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Reinigungsverfahren sowie wirtschaftliche
Bewertung und Selektion der Best-Praxis-
Verfahren gegen Acid-Mine-Drainage
Abschlussbericht zum TP 1.8
Auftragnehmer:
FIB Forschungsinstitut für Bergbaufolgelandschaften e.V.
GFI Grundwasser-Consulting-Institut GmbH Dresden
VisDat geodatentechnologie GmbH
Autoren: Dr. Christian Hildmann, Dr.-Ing. habil. Felix Bilek, Mario Uhlig, Manja Walko
Auftraggeber:
Sächsisches Landesamt für Umwelt, Landwirtschaft und Geologie
Koordination: Lünich, Kathleen
Berichtszeitraum: 10/2018
05/2019
Berichtsabschluss: 31.05.2019
Gefördert durch den europäischen Fonds für Regionalentwicklung

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- INHALTSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
INHALTSVERZEICHNIS
ABBILDUNGSVERZEICHNIS _______________________________________________________________________________II
TABELLENVERZEICHNIS _________________________________________________________________________________ III
ANLAGENVERZEICHNIS __________________________________________________________________________________ IV
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS ______________________________________________________________________________ 1
1
VERANLASSUNG UND PROJEKTZIEL ________________________________________________________________ 1
2
ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN ______________________________________________________________ 4
2.1
EINFÜHRENDE BEMERKUNG _____________________________________________________________________________ 4
2.2
REGIONALE BESONDERHEITEN __________________________________________________________________________ 6
2.3
AKTIVE, PASSIVE UND IN-SITU VERFAHREN _____________________________________________________________ 7
2.4
STANDÖRTLICH BEDINGTES RANKING ___________________________________________________________________ 9
2.5
DEFINITION VON MODELLGRUNDWÄSSERN ___________________________________________________________ 17
3
BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN ______________________________________________ 18
3.1
NEUTRALISATIONSVERFAHREN ________________________________________________________________________ 19
3.1.1
BAULICHE ELEMENTE DER KLASSISCHEN GRUBENWASSERAUFBEREITUNG _____________________________ 20
3.1.2
PROZESSE ____________________________________________________________________________________________ 22
3.1.3
DICKSCHLAMMVERFAHREN (HDS: HIGH DENSITY SLUDGE) ___________________________________________ 33
3.1.4
NEUTRALISATIONSMAßNAHMEN AM BEISPIEL DER IN-LAKE-BEHANDLUNG VON BERGBAUFOLGESEEN _ 35
3.1.5
PASSIVE NEUTRALISATIONSVERFAHREN ______________________________________________________________ 40
3.2
FÄLLUNGSVERFAHREN ________________________________________________________________________________ 53
3.2.1
HINTERGRUND _______________________________________________________________________________________ 53
3.2.2
ABSETZBECKEN ______________________________________________________________________________________ 54
3.2.3
VERTIKALDURCHFLUSSREAKTOR _____________________________________________________________________ 58
3.2.4
FÄLLUNG VON GIPS___________________________________________________________________________________ 63
3.2.5
FÄLLUNG VON EISEN ALS HYDROXISULFAT (Z. B. SCHWERTMANNIT) __________________________________ 63
3.2.6
FÄLLUNG MIT BARIUM _______________________________________________________________________________ 64
3.2.7
FÄLLUNG MIT CALCIUM UND ALUMINIUM: SAVMIN-VERFAHREN, CESR-PROZESS, WALHALLA-PROZESS
64
3.2.8
PASSIVE METHODEN ZUR METALLENTFERNUNG ______________________________________________________ 66
3.3
MEMBRANVERFAHREN ________________________________________________________________________________ 78
3.3.1
MIKROFILTRATION ___________________________________________________________________________________ 78
3.3.2
NANOFILTRATION ____________________________________________________________________________________ 78
3.3.3
UMKEHROSMOSE (REVERSE OSMOSIS, RO) ____________________________________________________________ 79
3.4
MEMBRANELEKTROLYSEVERFAHREN__________________________________________________________________ 80
3.5
SORPTION / IONENAUSTAUSCH ________________________________________________________________________ 81

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- INHALTSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
3.5.1
IONENAUSTAUSCHERHARZE __________________________________________________________________________ 82
3.5.2
SORBENTEN AUS DEM BERGBAUUMFELD ______________________________________________________________ 82
3.6
THERMISCHE ENTSALZUNG ____________________________________________________________________________ 83
3.7
IN-SITU VERFAHREN __________________________________________________________________________________ 85
3.7.1
IN-LAKE VERFAHREN ________________________________________________________________________________ 85
3.7.2
IN-SITU-SANIERUNG BELASTETER FLIESSGEWÄSSER __________________________________________________ 88
3.8
NATÜRLICHE SELBSTREINIGUNG - NATURAL ATTENUATION __________________________________________ 92
4
FAZIT: ANWENDUNG UND WIRTSCHAFTLICHKEIT DER VERFAHREN _______________________ 98
4.1
ZUSAMMENFASSENDER VERGLEICH DER REINIGUNGSVERFAHREN_____________________________________ 98
4.2
WIRTSCHAFTLICHKEITSBEWERTUNG ________________________________________________________________ 102
4.3
ANWENDUNG IN SACHSEN ____________________________________________________________________________ 104
4.4
VERORTUNG DER ANWENDUNGSFÄLLE IN EINER KARTE _____________________________________________ 106
5
ANWENDUNG AUF TAGEBAUSEEN
VERGLEICH ZWEIER ANWENDUNGSSZENARIEN ___ 111
6
LABORVERSUCHE ZUR BESTIMMUNG DER EISENOXIDATIONSKINETIK ___________________ 116
6.1
VERANLASSUNG ______________________________________________________________________________________ 116
6.2
BESCHREIBUNG DER EISEN-OXIDATIONSKINETIK ____________________________________________________ 116
6.2.1
CHEMISCH KATALYSIERTE OXIDATION _______________________________________________________________ 118
6.2.2
EISENOXIDATION BEI NIEDRIGEN PH-WERTEN ______________________________________________________ 119
6.3
UNTERSUCHUNGSMETHODIK _________________________________________________________________________ 120
6.4
VERSUCHSDURCHFÜHRUNG __________________________________________________________________________ 120
6.5
VERSUCHSERGEBNISSE _______________________________________________________________________________ 122
6.6
SCHLUSSFOLGERUNGEN ______________________________________________________________________________ 131
7 UMSETZUNGSKONZEPT ZUR
WEBANWENDUNG „ATRIUM“
__________________________________ 133
7.1
EINFÜHRUNG UND ZIELE _____________________________________________________________________________ 133
7.2
RANDBEDINGUNGEN __________________________________________________________________________________ 134
7.2.1
TECHNISCHE RANDBEDINGUNGEN ___________________________________________________________________ 134
7.2.2
ORGANISATORISCHE RANDBEDINGUNGEN ___________________________________________________________ 134
7.3
IST-STAND DER ATRIUM-ANWENDUNG _____________________________________________________________ 134
7.4
ANFORDERUNGEN ____________________________________________________________________________________ 136
7.4.1
FUNKTIONALE ANFORDERUNGEN ____________________________________________________________________ 137
7.4.2
QUALITÄTSZIELE ____________________________________________________________________________________ 138
7.5
KONTEXTABGRENZUNG ______________________________________________________________________________ 138
7.5.1
NUTZERROLLEN _____________________________________________________________________________________ 138
7.5.2
DATENBASIS ________________________________________________________________________________________ 138
7.5.3
DATENMIGRATION __________________________________________________________________________________ 139
7.5.4
WARTUNG UND PFLEGE DES DATENBESTANDS_______________________________________________________ 139
7.5.5
ATRIUM-ANWENDUNG _____________________________________________________________________________ 140
7.5.6
ATRIUM-ADMINANWENDUNG ______________________________________________________________________ 140

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7.5.7
EXTERNE SCHNITTSTELLEN _________________________________________________________________________ 140
7.6
LÖSUNGSSTRATEGIE __________________________________________________________________________________ 141
7.7
DATENHALTUNG _____________________________________________________________________________________ 141
7.7.1
HARMONISIERUNG __________________________________________________________________________________ 141
7.7.2
DATENBANKENTWURF ______________________________________________________________________________ 143
7.8
FRONTENDGESTALTUNG ______________________________________________________________________________ 144
7.8.1
ATRIUM-ANWENDUNG _____________________________________________________________________________ 144
7.8.2
ATRIUM ADMINOBERFLÄCHE ______________________________________________________________________ 150
7.9
LOGIKSCHICHT BZW. SERVERSEITIGE PROGRAMMIERUNG ____________________________________________ 153
7.10 VERTEILUNG DES ATRIUM-SYSTEMS ______________________________________________________________ 154
7.11 UMSETZUNGSAUFWAND _____________________________________________________________________________ 154
8
ZUSAMMENFASSUNG _______________________________________________________________________________ 156
9
LITERATURVERZEICHNIS ____________________________________________________________________________ VI
ANLAGEN __________________________________________________________________________________________________ XX

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VITA-MIN
ABBILDUNGSVERZEICHNIS
Abbildung 2-1: Kategorien der Aufbereitungstechnologien
Auswahl (INAP, 2014) ________________________________ 4
Abbildung 2-2: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der oxidativen Metallabscheidung. Dargestellt ist
die gegenseitige Beeinflussung und Abhängigkeit der Teilprozesse (Bilek, 2012) ___________________________________ 5
Abbildung 2-3: Graphische Entscheidungshilfe für und wider aktiver oder passiver Wasserreinigung. Die Grenzen
zwischen den Verfahren müssen als unscharf betrachtet werden. k
B
in mmol/l, Fe und Zn in mg/l (Wolkersdorfer,
2017 nach ERMITE Consortium, 2004; Younger, 2002)._______________________________________________________________ 9
Abbildung 2-4: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur aktiven
Aufbereitung von
Grubenwässern. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten Regionen Sachsens häufige
Vorgehensweise. _______________________________________________________________________________________________________ 13
Abbildung 2-5: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur passiven Aufbereitung von
Grubenwässern.
Blau
markiert
ist
die
in
den
Braunkohlenbergbau
geprägten
Regionen
Sachsens
wahrscheinlichste Vorgehensweise (verändert nach Skousen, et al. (2017). _______________________________________ 14
Abbildung 2-6: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur Behandlung von bergbaubeeinflussten
Fließgewässern. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten Regionen Sachsens häufige
Vorgehensweise. _______________________________________________________________________________________________________ 15
Abbildung 2-7: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur Behandlung von bergbaubeeinflussten
Seen. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten Regionen Sachsens häufige Vorgehensweise.
_________________________________________________________________________________________________________________________ 16
Abbildung 3-1: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der aktiven oxidativen Behandlung von
Grubenwässern (Bilek, 2012) _________________________________________________________________________________________ 20
Abbildung 3-2: Schematische Darstellung einer Belüftungskaskade _______________________________________________ 25
Abbildung 3-3: Änderung des Effizienzkoeffizienten k von O
2
und CO
2
in Abhängigkeit der Fallhöhe ____________ 26
Abbildung 3-4: Effizienz einer Belüftungskaskade in Abhängigkeit der Belüftungsstufen und der Fallhöhe des
Wassers am Beispiel des Sauerstoffeintrags _________________________________________________________________________ 26
Abbildung 3-5: Schematische Darstellung einer Venturi-Belüftung (nach YOUNGER et al. 2002 aus (Heitfeld, et
al., 2012)) ______________________________________________________________________________________________________________ 27
Abbildung 3-6: Von Leavitt entwickelte Trompe links: in der Querschnittsansicht, rechts: Trompenkopf in
Detailansicht (Leavitt, et al., 2013). __________________________________________________________________________________ 28
Abbildung 3-7: Schematischer Aufbau der OxTube (SansOx, 2016) _________________________________________________ 28
Abbildung 3-8: Schema der oxidativen Metallabscheidung (INAP, 2014, S. 327 Figure 7-4: Basic HDS Process
Configuration) _________________________________________________________________________________________________________ 34
Abbildung 3-9: Abnahme des Wirkungsgrades in Abhängigkeit des pH-Wertes ausgewählter KSM-Produkte ___ 39
Abbildung 3-10: Wirkungsschema des High-Density-Hydrogencarbonat (HDHc)-Reaktors im Rahmen des LMBV-
P&D-Tests 2014
2016 (Luckner, et al., 2017) ______________________________________________________________________ 40
Abbildung 3-11: Schema des Absetzvorganges in einem einfachen Absetzbecken (verändert nach Crittenden et
al., 2012) _______________________________________________________________________________________________________________ 55
Abbildung 3-12: Prinzipbild eines Vertikaldurchflussreaktors (verändert nach Florence et al. (2016) aus
Wolkersdorfer (2017)). _______________________________________________________________________________________________ 59
Abbildung 3-13: Biogene Alkalinitätsproduktion (IWB, 2019) ______________________________________________________ 63
Abbildung 3-14: Flowchart SAVMIN-Prozess (MINTEK, 2008) _____________________________________________________ 65
Abbildung 3-15: Eh
pH - Diagramm von Zink (Hem, 1972) _______________________________________________________ 69
Abbildung 3-16: Schema eines geschlossenen Karbonatlösungssystems für alkalische, zinkreiche Grubenwässer
(Wolkersdorfer & Younger (2002) nach Younger (2000)) __________________________________________________________ 70
Abbildung 3-17: Skizze des gekoppelten Lösungs- und Fällungsprozesses zur Entfernung von Arsen mittels
Siderit (Renard, et al., 2017) __________________________________________________________________________________________ 71
Abbildung 3-18: Draufsicht auf ein Pyrolusitbett (Lehigh Environmental Initiative, 2000-2011) ________________ 73

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- ABBILDUNGSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
Abbildung 3-19: Schematische Darstellung des kleinmaßstäblichen kontinuierlichen Versuchsaufbaus von
Johnson (2003) ________________________________________________________________________________________________________ 75
Abbildung 3-20: Sulfatabscheidung mittels Nanofiltration und einer zusätzlichen Kristallisation von Gips _____ 79
Abbildung 3-21: Vergleich des spezifischen Wärmebedarfs einer Multi-Stage-Flash- und einer Multi-Effect-
Distillation-Anlage als Funktion der Anzahl der Stufen (Kucera, 2014) ____________________________________________ 84
Abbildung 3-22: Prinzip der elektrobiochemischen Wasserbehandlung (Wolkersdorfer (2017) verändert nach
Firmenprospekt Inotec Inc., Salt Lake City, USA) ____________________________________________________________________ 88
Abbildung 3-23: Entscheidungsbaum für kontrollierte natürliche Selbstreinigung (nach (ERMITE Consortium,
2004) verändert von (Wolkersdorfer, 2017)) ________________________________________________________________________ 93
Abbildung 3-24: Stoffquellen und hydrogeochemische Prozesse in sauren Tagebauseen (LUA, 2001) ___________ 97
Abbildung 4-1: Karte der Behandlungsanlagen des Lausitzer und Mitteldeutschen Braunkohlenreviers sowie des
Erz- und Steinkohlenbergbaus _______________________________________________________________________________________ 106
Abbildung 4-2: Detailkarte der Behandlungsanlagen des Lausitzer Braunkohlenreviers (oben) und des
Mitteldeutschen Braunkohlenreviers (unten) _______________________________________________________________________ 107
Abbildung 5-1: Zu- und Abstrom bestimmen die Qualität des Wassers im Tagebausee und zeigen mögliche
Ansatzpunkte für eine Behandlung auf ______________________________________________________________________________ 111
Abbildung 5-2: Entscheidungsbaum für die Notwendigkeit einer Behandlung saurer Seen ______________________ 113
Abbildung 6-1: pH-Wert-abhängige Eisenoxidationsrate __________________________________________________________ 117
Abbildung 6-2: Schema der oberflächen-katalysierten Eisenoxidation ____________________________________________ 118
Abbildung 6-3: Schema der Batch-Versuche ________________________________________________________________________ 121
Abbildung 6-4: Abnahme der Fe(II)-Konzentration (in mg/l) mit der Zeit durch fortschreitende Oxidation ____ 122
Abbildung 6-5: Abnahme des pH-Wertes mit der Zeit durch fortschreitende Oxidation __________________________ 123
Abbildung
6-6:
Versuch
1
(periodische
O
2
-Zufuhr,
ohne
Rührer)
Periodische
Anhebung
der
Sauerstoffkonzentration führt zu vorübergehender Zunahme der Eisenoxidationsrate __________________________ 123
Abbildung
6-7:
Versuch
2
(periodische
O
2
-Zufuhr,
mit
Rührer):
Periodische
Anhebung
der
Sauerstoffkonzentration und nachfolgend vorübergehende Zunahme der Eisenoxidationsrate. ________________ 124
Abbildung 6-8: Gemessene Abnahme der Fe(II)-Konzentration in Versuch 3 mit der Zeit und Vergleich mit einer
Konzentrationsabnahme gemäß der mit Gl. 10 beschriebenen Kinetik ____________________________________________ 125
Abbildung 6-9: Beschreibung der Oxidationskinetik als Reaktion 0ter Ordnung mit Übergang zu einer Reaktion
1ster Ordnung am Beispiel des Versuches 3 _________________________________________________________________________ 126
Abbildung 6-10: Ableitung der Ratenkonstanten k für den durch eine Rate erster Ordnung beschreibbaren
Abschnitt der Konzentrationsabnahme von c
Fe(II)
___________________________________________________________________ 127
Abbildung 6-11: Younger et al 2002: Konzentrationsabnahme von Fe in passiven Systemen ____________________ 128
Abbildung 6-12: Abnahme des pH-Wertes in Abhängigkeit der verbleibenden Fe(II)-Konzentration ___________ 129
Abbildung 6-13: Abnahme der Sulfatkonzentration im Laufe von Versuch 1 und 2_______________________________ 130
Abbildung 6-14: Beispielhafte Reaktionen des dreiwertigen Eisens und damit verbundene Protonen-Freisetzung
im Vergleich für typische Versuchsbedingungen (pH 2,85 bzw. 2,58) _____________________________________________ 131
Abbildung 7-1: Frontend IST-Stand _________________________________________________________________________________ 135
Abbildung 7-2: Datenbankstruktur (MS SQL Server) IST-Stand ___________________________________________________ 136
Abbildung 7-3: Kontextabgrenzung _________________________________________________________________________________ 138
Abbildung 7-4: Datenharmonisierung _______________________________________________________________________________ 142
Abbildung 7-5: Datenbankentwurf __________________________________________________________________________________ 143
Abbildung 7-6: Einfache Suche_______________________________________________________________________________________ 144
Abbildung 7-7: Autosuggest __________________________________________________________________________________________ 145
Abbildung 7-8: Suche über Verfahrensstrategien ___________________________________________________________________ 145
Abbildung 7-9: Erweiterte Suche ____________________________________________________________________________________ 146
Abbildung 7-10: Alphabetische Liste ________________________________________________________________________________ 147
Abbildung 7-11: Ergebnisliste _______________________________________________________________________________________ 148
Abbildung 7-12: Ergebnis ____________________________________________________________________________________________ 149
Abbildung 7-13: Formular "Verfahren anmelden" __________________________________________________________________ 150
Abbildung 7-14: Login Adminanwendung ___________________________________________________________________________ 151
Abbildung 7-15: Vorhandene Verfahren ____________________________________________________________________________ 151

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Abbildung 7-16: Verfahren hinzufügen ______________________________________________________________________________ 152
Abbildung 7-17: Verfahren bearbeiten ______________________________________________________________________________ 153

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- TABELLENVERZEICHNIS -
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TABELLENVERZEICHNIS
Tabelle 2-1: INAP-Einteilung der Behandlungsmethoden nach aktiven, passiven und in-situ Verfahren (INAP,
2014) _____________________________________________________________________________________________________________________ 8
Tabelle 2-2: Wasserbeschaffenheit der Modellwässer (MW) 1 - 3 __________________________________________________ 17
Tabelle 3-1: Zusammenfassende Übersichtstabelle der nachfolgend beschriebenen Verfahren ___________________ 18
Tabelle 3-2: Neutralisationsmittel- und Einsparungspotenzial der belüfteten- und unbelüfteten Wasserprobe _ 23
Tabelle 3-3: Abschätzung der Kosten für die aktive Eisenabscheidung über Neutralisation und Oxidation ______ 31
Tabelle 3-4: Grubenwasserreinigungsanlagen und Absetzanlagen in der Lausitz und in Mitteldeutschland ____ 32
Tabelle 3-5: Gegenüberstellung verwendeter Neutralisationsmittel________________________________________________ 36
Tabelle 3-6: Eigenschaften oxischer Systeme nach Cravotta (1998), Genty et al. (2016), Hedin et al. (2014), INAP
(2014), PIRAMID Consortium (2003), Simmons et al. (2002), Wolkersdorfer (2017), Younger et al. (2002),
Ziemkiewicz et al. (1996; 1997; 2003). _______________________________________________________________________________ 43
Tabelle 3-7: Vor- und Nachteile von leach bed
Anwendungen (Goetz & Riefler (2014), Gusek (2008) in
https://mineclosure.gtk.fi/limestone-and-steel-slag-leach-beds/) _________________________________________________ 44
Tabelle 3-8: Kostenübersicht für Bau und Betrieb der Systeme _____________________________________________________ 45
Tabelle 3-9: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung über Belüftung + OLC/OLD +
Sedimentationsbecken ________________________________________________________________________________________________ 46
Tabelle 3-10: Beispiele für Bau- und Betriebskosten von ALDs _____________________________________________________ 52
Tabelle 3-11: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung der Modellwässer über ALD
+ Sedimentationsbecken ______________________________________________________________________________________________ 52
Tabelle 3-12: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung der Modellwässer 1
3 über
einen Vertikaldurchflussfilter _________________________________________________________________________________________ 61
Tabelle 3-13: Schwermetallentfernung mit passiven Systemen (PIRAMID Consortium, 2003) ____________________ 68
Tabelle
4-1:
Anwendungsspektrum,
Voraussetzung/Aufwand,
Neutralisationseffizienz
und
Abreicherungsvermögen der Verfahren zur Behandlung azidischer Wässer _______________________________________ 98
Tabelle
4-2:
Anwendungsspektrum,
Voraussetzung/Aufwand,
Neutralisationseffizienz
und
Abreicherungsvermögen der Verfahren zur Behandlung ausschließlich neutraler bis alkalischer Wässer______ 101
Tabelle 4-3: Einschätzung der Wirtschaftlichkeit von Verfahren zur Behandlung azidischer Wässer ___________ 102
Tabelle 4-4: Einschätzung der Wirtschaftlichkeit von Verfahren zur Behandlung circumneutraler bis alkalischer
Wässer ________________________________________________________________________________________________________________ 104
Tabelle
4-5:
Übersicht
der
Behandlungsstandorte
bergbaubeeinflusster
Wässer
des
Lausitzer
Braunkohlenreviers (Stand 02/2019) _______________________________________________________________________________ 108
Tabelle
4-6:
Übersicht
der
Behandlungsstandorte
bergbaubeeinflusster
Wässer
des
Mitteldeutschen
Braunkohlenreviers (Stand 02/2019) _______________________________________________________________________________ 109
Tabelle 4-7: Übersicht der Behandlungsstandorte bergbaubeeinflusster Wässer des sächsischen Erz- u.
Steinkohlenreviers (Stand 02/2019) ________________________________________________________________________________ 110
Tabelle 5-1: Vergleich der Betriebskosten (Abschätzung für 2016) von In-Lake-Neutralisation und aktiver
Grubenwasseraufbereitung mittels Oxidations- und Neutralisationsverfahren ___________________________________ 114
Tabelle 6-1: Spezifika der Versuche 1 bis 4 __________________________________________________________________________ 120
Tabelle 6-2: Beschaffenheit des Rohwassers ________________________________________________________________________ 121
Tabelle 6-3: Raten K und Ratenkonstanten k der Eisenoxidation, die aus den Versuchen abgeleitet wurden.___ 127
Tabelle 7-1: Mögliche Umsetzungsvarianten für die Wartung und Pflege des Datenbestands ___________________ 139
Tabelle 7-2: Abschätzung des Umsetzungsaufwands _______________________________________________________________ 154
Tabelle 7-3: Konzeptunterlagen _____________________________________________________________________________________ 154
Tabelle 7-4: Glossar __________________________________________________________________________________________________ 155

