Österreich. Durch die laufende Umstellung der österreichischen Kläranlagen auf anaerobe Faulung und bessere Stabilisierung sind die Schlammmengen seit Jahren rückläufig (Überreiter et al. 2018). Kläranlagen mit Schlammverwertung in der Landwirtschaft setzen oft beträchtliche Mengen an Kalk zur Hygienisierung zu. Wenn diese Kläranlagen stattdessen auf Monoverbrennung umstellen, ist mit einem weiteren Rückgang der Schlammproduktion zu rechnen, da die Zugabe von anorganischem Material zum Schlamm die P‑Aschekonzentration nur noch weiter verringert und damit die Wiederverwertung behindert. Um die Schlammmengen für die Verbrennung abzuschätzen, wurden die Daten über den Gesamtschlammanfall pro EW (organisch und anorganisch) nach dem jeweiligen Verfahren der primären Schlammbehandlung (aerob/anaerob) und der Kalkzugabe analysiert (Abb. 2). Bei der anaeroben Behandlung wird der geringste Gesamtschlammanfall von 37 g EW−1 d−1 erzielt. Bei gleichzeitiger aerober Behandlung fällt mehr Schlamm an (52 g EW−1 d−1) als bei getrennter aerober Behandlung (45 g EW−1 d−1). Die Zugabe von Kalk führte zu einen um 54 bis 57 % höheren Anfall mit Medianwerten von 57 g für die anaerobe und 77 g EW−1 d−1 für die aerobe Behandlung.

Abb. 2
figure 2

Gesamtschlammanfall (als Trockensubstanz) in Tonnen pro Jahr in Abhängigkeit von den behandelten Einwohnergleichwerten (EW; abgeleitet vom CSB mit 120 g CSB EW−1 d−1) und in Abhängigkeit von der primären Schlammstabilisierungsmethode sowie von der möglichen Kalkzugabe

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Die abgeleiteten Werte liegen im Bereich der beobachteten und modellierten Werte aus der Literatur, allerdings wurden große Schwankungen bei dem Gesamtschlammanfall festgestellt (27 bis 82 g EW−1 d−1 (Kelessidis und Stasinakis 2012; Mininni et al. 2015)). Die Daten zum Glühverlust (GV; Abb. 3) können den Schlammanfall mit dem Grad der Schlammstabilisierung in Beziehung setzen. Die anaerobe Behandlung erzielt im Allgemeinen die beste Stabilisierung und den niedrigsten GV (59 %), gefolgt von der getrennten aeroben Behandlung (64 %). Die gleichzeitige Stabilisierung zeigt den höchsten GV von 71 %. Durch die Zugabe von Kalk (anorganische Stoffe) sinkt der GV im Schlamm erheblich auf 34 bis 35 %.

Abb. 3
figure 3

Glühverlust (GV) in Prozent in Abhängigkeit von der Schlammstabilisierungsmethode

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Frühere detaillierte Analysen des österreichischen Schlammanfalles ergaben einen Anfall an organischer Trockensubstanz (oTS) von 16 bis 20 g EW−1 d−1 bei anaerober und getrennt aerober Stabilisierung (Nowak et al. 1996). Unzureichend stabilisierter Schlamm aus gleichzeitiger aerober Stabilisierung zeigte einen oTS-Anfall von 20 bis 35 g EW−1 d−1. Wenn die GV berücksichtigt werden, kann der Gesamtschlammanfall aus dem oTS-Anfall nach Gl. (1) abgeschätzt werden.

$$\textit{Gesamtschlammanfall}\ [gEW^{-1}d^{-1}]=oTS[gEW^{-1}d^{-1}]/GV[{\%}]$$
(1)

Unter der Annahme eines Schlamm-GV von 60 % für die anaerobe oder getrennte aerobe Behandlung und 71 % für die simultane Stabilisierung läge der entsprechende Gesamtschlammanfall im Bereich von 26 bis 33 g (anaerob/getrennt) bzw. 35 g (simultan). Im Vergleich dazu deutet der in dieser Studie ermittelte Gesamtschlammanfall (> 37 g EW−1 d−1) auf eine leicht unvollständige Stabilisierung und einen oTS-Anfall nach der Stabilisierung von vielfach über 20 g EW−1 d−1 hin.