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- ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
ANLAGENVERZEICHNIS
Anlage 1: Qualitativer Vergleich der verschiedenen Behandlungskategorien (verändert nach (INAP, 2014)) ...... XX
Anlage 2: Entscheidungsbaum für die AMD-Behandlung (INAP, 2009) ................................................................................ XXI
Anlage 3: Berechnete Abmessungen und Kapazitäten der Absetzbecken unter Verwendung der verschiedenen
Konstruktionsformeln und Größen, Kombinationen von Durchfluss und Eisenkonzentration (PIRAMID
Consortium, 2003, S. 61) .......................................................................................................................................................................... XXII
Anlage 4: Beispiele für ALDs bzw. kombinierte Systeme ............................................................................................................. XXII
Anlage 5: Beispiele für Vertikaldurchflussreaktoren (VFR) zur Behandlung von AMD und circumneutraler
Grubenwässer ............................................................................................................................................................................................. XXIII
Anlage 6: Steckbrief 01 - Aktive Grubenwasseraufbereitung ................................................................................................... XXIV
Anlage 7: Steckbrief 02 - Aktive Behandlung von Wässern mit Schwermetallen ............................................................. XXVI
Anlage 8: Steckbrief 03 - Savmin- und Walhalla-Verfahren ................................................................................................. XXVIII
Anlage 9: Steckbrief 04 - Membran-Verfahren ............................................................................................................................... XXX
Anlage 10: Steckbrief 05 - Membranelektrolyse-Verfahren .................................................................................................... XXXII
Anlage 11: Steckbrief 06 - Thermische Eindampfung .............................................................................................................. XXXIV
Anlage 12: Steckbrief 07 - Absetzbecken ....................................................................................................................................... XXXVI
Anlage 13: Steckbrief 08 - Oxischer Karbonatkanal .............................................................................................................. XXXVIII
Anlage 14: Steckbrief 09 - Offenes Karbonatgerinne....................................................................................................................... XL
Anlage 15: Steckbrief 10 - Manganese Oxidation Bed (MOB) ................................................................................................... XLII
Anlage 16: Steckbrief 11 - Anoxischer Karbonatkanal ............................................................................................................... XLIV
Anlage 17: Steckbrief 12 - Vertikaldurchflussreaktor
Großoberflächenfilter (roughing filter) ............................. XLVI
Anlage 18: Steckbrief 13 - Geschlossenes Karbonatlösungsystem.......................................................................................XLVIII
Anlage 19: Steckbrief 14 - Siderit–Calcit-Reaktor ............................................................................................................................... L

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- 0 ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS -
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VITA-MIN
ABKÜRZUNGSVERZEICHNIS
Abkürzung
Definition / Erläuterung
AAF
Anlage zur Aufbereitung von Flutungswasser
Ae FG
aerobes Feuchtgebiet (aerobes aerobic wetland, reed bed)
ALD
anoxic limestone drain - Anoxischer Karbonatkanal
AMD
Acid Mine Drainage – saure bergbaubeeinflusste Wässer (Grubenwässer, Halden-
wässer, Sickerwässer) = saure Wässer mit hohen Gehalten an gelösten Metall-,
Semimetall- und Sulfat-Ionen, die aus Erzlagerstätten, Kohlenlagerstätten, Berg-
werken (Minen) und Bergbauhalden ausfließen
An FG
anaerobes Feuchtgebiet (anaerobic wetland, compost wetland)
BK
Branntkalk
c(O
2
)
Sauerstoffkonzentration
DIC
dissolved inorganic carbon – gelöster anorganischer Kohlenstoff
Diversion Well
kalksteingefüllte Umleitungsschächte
DO
dissolved oxygen – gelöster Sauerstoff
DOC
dissolved organic carbon – gelöster organischer Kohlenstoff
EHS
Eisenhydroxidschlamm
ERMITE
Environmental Regulation of Mine waters In The European Union
FHM
Flockungshilfsmittel
GIS
Geographisches Informationssystem
GWBA
Grubenwasserbehandlungsanlage
GWBS
Gewässerbehandlungsschiff
GWRA
Grubenwasserreinigungsanlage
HDHc
High-Density-Hydrogencarbonat
HDS
high density sludge (Technologie)
HFO
Hydrous ferric oxides - wasserhaltige Eisen(III)oxide
ICP
Spektrometrie mit induktiv gekoppeltem Plasma zur anorganischen Elementanaly-
tik (u. a. Spurenanalyse von Schwermetallen)
Massenspektrometrie = inductively coupled plasma mass spectrometry
(ICP-MS)
Optische Emissionsspektrometrie = inductively coupled plasma optical
emission spectrometry (ICP-OES)
INAP
International Network for Acid Prevention
ITRC
Interstate Technology & Regulatory Council
KH
Kalkhydrat
KSM
Kalksteinmehl
LLB
limestone leach bed – mit Kalksteinbruchstücken gefülltes Becken zur Neutralisati-
on
Low-pH Fe-Ox.
Channel
Kanal mit Kalk- oder Sandsteinbruchstücken zur Eisenoxidation
LS Sand
Zugabe feinkörnigen Kalksteins ins Fließgewässer

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VITA-MIN
Abkürzung
Definition / Erläuterung
MOB
manganese oxidation bed - Mangan-Oxidationsbecken
MRB
manganese removal bed - Manganrückhaltebecken
MWBA
Modulare Wasserbehandlungsanlage
NF
Nanofiltration
NM
Neutralisationsmittel
ODAS
Oxidation, Dosing with Alkali, Sedimentation – chemische Fällungsverfahren
OLC
open limestone channel - offenes Karbonatgerinne
OLD
oxic limestone drain - Oxischer Karbonatkanal
PIRAMID
Passive in-situ Remediation of Acidic Mine / Industrial Drainage, Forschungsprojekt
der 5. Framework Programme der EU-Kommission (1998-2002)
PRB
permeable reaktive Wände / Reaktive Barrieren / Durchströmte Reinigungswände
RAPS
reducing and alkalinity producing system - reduzierendes Alkalinität produzierendes
System
RO
reverse osmosis - Umkehrosmose
SAPS
successive alkalinity producing system - sukzessive Alkalinität produzierendes Sys-
tem
SCOOFI
Surface-catalysed Oxidation of Ferrous Ion
SINA
stationäre In-Lake-Neutralisationsanlagen
SLB
steel-slag leach bed – mit Stahlschlacke gefülltes Becken zur Neutralisation
SRB
sulfate reducing bioreactor - Sulfatreduzierende Bioreaktoren
TBS
Tagebausee
TS
Trockensubstanz
VFR
vertical flow reactor - Vertikaldurchflussreaktor
WBA
Wasserbehandlungsanlage
WRE
Wasserrechtliche Erlaubnis

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VITA-MIN
1
VERANLASSUNG UND PROJEKTZIEL
Saure Grubenwässer (engl.: Acid mine drainage AMD) stellen nach wie vor ein Problem in
den sächsischen Bergbaurevieren dar.
Ursache sind belüftete Sedimente in den Kippen des Braunkohlenbergbaus bzw. Halden des
Erz- und Steinkohlenbergbaus als auch von der Grundwasserabsenkung betroffene Berei-
che, die im Untergrund entsprechende Gehalte an Pyrit, Markasit oder Sphalerit aufwiesen,
da saure Wässer insbesondere immer dann entstehen, wenn sulfidhaltige Gesteine mit Sau-
erstoff in Kontakt kommen und Verwitterungsprozesse einsetzen. Von den Folgen sind
Grund- und Oberflächengewässer gleichermaßen betroffen. Bei der Verwitterung des Pyrits
werden sowohl Eisen als auch Sulfat und Wasserstoffionen freigesetzt. Durch die sinkenden
pH-Werte werden zudem sonst stabil gebundene Metallionen mobilisiert. Nach Becker
(2003) resultiert insbesondere aus der Verwitterung der Sulfiderze, die Minerale wie Sphale-
rit (ZnS), Galenit (PbS) und Arsenopyrit (FeAsS) enthalten, neben Eisen und Sulfat die Frei-
setzung toxischer Schwermetalle wie Zink, Blei, Nickel, Cadmium, Kupfer oder Arsen. Je
nach pH-Wert dominieren dabei unterschiedlich gelöste Metallspezies.
Das Eisen(II), Sulfat und die Metallionen werden mit dem Wasserfluss transportiert (z.B. bei
Grundwasserwiederanstieg in den durch Pyritverwitterung geprägten Bergbaukippen und
Grundwasserabsenkungsbereichen bzw. mit dem Sickerwasser in den Halden bis ins Grund-
wasser) und gelangt entweder diffus über die Grundwasserpassage, mit dem Zwischenab-
fluss oder oberflächig gefasst (gefasste Haldenabflüsse, Sümpfungswässer) schließlich in die
Oberflächengewässer. Das Eisen wird in den Fließgewässern und Seen zunächst oxidiert,
dann unter erneuter Entstehung von Säure zu Eisen(III)hydroxid hydrolisiert und als
Schlamm sichtbar ausgefällt. Damit kommt es zur Trübung des Gewässers und Ablagerung
von Eisenschlamm auf den Wasserpflanzen. Die abgelagerten Eisenverbindungen sind in den
Fließgewässern nicht stabil und werden langsam stromabwärts verdriftet. Eisenschlämme
wirken sich negativ auf die Besiedlung des Benthos aus (z. B. Krebse, Muscheln, Schnecken,
Insekten). Für Fische ist vor allem die Bildung von Eisenoxiden in den Kiemen aus dem ge-
lösten Eisen(II) gefährlich. Hohe Sulfationenkonzentrationen stellen im Vorfluter hauptsäch-
lich wegen der korrosiven Eigenschaften ein Problem dar, ab 500 mg/l ist lt. Umweltbun-
desamtes eine Schädigung der menschlichen Gesundheit zu besorgen. Für Trinkwasser ist
entsprechend TrinkwV ein Grenzwert von 250 mg/l Sulfat definiert. Schwermetalleinträge in
Gewässern haben in Abhängigkeit von pH-Wert und dem Gehalt an Huminstoffen sehr viel-
fältige Auswirkungen auf deren biologische Qualitätskomponente (Heitfeld, et al., 2012). Im
Makrozoobenthos sind aufgrund ihrer überwiegend benthischen Lebensweise neben den
Acid mine drainage, acid and metalliferous drainage (AMD)
oder auch
acid rock drainage (ARD)
sind saure Wässer mit ho-
hen Gehalten an Metall-, Semimetall- und Sulfat-Ionen, die aus
Erzlagerstätten, Kohlenlagerstätten, Bergwerken (Minen) und
Bergbauhalden ausfließen, die Sulfidminerale, insbesondere Disul-
fide enthalten.

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Filtrierern besonders Detritivore und im Sediment lebende Organismen von Schwermetallen
betroffen (Bartzke et al., 2010 in Heitfeld et al., 2012).
Bioakkumulation ist für Blei, Kupfer, Cadmium, Zink und Nickel beschrieben (verschiedene
Autoren in Heitfeld et al., 2012). In Studien zeigten sich artspezifische Unterschiede, so sind
schwermetallsensitive Arten stark zurückgegangen (z. B. Ephemeroptera, Trichoptera und
Plecoptera), andere profitierten hingegen vom geringeren „Konkurrenzdruck“ durch die re-
duzierte Anzahl an Räubern und einem größeren Nahrungsangebot (z. B. verschmut-
zungstolerante Chironomidenarten; Hubmann, 1993 in Heitfeld et al., 2012). Insgesamt
wurden schwermetallbedingte Rückgänge der Artenzahlen innerhalb des Makrozoobenthos
nachgewiesen und Veränderungen des prozentualen Anteils der Großgruppen und Taxa an
der Gesamtabundanz einer Biozönose auf schwermetallbedingte Ursachen zurückgeführt
(verschiedene Autoren in Heitfeld et al., 2012). Fische nehmen Schwermetalle in erster Linie
über die Kiemen und die Nahrungskette auf. Nach Heitfeld et al. (2012) führen erhöhte
Konzentrationen von Cadmium, Nickel, Blei oder Kupfer nachweislich zu Organschäden und
erhöhter Mortalität der Fische bzw. ihrer Larven.
Eine umfangreiche und den Gegebenheiten angepasste Sanierung saurer Grubenwässer
bedeutet die Umwelt vor den beschriebenen negativen Auswirkungen weitestgehend zu
schützen.
Ziel dieses Projektes war es, aus der Vielzahl von Sanierungsverfahren die für die Heraus-
forderungen in der Region geeignetsten Methoden herauszuarbeiten und wirtschaftlich zu
betrachten. Hierbei ist das Augenmerk auf bereits national und international erfolgreich an-
gewendete Verfahren gerichtet worden, aber auch neuere Forschungsansätze fanden Be-
rücksichtigung.
Die Recherche und Bewertung der Verfahren baut auf den Ergebnissen der VODAMIN-
Berichte von Teilprojekt 04 „Reinigungsverfahren von Grundwasser und Oberflächengewäs-
sern“ (Bilek F. , 2012), Teilprojekt 09 „Reinigungsverfahren für Grubenwasser - Bewertung
und Selektion der Verfahren“ (Wolkersdorfer, 2013) sowie Teilprojekt 14 „Verfahren zur
Fassung, Ableitung und Reinigung von bergbaulich kontaminierten Grundwässern“
(Glombitza, et al., 2014) auf und gleicht diese mit der aktuellen internationalen Literatur
der letzten 10 Jahre auf Vollständigkeit und Aktualität ab und prüft, ob weitere Verfahren
mit zu berücksichtigen sind.
Im Vita-Min-Teilprojekt 1.9 „Recherche und Wirtschaftlichkeit (mikro-)biologischer Verfah-
ren zur Reinigung von Bergbauwässern“ (Weber & Bilek, 2018) wurden die folgenden (mik-
ro-)biologischen Reinigungsmethoden bereits umfassend beschrieben und bewertet. Die
Steckbriefe für diese Verfahren liegen vor:
Aerobe konstruierte Feuchtgebiete
Anaerobe konstruierte Feuchtgebiete
Reduzierende Alkalinität produzierende Systeme
In-situ reaktive Barrieren
In-situ Reaktionszonen (Stimulation der heterotrophen Sulfatreduktion)
In-situ Enteisenung
Bioreaktoren – heterotrophe Sulfatreduktion
Bioreaktoren – autotrophe Sulfatreduktion
Bioreaktoren – Schwertmannit-Verfahren

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Der Wirkmechanismus aerober Feuchtgebiete beruht auf der Bereitstellung biologischer
Oberflächen und Biofilme, durch welche die Eisenoxidation (mikro-)biologisch katalysiert
wird (Weber & Bilek, 2018). Die von Weber & Bilek (2018) zusammengefassten Prozesse,
die im Feuchtgebiet ablaufen (mikrobiell katalysierte Oxidation, Filtration kolloidal gebunde-
ner Schadstoffe, Sorption, Bioakkumulation), stellen eine Kombination einiger der nachfol-
gend beschriebenen Behandlungsverfahren dar. Gleiches gilt für anaerobe Feuchtgebiete
oder auch reduzierende Alkalinitätssysteme, deren Wirkmechanismus der Induzierung mik-
robieller Eisen- und Sulfatreduktion durch das organische Substrat, zusätzlich zu den Pro-
zessen des aeroben Feuchtgebietes, noch die Ausfällung von Metallsulfiden, die Mitfällung
von Arsen in Eisensulfiden und ggf. die Bildung von Alkalinität durch die Auflösung von
Kalk/Dolomit nach sich zieht.
Der hier vorliegende Bericht gibt zunächst eine Übersicht über die verschiedenen (nicht-
biologischen) Reinigungsverfahren, die zur Aufbereitung saurer Grubenwässer genutzt wer-
den können. Dabei wird auch die Differenzierung in aktive, passive und in-situ Verfahren
näher beleuchtet. Schließlich wird dargestellt, wie die Auswahl des jeweils passenden Be-
handlungsverfahrens über Standorteigenschaften mittels Entscheidungsbäumen vorgenom-
men werden kann.
Im Hauptteil, dem darauf folgenden Kapitel 3, werden die verschiedenen Behandlungsver-
fahren ausführlich dargestellt. Aus diesen sind Steckbriefe für die Verfahren abgeleitet, die
in Anlage 6 bis Anlage 19 wiedergegeben sind. Beispiele für diese Verfahren sind in einer
Karte verortet (Kapitel 4.4). Schließlich werden einige der Verfahren am Beispiel der Be-
handlung von Seen in einem Anwendungsfall in Kapitel 5 betrachtet.
Im Kapitel 6 werden Laborversuche zur Reaktionskinetik der Eisenoxidation vorgestellt, die
für die Behandlung sehr saurer Wässer von Bedeutung sind.
Zudem wird ein Konzept vorgestellt (Kapitel 7), wie die Ergebnisse zu den verschiedenen
Verfahren in einer Web-Anwendung einer breiten Öffentlichkeit zugänglich gemacht werden
können.

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2
ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN
2.1 EINFÜHRENDE BEMERKUNG
Nur ein Teil der in der wissenschaftlichen Literatur beschriebenen Verfahren werden welt-
weit aktuell tatsächlich für die Aufbereitung von durch den Bergbau verunreinigten Wässern
eingesetzt. Dazu gehören beispielsweise die Neutralisationsverfahren, die auf eine lange
Tradition im Einsatz in der Grubenwasserreinigung zurückblicken können. So sind im Laufe
der Zeit eine Reihe speziell an die Standortanforderungen angepasste Anlagentypen entwi-
ckelt worden und verschiedene Neutralisationsmittel im Einsatz (z. T. patentiert bzw. lizen-
siert). Für die Reinigung der Oberflächen- und Fließgewässer besonders relevant sind in-situ
Verfahren, wie z. B. der anoxische Karbonatkanal, der für die Sanierung diffuser AMD-
Zutritte in Fließgewässer eingesetzt werden kann. Darüber hinaus gibt es Reinigungsmetho-
den, die speziell für die Probleme des Lausitzer Reviers (weiter)entwickelt wurden (z. B. die
In-Lake-Verfahren
). Andere Verfahren, wie z. B. die elektrochemischen Verfahren, sieht
Wolkersdorfer (2017) als zukunftsweisend an, für einen industriellen Einsatz sind jedoch
noch einige Anstrengungen von Wissenschaft und Ingenieurstechnik notwendig. Laut Inter-
national Network for Acid Prevention (INAP) wurde ein breites Spektrum an Behandlungs-
technologien entwickelt, erprobt und für viele verschiedene Anwendungen eingesetzt. Eine
Übersicht zeigt Abbildung 2-1.
Abbildung 2-1: Kategorien der Aufbereitungstechnologien – Auswahl (INAP, 2014)
Neutralisation
Zugabe von Kalk /
Kalkstein
Zugabe von Alkalien
auf Natriumbasis
Zugabe von
Ammonium
mikrobielle
Sulfatreduktion
Gasaustausch
weitere Technologien
Metallentfernung
Ausfällung von
Hydroxiden
Ausfällung von
Carbonaten
Ausfällung von
Sulfiden
(mikrobiell
katalysierte)
Oxidation
Filtration kolloidal
gebundener Stoffe
Bioakkumulation
weitere Technologien
Entsalzung
mikrobielle
Sulfatreduktion
Ettringit-Fällung
Membranfiltration
Ionenaustausch /
Sorption
weitere Technologien
Spezifische
Schadstoffbehandlung
Cyanid-Entfernung
• (bio)chemische
Oxidation
• Komplexbildung
Entfernung von
Radionukliden
• Ausfällung
• Ionenaustausch
Entfernung von Arsen
• Oxidation / Reduktion
• Ausfällung
• Adsorption
Entfernung von
Molybdän
• Adsorption an Eisen
weitere Technologien

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Die Aufbereitung von Grubenwässern ist meist eine Kombination eines oder mehrerer sich
gegenseitig beeinflussender Teilprozesse. So werden Fe und Al im Normalfall im Rahmen
der
Neutralisation
von Grubenwässern durch
Fällung
etwa bei pH 8,5 abgeschieden. Die
erst bei höheren pH-Werten Hydroxide bildenden Metalle wie Mn, Zn, Cu, Ni und Cd werden
eher durch
Sorption
sprozesse an die Hydroxid-Schlämme von Eisen und Aluminium abge-
schieden (Coulton, Bullen, & Hallett, 2003) (z. B. Nickel: Aubé et al. (2009); Molybdän:
Aubé & Stroiazzo (2000)). Auch eine Mitfällung von Mg und Si ist häufig zu beobachten.
Mangan kann durch Oxidation und Hydroxid-Bildung aber auch durch Sorption abgeschieden
werden. Sowohl für Eisen als auch für die Manganabscheidung kann die
Oxidation
Voraus-
setzung sein (Bohm, 1992; Clayton, et al., 1999; Kurtz, 2011; Davies & Morgan, 1989;
Morgan, 1964). Arsen wird ebenfalls durch Sorption bei neutralen pH-Werten (Welch, et al.,
2008) abgeschieden, wobei auch hier die oxidative Bildung von As
V
-Verbindungen vorteil-
haft ist.
Die Bildung von Hydroxiden der Metalle setzt Protonen frei, die durch zugeführte Neutralisa-
tionsmittel gepuffert werden müssen. Die so gebildeten Feststoffe wirken wiederum kataly-
tisch auf die Oxidation weiterer Metallionen und deren Ko-Präzipitation durch Sorption. Da-
bei steigern hohe pH-Werte die Sorptionskapazität der Hydroxid-Feststoffe. Das Zusam-
menwirken all dieser Prozesse ist in Abbildung 2-2 dargestellt.
Die Mechanismen der Metallabscheidung und -rückhaltung in passiven Behandlungssyste-
men beinhalten neben Oxidation, Fällung von Hydroxiden und Carbonaten unter aeroben
Bedingungen und Fällung von Sulfiden und Hydroxysulfaten (Aluminium-Sonderfall) unter
anaeroben Bedingungen zudem die Komplexierung und Adsorption an organischen Stoffen,
den Ionenaustausch mit organischer Substanz sowie Aufnahme durch Pflanzen, die soge-
nannte Phytosanierung (INAP, 2014).
Abbildung 2-2: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der oxidativen Metallab-
scheidung. Dargestellt ist die gegenseitige Beeinflussung und Abhängigkeit der Teilprozes-
se (Bilek, 2012)
Trotz dieser starken Interaktion der genannten Teilprozesse bei fast jeder Grubenwasserbe-
handlung werden die Einzelprozesse in Kap. 3 der Übersicht halber nach den Hauptwir-
kungsmechanismen geordnet diskutiert.
Neutralisation
Oxidation
Fällung
Sorption
Sedimentation
Schlamm-Rückführung
1)
Steigerung der homogenen und heterogenen
Oxidationsraten durch pH-Anhebung
2)
Feststoffbildung als Voraussetzung zur Sorption weiterer
Ionen, der heterogenen Oxidationskatalyse und für die
Bildung von sedimentierbaren Flocken
1
2
3)
pH-Anhebung und Oxidation als Voraussetzung für die
Feststoff (Metallhydroxid-) bildung und zu deren
Beschleunigung
4
3
4)
pH-Anhebung zur Steigerung der Sorptionskapazität
5
5)
Schlammrückführung zur besseren Ausnutzung des
Neutralisationsmittels, zur Steigerung der heterogen
katalysierten Oxidationsraten und zur Steigerung der
Schlammdichte

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2.2 REGIONALE BESONDERHEITEN
Die Anforderungen an die Aufbereitung von sauren Grubenwässern hängen sehr stark von
regionalspezifischen Umständen ab. So zeigen Grubenwässer beispielsweise in Regionen wie
der Kohleregion Südwestenglands, die durch eine Vielzahl kleinerer bereits aufgegebener
Bergbaustandorte geprägt sind, häufig geringe Volumenströme von wenigen m³/h.
Dagegen zeichnet sich insbesondere das Lausitzer aber auch das Mitteldeutsche Revier
durch meist hochdurchlässige Aquifere aus, für deren Sümpfung Volumenströme im m³/s-
Bereich notwendig sind und waren. Dies erfordert die Wahl anderer Aufbereitungstechniken
als in Regionen mit im Mittel geringen Abflüssen. So ist die Grubenwasseraufbereitung in
der Lausitz und in Mitteldeutschland vor allem durch aktive Verfahren gekennzeichnet, die
größere Volumenströme behandeln können als passive Verfahren (zur Differenzierung akti-
ver und passiver Verfahren siehe Kap. 2.3). Die Wässer tragen im gereinigten Zustand be-
sonders in den Sommermonaten teilweise signifikant zur Niedrigwasseraufhöhung der Vor-
fluter bei und werden zu Kühlwasserzwecken verwendet.
In Bergbaugebieten in ariden Regionen, wie beispielsweise in einigen Bereichen von Chile,
steht dagegen die Wiedernutzbarmachung der Grubenwässer bspw. für die Landwirtschaft
im Fokus der Behandlung.
In Regionen, in denen ein Verbringen der anfallenden Schlämme in die bergbaulichen Hohl-
formen nicht möglich ist, steht die Entwässerung des Schlammes bereits während des Rei-
nigungsprozesses stärker im Fokus als in der Lausitz, wo u. a. die Ableitung der Schlämme
in bergbauliche Hohlformen praktiziert wird. Dementsprechend ist die Entwicklung von
Techniken zur Entwässerung des Schlammes bisher nicht im Fokus der Entwicklungsarbei-
ten. Dagegen gewinnt die Schlammentwässerung im Rahmen der Fließgewässerentschlam-
mung deutlich an Bedeutung.
Nur in Einzelfällen dient die Grubenwasseraufbereitung heute bereits der Rückgewinnung
von Wertstoffen (Nordstrom 2016). Die Rückgewinnung von Kupfer mittels BioSulphide pro-
cesser erfolgt seit 2004 am Bisbee No. 7 stockpile der früheren Copper Queen Mine in Bis-
bee, Arizona (INAP, 2014, S. Case Studies Chapter 7.2). Ansätze hierzu finden sich auch in
der Lausitz beispielsweise in den (Burghardt, et al., 2016; Janneck, et al., 2011) durchge-
führten Untersuchungen zur Nutzung von aus sauren Grubenwässern Schwertmannit-
reichen Präzipitaten als sorptionswirksames Material für weitere bergbaubürtige Problem-
stoffe. Auch die Verwertung der relativ reinen Eisenhydroxidschlämme, die in GWRA anfal-
len, ist im Aufbau, um daraus sorptiv wirksame Materialien herzustellen (Klein, 2016).
Ebenfalls bei der Grubenwasseraufbereitung der ehemaligen Uranerzmine in Königstein wird
Uran rückgewonnen (Braun, et al., 2008).
Weiterhin zeichnen sich die Grubenwässer der Lausitz und Mitteldeutschlands, geprägt vor
allem durch den Braunkohlenabbau, überwiegend durch die Kontamination mit Eisen, Sulfat
und einer hohen Azidität aus. Weitere Leicht-, Schwer- und Halbmetalle wie Aluminium,
Mangan und Arsen kommen vor, stehen jedoch aufgrund ihrer vergleichsweise geringeren
Konzentrationen im Vergleich zu Eisen und der meist unproblematischen „Mitfällung“ bei der
Enteisenung der Wässer nicht im Fokus der Behandlungen.
Demgegenüber zeichnen sich die Bergbauwässer stillgelegter erzgebirgischer Gruben durch
ein breites Spektrum von Schwermetallen aus (Weber & Bilek, 2018), deren Abscheidung an
die jeweilige Beschaffenheit angepasste Verfahrensweisen erfordert.

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Passive Behandlung:
Passive Grubenwasserreinigung verwendet
zur Verbesserung der Wasserqualität ausschließlich „natürliche“
Energie wie potentielle Energie (Höhenunterschied), Sonnenener-
gie (Wärme, Fotosynthese) oder biologische Energie (Bakterien)
(Wolkersdorfer, 2017)
.
In-situ Behandlung:
In-situ Sanierung ist ein technischer Ein-
griff, der verunreinigtes Wasser am Entstehungsort verhindert,
vermindert oder reinigt
(PIRAMID Consortium, 2003)
.
2.3 AKTIVE, PASSIVE UND IN-SITU VERFAHREN
Die Technologien zur Behandlung der Grubenwässer lassen sich grob in aktive Behandlung,
passive Behandlung und in-situ Behandlung einteilen (Tabelle 2-1).
Bei der aktiven Grubenwasserreinigung werden Chemikalien, Elektroenergie oder kinetische
Energie eingesetzt, um mittels verschiedenster Verfahren unerwünschte Stoffe aus dem
Grubenwasser zu entfernen oder den pH-Wert nach oben oder unten zu korrigieren
(Wolkersdorfer, 2017). Dazu sind in der Regel umfangreiche technische Einrichtungen nötig,
mit deren Hilfe das Wasser in seiner chemischen und physikalischen Beschaffenheit verän-
dert wird (Wolkersdorfer, 2017). Durch das Monitoring der Wasserbeschaffenheit in Verbin-
dung mit Chemikalienzugabe oder Belüftung lässt sich nahezu jede beliebige Wasserqualität
einstellen, die vom Betreiber oder den Behörden vorgegeben wird (Wolkersdorfer, 2017).
Das Prinzip der passiven Grubenwasserbehandlung beruht auf der Anwendung natürlich
vorkommender biologischer, chemischer und physikalischer Prozesse in abgeschlossenen
Behandlungssystemen (Heitfeld, et al., 2012). In diesen werden dann natürlich vorkom-
mende Prozesse, wie z. B. die Oxidation, Reduktion, Hydrolyse und Ausfällung begünstigt,
indem die dafür verantwortlichen Umweltbedingungen nach Möglichkeit eingestellt werden
(Heitfeld, et al., 2012). In zahlreichen passiven Anlagen werden jedoch zur Aktivierung der
Bakterien Nährstoffe hinzugefügt oder mittels Elektroenergie eine Belüftung des Gruben-
wassers hervorgerufen (semi-passive Grubenwasserreinigung; (Wolkersdorfer, 2017)). Nach
Wieber & Streb (2010) erbringen passive Reinigungsmethoden einzeln meist keine ausrei-
chende Reinigungsleistung, in Kombination können sie jedoch zufriedenstellende Ergebnisse
liefern. Die meisten passiven Verfahren funktionieren zudem z. T. auch in Kombination mit
aktiven Reinigungsmethoden.
Aktive Behandlung:
Aktiv bedeutet im Zusammenhang mit Gru-
benwasserreinigung, dass zur Reinigung des Grubenwassers Ener-
gie, Chemikalien und eine kontinuierliche Überwachung des Reini-
gungsprozesses nötig ist
(Wolkersdorfer, 2017)
.

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Entsprechend des EU-Projektes PIRAMID (Passive In-situ Remediation of Acidic Mine / In-
dustrial Drainage, ein Forschungsprojekt des 5. EU-Forschungsrahmenprogrammes 1998–
2002) gilt: „Passive in-situ Sanierung ist ein technischer Eingriff, der verunreinigtes Wasser
am Entstehungsort verhindert, vermindert, oder reinigt und nur natürlich vorkommende
Energiequellen nutzt (Höhenunterschiede im Gelände, Energie des mikrobiellen Stoffwech-
sels, Photosynthese und chemische Energie). Ein solches System benötigt seltene, wenn-
gleich regelmäßige Wartung um im Verlauf seiner Lebensdauer erfolgreich betrieben werden
zu können“ (PIRAMID Consortium, 2003, S. vi, übersetzt in Wolkersdorfer, 2013).
Heitfeld et al. (2012) charakterisieren aktive und passive Aufbereitungstechnologien wie
folgt:
Aktive Maßnahmen
sind schnell und dauerhaft ab Beginn der Behandlungsmaßnahme
durch die präzise Prozesssteuerung werden gute schadstoffreduzierende oder pH-
regulierende Ergebnisse geliefert
sind mit sehr hohen Betriebskosten und teilweise auch mit sehr hohen Konstrukti-
onskosten verbunden
hohe Betriebskosten entstehen durch die Entsorgung von sekundären Schlämmen
und dem stetigen Einsatz an Chemikalien
Passive Anlagen
sind nicht zur Behandlung von stark kontaminierten Grubenwässern geeignet (keine
Abreinigung auf Ablaufwerte, wie sie bei der Grundwasser- und Altlastensanierung
erreicht werden durch passive Anlagen möglich)
erzielen erst nach längerer Standzeit und Einstellung des Systems die gewünschten
Ergebnisse
besitzen den Vorteil geringerer Betriebskosten
höhere Kosten entstehen beim Bau einer Anlage; meist bei kleinen bis mittleren An-
lagen geringere
die Reinigungsleistung passiver Anlagen ist meist langsamer als in aktiven Syste-
men, weshalb längere Aufenthaltszeiten und größere Flächen benötigt werden
Tabelle 2-1: INAP-Einteilung der Behandlungsmethoden nach aktiven, passiven und in-situ
Verfahren (INAP, 2014)
Aktive Verfahren
Passive Verfahren
In-situ-Verfahren
Belüftung
Neutralisierung / Hydrolyse
Aktive Metallentfernung
Chemische Fällung zur
Sulfatentfernung
Membranbehandlung
Ionenaustausch
Biologische Sulfatentfernung
Sulfid-Fällung
Aerobes Feuchtgebiet
Anaerobes Feuchtgebiet /
Biochemischer Reaktor
Anoxischer Karbonatkanal
Reduzierende Alkalinitäts-
systeme
Offener Karbonatkanal
Passive Sulfatentfernung
Alkalische Leach-Betten
Mangan-Oxidationsbetten
Einbringen alkalischen Materi-
als in/auf bergbaulich be-
troffene Flächen (auch Fließ-
gewässer oder Seeflächen)
sowie Grubenabfälle / Halden
Aufbereitung von Grubenwas-
ser innerhalb der Mine (Gru-
bensee)
Organische Abdeckung des
Grubenbereichs und der Hal-
den
Durchlässige reaktive Barrie-
ren

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2.4 STANDÖRTLICH BEDINGTES RANKING
Weltweit und auch in Deutschland werden kommerziell derzeit hauptsächlich aktive Verfah-
ren (konventionelle Verfahren) eingesetzt. Diese Verfahren konnten durch Weiterentwick-
lung und technische Anpassungen über lange Zeiträume optimiert werden und sind daher in
Größenordnung, Reinigungsfähigkeit oder Effizienz und damit auch kostenseitig von vornhe-
rein oft besser planbar. Nach dem „Global Acid Rock Drainage Guide“ (INAP, 2014) wird die
Entscheidung, welches die geeignete Kategorie der Aufbereitungstechnologien für eine be-
stimmte Anwendung ist, durch die Aspekte (Tabelle mit Erläuterungen in Anlage 1):
Betriebsmittel und Materialien, Energieversorgung
Anwendungsbereich hinsichtlich Durchflussmengen und Inhaltstoffen
Qualität des aufbereiteten Wassers
Erzeugung von Schlämmen und Sole
Investitionskosten, Betriebs- und Wartungskosten
beeinflusst. Heitfeld et al. (2012) geben bei der Wahl zwischen aktivem oder passivem Be-
handlungsverfahren insbesondere Dringlichkeit und Kosten als Auswahlkriterium an. Letzt-
lich sind es jedoch die Standortgegebenheiten, die über den Einsatz aktiver, passiver oder
in-situ Technologien bzw. deren Kombination entscheiden. Die Auswahl wird dabei in erster
Linie durch die Wasserbeschaffenheit (pH-Wert, Inhaltstoffe, …) bestimmt, hängt aber auch
vom zu reinigendem Volumen und den Umgebungsbedingungen ab (Abbildung 2-3). Der
„Global Acid Rock Drainage Guide“ (INAP, 2014) zieht die Grenze zwischen aktiver und pas-
siver Behandlung bei einer Abflussmenge von 10 l/s. Abbildung 2-3 zeigt aber, dass auch
hier die Grenzen fließend sind. Nach Wieber & Streb (2010) ist jede Methode auf einen spe-
ziellen Grubenwassertyp bzw. unter speziellen hydraulischen Bedingungen anwendbar.
Abbildung 2-3: Graphische Entscheidungshilfe für und wider aktiver oder passiver Wasser-
reinigung. Die Grenzen zwischen den Verfahren müssen als unscharf betrachtet werden.
k
B
in mmol/l, Fe und Zn in mg/l (Wolkersdorfer, 2017 nach ERMITE Consortium, 2004;
Younger, 2002).
Eine rein wirtschaftliche Kosten-Nutzen-Rechnung ist deshalb kaum möglich, da sich die
erforderlichen Kosten im Wesentlichen aus den vorgegebenen spezifischen standörtlichen
Bedingungen ableiten. Aus diesen ergeben sich weitgehend die erforderlichen Kosten für die
Reinigung der Wässer. Deshalb wird im Folgenden die Auswahl der Verfahren als ein „stan-
dörtlich bedingtes Ranking“ dargestellt, in das wirtschaftliche Aspekte soweit möglich mit
eingehen und kenntlich gemacht sind.

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netto-alkalisch:
Alkalinität > Azidität bzw. Säurekapazität > Basenkapazität
Netto-alkalisches Wasser enthält ausreichend Alkalinität, um die
mineralische Azidität zu neutralisieren, die durch das gelöste Fe
2+
und Mangan dargestellt wird
(Wolkersdorfer, 2017)
.
netto-azidisch:
Azidität > Alkalinität bzw. Basenkapazität > Säurekapazität
Alkalinität / Azidität:
Azidität quantifiziert die Hydroxyl-Ionen-
Stoffmenge, die ein zu charakterisierendes Wasser zu puffern ver-
mag, bevor ein bestimmter pH-Wert erreicht wird. Diese Mengen-
größe entspricht der Verfügbarkeit von Protonen im aquatischen
System und ist abhängig von der Konzentration der gelöst vorlie-
genden Spezies, welche Protonen abgeben (Summe aller schwa-
chen Säuren), inklusive den freien Protonen abzüglich derjenigen
Spezies, die Protonen aufnehmen können. In den meisten durch
den Carbonatpuffer dominierten Grundwässern kann Azidität daher
gem. Gl. 3-1 definiert werden. Umgekehrt definiert Alkalinität die
Summe aller schwachen Basen inkl. OH
-
, die Protonen aufnehmen
können, abzüglich H
+
(Gl. 3-2).
Eine grundlegende Einteilung der zu behandelnden Wässer ist die Differenzierung in netto-
alkalisch und netto-azidische Wässer.
Die Netto-Azidität oder Netto-Alkalinität eines Wassers wird über die Basen- und Säureka-
pazität (Azidität/Alkalinität) des Grubenwassers durch Titration oder durch Berechnung (Gl.
2-1, Gl. 2-2) ermittelt.
HCO
H
OH
m
Aci
m
HCO
m
m
m
2
2
3
3
Gl. 2-1
CO
HCO
H
OH
m
Alk
m
m
m
m
3
2
3
2
Gl. 2-2
In Grubenwässern liegen neben den Karbonatspezies noch weitere Ionen, wie z. B. Alumini-
um und Eisen, in oft großen Konzentrationen als gelöste Spezies vor, welche durch ihre
Hydrolyse-Reaktionen Basen-Zugabe abpuffern können. Anoxisches Kippengrundwasser
trägt daher neben der carbonatpuffer-getragenen Azidität in Form seiner hohen Fe- und Al-
Konzentrationen noch eine „Metallazidität“ (Wisotzky, 2003), die beim Austritt des Grund-
wassers in Oberflächengewässer in „Mineralazidität“ (oder „freie“ protonen-getragene Azidi-
tät) überführt wird. Dies geschieht im Falle des Eisens und des Aluminiums durch die suk-
zessive Hydrolyse und besonders durch die heterogene Reaktion der Fällung der im neutra-
len pH-Bereich sehr gering löslichen Metall-Hydroxide.
Die Grundlage für die Behandlung netto-azidischer Wässer bildet die aktive Neutralisierung
bei gleichzeitiger bzw. nachfolgender Ausfällung neugebildeter Feststoffe (Kap. 3.1, 3.2).

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- 2 ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Dafür stehen auch passive Verfahren zur Verfügung (Kap. 3.1.5), lt. PIRAMID Consortium
(2003) eignen sich:
anoxische Karbonatkanäle (ALDs) und oxische Karbonatkanäle (OLDs),
anaerobe Feuchtgebiete,
reduzierende und Alkalinität erzeugende Systeme (RAPS),
permeable reaktive Barrieren (PRBs).
Eine Einheit, die in der Lage ist, Alkalinität zu erzeugen, den Säuregehalt zu neutralisieren,
den pH-Wert zu erhöhen geht immer den Einheiten voraus, die für die Metallabscheidung
ausgelegt sind (Entfernung von Eisen ist z. B. bei höherem pH-Wert viel schneller und effek-
tiver). Younger et al. (2002) nennen zwei Ausnahmen:
Bei stark kohlensäurehaltigen Wässern kann ein Vorbelüftungsschritt eingesetzt wer-
den, um CO
2
zu entlüften und damit den pH-Wert zu erhöhen.
Wenn der Gehalt an inerten Feststoffen hoch ist, kann als erste Behandlungseinheit
ein Sedimentationsbecken installiert werden.
Das Hauptziel der Metallabscheidung besteht für die betrachteten sächsischen Grubenwäs-
ser in der Umwandlung von Eisen(II) zu Eisen(III), um die Entfernung von Eisen als Eisen-
hydroxid (Fe(OH)
3
) zu erleichtern (2003). Der Prozess ist überwiegend beeinflusst durch
(PIRAMID Consortium, 2003):
die Konzentration von Eisen(II) (eindeutig vorgegeben),
die Konzentration von Protonen (H
+
; per Definition akzeptabel niedrig),
die Konzentration von gelöstem Sauerstoff, da nur die Konzentration an gelöstem
Sauerstoff beeinflusst werden kann. Damit Umwandlung von Eisen mit akzeptabler
Geschwindigkeit erfolgen kann, muss jede Anstrengung unternommen werden, um
sicherzustellen, dass das Grubenwasser gut mit Sauerstoff versorgt ist.
Die Anschluss-/Nachbehandlung der nun netto-alkalischen Wässer erfolgt oft auch passiv
(Kap. 3.2.2, 3.2.3, 3.2.8). Das PIRAMID Consortium (2003) nennt:
Belüftung,
Absetzbecken,
aerobe Feuchtgebiete,
SCOOFI-Reaktoren.
In der Literatur finden sich eine Vielzahl von Schemata zur Entscheidungsfindung (Hedin,
Narin, & Kleinmann, 1994; Skousen, et al., 1998; Skousen, Sexstone, & Ziemkiewicz, 2000;
Wolkersdorfer, 2017; Younger, Banwart, & Hedin, 2002; Jacobs & Pulles, 2007). Das INAP
fasste schließlich alle derzeit gebräuchlichen Verfahren für die Behandlung saurer Gruben-
wässer in einem Entscheidungsbaum zusammen (Anlage 2). Davon ausgehend sind nachfol-
gend angepasste Entscheidungsbäume für die aktive bzw. passive Grubenwasserbehandlung
(Abbildung 2-4 bzw. Abbildung 2-5), die Behandlung bergbaubeeinflusster Fließgewässer
(Abbildung 2-6) und die Behandlung bergbaubeeinflusster Seen (Abbildung 2-7) dargestellt.
Die typische Konfiguration eines Reinigungssystems, wie sie aus den eingangs erwähnten
gebietsspezifischen Anforderungen unserer Region hervorgeht, zeigen die hervorgehobenen
blauen Pfeile. Alle Komponenten der Behandlung (viereckige Kästen) im Entscheidungsbaum
erfordern auch immer jeweils Investitionen und Betriebskosten. Ein „Behandlungspfad“ mit
zahlreichen Komponenten der Behandlung ist daher auch kostenintensiver. Kapitelnummern

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- 2 ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
an den einzelnen „Entscheidungen“ (Rauten) im Entscheidungsbaum verweisen auf einzelne
Kapitel oder Textpassagen, die die Zusammenhänge im Folgenden näher erläutern.
Aus den Entscheidungsbäumen wird ersichtlich, dass meist lediglich eine Methode für die
gewünschte / erforderliche Reinigungsleistung zur Verfügung steht. Sind mehrere Varianten
möglich oder gibt es Wahlmöglichkeiten z. B. bei den Zugabemedien, wird dies in Kap. 3
„Beschreibung der Behandlungsverfahren“ wirtschaftlich betrachtet.
Das Pennsylvania Department of Environmental Protection entwickelte gemeinsam mit dem
West Virginia Department of Environmental Protection, dem U.S. Geological Survey's
(USGS) und dem Office of Surface Mining Reclamation and Enforcement (OSMRE) die Soft-
ware AMDTreat, die als Entscheidungs- und Planungshilfe für eine bestimmte Anlage zur
Verfügung steht
(https://amd.osmre.gov).