3.4 Schlammbehandlung: Entwässerung, Trocknung und Hygienisierung

Die Arten von Entwässerungsanlagen sind ungleichmäßig auf die verschiedenen Größengruppen verteilt (Tab. 4). Filterpressen sind in kleineren Kläranlagen am häufigsten zu finden (39 %), während bei mehr als 20.000 EW Zentrifugen die Standardmethode der Wahl sind (37 bis 76 %). Schneckenpressen sind in Kläranlagen unter 50.000 EW häufiger anzutreffen und haben den Markt erst in den letzten Jahren erobert. Daten aus einer deutschen Erhebung zur Klärschlammbehandlung aus dem Jahr 2003 zeigen, dass zu diesem Zeitpunkt keine Schneckenpressen zur Entwässerung eingesetzt wurden (Durth et al. 2003). Siebbandpressen werden selten eingesetzt. In einigen Kläranlagen wird eine mobile Entwässerung eingesetzt, was jedoch meist bei kleineren Anlagen üblich ist. Die Zugabe von Kalk zur Hygienisierung wird in 10 bis 38 % der Anlagen vorgenommen, was mit der primären Schlammentsorgung (Landwirtschaft und Kompostierung) zusammenhängt. Die Schlammtrocknung vor Ort wird in Österreich nur selten eingesetzt. Es sind etwa 19 Anlagen bekannt, nämlich 11 Solartrockner, zwei Bandtrockner und vier Konvektionstrockner.

Tab. 4 Zusammenfassende Tabelle der Entwässerungsanlagen und des Kalkeinsatzes nach der Größenklasse der jeweiligen Kläranlagen
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Bei der Entwässerung mit Kalkzusatz wurde der höchste Trockensubstanzgehalt im Klärschlamm erzielt (Abb. 4). Dies ist wohl zum Teil auf ein höheres Verhältnis von Feststoff zu Wasser zurückzuführen, aber es ist auch bekannt, dass die Zugabe von Kalk die Flockenfestigkeit und Entwässerungsfähigkeit erhöht (Christensen et al. 2015). Von den verschiedenen Entwässerungsaggregaten wiesen Filterpressen den höchsten mittleren Trockensubstanzgehalt (28 %) auf, gefolgt von Zentrifugen (25 %), Schneckenpressen (24 %) und schließlich Bandpressen mit dem niedrigsten mittleren Wert von 22 %. Mobile Anlagen wiesen eine hohe Spannweite von 21 bis 34 % auf. Die Werte stimmen gut mit den Daten der DWA-Richtlinie M 366 zur Schlammentwässerung überein (Filterpresse 22 bis 28 %, mit Kalk 30 bis 40 %, Zentrifugen 22 bis 30 %, Schneckenpressen 20 bis 28 % und Siebbandpressen 20 bis 28 % (DWA 2013)).

Abb. 4
figure 4

Trockensubstanzgehalt des entwässerten Schlamms in Prozent je nach Art der verwendeten Entwässerungsanlage und der (Nicht‑)Zugabe von Kalk

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Außerdem wurde eine Abhängigkeit von der Größe der Kläranlage festgestellt, wobei der mittlere Trockensubstanzgehalt (entwässert und ohne Kalkzusatz) für die Größengruppen 1, 2, 3 und 4 von 23 bis 25 bzw. 26 bis 26,7 % anstieg. Die Gründe hierfür lassen sich zwar nicht aus den Daten selbst ableiten, es wird jedoch angenommen, dass die verbesserte Entwässerungsleistung sowohl durch bessere Aggregate als auch durch eine bessere Überwachung und den Betrieb größerer Anlagen erreicht wird. Von den installierten Trocknern erreichten die beiden Konvektionstrockner mit rund 84 % den höchsten Trockensubstanzgehalt, während die Bandtrockner und Solartrockner bei etwa 71 bis 73 % lagen.