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VITA-MIN
Abbildung 2-4: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur aktiven Aufbe-
reitung von Grubenwässern. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten
Regionen Sachsens häufige Vorgehensweise.
Sauers toffdefi zi t?
Nei n
Ja
Grubenwasserbehandlung
Bekal kung
,
FHM,
Sedimentation
Nei n
Bekal kung
,
Belüftung,
Sedimentation
FHM,
Hohe TIC
-
Konzentrationen?
Ja
Nei n
Entsäuerung,
Bekal kung
, Belüftung,
FHM, Sedimentation
Außer
Fe
und Al
noch weitere
Schwermetalle?
Ja
Ja
Durch ausgefällte
Fe
-
und Al
-
Hydroxide
sorbierbar
?
Nachgeschaltete
Chemische/
Katalytische
Oxidation
Weitere pH
-
Anhebung
Zugabe
Flockungs
von
-
mitteln
Nei n
pH
-
Wert
entspricht Ablauf
-
Grenzwerten?
Nei n
Ja
Abschl i eßende pH
-
Senkung mit CO
2
oder Säure
Schlamm in
bergbaul
. Hohlform
oder auf Kippe
verbringbar?
Ja
EHS
-
Verspül ung
Eindicker,
Dekanter
,
Schl ammtrocknung
Einbau,
Verwertung
Deponierung,
Nei n
HDS
-
Technik
kostengünstiger?
Nei n
HDS
-
Techni k
Ja
Kap. 3.1.1
3.1.2
Kap. 3.2.2
Kap.
Kap.
3.1.2.6
3.2.7
Kap. 3.1.3
Kap. 3.1.2.4
TS
bzw.
Fe
-
ges
im
Ablauf zu hoch?
Nei n
Ja
Nachgeschalt.
Festbett
-
Filtration

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VITA-MIN
Abbildung 2-5: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur passiven Aufbe-
reitung von Grubenwässern. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten
Regionen Sachsens wahrscheinlichste Vorgehensweise (verändert nach Skousen, et al.
(2017).
hoher Durchfluss
hohe Metall
-
u.
Sulfatkonz
.
sehr geringe Ablaufwerte
schneller Behandlungserfolg
Aktive Behandlung
P
assive Behandlung
ja
nein
DO < 1 mg/l
Fe
3+
< 1 mg/l
Al
3+
< 1 mg/l
DO > 1 mg/l
Fe
3+
> 1 mg/l
Al
3+
>1 mg/l
AMD / netto
-
az idisch
netto
-
alkalisch
Ae
FG
A bsetzbecken
ALD
Belüftung
niedrige Konz.
Al,
Fe
,
Mn
An FG
RAPS / SAPS / VFR
SRB
LLB
Low
-
pH
Fe
-
Ox
. Channel
OLD / OLC
LLB / SLB
Mischung mit AMD
MOB
LS Sand
Mn
,
aber kein
Fe
& Al
Diversion
Well
Wasserqualität entsprechend des
Behandlungsziels erreicht?
Ableitung ins Oberflächengewässer
ja
Behandlungsdesign
Leistungssteigerung
anpassen
durch Optimierung
netto
-
az idisch
netto
-
alkalisch
ausreichend
Fläche
moderat
Fe
+ Al
geringer
Durchfluss
viel
Fe
oder Al
viel
Fe
Gefälle
>20%
hohe
Strömungsenergie
Potentialgefälle
netto
-
azidisch
netto
-
alkalisch
Oberflächenaustritt
PRB
In
-
situ Reaktionszonen
In
-
situ Enteisung
nein
ja
noch
Schwermetallbelastung
Spezielle passive Methoden zur M
noch
Eis enbelastung
nein
nein
Kap.
3.1.5.2
Kap.
3.1.5.3
Kap. 3.1.5.1
Kap. 3.1.5.1
Kap. 3.2.3
Kap. 3.1.2.4
Kap.
3.7.2
Kap.
3.7.2
Kap.
3.7.2
Kap. 3.2.8
Kap. 3.1.5.1
Kap. 3.2.2

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- 2 ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Abbildung 2-6: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur Behandlung von
bergbaubeeinflussten Fließgewässern. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau
geprägten Regionen Sachsens häufige Vorgehensweise.
Flusswasser
alkalin
?
Nei n
Ja
Fließgewässerbehandlung
Ausreichend
Becken/Schlamm
-
stapelraum
vorhanden?
Nei n
Ja
Ablaufwerte OK?
Nei n
Ja
Ockerteich
Zulauf
-
Bekal kung
Zulauf
-
Bekal kung
Nei n
Ja
Anlage von
Becken/Vorsperren
etc. möglich?
Anlage von
Becken/Vor
-
sperren etc.
Flussklär
-
anlage
Können mögliche
Fällungsprodukte im
Fluss verbleiben?
Ja
Flusswasser
azidisch
?
Nei n
Ja
Bekalkungs
-
Anlage
TSS zu hoch?
Nei n
Ja
Keine
Maßnahme
erforderlich
Nei n
Anlage von Sohlschwellen, Kaskaden,
Belüftungsteichen etc.
Ja
Ausreichend O2
verfügbar?
Kap.
3.7.2.2
Kap. 3.2.2
Kap. 3.1.2.4
Kap.
3.7.2.1

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- 2 ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Abbildung 2-7: Schema zur Auswahl einer möglichen Verfahrensweise zur Behandlung von
bergbaubeeinflussten Seen. Blau markiert ist die in den Braunkohlenbergbau geprägten
Regionen Sachsens häufige Vorgehensweise.
Infrastruktur für
Schiffseinsatz
vorhanden?
Nei n
Ja
Langfristiger
Alkalinitätsbedarf
prognosti zi ert?
Wie lange dauert
eine Behandlung mit
kleinen Schiffen?
Monate
Wochen
SINA
Wie häufig ist der
Einsatz nötig?
> 2x pro Jahr
< 2x pro Jahr
Einsatz
kleine
Schiffe
Mit großem Schiff
gut erreichbar?
Nei n
Wie lange dauert
eine Behandlung mit
großen Schiffen?
Monate
Wochen
Ja
Einsatz
Große
Schiffe
Anlage
Infrastruktur
mögl i ch?
Nei n
Ja
Planung +
Anlage
Infrastruktur
Nei n
Ja
Seewasserbehandlung
Kap.
3.1.4

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- 2 ÜBERSICHT REINIGUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
2.5 DEFINITION VON MODELLGRUNDWÄSSERN
Zur Beurteilung der nachfolgend beschriebenen Verfahren und Prozesse innerhalb der Gru-
benwasseraufbereitung werden drei Modellgrundwässer definiert, anhand derer die Verfah-
rensweisen erläutert und die Investitions- und Verbrauchsmittelkosten ermittelt werden.
Die Ableitung der Modellwässer (MW) erfolgte auf Basis der Daten der Grundwasserbeschaf-
fenheit im Lausitzer Braunkohlerevier (Tabelle 2-2). Dazu wurden alle Stoffkonzentrationen
von ca. 7000 Grundwasseranalysen gegen Sulfat aufgetragen. Aus den Punktwolken wurden
dann jeweils mittlere Stoffkonzentrationen ausgewählt. Danach wurde die Eisenkonzentrati-
on ebenfalls im typischen auftretenden Konzentrationsspektrum variiert und die Ladungsbi-
lanz mit Sulfat ausgeglichen.
Tabelle 2-2: Wasserbeschaffenheit der Modellwässer (MW) 1 - 3
Parameter
Einheit
MW_01
MW_02
MW_03
SI_Calcit
-
-1,53
-1,50
-1,46
SI Gips
-
-0,18
-0,19
-0,21
p(CO2)
bar
-0,82
-0,81
-0,81
TIC
mmol/L
7,0
7,0
7,0
pH Wert
-
5,74
5,74
5,75
CO2
mmol/L
5,1
5,2
5,2
HCO3-
mmol/L
1,5
1,6
1,6
Cl
mg/l
44
44
44
Na
mg/l
34
34
34
K
mg/l
12
12
12
Mg
mg/l
85
85
85
Ca
mg/l
401
401
401
Fe2+
mg/l
336
224
112
Al
mg/l
27
27
27
Mn
mg/l
6
6
6
SO4
mg/l
1908
1716
1524
Die Berechnungsergebnisse auf Grundlage dieser Modellwässer (Tabelle 3-3, Tabelle 3-9,
Tabelle 3-11, Tabelle 3-12) können lediglich als richtungsweisend angesehen werden. Sie
bilden keinen konkreten Planungsansatz. Bei der Anlagenplanung für einen realen Standort
spielen viele, in den einzelnen Kapiteln beschriebene Faktoren hinein, die die Auswahl des
geeignetsten Verfahrens sowie die Investitions- und Betriebskosten erheblich beeinflussen.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN
Im Folgenden werden Behandlungsverfahren zur Grubenwasseraufbereitung insbesondere
im Kontext der spezifischen Bedingungen des lausitzer und mitteldeutschen Bergbaureviers
aber auch der erzgebirgischen Grubenwässer diskutiert.
Tabelle 3-1: Zusammenfassende Übersichtstabelle der nachfolgend beschriebenen Verfah-
ren
Verfahren
Kapitel Anwendung
Steckbrief
Neutralisationsverfahren
3.1
Klassische GWRA
Dünn-/Dickschlammverfahren + Op-
tim.
3.1.1 -
3.1.3
Grubenwässer, z. T. in-situ
im Fließgewässer
Nr. 01, 02
Passive Neutralisationsmaßnahmen
3.1.5
Grubenwässer, z. T. in-situ
im Fließgewässer
Nr. 08 – 11
Fällungsverfahren
3.2
Absetzbecken
3.1.1.3,
3.2.2
Grubenwässer, in-situ im
Fließgewässer
Nr. 07
Vertikaldurchflussreaktoren
3.2.3
Grubenwässer
Nr. 12
Fällung von Gips
3.2.4
Grubenwässer
Abscheidung von Schwertmannit
3.2.5
Grubenwässer
Fällung mit Barium
3.2.6
Grubenwässer
SAVMIN-Verfahren, CESR-Prozess,
Walhalla-Prozess
3.2.7
Grubenwässer
Nr. 03
Passive Methoden zur Metallentfernung 3.2.8
Grubenwässer
Nr. 13, 14
Membranverfahren
3.3
Mikrofiltration
3.3.1
Grubenwässer
Nr. 04
Nanofiltration
3.3.2
Grubenwässer
Nr. 04
Umkehrosmose
3.3.3
Grubenwässer
Nr. 04
Membranelektrolyseverfahren
RODOSAN-Verfahren
3.4
Grubenwässer
Nr. 05
Ionenaustausch / Sorption
3.5
Ionenaustauscherharze
3.5.1
Grubenwässer
Sorbenten aus dem Bergbauumfeld
3.5.2
Grubenwässer
Thermische Entsalzung
3.6
Grubenwässer
Nr. 06
In-situ Verfahren
3.7
Neutralisation von Tagebauseen
3.1.4
Tagebausee
weitere In-Lake-Verfahren
3.7.1
Tagebausee
Sanierung belasteter Fließgewässer
3.7.2
Fließgewässer
Natürliche Selbstreinigung
3.8
Fließgewässer, Tagebausee
Grubenwässer = oberflächig gefasste Grund- bzw. Sümpfungswässer u. abgeleitete Fließgewässer

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 19
VITA-MIN
3.1 NEUTRALISATIONSVERFAHREN
Neutralisationsverfahren sind bei der AMD-Behandlung aus drei Gründen von Bedeutung:
1. Häufig mit Erzen und Kohle assoziierte Sulfide verwittern bei Belüftung des Gebirges
und des Abraumes und setzten Azidität an die Wasserphase frei. Bergbaubeeinflusste
Wässer sind daher häufig azidisch und bedürfen einer Neutralisation. Auch im spezi-
ellen Fall der sächsischen Braunkohlenreviere bewirkt die Oxidation des hauptsäch-
lich mit den feinkörnigen tertiären Ablagerungen assoziierten Pyrites eine Versaue-
rung der geförderten Grubenwässer, bzw. der nachbergbaulich in den durchoxidier-
ten Absenkungstrichtern aufgehenden Grundwässer.
2. Metallkationen sind insbesondere bei niedrigen pH-Werten gut wasserlöslich. Um die-
se der Wasserphase zu entziehen, muss dessen pH-Wert in den Neutralbereich bzw.
den leicht alkalischen Bereich angehoben werden.
3. Insbesondere Eisen ist ein häufiger Bestandteil von Grubenwässern. Eisen kommt
aufgrund seiner Herkunft (Pyrit und weitere Metallsulfide) und aufgrund seiner geo-
genen Häufigkeit in Grubenwässern in hohen Konzentrationen vor. Es wird häufig
zunächst als zweiwertiges Eisen (Fe(II)) freigesetzt. Die Eisenfällung erfolgt jedoch
am zweckmäßigsten in Form von dreiwertigem Eisen (Fe(III)), weshalb speziell Eisen
vor seiner Abscheidung als Hydroxid zunächst oxidiert werden muss. Die Eisenoxida-
tionskinetik ist wiederum stark pH-Wert-abhängig (Sung & Morgan, 1980) und läuft
erst bei pH-Werten über 7,0 ausreichend schnell für eine technische Anwendung ab.
Andere Metalle wie z. B. Pb, Zn oder Cu, die ebenfalls in Sulfiden gebunden sein können,
sind unter den Bedingungen der Wasseraufbereitung nicht redoxsensitiv, so dass hier die
Neutralisation der belasteten Wässer und die Metallabscheidung durch Hydroxid-Fällung und
Sorption im Vordergrund steht.
Wesentliche Merkmale von Neutralisationsverfahren wurden im LfULG-Bericht (Bilek F. ,
2012) bereits dargestellt, weshalb hier nur einige wesentliche Aspekte wiedergegeben wer-
den sollen. Da für die häufige Hauptkomponente von AMD, dem Eisen, in den meisten Fällen
eine Oxidation notwendig ist, wird die Eisenoxidation im Rahmen der „Neutralisationsverfah-
ren“ mit beschrieben.
Der Ausleit-pH-Wert wird im Rahmen der wasserrechtlichen Erlaubnisse meist in Überein-
stimmung mit den Empfehlungen der AG Flussgebietsbewirtschaftung Spree-Schwarze Els-
ter (AG Flussgebietsbewirtschaftung , 2017) in einem Bereich von 6,5 bis 9,0 festgelegt. In
dieser gesamten pH-Spanne wird sowohl Eisen als auch Aluminium hydroxidisch gefällt.
Da nicht alle Schwermetalle ihr Lösungsminimum in diesem pH-Wert-Bereich haben, kann
es bei Anwesenheit verschiedener weiterer Metalle notwendig werden, die Metallhydroxide
in einem mehrstufigen Verfahren durch Einstellung höherer pH-Werte abzutrennen. Bei-
spielsweise muss zur rein oxidativen Abtrennung von Nickel oder Mangan ein pH-Wert > 10
eingestellt werden. Bei diesen pH-Werten steigt die Löslichkeit von Al jedoch wieder deutlich
an und Arsen beginnt zu desorbieren, so dass für die Mn- und Ni-Abtrennung eine Zwi-
schensedimentation des bei neutralen pH-Werten gefällten Al/Fe-Schlammes notwendig
werden kann, bevor die Fällung der verbleibenden Schwermetalle bei höheren pH-Werten
erfolgt (Coulton, Bullen, & Hallett, 2003). Nach der vollständigen Metallabtrennung muss
der pH-Wert dann u. U. durch CO
2
oder durch Schwefelsäure gesenkt werden. Da die Kon-

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 20
VITA-MIN
zentrationen weiterer Schwermetalle zumindest in den Braunkohlen-Bergbaugebieten häufig
klein sind, kann dieser Schritt meist unterbleiben.
Ein großer Vorteil der oxidativen Hydroxidbildung ist (insbes. bei Fe und Al) die Erzeugung
und Bereitstellung von sehr reaktiven Sorptionsoberflächen, die genutzt werden können, um
weitere, schwerer fällbare Wasserinhaltsstoffe wie z. B. Mn
durch Sorption
aus der aquati-
schen Phase zu entfernen. Verfahren oder Verfahrensschritte, deren wesentlicher Reakti-
onsmechanismus die Sorption ist, werden in Kap. 3.5 behandelt.
3.1.1
BAULICHE ELEMENTE DER KLASSISCHEN GRUBENWASSERAUFBEREITUNG
Die klassische Grubenwasserreinigung umfasst folgende zwei Schritte (Abbildung 3-1):
(1) Neutralisation des Grubenwassers in einem Reaktionsbecken durch kontrollierte pH-
abhängige Kalkhydratzugabe bei gleichzeitiger Belüftung
(2) Sedimentation der Schlämme in einem Sedimentationsbecken
Abbildung 3-1: Schema der wesentlichen Verfahrenselemente der aktiven oxidativen Be-
handlung von Grubenwässern (Bilek, 2012)
In der einfachsten Variante werden dem Grubenwasser Neutralisationsmittel (NM) zu dosiert
und bspw. über eine Mischstrecke (z. B. offenes Gerinne) eingemischt. Für die Eisenoxidati-
on benötigter Sauerstoff entstammt dem Wasser selbst oder wird passiv über die Wasser-
oberfläche eingetragen, was einen der Eisenfracht angepassten Flächenbedarf zur Folge hat,
oder (wenn relieftechnisch möglich) über eine Belüftungskaskade. Höhere Fe(II)-
Konzentrationen erfordern bei passivem O
2
-Eintrag daher große Aufenthaltszeiten bzw. gro-
ße Absetzteich-Flächen, welche jedoch wiederum die Windanfälligkeit erhöhen (Aufwirbe-
lung von bereits sedimentiertem Eisenhydroxid-Schlamm). Die im neutralisierten Wasser
ausgefällten Feststoffe werden dann in einem Erddamm-Teich abgesetzt, der diskontinuier-
lich ausgebaggert wird.
Sedimentations-
becken
Schlammabzug
Reaktionsbecken
Neutralisations-
mittel
Oxidations-
mittel
Zulauf
Ablauf
Sedimentations-
becken
Restschlammabzug
Reaktionsbecken
Neutralisations-
mittel
Oxidations-
mittel
Zulauf
Ablauf
Schlammrückführung
Flockungshilfs-
mittel
Paddel-
werk
Reife-
kammer
A
B
Misch-
kammer 1
Misch-
kammer 2

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 21
VITA-MIN
Komplexere Verfahrensvarianten nutzen ein Reaktionsbecken in verschiedenen Ausführun-
gen (Abbildung 3-1 unten bzw. Abbildung 3-8) zum Eintrag von NM und Sauerstoff, dosie-
ren FHM und nutzen ggf. das High Density Sludge-Verfahren (Kap. 3.1.3). Modernere Anla-
gen umfassen die nachfolgend erläuterten Elemente.
3.1.1.1
EINLAUFBAUWERK
Über das Einlaufbauwerk werden die verschiedenen Zuläufe der Anlage gefasst. Hier erfolgt
häufig eine Durchflussmessung. Das Einlaufbauwerk ist häufig mit einem Molchfang ausge-
stattet, um die für die Rohrreinigung genutzten Molche zu bergen. Hier erfolgt die Wasser-
probenahme zur Bestimmung der Beschaffenheit des Zulaufwassers.
3.1.1.2
REAKTIONSBECKEN
Der Übertritt ins Reaktionsbecken erfolgt meist im freien Gefälle. Das Reaktionsbecken kann
mehrkammrig aufgebaut sein, was die Möglichkeit bietet, den pH-Wert in mehreren Stufen
anzuheben, wodurch u. U. die Flockenbildung, die Metallabscheidung und der Neutralisati-
onsmittelverbrauch optimiert werden können. Im Reaktionsbecken erfolgt zunächst die
Neutralisation durch Kalkmilchzugabe, denn neutrale pH-Werte sind Voraussetzung für die
zügige Eisenoxidation und damit für die effektive Nutzung des eingetragenen Sauerstoffes.
3.1.1.3
SEDIMENTATION
Die Abscheidung der Feststoffe erfolgt im Sedimentationsbecken. Diese können als Rundbe-
cken oder als Rechteckbecken mit entsprechenden Schlammräumern ausgeführt sein.
Im Falle der Rundbecken erfolgt die Zuleitung des Wassers über das Zentrum des Beckens,
wobei die Strömungsgeschwindigkeit vor Eintritt in das Becken so weit wie möglich herab-
gesetzt wird. Im Becken bilden sich eine Klarwasserzone und eine Schlammzone aus. Durch
die Rundräumer wird der sedimentierende Schlamm über den nach innen abfallenden Be-
ckenboden in das Zentrum geräumt, von wo er über eine Schlammpumpe abgefördert wird.
Das Klarwasser fließt über ringförmig angeordnete Zahnschwellen in den Ablauf. Die Zahn-
schwellen dienen der Vergleichmäßigung des Abstromes zur Minimierung der Strömungsge-
schwindigkeiten.
Die Schlammräumung kann kontinuierlich oder diskontinuierlich erfolgen.
3.1.1.4
AUSLAUFBAUWERK
Der Ablauf wird über ein Auslaufbauwerk an die Abnehmer (Rohrleitung, Vorflut etc.) ver-
teilt. Ist eine weitere Förderung notwendig, wird das Auslaufbauwerk als Pumpenhaus aus-
geführt. Hier erfolgen auch die Probenahme bzw. Online-Überwachung zur Kontrolle der
Ablauf-Beschaffenheit.
3.1.1.5
NACHGESCHALTETE FILTRATION
Mit den bisherigen Behandlungsstufen sind Eisen-gesamt-Konzentrationen im Bereich von
1,5 bis 2,5 mg/l erreichbar. Sollten strengere Ausleitkriterien gefordert werden, kann es
nötig werden, die bereits in kolloidale Schwebstoffe überführte Eisenfracht zusätzlich durch
eine nachgeschaltete Filtration über ein Kiesfestbett zu vermindern. Dies erfordert im Regel-
fall ein nochmaliges Fördern des Wassers zur Bereitstellung des für den Kiesfilter nötigen
Vordruckes. Zusätzliche Aufwendungen entstehen für die kontinuierliche oder diskontinuier-
liche Rückspülung des Filters.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
3.1.2
PROZESSE
3.1.2.1
ENTSÄUERUNG
Viele Grubenwässer haben hohe TIC-Konzentrationen und zeigen dadurch einen starken
Carbonatpuffer. Die erstrebte pH-Anhebung mit dem Ziel der forcierten Metalloxidation und
-fällung kann daher nur unter erhöhtem Neutralisationsmittel-Einsatz erfolgen, da dabei der
Carbonatpuffer mit überwunden werden muss. Außerdem neigen solche Wässer durch das
bei der Neutralisation hinzugefügte Ca
2+
zu schnellerer Carbonatbildung und der Bildung
eines sehr calcitreichen Schlammes, was den NM-Verbrauch erhöht. In diesen Fällen kann
die Entsäuerung durch einen Strippprozess (Austreiben von CO
2
mit eingeblasener Luft)
gleichzeitig mit der Belüftung diesen Carbonatpuffer abbauen und eine pH-Wert-Erhöhung
bewirken (Janneck, et al., 2007; Geroni, Sapsford, & Florence, 2011; Heinze, et al., 2002).
Auch dies senkt den Bedarf an Neutralisationsmitteln.
Der Neutralisationsmittelbedarf ist für viele Grubenwasserreinigungsanlagen ein wichtiger
Bemessungsparameter, auf dessen Grundlage Dosiereinrichtungen und die Bevorratung an
Neutralisationsmittel ausgelegt werden (Janneck, et al., 2007).
Zum Gasaustausch oder zur Entlösung gelöster Gase kommen in der Wassertechnik ver-
schiedene Apparate wie Rieseltürme, Wellbahnkolonnen, offene Kaskaden, Kreiselbelüfter
und sogenannte In-Lake-Belüfter, bei dem Wasser über eine feine Siebplatte geleitet und
von unten Luft durch die Siebplatte eingedrückt wird, zum Einsatz (Janneck, et al., 2007).
Aufgrund der zum Teil hohen Eisenkonzentrationen, wie es in den Grubenwässern des Lau-
sitzer- und Mitteldeutschen Reviers der Fall ist (Fe(II) bis zu 1000 mg/l), sind Belüfter mit
festen Einbauten wie z. B. Rieseltürme oder Wellbahnkolonen ungeeignet, da diese nach der
Belüftung des Grubenwassers durch die einsetzende Verockerung schnell verstopfen würden
und somit Anlagenausfälle wahrscheinlich sind. In Janneck et al. (2007) wird die Belüftung
des Grubenwassers durch Oberflächenbelüfter beschrieben, die mit einem schnell laufenden
Rührer einen raschen Austrag des gelösten CO
2
in die eingetragene Luft bewirken.
Um die Einsparung von Neutralisationsmittelkosten beurteilen zu können, erfolgte eine Ver-
gleichsrechnung mit PhreeqC. Verwendet wurde hierfür das in Tabelle 2-2 dargestellte Mo-
dellwasser MW_01. Berechnet wurden zwei Szenarien, bei dem die einzutragende Tonnage
an NM berechnet wurde, um den pH-Wert des Grubenwassers auf 8,5 zu erhöhen. In Szena-
rio 1 wurde die Wasserprobe MW_01 zunächst belüftet, um die im Wasser gelöste CO
2
-
Konzentration um ca. 80% zu verringern. Anschließend wurde die belüftete Wasserprobe
mittels Ca(OH)
2
auf einen pH-Wert von 8,5 titriert. In Szenario 2 wurde die unbelüftete
Wasserprobe ebenfalls mit Ca(OH)
2
auf einen pH-Wert von 8,5 titriert und die benötigten
Stoffmengen bis zum Erreichen des Ziel-pH-Werts miteinander verglichen.
Die Abschätzung in Tabelle 3-2 zeigt, dass mit dem CO
2
-Austrag eine signifikante Einspa-
rung des Neutralisationsmittels erreicht werden kann. Diese Einsparung ist den Investitions-
kosten für Belüfter und den erhöhten Energiekosten gegenzurechnen.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Tabelle 3-2: Neutralisationsmittel- und Einsparungspotenzial der belüfteten- und unbelüfte-
ten Wasserprobe
Beschaffenheitsparameter
MW_01
mit Strip-
Prozess
MW_01
ohne Strip-
Prozess
Einheit
DIC
7
mmol/L
Grubenwasser
Eisenkonzentration
336
mg/l
Grubenwasser
entspricht
6
mol/m³
Grubenwasser
Durchsatz GWRA
10
Mio. m³
Grubenwasser
/a
entspricht
27397
Grubenwasser
/d
entspricht
1142
Grubenwasser
/h
entspricht
0,32
Grubenwasser
/s
Eisenfracht
6849
mol
Eisen
/h
Bedarf an Ca(OH)
2
zur Neutralisation auf pH 8,5
1,8
5,1
mmol/L
Grubenwasser
entspricht
136
377
mg/l
Grubenwasser
entspricht
0,14
0,38
kg/m³
Grubenwasser
entspricht
1356
3770
t
Ca(OH)2
/a
Kosten Ca(OH)
2
80
€/t
Ca(OH)2
entspricht einer Einsparung von
2413
t
Ca(OH)2
/a
entspricht einer Einsparung von
193063
€/a
Inputdaten
Berechnungsergebnisse
Output PhreeqC
3.1.2.2
NEUTRALISATION
Generell sind für die Auswahl des
Neutralisations
mittels folgende Faktoren relevant, die
regional unterschiedlich sein können:
Lagerfähigkeit und Handhabbarkeit, Reaktionskinetik-
des Feststoffes, Neigung zur Inertisierung und Spezifische Kosten
[€/mol
Alk
= €/kg
Neutr
kg
Neutr
/mol
Alk
∙ ]. Die spezifischen Kosten des Neutralisationsproduktes werden zweckmäßi-
gerweise in [€/mol
Alk
] und nicht in [€/kg
Alk
] bestimmt, da sie dem Alkalinitätsbedarf des zu
behandelnden Gewässers entsprechen müssen, der ebenfalls in [mol
Alk
] gegeben ist. Die
Umrechnung erfolgt mit der spezifischen Alkalinität des Feststoffes in [kg
Neutr
/mol
Alk
], wobei
noch der technische ηt und der chemische Wirkungsgrad ηc zu berücksichtigen sind.
Kalkhydrat hat eine Schüttdichte von lediglich 0,5 bis 0,6 t/m
3
, weshalb die Alkalinitätsdich-
te deutlich geringer ist als bei Branntkalk mit einer Dichte von 1,0 t/m
3
. Branntkalk muss
vor seinem Einsatz meist vor Ort gelöscht und in Kalkhydrat überführt werden, was eine
Löschanlage erfordert. Beide Feststoffe müssen in Tanks gelagert werden, um Zementation
durch Wasser- und CO
2
-Zutritt zu unterbinden.
Mit einer Löslichkeit von ca. 1,4 g
Ca(OH)2
/L liegt der überwiegende Anteil der üblicherweise
eingesetzten 5-10 Massen-%igen Neutralisationsmittel-Suspension („Kalkmilch“) noch als
Feststoff vor. Nach Anmischung der Suspension muss diese deshalb direkt zugegeben oder
durch Rührwerke homogen gehalten werden. Zur homogenen Zudosierung der Kalkmilch in

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
den zu behandelnden Wasserstrom werden Exzenterschneckenpumpen oder Schlauchpum-
pen verwendet. Da der Feststoff abrasiv ist, würden Kreiselpumpen einem hohen Verschleiß
unterliegen.
Die pH-Werte werden bei 8,5 eingestellt, um einerseits eine zügige Eisenoxidation zu ge-
währleisten und andererseits die in den WRE festgelegten Auslaufbeschaffenheiten einzuhal-
ten, wobei diese meist einen pH-Wert von 6,5 bis 8,5 festlegen.
Sind
Wässer alkalin
, kann auf die Neutralisation teilweise oder gänzlich verzichtet werden.
In diesem Fall reicht es, die Alkalinität, die beispielsweise im Carbonatpuffer (hohe TIC-
Konzentrationen) gespeichert vorliegt, durch einen entsprechenden CO
2
-Strip-Prozess frei-
zusetzen, um die für die Metallhydrolyse notwendige pH-Anhebung zu erreichen. Solche
Grubenwässer sind in der Lausitz jedoch selten. Jedoch weisen viele Vorfluter trotz Eintra-
ges von azidischen Grundwässern noch genügend Pufferpotenzial auf, um im Neutralbereich
zu verbleiben.
3.1.2.3
BEHANDLUNG ALKALISCHER WÄSSER
Ein in Sachsen selten auftretender Sonderfall sind stark alkalische Wässer, die sich durch so
hohe pH-Werte auszeichnen, dass sie ebenfalls nicht in die Vorflut abgegeben werden kön-
nen. Solche Wässer entstehen beispielsweise im Zuge der Bauxitaufbereitung. Die Abläufe
der zurückbleibenden Rotschlammdeponien können pH-Werte bis über 11 aufweisen. Durch
Kontakt mit atmosphärischem CO
2
kommt es zu einer anteiligen pH-Wert-Senkung und
Carbonat-Fällung bis die entsprechenden Kationen (Calcium, Magnesium, Eisen) weitgehend
aufgebraucht sind. Diese Wässer können nur durch Zugabe von Säure oder eines azidischen
Wassers neutralisiert werden. Die „Verwertung“ eines solchen Wassers mit hoher Alkalinität
als Neutralisationsmittel für azidische Wässer ist u. U. möglich, wenn diese in unmittelbarer
Nähe vorhanden sind. Ein solcher Einsatz wird z. Z. in der Lausitz technisch und genehmi-
gungsrechtlich für die Neutralisation der azidischen Wässer des Tagebau Heide VI mit dem
alkalischen Wasser der Rotschlammdeponie Heide V geprüft.
3.1.2.4
OXIDATION
Der
Eintrag von Sauerstoff
zur Oxidation von Fe(II) ist normalerweise notwendig, da der
im Grubenwasser gelöste Sauerstoff meist nicht für eine vollständige Eisenoxidation aus-
reicht. In den meisten Fällen wird Luftsauerstoff zur Eisenoxidation genutzt. Insbesondere in
organischen Komplexen gebundenes Eisen und Mangan sind jedoch schwer zu oxidieren und
können in Einzelfällen die Zugabe von künstlichen starken Oxidationsmitteln oder Reinsau-
erstoff erforderlich machen.
Die Fe(II)-Oxidationsgeschwindigkeit ist abhängig vom pH-Wert. Deshalb ist zur Erzielung
maximaler Oxidationsgeschwindigkeiten neben einer mindestens stöchiometrischen O
2(aq)
-
Einlösung ein pH > 8 erforderlich. Bei pH-Werten um 8,0 und sehr hohen Fe(II)-
Konzentrationen (200 – 400 mg/l) ist der O
2
-Eintrag in die Lösung der oxidationsraten-
limitierende Faktor. Mit Wendelbelüftern kann ein hocheffektiver Eintrag von O
2
und Turbu-
lenz und damit eine schnellere Eisenoxidation erzielt werden (Janneck, et al., 2006). Um
den Übertritt des Gases in die aquatische Phase zu steigern, muss die Gas-Lösungs-
Trennfläche maximiert werden. Dabei ist a) die technologisch erzeugte Größe von Gasblasen
und b) die durch Gasblasengröße, reaktionsbeckeninterne Strömung und Turbulenz be-
stimmte Aufenthaltszeit der Blasen in der aquatischen Phase entscheidend. Je kleiner die
Gasblasen der eingetragenen Luft sind, desto größer ist die transportwirksame Luft-Wasser-

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Oberfläche, desto langsamer steigen die eingetragenen Gasblasen wieder an die Wasser-
oberfläche auf und desto größer ist der in die aquatische Phase eingetragene Anteil an O
2
.
Der durch den Sauerstoffeintrag bewirkte Mischenergieeintrag wird im Reaktionsbecken
meist gleichzeitig genutzt, um das Neutralisationsmittel im Grubenwasser zu verteilen und
um die entstehenden Feststoffe in Schwebe zu halten.
3.1.2.4.1
Belüftungskaskaden
Belüftungskaskaden stellen eine der ältesten Methoden in der Wasseraufbereitung dar, um
den Gasaustausch eines Wassers zu gewährleisten. Ziel ist es, das aufzubereitende Rohwas-
ser hinsichtlich CO
2
und O
2
weitgehend mit der Atmosphäre ins Gleichgewicht zu bringen.
Im Falle der Grubenwasserreinigung dient die Belüftung sowohl zum Austreiben der über-
schüssigen Kohlensäure als auch zur Anreicherung von Sauerstoff.
Die Effizienz einer Belüftungskaskade bzw. des Gasaustausches lässt sich durch Gl. 3-1 be-
rechnen (van Halem, 2016). In Gl. 3-1 beschreibt c
aq(t=0)
die Konzentration des gelösten
Gases am Einlauf zum Zeitpunkt t = 0, c
aq(t=i)
die Konzentration des gelösten Gases nach
dem Passieren der Kaskade, c
s
die temperatur- und druckabhängige Sättigungskonzentrati-
on des gelösten Gases in Wasser, k den Effizienzkoeffizient eines Gases bei einer definierten
Fallhöhe, n die Anzahl von Belüftungsstufen und K die Effizienz der Belüftungskaskade.
K =
c
aq(t=0)
- c
aq(t=i)
c
aq(t=0)
-c
s
=1- (1- k)
n
Gl. 3-1
Abbildung 3-2: Schematische Darstellung einer Belüftungskaskade
Abbildung 3-2 zeigt die schematische Darstellung einer vierstufigen Belüftungskaskade mit
einer definierten Fallhöhe des überlaufenden Wassers in das nächst folgende Auffangbe-
cken. Die Effektivität der Kaskade ist dabei direkt von der Fallhöhe h und der Anzahl von
Belüftungsstufen abhängig.
Q
w
h
x
t
K
B
K
Tiefe
K
L, abs.
n = 1
n = 2
n = 3
n = 4
K
L, Überlauf
K
L, Überlauf
Q
w
K
L,Überlauf
q
w
h
K
Tiefe
t
d
v
K
B
x
Beladungsvolumenstrom über das Wehr
Höhe des Auffangbeckens
Überlauflänge
Bemessungsgrößen einer Beluftungskaskade
Volumenstrom Grubenwasser
Breite des Wehres
Geschwindigkeit des Wassers
Fallzeit des überlaufenden Wasser in das nächste Wehr
Dicke des überlaufenden Wasserstrahls
Fallhöhe des Wassers
horizontale Distanz des überlaufenden
Wasser in das nächste Wehr
q
w
q
w

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Abbildung 3-3: Änderung des Effizienzkoeffizienten k von O
2
und CO
2
in Abhängigkeit der
Fallhöhe
Abbildung 3-4: Effizienz einer Belüftungskaskade in Abhängigkeit der Belüftungsstufen und
der Fallhöhe des Wassers am Beispiel des Sauerstoffeintrags
Die Änderung des Effizienzkoeffizienten k der Gases O
2
und CO
2
als eine Funktion der Fall-
höhe ist in Abbildung 3-3 dargestellt (van Halem, 2016). Anhand dieser wird deutlich, dass
der Einsatz einer Belüftungskaskade für die Verringerung der CO
2
-Konzentration eines Was-
sers nicht geeignet ist, da der Effizienzkoeffizient mit steigender Fallhöhe keinerlei Änderung
unterliegt.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
Effizienzkoeffizenit k in %
Fallhöhe in m
k (O2)
k (CO2)
h
k (O
2
)
k (CO
2
)
in nm
in %
in %
0.2
14
14
0.4
25
14
0.6
36
15
0.8
46
15
1
51
15
1.2
55
15
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
1
2
3
4
5
6
Effizienz K einer Belüftungskakade in %
Anzahl Belüftungsstufen
0.2 m
0.4 m
0.6 m
0.8 m
1.0 m
1.2 m

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Demgegenüber zeigt Abbildung 3-3 für Sauerstoff einen Anstieg des Effizienzkoeffizienten
mit steigender Fallhöhe. Auf der Grundlage der in Abbildung 3-3 (siehe Tabelle) dargestell-
ten Werte, lässt sich die Effizienz einer Belüftungskaskade mit n Stufen und einer gleich-
bleibenden Fallhöhe berechnen (Abbildung 3-4). Diese zeigt, dass sich die Effizienz des
Sauerstoffeintrags mit steigender Fallhöhe und zunehmender Anzahl an Belüftungsstufen
erhöht.
3.1.2.4.2
Venturi-Belüftung
Die In-Line-Venturi-Belüftung ist eine Alternative zu einfachen Belüftungskaskaden.
Der einfachste Aufbau wird mittels eines kleinen Rohres realisiert, welches oben offen ist
und in das Rohr getaucht wird, durch das das Rohwasser strömt. Dabei ist das eingetauchte
Ende des Rohres stromabwärts gerichtet. Beim Abfließen von Grubenwasser wird die Atmo-
sphärenluft in den Wasserlauf gesaugt. Die Querschnittsverengung erhöht die Fließge-
schwindigkeit und vermindert gleichzeitig den Druck, es entsteht ein Unterdruck.
Abbildung 3-5: Schematische Darstellung einer Venturi-Belüftung (nach YOUNGER et al.
2002 aus (Heitfeld, et al., 2012))
Auch die alte Technologie der TROMPE funktioniert nach dem Venturiprinzip und nutzt die
Vorteile der mechanischen Belüftung passiv, ohne dass Strom, Motoren oder bewegliche
Teile benötigt werden. Zur Belüftung von Bergbauwässern werden heute Trompen aus
Kunststoff eingesetzt (Leavitt, 2011; Leavitt et al., 2013). Das Grubenwasser wird direkt
zum Antreiben der Trompe und die erzeugte Druckluft zur Sauerstoffversorgung des Gru-
benwassers sowie zur Ableitung von überschüssigem gelöstem Kohlendioxid verwendet,
wodurch sich der pH-Wert des zu behandelnden Wassers erhöht.
Trompen bestehen klassischerweise aus vier Hauptteilen:
einer Wasserzulaufleitung oder einem Zulaufschacht mit Lufteinlass,
einer Trennkammer,
einer Abluftleitung sowie
einer Wasserablaufleitung.
Das System wird in der Erde vergraben, nur Wasser- bzw. Luftein- und -auslass befinden
sich über der Geländeoberkante. Trompen können je nach Strömungs- und Luftanforderun-
gen parallel oder in Serie gebaut werden. Variable Durchflussmengen können durch den
Einbau von Trompen mit mehreren Trompenköpfen und Fallrohren ausgeglichen werden. In
den letzten Jahren wurden Trompen für Durchflussmengen von 6–90 m³/h (25-400 gpm;
Materialkosten:
2.600 €) installiert, Leavitt und sein Team entwickelten zudem Systeme,
die für Durchflussmengen von mehr als 680 m³/h (3.000 gpm; Materialkosten: 15.000–
19.500 €) geeignet sind (Leavitt, et al., 2013). Etwa 300 Liter Luft kann pro m³ Wasser-
durchfluss in der Stunde eingebracht werden (Leavitt, et al., 2013).

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Abbildung 3-6: Von Leavitt entwickelte Trompe links: in der Querschnittsansicht, rechts:
Trompenkopf in Detailansicht (Leavitt, et al., 2013).
Das Einblasen von Sauerstoff unter hohem Druck kann mit einer OxTube erfolgen. Diese
modular aufgebaute, mechanische Belüftungstechnologie wurde von der Firma SansOx Ltd.
in Finnland entwickelt und patentiert. Die Produktbroschüre beschreibt den Modulaufbau wie
folgt (SansOx, 2016):
Vortex und Ejectormodul: Ansaugen des Gases nach dem Venturiprinzip
Dispersionsmodul zur Erzeugung von Verwirbelungen
Verwirbelungen bei hoher Geschwindigkeit
Beruhigungsstrecke
Abbildung 3-7: Schematischer Aufbau der OxTube (SansOx, 2016)
3.1.2.4.3
Oberflächenbelüftungssyteme
In der Grubenwasseraufbereitung haben sich vor allem Oberflächenbelüfter als geeignete
Belüftungssysteme etabliert. Diese bewirken durch einen schnell horizontal laufenden Rüh-
rer einen raschen Gasaustausch zwischen wässriger Phase und Gasphase.
3.1.2.4.4
Erweiterte Oxidation
Das Löslichkeitsprodukt real fällbarer Mn(III)-Hydroxide ist unter vergleichbaren Eh/pH-
Bedingungen um Zehnerpotenzen höher als die von Fe(III)-Hydroxiden. Die Kinetik der
Mn(II)- Oxidation ist signifikant langsamer als die der Fe(II)-Oxidation. Die Entmanganung
durch oxidative Bildung von schwerlöslichen Mn-Spezies in einem technisch realisierbaren
Zeitrahmen ist daher ungleich aufwändiger als die Enteisenung. In der Praxis werden zur
Entmanganung
Kombinationen
aus
pH-Wert-Anhebung, Oxidationsmittel-Zugabe
und
chemisch/mikrobieller Katalyse
eingesetzt, die an die jeweiligen Rohwasserbeschaffenhei-
ten, Abreinigungserfordernisse und naturräumlich technischen Gegebenheiten angepasst
werden.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Einer unbegrenzten pH-Wert-Anhebung sind jedoch meist Grenzen gesetzt, da im Allgemei-
nen Ausleit-pH-Werte unter 9,0 einzuhalten sind. Auch kann bei hohen pH-Werten eine
Rücklösung von bereits gefälltem bzw. sorbiertem Al und As stattfinden. Durch die bei ho-
hen pH-Werten starke Einlösung von CO2 und die starke Ca-Konzentrationserhöhung durch
Neutralisationsmittelzugabe kann die Calcitsättigung stark überschritten werden.
Deshalb werden zur Abscheidung von Mangan aber auch von schwer oxidierbarem komplex-
gebundenem Eisen chemische Oxidationsmittel eingesetzt. Diese sind in der Herstellung,
dem Transport, der Lagerung und der Zudosierung kostenintensiv. So zeichnet sich die
Ozonherstellung durch einen hohen Stromverbrauch, hohe Kosten und aufwändige Techno-
logien zur Luftreinhaltung aus. KMnO4 ist teuer, explosiv und sein Umgang bedarf deshalb
entsprechender Vorsichtsmaßnahmen. Starke Oxidationsmittel reagieren bei Zugabe in kon-
taminierte Wässer bevorzugt mit anderen oxidierbaren Wasserinhaltstoffen wie z. B. organi-
scher Substanz, so dass entsprechende Verluste mit einzukalkulieren sind und die Kosten
steigern.
Nach Olthoff (1986) sind folgende chemische Oxidationsmittel in der Wasseraufbereitung in
Gebrauch:
Reinsauerstoff
Ozon
kann mit Ozongeneratoren aus Luft oder Reinsauerstoff erzeugt werden. Die Anwen-
dung erfolgt überwiegend bei komplex gebundenem Eisen, kann aber auch bei hohen Mn-
Konzentrationen erfolgreich sein
Wasserstoffperoxid
H
2
O
2
setzt durch Zerfall im Laufe mehrerer Tage O
2
als eigentliches
Oxidationsmittel frei. In Gegenwart von Metallen, Eisenhydroxid und Fe(II) sowie organi-
schen Substanzen wird der Zerfall katalytisch beschleunigt.
Kaliumpermanganat
(KMnO
4
) wird überwiegend zur Entmanganung genutzt
Natriumhypochlorid
(HClO) wird überwiegend zur Desinfektion genutzt.
3.1.2.4.5
Katalytische Oxidation
Die ausschließlich mit O
2
arbeitende
mikrobiell katalysierte Mn-Oxidation
ist dagegen in
weiten Bereichen nicht durch Oxidationsmittel, sondern durch die mikrobiellen Umsatzraten
limitiert.
Die technische Katalyse der Manganoxidation findet im Gegensatz zur Eisenoxidation gene-
rell meist in Fest- oder Wirbelbetten statt.
Die Filtration zur Entfernung von Mangan stützt sich zu variablen Anteilen auf eine Kombi-
nation von pH-Kontrolle und chemischer und mikrobieller Oxidation, die durch chemische
und mikrobielle Sorption unterstützt wird. Sowohl die mikrobiell- als auch die oberflächen-
katalytisch wirksamen mineralischen Oberflächen des Filterbettes sind daher für eine Mn-
Filtration im Festbett durch „
einfahren
“ des Filters zu etablieren.
Mn(II) kann aus Wässern abgeschieden werden, indem die entsprechenden Wässer mit
Mangan-Oxid/Hydroxid-Mineralien in Wirbelbetten oder Festbetten in Kontakt gebracht wer-
den. Dies führt zur Sorption und einer nachfolgenden, durch die Feststoff-Oberfläche che-
misch katalysierten Oxidation und Fällung weiterer Mangan-Oxide/Hydroxide. Die heterogen
katalysierte Mn-Oxidation ist bei moderaten pH-Werten und Aufenthaltszeiten für eine voll-
ständige Mn-Oxidation i.d.R. ausreichend. Die in diesem Prozess frisch gebildeten