3.5 Schlammqualität

Für die Entwicklung nachhaltiger P‑Rückgewinnungsstrategien werden Informationen über die P‑Konzentration im Klärschlamm und die damit verbundenen Schwermetalle benötigt. Nicht alle Kläranlagen überwachen ihre Schlammqualität; daher muss auf leicht verfügbare Daten zurückgegriffen werden (z. B. auf aufgezeichnete Kläranlagen‑P Zu- und -Ablauffrachten), um die P‑Frachten und -Konzentrationen im Klärschlamm zu bestimmen. Die gemessenen P‑Konzentrationen aus der Klärschlammanalyse wurden mit den theoretischen P‑Konzentrationen verglichen, die sich aus den jährlichen Zu- und Ablauffrachten und den Klärschlammmengen ergeben (Abb. 5). Wie man sieht, ist die theoretische P‑Konzentration ein guter Prädiktor für die tatsächliche P‑Konzentration (t(103) = 9,9897, p < 0,001), mit einer allgemeinen Abweichung von weniger als 25 %. Die theoretische Analyse kann auch zu einem besseren Verständnis der mittleren jährlichen Konzentrationen führen, da Stichproben-Messungen nur eine Momentaufnahme darstellen.

Abb. 5
figure 5

Vergleich der gemessenen P‑Konzentrationen im Klärschlamm aus den Daten der Klärschlammüberwachung mit den theoretischen P‑Konzentrationen im Klärschlamm, die sich aus dem P‑Zufluss aus der Kläranlage abzüglich des P‑Abflusses ergeben

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Die beobachteten P‑Konzentrationen reichen von 9 bis 63 g kg−1 (Abb. 6a) und hängen zum Teil mit dem Grad der Schlammstabilisierung zusammen, der im Allgemeinen gut durch den GV dargestellt wird (Abb. 3). Aufgrund eines niedrigeren GV und einer geringeren Schlammmasse, sind die P‑Konzentrationen in anaerob behandeltem Schlamm mit 34 g kg−1 höher. Da mit der Kalkzugabe anorganische Stoffe zugesetzt werden, ist der GV niedriger. Allerdings wird P durch diese Behandlung verdünnt, so dass die mittlere P‑Konzentration in diesem Bereich nur 22 g kg−1 beträgt.

Abb. 6
figure 6

a P-Gehalt in Gramm pro Kilogramm in Abhängigkeit von der Methode der Schlammstabilisierung und b abgeleiteter P‑Aschegehalt in Abhängigkeit von der Kalkzugabe

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Für die Rückgewinnung aus Klärschlammasche ist die P‑Konzentration in der Asche von Interesse. Die P‑Konzentrationen in der Asche wurden anhand des GV, der Klärschlammmasse und der P‑Konzentrationen geschätzt. Wie dargestellt (Abb. 6b), würden die österreichischen P‑Konzentrationen in der Asche ohne Kalkzusatz um die 9‑%-Marke liegen, die von P‑Gestein selten unterschritten wird (Kratz und Schnug 2016). Um ein besseres Kosten-Nutzen-Verhältnis der P‑Rückgewinnung aus Asche zu erreichen, sollten die Betreiber versuchen, die anorganischen Zusätze vor Ort zu reduzieren, ohne die Wirksamkeit der Abwasserreinigung zu beeinträchtigen. Die beobachteten mittleren Mengen anderer Nährstoffe im Klärschlamm betrugen 31 g Stickstoff, 7 g Magnesium, 1,4 g Kalium und 0,9 g Natrium pro kg Klärschlamm.

Es ist zwar bekannt, dass Kläranlagen Schwermetalle teilweise aus dem Flüssigkeitsstrom entfernen, doch gibt es nur wenige und manchmal widersprüchliche Informationen über die Auswirkungen unterschiedlicher Betriebsbedingungen auf die Schwermetallentfernung (Cantinho et al. 2016; Mailler et al. 2014). Die Schwermetallkonzentrationen im Klärschlamm hängen außerdem von der Häufigkeit der Schadstoffquellen (kommunal, industriell) im Einzugsgebiet der Kläranlage ab (Clara et al. 2012). Da die derzeitige deutsche Gesetzgebung nur bestimmte Größenklassen von Kläranlagen zur Rückgewinnung von P verpflichtet, ist es von Interesse, ob eine Korrelation zwischen den Schwermetallkonzentrationen im Klärschlamm und der Größe der Kläranlagen besteht. Abb. 7 zeigt die österreichischen Schwermetallkonzentrationen im Klärschlamm in Abhängigkeit von der Größenklasse der Kläranlage. Es ist zu erkennen, dass die meisten Schwermetalle über alle Kläranlagengruppen ähnlich verteilt sind. Ausnahmen sind Chrom und Nickel, die bei Kläranlagen mit mehr als 100.000 EW vergleichsweise hohe Werte aufweisen. Die Klärschlammqualität in Österreich zeigt demnach größtenteils keine Größenabhängigkeit. Die Mehrzahl der Kläranlagen kann sogar die strengeren österreichischen Schwermetallgrenzwerte im Klärschlamm für die Verwendung in der Landwirtschaft einhalten (Grenzwerte als gestrichelte Linien, entnommen aus der Arbeit in ÖWAV 2018). Für ein besseres Verständnis der endgültigen Metallkonzentrationen im Klärschlamm sollte eine weitere Analyse der Daten unter Berücksichtigung des Einflusses der verschiedenen Klärsysteme und der Art des Einzugsgebiets durchgeführt werden.