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Flockungshilfsmittel
sind meist langkettige anionische oder kat-
ionische Polymere. Diese lösen sich im Wasser, sorbieren mit ein-
zelnen Segmenten an verschiedenen Partikeln und führen so zu
deren Zusammenlagerung. Sie vermindern durch ihre Ladung auch
die elektrostatische Abstoßung zwischen Partikeloberflächen,
wodurch die Zusammenlagerung kleinerer Partikel zu größeren
Partikeln gefördert wird.
Mn-Hydroxide wirken selbst wiederum katalysierend. Materialien, deren Wirkung vornehm-
lich auf der Sorption beruht, bedürfen zusätzlicher Oxidationsmittel-Gaben (oft KMnO4), um
eine langfristige Reaktivität aufrecht zu erhalten bzw. diese wieder herzustellen.
3.1.2.5
FLOCKUNG
In der Überleitung in das Sedimentationsbecken werden den neutralisierten Grubenwässern
Flockungshilfsmittel (FHM) zugegeben (Abbildung 3-1).
Für den Betrieb herkömmlicher Grubenwasserreinigungsanlagen werden ca. 0,15 bis
0,6 g
FHM
/m
3
meist anionischer Polyacrylamide als Flockungshilfsmittel zur Entstabilisierung
der Kolloide eingesetzt. Coulton et al. (2003) nennen sogar einen Polymer-Einsatz von 1,8
bis 3,0 g
FHM
/m
3
für das Wheal Jane Minewater Treatment Plant.
Das FHM wird normalerweise in granulierter Form als Feststoff bevorratet, in einer Ansetz-
station mit Brauchwasser zu einer pumpbaren Lösung angesetzt und mittels Schlauchpumpe
dem bereits belüfteten und neutralisierten Wasserstrom zugegeben. Dies kann im soge-
nannten Verteilerbauwerk erfolgen, wo der teilbehandelte Wasserstrom auf mehrere Stra-
ßen (z. B. Sedimentationsbecken) aufgeteilt wird. Dort kann durch Überfallwehre oder un-
terströmte Plattenschieber eine entsprechende Turbulenz erzeugt werden, die für eine opti-
male Ausnutzung und Einmischung des FHM benötigt wird. Die anschließende Rohrstrecke
bis zum Sedimentationsbecken kann als Beruhigungsstrecke mit geringer Turbulenz genutzt
werden, auf der die Flocken „reifen“, also wachsen können.
Alternativ kann das FHM in einer Kammer mit einem Rührwerk zudosiert werden, mit wel-
chem die optimale Turbulenz eingestellt wird. Diesem nachgeschaltet kann ein Paddelwerk
die Flockenreifung unterstützen.
3.1.2.6
SCHLAMMBEHANDLUNG
Die aus dem Sedimentbecken abgezogenen Schlämme weisen einen Feststoffgehalt von
lediglich 0,5 bis 1,5 Massen% auf. Durch Einstapeln in einen Schlammeindicker kann der
Schlamm weiter entwässert und der Feststoffgehalt erhöht werden. Der Einsatz von Kräl-
werken unterstützt die Schlammentwässerung. Das überstehende Schlammwasser wird in
den Zulauf der Anlage zurückgeführt.
Der voreingedickte Schlamm kann in bergbauliche Hohlformen rücküberführt werden oder
muss für die Ablagerung auf einer Deponie weiter entwässert werden. Die Deponieklasse
richtet sich nach der Schlammzusammensetzung.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Die Entwässerung erfolgt durch Trocknung nach Aufschüttung oder Einlagerung in ein Tro-
ckenbecken oder durch Dekanter, Bandfilterpressen etc.
3.1.2.7
KOSTENSCHÄTZUNG
Tabelle 3-3 zeigt eine Kostenschätzung für eine Wasserbehandlung durch Neutralisation und
Oxidation zur Abscheidung von Eisen. Ausgewiesen werden die Kosten pro Kubikmeter be-
handeltes Wasser. Diese setzen sich zusammen aus der Abschreibung der Baukosten, den
Personalkosten für die Betriebsmannschaft und den Verbrauchsmittelkosten für Neutralisati-
onsmittel und Belüftung. Die letzten beiden Posten sind von der Wasserbeschaffenheit (ins-
bes. Eisenkonzentration) abhängig, so dass bei zunehmender Stoffkonzentration die Be-
handlungskosten steigen. Zur Veranschaulichung wurden die Eisenkonzentrationen der Mo-
dellwässer und ein Volumenstrom von jeweils 1 m³/s verwendet. Ein bedeutender Kosten-
faktor ist die Schlammentwässerung und -entsorgung, der ebenfalls mit der Eisenkonzentra-
tion ansteigt. Dieser Posten entfällt bei Einspülung der Schlämme in eine bergbauliche Hohl-
form.
Tabelle 3-3: Abschätzung der Kosten für die aktive Eisenabscheidung über Neutralisation
und Oxidation
Wasser 1
Wasser 2 Wasser 3
Eisenkonzentration
336
224
112
mg/l
Volumenstrom
60
60
60
m³/min
eisengetragene Azidität
12,0
8,0
4,0 molAzi/m³
zu behandelnder Aziditätsstrom
722,6
481,7
240,9 molAzi/min
entspricht
1040516
693677
346839 molAzi/d
Investkosten
10
10
10
Mio €
Abschreibung über
20
20
20 a
jährliche Abschreibung
0,5
0,5
0,5 Mio €/a
Abschreibungskosten
0,02
0,02
0,02 €/m³
Verbrauchsmittel- und Betriebskosten
CaO-Kosten
100
100
100
€/t
Jährlicher Verbrauch
13293
8862
4431
t/a
Kosten
1.329.259
886.173
443.086 €/a
spezif. Kosten Neutralisation
0,04
0,03
0,01 €/m³
spezif. Kosten für Belüftung
0,0056
0,0037
0,0019
€/m³
Strom, FHM, Wartung, usw.
0,080
0,080
0,080
€/m³
Personal
720.000
720.000
720.000 €/a
entspr.
0,023
0,023
0,023 €/m³
Summe Kosten
0,17
0,15
0,13 €/m³
entspricht
0,014
0,019
0,034 €/molAzi
Schlammdeponierung
0,168
0,112
0,056
€/m³Wasser
Summe Kosten inkl.
Schlammdeponierung
0,33
0,26
0,19
€/m³

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 32
VITA-MIN
Der Kostenschätzung für eine Wasserbehandlung durch Neutralisation und Oxidation zur
Abscheidung von Eisen liegen nachfolgend genannte Annahmen zugrunde. Sie beruhen auf
Erfahrungswerten und stellen eine grobe Schätzung dar, die im konkreten Fall deutlich ab-
weichen kann.
Die Baukosten der Anlage betragen 10 Mio. €. Ihr Betrieb wird gleichmäßig über 20
Jahre abgeschrieben.
Es wird Branntkalk als Neutralisationsmittel zu 100 €/t eingesetzt
Es wird von einem Wirkungsgrad des Neutralisationsmittels von 80% und des Sauer-
stoffeintrages von 15% ausgegangen.
Es wird von einem 3-Schicht Betrieb mit 2 Personen pro Schicht und einer doppelten
Besetzung = 12 Vollzeitstellen ausgegangen. Es werden pro Person Lohnkosten von
brutto 60.000 €/a veranschlagt.
Es wird lediglich Eisen als zu fällender Stoff angenommen. Eisen hat einen Massen-
anteil von 40% am Feststoff des Schlammes.
Die zu entsorgende Tonne Schlamm kostet 60 €. Dieser Preis beinhaltet alle Kosten
für die Entwässerung.
Die spezifischen Kosten pro eingetragenem mol Alkalinität nehmen mit zunehmender Eisen-
konzentration ab, da die Investition in die Hardware weitgehend gleich bleibt. Die spezifi-
schen Kosten pro m³ behandeltes Wasser nehmen mit zunehmender Eisenkonzentration zu,
da die hierfür notwendige Menge an Verbrauchsmitteln steigt. Die Behandlungskosten in
einer stationären Anlage sind etwa doppelt so hoch wie die einer In-Lake-Behandlung.
Tabelle 3-4 zeigt die z.Z. (Stand 2019) in Betrieb befindlichen Grubenwasserreinigungsanla-
gen, Absetzanlagen in der Lausitz und in Mitteldeutschland. Im Drehnaer See erfolgt eine
In-Lake-Behandlung mit einer stationären uferseitig positionierten Neutralisationsanlage.
Tabelle 3-4: Grubenwasserreinigungsanlagen und Absetzanlagen in der Lausitz und in Mit-
teldeutschland
Standort der Anlage
Gebiet / Standort
Durchsätze
Schlamm-
volumen
Weiterverwendung des
Schlamms
Konzentration
Zulauf Fe
ges
Ablauf Fe
ges
Zulauf SO
4
[mg/L]
[mg/L]
[Mio. m³/a] [Mio. m³/a]
[mg/L]
GWBA Jänschwalde
Lausitz
7,3
0,09
91,8
3,4
Verbringung
Schlammstabelbecken
350
GWBA "Am Weinberg“
Lausitz / Kippe Tgb.
Welzow-Süd
78
1,2
12,7
0,8
Überleitung zur GWBA
Schwarze Pumpe
884
GWBA Tzschellen
Lausitz / Tgb. Nochten
280
0,77
28,7
nahezu vollständige
stoffliche
Wiedernutzbarmachung
1710
GWBA Briesnig
Lausitz
1,2
0,55
5,2
diskontinuierliche
Entsorgung
82,5
GWBA Schwarze
Pumpe
Lausitz / Kraftwerk
Schwarze Pumpe
47
1,2
106,1
1,3
Einspülen in Restsee
Spreetal Nord-Ost
510
GWBA Trebendorf
Lausitz
1,43
1,2
7
GWBA Kringelsdorf
Lausitz
37
1,8
110,5
0,9
Verbringung
Schlammstabelbecken
(19 ha)
264
GWRA Neukieritzsch
Mitteldeutschland Tgb.
Vereinigtes
Schleenhain
20 - 70
< 3,0
31
GWRA Profen
Mitteldeutschland Tgb.
Profen
40
1,5
60
GWRA Pößnitz
Lausitz
75
1,9
18,7
3,7
GWRA Rainitza
Lausitz
17,5
1,1
38,3
3
Einleitung ins RL Sedlitz
GWRA Vetschau
Lausitz
4,9
1,1
6,9
Absetzteich Belten
Lausitz
0,7
Drehnaer See
Lausitz / RL 12 Inlake-
Behandlung
1 bis 1,5
Sedimentation im
Seekörper
Stoffkonzentrationen

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 33
VITA-MIN
Homogene Katalyse
(oder Autokatalyse) ist die Katalyse einer
chemischen Reaktion durch eine Festphase, die aus der Reaktion
hervorgeht und deren kristallographische Struktur mit der des Pro-
duktes übereinstimmt.
3.1.3
DICKSCHLAMMVERFAHREN (HDS: HIGH DENSITY SLUDGE)
Das HDS (High-Density-Sludge) Verfahren stellt eine weitere verfahrenstechnische Optimie-
rung dar. Es erweitert die in Kap. 3.1.2 beschriebene Prozessabfolge durch die Teil-
Rückführung des im Sedimentationsbecken abgeschiedenen Schlammes und dessen Rück-
führung in das Reaktionsbecken (Abbildung 3-1). Dieses Verfahren erlaubt die bessere Aus-
nutzung des im Schlamm gebundenen, nicht verbrauchten Neutralisationsmittels und stellt
zusätzliche Sorptionsplätze für die homogene Katalyse des Oxidationsprozesses zur Verfü-
gung.
Das (HDS)-Verfahren umfasst folgende 4 Teilschritte:
1. Eintrag des Neutralisationsmittels in den rezyklierten Schlamm in einem vorgeschal-
teten Anmischtank/Becken (Abbildung 3-8). Hierdurch wird der Kontakt zwischen
den Feststoffen erzwungen, was die Koagulation der Kalkpartikel mit den rezyklierten
Fällungsprodukten fördert.
2. Neutralisation des Grubenwassers im eigentlichen Reaktionsbecken durch kontrollier-
te pH-abhängige Kalkmilch/Schlamm-Zugabe bei gleichzeitiger Belüftung. Durch die
Zudosierung des neutralisierten Schlammes finden die Oxidations- und Fällungsreak-
tionen verstärkt auf der Oberfläche bereits bestehender Partikel statt, wodurch deren
Wachstum forciert wird (Aubé, et al., 2009). Hierdurch kann bei geringeren Übersät-
tigungen der amorphen Eisenhydroxide und dadurch bei weniger stark erhöhten pH-
Werten gearbeitet werden, mit dem Ziel, auch wasserärmere/ kryptokristalline Ei-
senhydroxide (höhere Schlammdichte, geringeres Schlammvolumen) und Eisenhyd-
roxisulfate zu fällen. Letzteres führt zur Kalkeinsparung, da anteilig Sulfat anstatt der
Hydroxylionen als Anion verwendet wird.
3. Fällungsmittel-Zugabe in einem Flockungstank.
4. Sedimentation mit gesteigerter Effektivität (höhere Mengenströme, geringere Auf-
enthaltszeiten). Ein Teil des aus dem Sedimentationsbecken abgezogenen Schlam-
mes wird in den Anmischtank zurückgeführt.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 34
VITA-MIN
Abbildung 3-8: Schema der oxidativen Metallabscheidung (INAP, 2014, S. 327 Figure 7-4:
Basic HDS Process Configuration)
Beim sogenannten Geco-Prozess wird der rückgeführte Schlamm im Gegensatz zum klassi-
schen HDS-Verfahren zunächst mit dem azidischen Grubenwasser vermischt (Aube &
Payant, 1997). Erst im zweiten Reaktor wird weitere Kalkmilch zugegeben und belüftet. Ziel
der Verfahrensvariante ist ebenfalls die Erzeugung eines sehr feststoffreichen Schlammes.
Der Neutralisationsmittelverbrauch beim Geco-Prozess ist noch etwas geringer, allerdings ist
die Alkalinität des Schlammes aber auch geringer (Aubé, et al., 2009).
Auch die stufenweise Anhebung des pH-Wertes ermöglicht die Fällung verschiedener Metalle
in Form von wasserärmeren, dichteren Hydroxiden mit größerer Kristallinität. Die dadurch
entstehenden Schlämme sind wasserärmer und dichter. Diese Technik benötigt aber auch
mehrere hintereinandergeschaltete Reaktionsbecken. Sie ist bspw. in der GWRA des ehema-
ligen Uranbergwerkes Königstein umgesetzt (Märten, Neueste Trends zur aktiven
Wasserbehandlung und Anwendungsbeispiele, 2006).
Vorteile dieses verbesserten Verfahrens sind die gute Prozesskontrolle, die erzeugbaren
Schlämme mit bis zu 20% Trockenmasse und die damit geringeren Aufwendungen für die
Schlammbehandlung (Eindickung, Entwässerung, Deponierung). Die HDS-Technologie wird
in der Lausitz und im Mitteldeutschen Revier aktuell nicht eingesetzt, da jeweils die Möglich-
keit besteht, die anfallenden EHS-Schlämme in die Tagebaufolgeseen einzuleiten. Hierdurch
stellt das Schlammvolumen keinen entscheidenden Kostenfaktor mehr dar und der Schlamm
bleibt pumpbar.
Generell ist die Etablierung von Techniken zur Verminderung des Schlammvolumens auf-
wändiger und lohnt sich nur, wenn die Schlämme vor der Ablagerung weiter entwässert
werden müssen. Dies ist bei der in der Lausitz häufig möglichen Verspülung der Schlämme
in bergbauliche Hohlformen meist nicht der Fall.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
3.1.4
NEUTRALISATIONSMAßNAHMEN AM BEISPIEL DER IN-LAKE-BEHANDLUNG VON BERG-
BAUFOLGESEEN
Für die Verbesserung der Wasserqualität sowie der Nutzbarmachung von Bergbaufolgeseen
werden Maßnahmen zur In-Lake-Neutralisation durchgeführt. Diese werden zum einen
durch mobile Gewässerbehandlungsschiffe (GWBS) und zum anderen durch land- bzw. ufer-
seitige stationäre Behandlungsanlagen durchgeführt.
Welche Technik und welches Neutralisationsmittel tatsächlich verwendet wird, hängt einer-
seits von wirtschaftlichen und anderseits von örtlichen bzw. technischen Einflussfaktoren ab,
sodass derartige Entscheidungen für jeden zu behandelten Bergbaufolgesee individuell ge-
troffen werden müssen.
3.1.4.1
AUSWAHL DES NEUTRALISATIONSMITTELS
Die Kosten für die Konditionierung von Bergbaufolgeseen werden maßgeblich durch das ein-
gesetzte Neutralisationsmittel (NM) und den erreichten Wirkungsgrad bei dessen Verwen-
dung bestimmt. Infolgedessen ist die Wahl des verwendeten Neutralisationsmittels von ent-
scheidender Bedeutung. Innerhalb der letzten Jahre wurden zahlreiche NM von verschiede-
nen Herstellern hinsichtlich ihres Lösungsverhaltens sowohl bei der Initial- als auch bei der
Nachsorgeneutralisation getestet. Folgende generelle Aussagen lassen sich hinsichtlich des
effizienten Einsatzes bei der In-Lake-Neutralisation ableiten:
Branntkalk (BK)
, mit dem Hauptbestandteil gemahlenes CaO, der auch als Weißfeinkalk
bezeichnet wird, besitzt
ein hohes Neutralisationsäquivalent (ca. 30 bis 35 mol/kg) und damit eine geringe
Masse pro freisetzbarer Alkalinität im See und eine hohe Schüttdichte von 0,9 -
1,0 t/m³.
einen günstigen Preis (bis zu 0,3 Cent pro Mol Alkalinität).
die Fähigkeit, einen Puffer mit K
S4,3
bis 0,25 mmol/l effizient aufzubauen.
eine hohe Reaktivität in allen pH-Bereichen. Diese Reaktivität gewährleistet zwar ei-
nerseits eine hohe Reaktionsrate, kann aber andererseits auch an der Eintragsstelle
zu lokal hohen, potenziell gesundheitsgefährdenden pH-Werten führen.
Da im neutralen Bereich Gefährdungen durch lokal hohe pH-Werte nicht gänzlich auszu-
schließen sind, soll Branntkalk künftig nur eingesetzt werden, wenn:
der pH-Wert des Seewassers unter 4,5 liegt (Initialneutralisation) oder
keine Nutzung erlaubt ist, für die Gefährdungen auftreten oder
spezielle Maßnahmen (z. B. ein festgelegter Abstand zu einer örtlich begrenzten Nut-
zung) getroffen wurden, um diese Gefährdungen zu vermeiden.
Kalkhydrat (KH)
, mit dem Hauptbestandteil gemahlenes Ca(OH)
2
, das auch als Weißkalk-
hydrat bezeichnet wird, besitzt
ein niedrigeres Neutralisationsäquivalent von etwa 25 - 29 mol/kg und eine gegen-
über Branntkalk geringere Schüttdichte von 0,4 – 0,5 t/m³
aufgrund des für seine Herstellung zusätzlich notwendigen Prozessschrittes (Lö-
schen) und der höheren Transportkosten einen relativ hohen spezifischen Preis.
für sehr kleine Anwendungen den Vorteil, dass es auch als fertige Kalkmilchsuspen-
sion angeboten wird. Dies erspart den Einsatz der Löschtechnik.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 36
VITA-MIN
in der Regel keinen Vorteil gegenüber dem Einsatz von Branntkalk.
Kalksteinmehl (KSM)
, mit dem Hauptbestandteil gemahlenes CaCO
3
(Kalkstein oder Krei-
de) besitzt,
ein relativ niedriges Neutralisationsäquivalent von etwa 20 mol/kg
bei grober Körnung einen schlechten Wirkungsgrad und sollte daher relativ feinkör-
nig sein (z. B. d
90
< 40 μm).
bei feinkörnigem Kalksteinmehl eine Schüttdichte von etwa 0,5 - 0,8 t/m³.
spezifische Kosten von etwa 0,3 Cent pro mol Alkalinität.
den Vorteil, dass eine Anhebung des pH-Werts bei der Neutralisation mit Kalkstein-
mehl über ein ökologisch und gesundheitlich verträgliches Maß hinaus ausgeschlos-
sen ist.
durch den Karbonatanteil die Fähigkeit, effizient höhere KS
4,3
-Werte als beim
Branntkalkeinsatz zu erreichen. Damit kann ein Hydrogencarbonatpuffer bis
KS
4,3
≈ 0,5 mmol/l gut aufgebaut werden.
Obwohl BK und KSM in etwa denselben spezifischen Preis pro Mol Alkalinität besitzen, ist BK
in der Regel die wirtschaftlichere Variante, da bei KSM deutlich mehr Tonnage in den Was-
serkörper eintragen werden muss, um dieselbe Neutralisationswirkung zu erreichen. Damit
sind die Eintragskosten für Kalksteinmehl höher als für Branntkalk. Branntkalk bietet sich
daher überall dort an, wo:
keine alkalische Pufferung bei der Neutralisation von K
S4,3
> 0,25 mmol/l bei
6 < pH < 7 notwendig ist
keine Gewässernutzung erfolgt (Badebetrieb, Ausleitung in die öffentliche Vorflut),
bei der potenziell Gefährdungen durch lokal eintretende pH-Werte > 8,5 auftreten
können.
Dies bedeutet, dass der BK-Einsatz im Fokus der Initialneutralisation steht, wohingegen
KSM vorrangig in der Phase der Nachsorgeneutralisation von Bergbaufolgeseen eingesetzt
wird. Eine Übersicht zu den derzeitig verwendeten Neutralisationsmitteln sowie deren Ton-
nagen-Preis zeigt Tabelle 3-5.
Tabelle 3-5: Gegenüberstellung verwendeter Neutralisationsmittel
Neutralisationsmittel
Produkt-
spezifikation
Preis
in €/t
Lagerungs-
dichte in t/m³
Reinheit
in %
Kalkstein (CaCO
3
)
d
90
< 40 - 60 μm
35 - 50
1,0-1,1
85-99
Kreide (CaCO
3
)
d
90
< 30 μm
65 - 80
0,8-0,9
85-95
Kalkhydrat (Ca(OH)
2
)
110 - 125 0,4-0,5
85-95
Branntkalk (CaO)
schnell reagierend
95 - 115
0,9-1,1
92-98
langsam reagierend 95 - 115
0,9-1,1
85-90
vorhydratisiert
105 - 120 0,9-1,1
85-90
3.1.4.2
AUSWAHL DES IN-LAKE-VERFAHRENS
Nicht alle Behandlungsverfahren sind technisch für alle Bergbaufolgeseen gleich gut geeig-
net, sodass die Wahl des In-Lake-Verfahrens seespezifisch erfolgen muss. Etabliert haben

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
sich in den letzten Jahren zwei grundlegende Verfahrenstechnologien, indem der Eintrag
von alkalischen Feststoffen zur Seewasserbehandlung über eine stationäre oder eine mobile
Behandlungsanlage erfolgt.
Im Falle der stationären Behandlungsanlage erfolgt der Eintrag des NM durch Rohr- bzw.
Schwimmleitungen, die fest installiert sind und mehrere 100 m in den Wasserkörper hin-
einragen. Hierfür werden uferseitig Kalksilos positioniert, die die Bevorratung des NM über
mehrere Tage ermöglichen. Dies erscheint vor allem dann als Vorzugslösung, wenn die Zeit
zwischen den Behandlungszyklen mehrere Wochen betragen bzw. der See aufgrund einer
nicht gleichmäßigen Wiederversauerung in unregelmäßigen Abständen konditioniert werden
muss. Die Herstellung der Kalksuspension erfolgt uferseitig, in der Regel in einem Anmisch-
Container. Der in den Kalksilos bevorratete alkalische Feststoff wird über Förderschnecken
in den Anmisch-Container geleitet und dort mit Seewasser zur Reaktion gebracht.
Über eine Rohr- bzw. Schwimmleitung wird die Kalksuspension mittels einer submersen frei-
strahlbasierten Eintragstechnik in den Wasserkörper eingetragen. Vorteilhaft für derartige
stationäre Anlagen sind relativ kompakte Seewasserkörper, die eine gute Durchmischung
durch den Freistrahleintrag und die konvektiven wind- und temperaturinduzierten See-
wasserströmungen erwarten lassen (Luckner, et al., 2017).
Bei stark gegliederten Seen, die aus mehreren „Teilbecken“ bestehen, kommen stationäre
Behandlungsanlagen an Ihre Grenzen, da die korrekte Verteilung des NM nicht mehr ge-
währleistet werden kann. In diesem Fall erfolgt der Eintrag über sogenannte Gewässer-
behandlungsschiffe (GWBS), die den Feststoff bedarfsgerecht über die gesamte Seeober-
fläche verteilen. Die Gewässerbehandlungsschiffe werden in der Regel über Just-in-time-Lie-
ferungen direkt vom Silo-LKW aus beladen (Luckner, et al., 2017).
„Als relevantes Beispiel ist hierbei das LMBV-Gewässerbehandlungsschiff „Klara“ zu nennen,
welches eigens für die Initial- und Nachsorgeneutralisation der neun Seen der säch-
sisch/brandenburgischen erweiterten Restlochkette geplant und gebaut wurde. Die „Klara“
ist das bisher leistungsstärkste Gewässerbehandlungsschiff, das 150 bis 300 t NM pro Tag in
die Bergbaufolgeseen effizient einbringen kann. Durch den Einsatz der zwei Leichter, die im
Wechsel beladen werden, hat das Schiff kaum Wartezeiten während der Beladung und ist
auch diesbezüglich sehr effizient. Durch die schiffbaren Kanäle zwischen den Bergbaufolge-
seen der Erweiterten Restlochkette entfällt die Notwendigkeit des Umsetzens des Schiffs
(Luckner, et al., 2017).
3.1.4.3
KOSTEN IN DER IN-LAKE-NEUTRALISATION
Die Kosten der In-Lake-Neutralisation hängen von einer Vielzahl von Faktoren ab, dabei be-
einflusst vor allem die Wahl des NM die Kosten der Wasserbehandlung maßgeblich. Sie lie-
gen für gewöhnlich in der Größenordnung von 60% der jeweiligen Behandlungskosten. Bei
der Initialneutralisation ist der Neutralisationsmittelbedarf hauptsächlich von der Acidität
und dem Volumen des Wasserköpers abhängig. In dieser Behandlungsphase kommen auf-
grund ihrer hohen Alkalinitätsfreisetzung bevorzugt BK-Produkte bis zu einem behördlichen
festgelegten pH-Wert zum Einsatz.
In der Nachsorge spielen dann vor allem der Aciditätseintrag durch bergbaubeeinflusstes
Grundwasser sowie die seeinternen Aciditätseinträge eine übergeordnete Rolle. Die Wahl
des NM während der Nachsorge beschränkt sich in den meisten Fällen auf KSM. Infolgedes-
sen ist die Wahl des KSM-Produktes von entscheidender Bedeutung, da die KSM-Lösung im

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
schwach sauren bis neutralen pH-Wert-Bereich aufgrund der Nähe der Lösung zur Sätti-
gungsgrenze bezüglich der Mineralphase Calcit stark gehemmt ist.
Zusätzlich sind die anfallenden Kosten zur Bereitstellung der notwendigen Infrastruktur so-
wie der Standfläche einer stationären Anlage bzw. einer Anlege- und Beladestelle für GWBS
zu berücksichtigen. Derartige Kosten fallen in der Regel nur einmalig an. Grundsätzlich las-
sen sich derzeit folgende mittlere spezifische Kosten für die In-Lake-Neutralisation der
Bergbaufolgeseen nennen (Luckner, et al., 2017):
Initialneutralisation mit Branntkalk für pH < 5
mit stationären Anlagen
0,6 ct/mol
mit großen Gewässerbehandlungsschiffen
0,7 ct/mol
mit kleinen Gewässerbehandlungsschiffen
0,8 ct/mol
Nachsorgeneutralisation mit Kalksteinmehl für pH > 5
mit stationären Anlagen
1,0 ct/mol
mit großen Gewässerbehandlungsschiffen
1,2 ct/mol
mit kleinen Gewässerbehandlungsschiffen
1,35 ct/mol
3.1.4.4
AUSWAHLKRITERIEN DES NEUTRALISATIONSMITTELS IN DER NACHSORGENEUTRALISATION
Für die Wirtschaftlichkeit der In-Lake-Neutralisation ist das Lösungsverhalten des alkali-
schen Feststoffs und damit die Alkalinitätsfreisetzung von entscheidender Bedeutung. Da die
KSM-Lösung vor allem im neutralen pH-Wert-Bereich stark gehemmt ist und damit zu ge-
ringen Wirkungsgraden während der Wasserbehandlung führt, ist die Sedimentation des
ungelösten Feststoffs wahrscheinlich.
Im Rahmen von Laborversuchen erfolgte seitens der GFI GmbH Dresden die Untersuchung
der Wirksamkeitsabnahme ausgewählter KSM-Produkte in Abhängigkeit des pH-Wertes, die
derzeitig in der In-Lake-Behandlung bevorzugt zum Einsatz kommen.
Die Untersuchung der Lösungsgeschwindigkeit der ausgewählten KSM-Produkte erfolgte
volumetrisch durch eine pH-STAT-Titration. Gemessen wird die Geschwindigkeit der HCl-
Dosierung unter Einstellung eines definierten Start-pH-Wertes, aus der die Alkalinitäts-
freisetzung unter den gegebenen Randbedingungen abgeleitet werden kann. Bei der pH-
STAT-Methode wird der pH-Wert konstant gehalten. Der zeitliche Verlauf des HCl-
Verbrauches ist dann ein Maß für die Lösungsgeschwindigkeit des Feststoffs. Aus der Stöch-
iometrie der Reaktion geht hervor, dass für ein Mol gelöstes CaCO
3
zwei Mol HCl titriert
werden müssen, um den pH-Wert konstant zu halten (Allers, 2001).
CaCO
3
+ 2 HCl
2 CaCl
2
+ H
2
O + CO
2(aq)
Gl. 3-2
In Abbildung 3-9 ist die Wirksamkeitsabnahme für fünf verschiedene KSM-Produkte mit der
Zunahme des pH-Wertes dargestellt. Anhand dieser zeigt sich die große Spannbreite der
Reaktivität der untersuchten Produkte. Das Produkt KSM_03 zeigt in Abhängigkeit des pH-
Wertes die geringste Wirkungsgradabnahme, selbst im rot eingerahmten nachsorgerele-
vanten pH-Wertbereich werden bei pH 6 ca. 90 % und bei pH 7 ca. 70 % der im Feststoff
gespeicherten Alkalinität wirksam. Demgegenüber zeigt das Produkt KSM_04 ein deutlich

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
geringeres Freisetzungspotenzial. Bei einem pH-Wert von 6 und 7 werden lediglich 30 bzw.
20 % der im Feststoff gespeicherten Alkalinität freigesetzt. Für die Wirksamkeit ausschlag-
gebend sind dabei u.a.:
die mineralische Struktur (z. B. handelt es sich um ein Kreide-, Kalkstein- oder
Mamorprodukt; Größe der inneren Oberfläche) und
die chemische Zusammensetzung (z. B. wie groß ist der Anteil an Magnesium) des
Produktes.
Der mit einem Kalkprodukt jeweils erreichbare Wirkungsgrad ist immer in Zusammenhang
mit den Produkt- und Eintragskosten zu sehen. Es kann also auch durchaus sinnvoll sein,
ein weniger reaktives Produkt einzusetzen, wenn Beschaffungs- Transport- und Eintragskos-
ten günstiger sind.
Abbildung 3-9: Abnahme des Wirkungsgrades in Abhängigkeit des pH-Wertes ausgewählter
KSM-Produkte
3.1.4.5
FALLBESPIEL - PILOT UND DEMONSTRATIONSVORHABEN AM RL 12
Das von der GFI GmbH Dresden im Auftrag der LMBV durchgeführte Pilot- und Demonstrati-
onsverfahren zur Pufferung mittels CO
2
fand in den Jahren 2014 bis 2016 am Drehnaer See
(RL 12) statt (LMBV, 2017). Erprobt wurde hierfür ein geschlossener technischer Reaktor,
der aus Seewasser, Branntkalk oder Kalksteinmehl und CO
2
das Zielprodukt gelöstes Hydro-
gencarbonat erzeugt und in den Wasserkörper des Drehnaer Sees mit einer Hydrogencarbo-
nat-Konzentration von 25 - 30 mol/m³ und pH < 7 einträgt. Die Vermischung im Seewas-
serkörper findet hierbei durch die Freistrahltechnologie statt. Da der Wirbelbettreaktor bei
hoher Dichte der Reaktanten CO
2
und Branntkalk oder Kalksteinmehl im Fluidbett arbeitet,
wurde er als „
H
igh
-D
ensity
-H
ydrogencarbonat
-R
eaktor
“ (HDHc-Reaktor)
bezeichnet.
Abbildung 3-10 dient der Veranschaulichung des HDHc-Reaktors mit seinen drei Teilreakto-
ren zur Gas- und Feststofflösung sowie zur Trennung des Fluids in seine Komponenten
(d. h. in das noch nicht umgesetzte CO
2
und den noch ungelösten Kalk, die beide in die ent-
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
3.0
3.5
4.0
4.5
5.0
5.5
6.0
6.5
7.0
7.5
8.0
Wirkungsgrad in %
pH-Wert
KSM_01
KSM_02
KSM_03
KSM_04
KSM_05
pH-Wert-Bereich - Nachsorge
Randbedigungen:
dest. H
2
O
389 U/min
pCO
2
= 0,035 Vol.-%

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
sprechenden Teilreaktoren rezirkuliert werden) sowie mit gelöstem Hydrogencarbonat
(HCO
3
-
(aq)
) angereichertem Wasser, das in den See im getauchten Freistrahl ausgetragen
werden kann. Ziel der Entwicklung dieses Reaktors war es, durch Rückführung von noch
ungelöstem CO
2(g)
in den Gaslösungsreaktor und noch ungelöstem Kalk in den Feststoffreak-
tor hohe Umsatzraten im geschlossenen Reaktorraum zu ermöglichen und Ausgasungs- und
Sedimentationsverluste im HDHc-Reaktor zu vermeiden. Des Weiteren war es damit Ziel,
nur das gelöste HCO
3
-
in den zu neutralisierenden und zu puffernden Seewasserkörper aus-
zutragen und den pH-Wert in diesem gepufferten Austragswasser im Bereich von pH ≈ 7 zu
halten. (Luckner, et al., 2017)
Abbildung 3-10: Wirkungsschema des High-Density-Hydrogencarbonat (HDHc)-Reaktors im
Rahmen des LMBV-P&D-Tests 2014 – 2016 (Luckner, et al., 2017)
Die technische Realisierung erfolgte durch Trennung der Anlagenteile in landseitige Anla-
genkomponenten und wasserseitige Anlagenkomponenten (Luckner, et al., 2017).
Im Rahmen des Pilot- und Demonstrationsvorhabens wurden drei Tests mit zwischenzeitlich
drei Wiederversauerungsphasen in den Jahren 2014 bis 2016 durchgeführt und ausgewertet
(LMBV, 2017). Es wurde folgende Pufferung im Seewasserkörper erreicht (Luckner, et al.,
2017):
1. mit BK und CO
2
12/2014
K
S4,3
= 0,7 mmol/L bei pH = 7,3
2. mit KSM und CO
2
12/2015
K
S4,3
= 0,9 mmol/L bei pH = 7,1 und
3. mit BK, KSM und CO
2
10/2016
K
S4,3
= 1,1 mmol/L bei pH = 7,13
Mit einer Alkalinisierung jährlich auf K
S4,3
≥ 1 mmol/L wird erwartet, dass der Nachsorge-
zyklus im Oberflächenwasserkörper des RL 12 auf 3 Monate Alkalinisierung und 9 Monate
Wiederversauerung beschränkt werden kann. (Luckner, et al., 2017)
3.1.5
PASSIVE NEUTRALISATIONSVERFAHREN
Passive Neutralisationsverfahren beruhen auf der Auflösung und/oder Ausfällung von anor-
ganischen, mineralischen Substanzen in übertägigen oder unterirdischen Reaktionskammern
(Reaktoren, Gerinne, Kanäle). Nach Wieber & Streb (2010) können dabei zwei Hauptprinzi-
pien unterschieden werden:
HCO
3
-
25 bis 30
mmol/L
Seewasser

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VITA-MIN
Techniken, die auf der Auflösung von Kalksteinen basieren (z. B. ALD, OLD, Siderit-
Calcit-Reaktor),
Systeme, an denen an der Oberfläche eines anorganischen Mediums mineralische
Ausfällungen stattfinden (z. B. SCOOFI-Reaktor, Pyrolusit-Prozess-Reaktor).
Natürliche Bachläufe und Teiche bzw. technische Kanäle, Gerinne oder Becken, in denen die
Lösungs- und Fällungsreaktionen zugeführter karbonatischer Substanzen zur Neutralisierung
der Säure, Anhebung des pH-Wertes und Generierung von Alkalinität im behandelten Was-
ser führen, werden diesem Kapitel zugeordnet. Weitere passive, zumeist technisch aufwän-
digere Verfahren, wo komplexere Prozesse die physiko-chemischen Verhältnisse ändern,
werden im Kap. 3.2 Fällungsverfahren beschrieben (Vertikaldurchflussreaktor: Kap. 3.2.3,
passive Methoden zur Metallentfernung: Kap. 3.2.8).
3.1.5.1
OXISCHER KARBONATKANAL (OLD), OFFENES KARBONATGERINNE (OLC), ALKALINE LEACH
BEDS (LLB / SLB)
Die einfachste Methode der passiven Neutralisierung ist die Verfüllung bzw. Auskleidung
eines Bachbettes mit karbonatischem Gestein/Gesteinsbruchstücken, wobei es zu dessen
(Auf)Lösung kommt, wenn das saure Grubenwasser darüber hinweg fließt. Wird hierfür ein
natürlicher bzw. technisch ins Gebirge geschnittener (felsengesäumter) Bachlauf verwendet,
definiert die Literatur dies als offenes Karbonatgerinne (oxid limestone channel OLC; Eigen-
schaften: Tabelle 3-6), sind bauliche Maßnahmen insbesondere zur Untergrund- oder Ufer-
befestigung (im Lockergestein) erforderlich, handelt es sich um einen offenen bzw. oxischen
Karbonatkanal (oxid limestone drains OLD; Eigenschaften: Tabelle 3-6). Karbonatkanal/-
gerinne eignen sich für die Behandlung saurer – mäßig saurer, sauerstoffhaltiger Gruben-
wässer mit moderaten Metall- (insbesondere Fe, Mn, Al) und Sulfationenkonzentrationen.
Damit unterscheiden sie sich von den nachfolgend beschriebenen, modifizierten Formen, die
in einem letzten Aufbereitungsschritt noch Alkalinität eintragen bzw. Mangan oder Alumini-
um aus sonst metallfreien Wässern entfernen sollen.
Kalkstein findet für diese Zwecke eine breite Anwendung, was die Verfahren ungefährlich
und kostengünstig macht, wenn das Gestein in der Umgebung verfügbar ist. Diese Strategie
ist jedoch nicht unbedingt wirksam, weil die Auflösungsrate im Vergleich zu den bei der
chemischen Behandlung verwendeten Alkalien langsam ist (PIRAMID Consortium, 2003).
Die Korngröße des alkalischen Ausgangsmaterials ist ein Kompromiss, der auf der standort-
spezifischen Wasserqualität und -strömung basiert, da kleinere Korngrößen in der Regel
eine höhere Reaktivität bieten, aber auch anfälliger für Sedimentationsverstopfungen oder
Verlagerung sind. Bessere Ergebnisse lieferte noch die geteilte Behandlung mit Kalk und
Kalkstein (Akcil & Koldas, 2006). Systeme mit Dolomit als Neutralisationsmittel haben sich
hingegen als wenig effektiv erwiesen (Genty, et al., 2016).
Die Auflösung des Kalksteins durch Hydrolyseprodukte (H
+
, CO
2
nach Gl. 3-5 - Gl. 3-7) und
die Oxidationsreaktionen durch Sauerstoffzutritt bewirken:
Generierung von Alkalinität,
Neutralisierung von Säuren,
pH-Wert-Anhebung,
Ausfällung von Oxiden/Hydroxiden (insbesondere Eisen-, Aluminiumhydroxide).
Die Nettoreaktionsgleichung für die Oxidation, Hydrolyse, Ausfällung und Neutralisationsre-
aktion in Fe(II)-haltigen Wässern kann lt. Hedin et al. (1994) mit Gl. 3-3 beschrieben wer-
den:

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image
- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
2+
2
+
+
3+
+2
2
2+
2
+2
3−
2
+2
2
Gl. 3-3
Zudem kommt es zu Sorption von Spurenmetallen an den Fe-/Al-Hydroxiden und Ko-
Präzipitation von Mangan. Von Rose et al. (2003) wurden drei mit Kalkstein ausgekleidete
Kanäle (limestone-lined channels) mit einer Mn-Entfernungsrate von etwa 10 g/m
2
/d beo-
bachtet. Die Rate der Kalksteinauflösung nimmt mit Zunahme von Verweilzeit, pH-Wert,
Ca
2+
- und HCO
3-
-Konzentration ab und verringert den CO
2
-Partialdruck pCO
2
(Cravotta,
1998).
Für die wenig Fläche beanspruchenden, leicht zu konstruierenden und kostengünstigen Al-
ternativen zu technisch anspruchsvolleren Systemen stellt jedoch die hohe Clogging-
Tendenz ein großes Problem dar.
Da die Bauten zur Atmosphäre hin offen sind, wird der Kalkstein schnell mit Me-
tall(hydr)oxid- oder auch Calciumsulfat-Ausfällungen sowie biologischem Wachstum überzo-
gen, was die Wechselwirkung mit dem Grubenwasser hemmt (Akcil & Koldas, 2006). Daher
sind hohe Strömungsgeschwindigkeiten erforderlich, um Ausfällungen auf dem Kalkstein zu
verhindern (Byrne, Wood, & Reid, 2012). Idealerweise sorgen turbulente Fließbedingungen
(z. B. durch Wälle und/oder Gefällestufen) für den Abtransport der Ausfällungen und ver-
hindern Kolmationen des Porenraumes zwischen den Kalksteinbruchstücken. Die Geschwin-
digkeiten durch das System sollten so hoch sein (> 0,1…0,5 m/min, resultierende Verweil-
zeit < 3 h), dass die Feststoffe in Suspension gehalten werden, um sie erst im nachgeschal-
teten Absetzbecken oder einem Feuchtgebiet zu sedimentieren (PIRAMID Consortium,
2003; Wolkersdorfer, 2017; Younger, Banwart, & Hedin, 2002). Daher eignen sich Kar-
bonatkanäle bzw. –gerinne besonders zur Behandlung im steilen (Gefälle 10… > 20 %),
unwegsamen Gelände, aber auch bei sauren Grubenwässern, deren pH-Wert angehoben
werden soll und die über weite Strecken (300 bis 1000 m) abgeleitet werden müssen
(Ziemkiewicz, Brant, & Skousen, 1996; Heitfeld, et al., 2012). Im OLC werden größere Ge-
steinsbruchstücke verwendet als im OLD, weshalb sie weniger anfällig für Verstopfungen
sind, was zum Erreichen des gleichen Neutralisationseffekts aber längere Fließzeiten vo-
raussetzt. Nach Wolkersdorfer (2017) kann selbst in verockerten Karbonatgerinnen im Ide-
alfall noch eine Pufferung des Grubenwassers beobachtet werden, wobei die Leistung auf
20% dessen von unverockerten Karbonatgerinnen abfällt (5x mehr an Kalkstein einsetzen).
Lt. Ziemkiewicz et al. (1997) vermindern Fe-Hydroxid-Ablagerungen die Neutralisationswir-
kung um 2 – 45%.
Bei korrekter Installation sind OLC wartungsfrei und die AMD-Behandlung ist über Dekaden
möglich (Ziemkiewicz, Brant, & Skousen, 1996; Ziemkiewicz P. F., et al., 1997). Hedin et al.
(2014) empfehlen für OLDs hingegen ein Feststoffmanagement mit routinemäßiger Entlee-
rung zur Entfernung von Schwebstoffe aus den Poren und regelmäßiger Reinigung (Spü-
lung) des Gesteins zur Entfernung der Ablagerungen. Cravotta und Trahan (1999) in
(PIRAMID Consortium, 2003) empfehlen dafür die Aufnahme eines Kolkrohres (perforiertes
Rohr mit großem Durchmesser entlang der Basis des Systems), das periodisch geöffnet
werden kann, um ein plötzliches Spülen der im OLD zurückgehaltenen Metallhydroxid-
Feststoffe zu ermöglichen.
Karbonatgerinne finden Verwendung als Einzelbehandlung oder in Kombination mit anderen
passiven Einheiten. Meist ist ein nachgeschaltetes Absatzbecken erforderlich. Ziemkiewicz et

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 43
VITA-MIN
al. (1996) empfehlen bei größeren OLCs Absetzbecken oder Feuchtgebiete an Zwischen-
punkten (Flachkanalsegmente). Bei OLDs ist generell die Nachschaltung eines zweiten pas-
siven Systems notwendig, um die zu Hydroxiden oxidierten Metallionen zu sedimentieren
(Younger, 2002). Eine Anwendung in Sachsen ist aufgrund der topografischen und geologi-
schen Verhältnisse für AMD des Erzbergbaues (OLC) oder in Kombination mit anderen pas-
siven Systemen als Überleitung von der Belüftungseinheit zum Feuchtgebiet oder Absetzbe-
cken (OLD) gegeben.
Modifizierte Formen des OLC bzw. OLD stellen alkaline leach beds und manganese oxidation
beds (MOB) dar.
Alkaline leach beds sind Teiche oder auch Zellen, die mit Kalkstein (limestone leaching bed
LLB; Eigenschaften: Tabelle 3-6, Vor-/Nachteile: Tabelle 3-7) bzw. Schlacke (aus der Stahl-
industrie; steel slag leach bed SLB; Eigenschaften: Tabelle 3-6, Vor-/Nachteile: Tabelle 3-7)
gefüllt sind und vom AMD durchströmt werden. Sie werden hauptsächlich zum Säureabbau
metallarmer bis metallfreier Wässer in stillgelegten Bergwerken eingesetzt (INAP, 2014).
Tabelle 3-6: Eigenschaften oxischer Systeme nach Cravotta (1998), Genty et al. (2016),
Hedin et al. (2014), INAP (2014), PIRAMID Consortium (2003), Simmons et al. (2002),
Wolkersdorfer (2017), Younger et al. (2002), Ziemkiewicz et al. (1996; 1997; 2003).
Sys-
tem
Substrat
Gefälle
Ver-
weil-
zeit
Durch-
flussrate
Input
Output
OLC
Kalkstein-
bruchstücke
15 – 30 cm
>10…20
%
1 – 3h
0,3–42 l/s
sauer (pH: 2,5–
6,5)
sauerstoffhaltig
höhere Metall-
ionenkonz.
Sufatkonz. unter-
halb Gipsausfällung
Säurereduktion:
0,4 – 900 g/d/t
ø: 22 g/d/t
4 – 69 %
Metallreduktion
Fe: ≈ 70 %
Mn, Al: 20 %
OLD
Kalkstein-
bruchstücke
3 x 10 cm
Unterge-
ordnet Do-
lomitbruch-
stücke
>20%
2 – 3h
großer
Bereich
Bsp.
Hachener
Teich:
5–6 m³/h
1
sauer (Azidität
≤90 mg/l)
O
2
>5 mg/l
Fe
3+
/Al
3+
: 10–
20mg/l
Alkalinität:
120 mg/l
Metallreduktion
Al: 70 – 99 %
Fe
3+
: 99 %
Mn: 50 %
SO
4
2—
Red.: 57 %
LLB
Kalkstein-
bruchstücke
k.A.
1 – 3h
>15h
0,2–37 l/s
sauer
metallarm - me-
tallfrei
Säurereduktion:
0,6 – 200 g/d/t
ø: 28 g/d/t
Alkalinität:
50 - 75 mg/l
SLB
Stahl-
schlacke
bis 3 mm
k.A.
1 – 3h
sauer
metallarm - me-
tallfrei
Säurereduktion:
23 – 78 %; 76 t/a
Alkalinität:
100 - 2.000 mg/l
Die Alkalinität in einem gut funktionierenden leach bed wird langsam erschöpft, kann aber
leicht wieder aufgefüllt werden, indem dem Teich mehr alkalisches Substrat hinzugefügt
wird. Die Verweildauer des Wassers ist eine entscheidende Überlegung, denn während die
längere Wechselwirkung zwischen Wasser und Alkalinitätsquelle die Gesamtalkalinitätspro-
duktion erhöht, nimmt die Rate der Alkalinitätsproduktion im Laufe der Expositionszeit auf-
1
Wolkersdorfer (2017) schränkt die behandelbare Zusammensetzung ein: ∑ Al
3+
, Fe
2+
, Fe
3+
, Mn
2+
,
Spurenelemente < 5 mg/l; Basenkapazität < 1,6 mmol/L; O
2
>1 mg/l.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
grund des steigenden pH-Wertes und der Konzentration von Oxidationsprodukten in Lösung
exponentiell ab (Zipper & Skousen, 2010). Die empfohlene Verweilzeit in alkaline leach beds
liegt zwischen 1 und 3 Stunden (Black, Ziemkiewicz, & Skousen, 1999; Simmons,
Ziemkiewicz, & Black, 2002). Die Gestaltung und Anwendbarkeit des Sickerbettes basiert
auf Wasserqualität, Durchflussmengen, Korngröße des alkalischen Materials und Faktoren,
die die Reaktivität des alkalischen Materials beeinflussen sowie Topographie und anderen
standortspezifischen Merkmalen (Ziemkiewicz, Skousen, & Simmons, 2003; Zipper &
Skousen, 2010; Goetz & Riefler, 2014). Hinsichtlich der Wasserqualität sind Metallkonzent-
rationen, Säurequelle, Alkalinitätskonzentration und Belastung durch atmosphärisches CO
2
die entscheidenden Faktoren.
Gelöstes Mangan beispielsweise oxidiert erst bei einem pH-Wert > 7 und wird daher voraus-
sichtlich nicht zur Alkalinitätsproduktion in einem LLB beitragen (Zipper & Skousen, 2010).
Ebenso wird Eisen(II) keine Protonen ohne die Anwesenheit von Sauerstoff beitragen
(Zipper & Skousen, 2010). Erhöhte Ca
2+
-Konzentrationen unterdrücken die Alkalinitätsbil-
dung durch lösungschemische Mechanismen (Zipper & Skousen, 2010). Darüber hinaus
kann die Alkalinität im Zuflussbereich Karbonatausfällungen in Gegenwart von gelöstem CO
2
erzeugen, die wie Fe
3+
und Al
3+
-basierte Metallausfällungen zu sedimentationsbedingten
Strömungs- und Reaktivitätseinschränkungen führen (Zipper & Skousen, 2010; Goetz &
Riefler, 2014). Alkalinität im zufließenden Wasser kann zudem zu einer Netto-
Säureproduktion aus SLBs führen (Goetz & Riefler, 2014).
Tabelle 3-7: Vor- und Nachteile von leach bed – Anwendungen (Goetz & Riefler (2014),
Gusek (2008) in https://mineclosure.gtk.fi/limestone-and-steel-slag-leach-beds/)
System
Vorteile
Nachteile
Limestone leach bed
als vorgeschaltete Quelle
für Alkalinität
einfacher Aufbau; kosten-
günstig; geringer War-
tungsaufwand; leicht
nachfüllbare Alkalinitäts-
quelle; minimiert die
Auswirkungen von Belä-
gen und Clogging
benötigt saure, metallfreie Input-Wässer;
beschränkte Generierung von Alkalinität;
anfällig für Ausfällungen, die sich sowohl
unter oxischen als auch unter anoxischen
Bedingungen bilden können; reduzierte
Wirksamkeit in kalten Klimazonen
Steel slag leach bed
als vorgeschaltete Quelle
der Alkalinität
einfacher Aufbau; geringe
Wartungskosten; leicht
nachfüllbare Alkalinitäts-
quelle; hohe Alkalinitäts-
erzeugung; alternative
Nutzung für Industrieab-
fälle
Benötigt saure Input-Wässer; Abnahme
der Alkalinitätsproduktion im Laufe der
Zeit; Sedimentation reduziert die Leis-
tung im Laufe der Zeit; potenziell toxi-
sche Alkalinitätsfreisetzung; potenzielle
Schwermetall-Mobilisierung
Limestone leach bed
als stromabwärts gelege-
ner Teich für die Bildung
von Mn-Ausfällungen
einfacher Aufbau; kosten-
günstig; geringer War-
tungsaufwand
erfordert niedrige Fe-Konzentrationen im
Input und muss daher als Teil eines Be-
handlungssystems implementiert werden
Ziemkiewicz et al. (2003) schätzten die maximale Lebensdauer von alkaline leach bed-
Systemen auf ca. 20 Jahre, zu diesem Zeitpunkt ist entweder ein struktureller Erhalt oder
eine Ergänzung der Alkalinität erforderlich. Unter idealen Bedingungen mit leicht saurem,
metallfreiem Zulauf wird ein alkaline leach bed hypothetisch funktionieren, bis die Alkalini-
tätsquelle erschöpft ist (Skousen & Ziemkiewicz, 2005). In der Praxis wurde beobachtet,
dass die Beläge auf dem Kalkstein und die Strömungsreduktion durch Verstopfung des Po-
renraums die Leistung im Laufe der Zeit verringern (Kruse, Brewster, & Riefler, 2010; Goetz
& Riefler, 2014). Steel slag leach beds verursachen eine größere Sedimentation infolge in-