Abb. 7
figure 7

Schwermetallkonzentrationen (Cadmium, Quecksilber, Nickel, Blei, Chrom, Kupfer und Zink) im Klärschlamm in Milligramm pro Kilogramm. Gestrichelte Linie zeigt die österreichischen Schwermetallgrenzwerte im Klärschlamm für die Verwendung in der Landwirtschaft (ÖWAV 2018)

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3.6 Schlammverwertung und -entsorgung

Für 91 % der österreichischen Klärschlämme konnten die Entsorgungswege erfolgreich nachvollzogen werden (Abb. 8). Die größten Mengen werden durch Monoverbrennung oder externe Kompostierung behandelt. Die Entsorgungswege für Klärschlamm sind sehr unterschiedlich, in einigen Bundesländern (Wien = W) wird der Klärschlamm zu 100 % thermisch behandelt, in anderen (Burgenland = B) wird der Klärschlamm zu fast 100 % im Boden verwertet. Daher werden sich Änderungen bei der Schlammentsorgung aufgrund einer möglichen P‑Verwertung und einer verstärkten Verbrennung in den einzelnen Bundesländern sehr unterschiedlich auswirken. Derzeit bringt nur die direkte landwirtschaftliche Entsorgung (nass oder entwässert = 18 %) zuverlässig P auf Ackerland. Informelle Gespräche mit Kläranlagenbetreibern bestätigten, dass Kompost aus Klärschlamm häufig nicht auf landwirtschaftlichen Flächen mit hohem P‑Bedarf verwendet wird, sondern zur Rekultivierung von Deponien oder für den Landschaftsbau. Konkrete Schätzungen konnten nicht abgeleitet werden, da sich die Nachverfolgung von kompostiertem Klärschlamm als sehr zeitaufwendig oder unmöglich erwies.

Abb. 8
figure 8

Klärschlammbehandlungs- und Entsorgungswege in Österreich im Jahr 2016 in % und für jedes Bundesland

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Die Entsorgungskosten für Klärschlamm lagen 2016 zwischen 3,5 und 100 EUR t−1 (Feuchtsubstanz) bzw. 21 bis 560 EUR t−1 (Trockensubstanz) (Abb. 9). Diese Werte liegen im Rahmen der in Deutschland veröffentlichten Entsorgungskosten für Klärschlamm (160 bis 480 EUR t−1 Trockensubstanz (Umweltbundesamt 2018)). Die Entsorgung in der Landwirtschaft und die Kompostierung vor Ort waren mit Medianwerten zwischen 6 und 40 EUR bzw. 94 und 180 EUR t−1 für Nass- und Trockensubstanz vergleichsweise günstig. Die externe Kompostierung durch Drittfirmen und die Verbrennung waren mit Medianwerten von 59 bis 75 EUR t−1 (Feuchtsubstanz) und 230 bis 290 EUR t−1 (Trockensubstanz) mit höheren Kosten verbunden. Im Vergleich zu den Kosten der Monoverbrennung (280 bis 480 EUR t−1 Trockensubstanz (Umweltbundesamt 2018)) ist ein Anstieg der Kosten für die Schlammbeseitigung wahrscheinlich, wenn die P‑Rückgewinnung aus Asche angestrebt wird.

Abb. 9
figure 9

Kosten der Klärschlammentsorgung in Euro pro Tonne in Abhängigkeit vom Entsorgungsweg (a) auf Basis der Feuchtsubstanz (FS) und (b) basierend auf der Trockensubstanz (TS)

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Ähnlich wie bei den Kosten waren die Transportentfernungen bei der externen Kompostierung und der thermischen Behandlung am höchsten, wobei einige Anlagen über 530 km (einfache Strecke) zurücklegten (Abb. 10). Die mittleren Werte für die thermische Behandlung waren mehr als doppelt so hoch (120 km) wie für die externe Kompostierung (50 km). Die Entsorgung in der Landwirtschaft und die Kompostierung am Standort der Kläranlage waren selten weiter als 20 km entfernt, der Medianwert lag bei 15 bzw. 0,25 km. Eine Entwicklung hin zu mehr Verbrennung könnte zu längeren Transportentfernungen führen. Eine sorgfältige Bewertung strategischer Standorte für Monoverbrennungsanlagen wird daher entscheidend sein, um die künftigen Emissionen aus dem Transport von Klärschlamm zu begrenzen.

Abb. 10
figure 10

Transportentfernung des Klärschlamms zur Entsorgung in Abhängigkeit vom Entsorgungsweg

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4 Fazit

Diese Studie präsentiert die wichtigsten Ergebnisse einer sorgfältig entwickelten Datensammlung zur Abwasserbehandlung und Schlammentsorgung in Österreich für die Jahre 2015 bis 2017. Die Datenverfügbarkeit war für die meisten analysierten Parameter hoch, und die Datensammlung stellt eine gute Grundlage für Überlegungen zu Veränderungen im Klärschlammmanagement dar. Die österreichischen Kläranlagen arbeiten gut und sind auf den neuesten Stand der Technik gebracht worden, mit einem hohen Anteil an anaerober Stabilisierung und gut funktionierenden Entwässerungsanlagen.

In Hinblick auf zukünftige Strategien einer Phosphorrückgewinnung ist zu berücksichtigen, dass – obwohl BioP die bevorzugte P‑Entfernungsmethode für die P‑Rückgewinnung wäre – chemische Fällmittel für die sichere Entfernung von P aus dem Abwasser nach wie vor unerlässlich sind. Selbst Kläranlagen, die BioP einsetzen, verwenden zusätzlich Eisen- und Aluminium-Fällmittel, und das wird auch in den kommenden Jahren so bleiben.

Es wird erwartet, dass die Schlammmengen zukünftig abnehmen werden, wenn – wie vom Gesetzgeber vorgesehen – von der landwirtschaftlichen Verwertung auf die Verbrennung von Klärschlamm mit anschließender Phosphorrückgewinnung umgestellt wird. Im Gegenzug wird davon ausgegangen, dass die Kosten für die Schlammentsorgung und die Transportentfernungen steigen werden, und zwar von niedrigeren Kosten für die landwirtschaftliche Verwertung (in jenen Bereichen, wo diese noch stattfindet) zu höheren Kosten für die Monoverbrennung.

Um die P‑Konzentrationen für eine effiziente P‑Rückgewinnung hochzuhalten, sollten sich die Bemühungen darauf konzentrieren, die anorganischen Zusatzstoffe im Schlamm (z. B. Kalk) so weit wie möglich zu reduzieren, ohne den Behandlungsprozess zu behindern. Schwermetalle im Klärschlamm überschreiten im Allgemeinen nicht die strengeren Grenzwerte, die vom österreichischen Gesetzgeber festgelegt wurden. Dennoch ist Vorsicht geboten, da bei einer verstärkten Verwertung von Klärschlamm, Klärschlammasche oder aus Klärschlamm gewonnenen Produkten die Gesamtbelastung der Landwirtschaft mit Schwermetallen zunehmen wird, wenn die Metalle in der Klärschlammasche für die P‑Rückgewinnung nicht (teilweise) entfernt werden.

Da die Monoverbrennung von Klärschlamm in Österreich nur an wenigen Standorten möglich ist, sollte sich die Planung zukünftiger P‑Rückgewinnungsstrategien mit Monoverbrennung darauf konzentrieren, nachhaltige und strategisch günstig gelegene Standorte für neue Anlagen zu finden, um die Auswirkungen des Klärschlammtransports zu verringern.