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 45
VITA-MIN
tensiver Alkalinitätsbildung und erfordern eine regelmäßigere Wartung als limestone
leaching beds. Nach Goetz & Riefler (2014) ist das Alter der in einem leach bed verwende-
ten Stahlschlacke umgekehrt proportional zu ihrer ursprünglichen Alkalinitätsproduktionska-
pazität. Bei steel slag leach bed-Systemen mit hohem Durchfluss kann eine Wartung alle ein
bis zwei Jahre erforderlich sein, während Systeme mit niedrigerem Durchfluss bis zu 4 Jahre
lang ohne Wartung den Leistungsanforderungen entsprechen (Goetz & Riefler, 2014). Die
Wartung kann das Wiederauffüllen oder den Austausch des karbonatischen Materials bzw.
die Spülung des Beckens beinhalten (Mack & Gutta, 2009 ; Goetz & Riefler, 2014). Der War-
tungsaufwand lässt sich durch eine angemessene Planung und Bedienung des Sickerbettes
reduzieren.
Der tägliche Behandlungsbetrieb erfordert keinen Energieaufwand (Schwerkraft), daher gel-
ten die beschriebenen passiven Neutralisationssysteme als relativ umweltfreundliche und
nachhaltige Behandlungsoption. Die primären Kosten funktionstüchtiger passiver Systeme
fallen bei der Erstkonstruktion an (Kostenübersicht siehe Tabelle 3-8). Eine Ökobilanzstudie
zu verschiedenen AMD-Wasserbehandlungsmethoden ergab, dass die größten Umweltaus-
wirkungen für passive Wasserbehandlungstechnologien im Allgemeinen der Transport von
alkalischem Material zur Sanierungsstätte waren (Hengen, et al., 2014). Sowohl Umwelt-
als auch Baukosten können gesenkt werden, wenn alkalisches Gestein in der Nähe des Sa-
nierungsortes bezogen werden kann (Hengen, et al., 2014). In technischer Hinsicht sind
OLCs, OLDs, leach beds und MOBs (Kap. 3.1.5.2) identisch mit anoxischen Karbonatkanälen
(ALDs), weshalb in der Frage der Auslegungsberechnung auf das nachfolgende Kap. 3.1.5.3
verwiesen wird.
Eine detaillierte Bewertung der Säure- und Alkalinitätsquellen in der Planungsphase (ggf.
untersetzt durch Gefäßversuche) ermöglicht die Auslegung des Systems für mehr Leistung.
Auch die Berücksichtigung von Säurequellen, die das karbonatische Gestein nicht auflösen,
lässt genauere Vorhersagen über die Alkalinitätsbildung zu.
Lokales Wetter und Klima sind wichtige Faktoren bei der Sanierung, da Minustemperaturen
die Leistung von oberirdischen passiven Behandlungssystemen beeinflussen. Die Leistung
von LLBs werden bei Frost signifikant reduziert (Black, Ziemkiewicz, & Skousen, 1999).
Nach Black et al. (1999) ist dies auf eine eisinduzierte Vorzugsströmung durch das Becken
zurückzuführen, die einen verminderten Kontakt zwischen AMD und Zuschlagstoff verur-
sacht, sowie auf eine verlangsamte Reaktions- und damit Lösungsgeschwindigkeit bei nied-
rigen Temperaturen.
Tabelle 3-8: Kostenübersicht für Bau und Betrieb der Systeme
System Bau
Betrieb
Referenz
OLC
860 – 66.100 € (Be-
schaffung, Transport
des Kalksteins)
ø 125 €/t/a
(Ziemkiewicz, Skousen, &
Simmons, 2003)
OLD
72.500 €
Inspektion: 900 €/Jahr
Reinigung Kalkstein:
4.500 €/3-Jahr (4,5 €/t)
Austausch Kalkstein:
2.250 €/3-Jahr
Bsp.:
Pittsburgh Botanic Garden
2
(Hedin, et al., 2014)
60.000 €
Austausch Kalkstein:
ca. 5.000 € (alle 2 – 4 Jahre)
Bsp.: Hachener Teich mit 60 m
Länge, Durchflussraten von 5 –
2
Kalkulation Betriebskosten für 20 Jahre: Generierung Alkalinität: 515 t CaCO
3
, Stückkosten:
0,30 $/1000-Gallonen CaCO
3

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 46
VITA-MIN
regelmäßiges Freischneiden:
ca. 30.000 €/a
6 m³/h (Heitfeld, et al., 2012)
Alkaline
Leach
Bed
LLB:
3.400 – 136.000 €
ø: 62.500 €
LLB ø: 188 €/t
Säure
/a
SLB ø: 33 €/t
Säure
/a
(Skousen & Ziemkiewicz,
2005; Ziemkiewicz, Skousen,
& Simmons, 2003)
In Tabelle 3-9 sind die Kosten für die Behandlung der Modellwässer aus Tabelle 2-2 mittels
einer Kombination aus Belüftung, Neutratisationsbecken und Absetzbecken bei einem Volu-
menstrom von 10 l/s abgeschätzt (deutlich geringeres Behandlungsvolumen als bei den ak-
tiven Verfahren, vgl. Tabelle 3-3). Im ersten Schritt muss das anoxische Ausgangswasser
belüftet werden (hier ist eine Kaskade aus 3 – 5 Stufen angenommen worden), um an-
schließend neutralisiert werden zu können. Durch die Belüftung sinken die Fe-Frachten, aber
wegen der hohen Ausgangseisenkonzentrationen kommt für die Behandlung der Modellwäs-
ser MW_1 und MW_2 maximal ein OLC in Frage. Lediglich MW_3 kann nach der Kaskade
über ein OLD geleitet werden. Clogging ist dabei idealerweise vernachlässigt worden, stellt
jedoch in der Realität das Hauptproblem im Neutralisationsbecken dar (Verringerung der
Calcitlöslichkeit). So werden nach Literaturangaben im OLC in der Realität nur bis zu 70 %
des Eisens reduziert, im OLD zwischen 70 – 90 %. Auf Grundlage dieser 70 % bleiben die
Auslaufwerte deutlich über 2 mg/l. Desweiteren wurde angenommen, dass sich die Ausfäl-
lungen nicht in der Kaskade bzw. im Neutralisationsbecken absetzen, sondern erst im nach-
geschalteten Sedimentationsbecken (Dimensionierung über die Verweilzeit von 48 h). Bei
den hohen Eisenkonzentrationen der Modellwässer würden die Ausfällungen tatsächlich den
Porenraum des Neutralisationsbeckens pro Jahr um bis zu 10 % verblocken.
Tabelle 3-9: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung über
Belüftung + OLC/OLD + Sedimentationsbecken
Wasser 1
Wasser 2
Wasser 3
Eisenkonzentration
336
224
112
mg/l
Volumenstrom
0,6
0,6
0,6
m³/min
eisengetragene Azidität
12,0
8,0
4,0 molAzi/m³
zu behandelnder Aziditätsstrom
7,2
4,8
2,4 molAzi/min
entspricht
10400
6934
3469 molAzi/d
Investkosten
506.992
323.695
141.353
Invest
OLC
425.424
242.242
60.005
Abschreibung über
20
20
20 a
jährliche Abschreibung
25.350
16.185
7.068 €/a
Abschreibungskosten
0,08
0,05
0,02 €/m³
Verbrauchsmittel- und Betriebskosten
Wartung inkl. Schlammberäumung
0,009
0,006
0,003
€/m³
Personal
1.440
1.440
1.440 €/a
entspr.
0,005
0,005
0,005 €/m³
Summe Kosten
0,014
0,011
0,008 €/m³
entspricht
0,0011
0,0013
0,0019 €/molAzi
Schlammdeponierung
0,027
0,018
0,009
€/m³Wasser

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VITA-MIN
Summe Kosten inkl.
Schlammdeponierung
0,04
0,03
0,02
€/m³
Stahlschlacke, ein Neben- bzw. Abfallprodukt der Stahlherstellung, kann aufgrund ihrer Zu-
sammensetzung (hohe Konzentrationen löslicher Alkalinität, vor allem als Ca(OH)
2
und Ca-
(Fe)-Silikate) im behandelten Wasser deutlich höhere Alkalinitäten erzeugen (bis zu
2.000 mg/l als CaCO
3
-Äquivalent), was den Flächenbedarf für die gleiche Säurereduktions-
rate deutlich verringert. Andererseits weist ihr Einsatz umweltrelevante Risiken auf. Es kann
zur Erzeugung toxischer Alkalinitätswerte kommen (pH > 9), zudem enthält sie potentiell
mobilisierbare Schwermetalle, deren Freisetzung während der Alkalinitätsproduktion erfol-
gen kann. Um mögliche schädliche Auswirkungen der Verwendung von Schlacke zu mini-
mieren, muss die Chemie sowohl des AMD als auch der als Alkalinitätsquelle vorgeschlage-
nen Schlacke gut charakterisiert sein. Die Säurebelastung und die natürliche Pufferung in-
nerhalb eines Stromsystems entscheiden darüber, ob die Verwendung von Stahlschlacke
gerechtfertigt ist und ohne toxische Alkalinität angewendet werden kann (Simmons,
Ziemkiewicz, & Black, 2002). Nach Simmons et al. (2002) ist dabei auch ihre Langzeitreak-
tivität zu berücksichtigen.
3.1.5.2
MANGANESE OXIDATION BEDS (MOB)
Bei Manganese Oxidation Beds (MOB, oder auch Manganese Removal Beds = MRB) handelt
es sich um kalksteingefüllte Becken (Bruchstücke 10 – 30 mm), die nicht vollständig mit
Wasser geflutet werden (INAP, 2014). Die Oxidation von Mangan ist bei neutralem pH-Wert
kinetisch gehemmt (Christenson, et al., 2016). Der Abbau in der Natur wird durch Mn-
oxidierende Mikroorganismen (Bakterien + Pilzarten) verursacht, katalysiert durch Mineral-
oberflächen, insbesondere die der Manganoxide selbst. Die Manganoxidationsbetten unter-
stützen
das
Wachstum
einer
natürlich
vorkommenden
Mikroorganismen-Algen-
Vergesellschaftung, die den Mangangehalt im behandelten Wasser um bis zu 100% reduzie-
ren kann. Sobald die Mikroorganismen das Mangan oxidieren und die Fällung des Manga-
noxids induzieren, katalysiert die mineralische Oberfläche eine zusätzliche Manganoxidation
(Autokatalyse). Hauptprodukte der mikrobiellen Mn(II)-Oxidation sind schlecht kristalline
geschichtete Manganoxide mit großer Oberfläche und Mn(IV) als Schlüsselspezies
(Christenson, et al., 2016). Beim autokatalytischen Prozess binden Oberflächenhydro-
xylgruppen auf den Mn-Oxid-Oberflächen Mn(II) in inneren Kugeloberflächenkomplexen
((> SO)
2
Mn), die eine schnelle Oxidation fördern (Diem und Stumm, 1984 in (Christenson,
et al., 2016)). Mit fortschreitender Reaktion nimmt die Oberfläche des Mn-Oxids zu,
wodurch die heterogene Reaktionsgeschwindigkeit erhöht wird (Christenson, et al., 2016).
Die Algen verwenden das MnO
2
, um den Mikroorganismen im fließenden Wasser an den Ge-
steinsoberflächen Halt zu geben und verbessern zudem die Sauerstoffversorgung und er-
leichtern so die Entfernung von Mangan (INAP, 2014; Rose, Shah, & Means, 2003).
MOBs funktionieren nur als Polierschritt in einem passiven Behandlungssystem, da sie erst
wirksam werden, wenn praktisch das gesamte Eisen entfernt wurde, da gelöstes Fe
2+
Man-
gan chemisch reduziert und das bereits ausgefällte Manganoxid nach Gl. 3-4 wieder auflöst
(INAP, 2014; Hedin, Narin, & Kleinmann, 1994).
2
+2
2+
+2
2
+
2+
+2
+
+
2+
+
2+
Gl. 3-4

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Nach Christenson et al. (2016) ist im MOB gleichzeitig auch die nahezu vollständige Entfer-
nung von Aluminium möglich. In ihren Versuchen kam es sowohl im biotischen als auch im
abiotischen System zu Ausfällungen aufgrund von pH-gesteuerten Löslichkeitsänderungen
(weiße Flockenbildung: Al-Hydroxide, -Oxide und –Hydroxysulfate; lt. Löslichkeitsmodellie-
rung mehrere Aluminiumphasen, einschließlich Gibbsit, Alunit und amorphes Al(OH)
3
gesät-
tigt (Christenson, et al., 2016)).
3.1.5.3
ANOXISCHER KARBONATKANAL (ALD)
Für die Behandlung saurer (pH ≤ 4,5) Grubenwässer mit geringen Konzentrationen an ge-
lösten Sauerstoff, Eisen und Aluminium (O
2
< 1 mg/l, Redox ≤ 300 mV: Fe(III), Al(III)
≤ 2 mg/l; Fe(III)-Anteil < 10 %: O
2
≤ 1 mg/l) bieten sich anoxische Karbonatkanäle
(anoxic limestone drain ALD) an (PIRAMID Consortium, 2003; Hedin, Narin, & Kleinmann,
1994; Younger, Banwart, & Hedin, 2002; Heitfeld, et al., 2012). Das PIRAMID Consortium
(2003) definiert ALDs als einfache abgedeckte Gräben/Rinnen, die mit karbonatischen Ge-
steinsbruchstücken gefüllt sind, mit denen das hindurchströmende Wasser in Kontakt tritt.
Die Funktion unter anoxischen Bedingungen wird durch eine vollständige Bedeckung mit
einer undurchlässigen Ton- oder Bodenschicht erreicht, so dass gleichzeitig Sauerstoffzutritt
und CO
2
-Freisetzung unterbunden werden. Durch die anoxischen Bedingungen im System
verbleiben insbesondere alle gelösten Eisenionen in der Eisen(II)-form, anstatt in die Ei-
sen(III)form überzugehen. Damit werden die für die oxischen Systeme beschriebenen Pro-
zesse der Hydrolyse, der Ausfällung von Hydroxiden und der Bildung von Hydroxidbelägen
sowie des Cloggings weitestgehend verhindert. Das azidische Grubenwasser gewinnt Alkali-
nität (maximale Werte lt. Heitfeld et al. (2012): 150 – 300 mg/l als CaCO
3
-Äquivalent), in-
dem das Kalkgestein entsprechend gelöst wird, Säure wird gepuffert und die Säurekapazität
(KS-Wert) des Grubenwassers erhöht (Wolkersdorfer, 2017). Die Kinetik der Calcit-
Auflösung wird stark durch den Grad der Untersättigung des AMD beeinflusst (Berner &
Morse, 1974 in Hedin & Watzlaf, 1993). Sie ist für stark untergesättigte Wässer (pH < 4)
schnell, nimmt aber dramatisch ab, wenn sich das Wasser der Sättigung nähert (Hedin &
Watzlaf, 1993). Das durch die Reaktion freigesetzte CO
2
kann das Ausmaß der Calcitauflö-
sung und den Alkalinitätsgewinn zusätzlich erhöhen, was die weitere Calcitauflösung über
Gl. 3-6 fördert (Watzlaf, Schroeder, & Kairies, 2000).
Hedin & Watzlaf (1993) beschreiben die im ALD ablaufenden Prozesse über die Reaktions-
gleichungen Gl. 3-5 - Gl. 3-13. Alkalinität generierende und säuremindernde Reaktionen
sind durch mehrere Reaktionen verbunden (Hedin & Watzlaf, 1993):
Neutralisierung der Protonensäure, die mit freien H
+
- und Metallionen-
Hydrolysereaktionen einhergeht, erzeugt Kohlendioxid, das durch die Bildung von
Kohlensäure die Alkalinität erhöht,
Hydrogencarbonat, das durch Calcit-Auflösung erzeugt wird, reagiert möglicherweise
mit Fe
2+
und Mn
2+
zu Siderit (FeC0
3
) und Rhodochrosit (MnCO
3
).
Alkalinität generierende Reaktionen:
3
+
+
2+
+
3−
Gl. 3-5
3
+
2
+
2
2+
+2
3−
Gl. 3-6
3
+
2
3
2+
+2
3−
Gl. 3-7
3
+
4
2−
+
2
4
+
+
3−
Gl. 3-8

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
Seite | 49
VITA-MIN
Reaktionen zur Säureminderung:
3
+2
+
2+
+
2
+
2
Gl. 3-9
3
3
+2
3+
+6
2
→3
2+
+2
(
)
3
+3
2
3
Gl. 3-10
3
3
+2
3+
+6
2
→3
2+
+2
(
)
3
+3
2
3
Gl. 3-11
3
+
2+
2+
+
3
Gl. 3-12
3
+
2+
2+
+
3
Gl. 3-13
Alkalinität generierende und säuremindernde Reaktionen treten dabei in einer vorhersehba-
ren Reihenfolge auf, die mit den Lösungsprodukten der Feststoffe übereinstimmt (Hedin &
Watzlaf, 1993):
Wenn hochsaure, metallisch belastete Wässer mit Kalkstein in Kontakt kommen, ist
die erste Reaktion die Neutralisierung der Protonensäure. Diese Reaktion erhöht den
pH-Wert, was die Löslichkeit von Metallhydroxiden verringert.
Zwischen pH 3 und 4 fällt Fe
3+
als Eisenhydroxid aus.
Zwischen pH 4 und 5 fällt als Aluminiumhydroxid aus.
Wenn der pH-Wert über pH 4,5 steigt, beginnt sich Hydrogencarbonat in nennens-
werten Mengen zu bilden.
Mit zunehmender Hydrogencarbonatkonzentration kann die Löslichkeit von Metall-
carbonaten überschritten werden, was zur Ausfällung von Siderit und dann von Rho-
dochrosit führt.
Mit jeder dieser Reaktionen wird Calcium in die Lösung freigesetzt.
Mit zunehmender Calciumkonzentration steigt das Potenzial für Gipsausfällungen
(CaS0
4
).
ALDs verbessern die Qualität des AMD soweit, dass Eisen oder auch Aluminium in nachfol-
genden aeroben Einheiten (z. B. Absetzbecken, aerobe Feuchtgebiete) leicht einen Nieder-
schlag bildet (PIRAMID Consortium, 2003). Sie selbst sind jedoch nicht in der Lage, Metall-
gehalte im Grubenwasser angemessen zu reduzieren. Daher erfolgt ihre Anwendung nur in
Kombination mit anderen passiven Behandlungsverfahren. Die Kombination von ALD und
reduzierendem Alkalinitätssystem stellen nach Ansicht von Barton & Karathanasis (1999)
ein vielversprechendes Konzept für die Behandlung von AMD mit hoher Metallbelastung dar.
Anlage 4 enthält einige Beispiele für erfolgreich arbeitende ALD-Systeme.
Nach Einschätzung des PIRAMID Consortium (2003) sind saure Wässer mit geringen Gehal-
ten an Metallionen in Europa sehr selten (häufig Fe/Al-Konz. bis in zweistellige mg/l-Werte),
weshalb es bis dahin keine langfristigen full-scale-Anwendungen gab. Die technische Pla-
nungshilfe des PIRAMID Consortium (2003) für ALD-Systeme (gilt auch für OLC, OLD usw.)
basiert daher auf Erfahrungen aus den USA (Bsp. siehe Tabelle 3-10).
Hedin et al. (1994) gehen davon aus, dass die Generierung von Alkalinität ca. 8 - 14 Stun-
den Kontaktzeit mit dem Kalkstein bedarf. Younger et al. (2002) legen für die Auslegung
der Anlage die Berechnung das erforderliche Drainagevolumen (unter Berücksichtigung der
Porosität des Kalksteins) nach Gl. 3-14 zu Grunde, um eine Verweilzeit von 14 Stunden zu
erreichen:
V = Q ∙
Gl. 3-14

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
V
v
ist das Volumen, das benötigt wird, um 14 Stunden Wasser zu speichern,
Q
d
ist der Aus-
legungsdurchfluss, Faktor
ϕ
entspricht der gewünschten Verweilzeit und ist in diesem Fall
gleich 14 (Younger, Banwart, & Hedin, 2002). Wolkersdorfer (2017) erachtet wenigstens 14
Stunden Aufenthaltsdauer im Kanal für eine ausreichende pH-/KS-Erhöhung als notwendig
und empfehlen die Überdimensionierung der Kanäle für eine ausreichende Alkalinitätserhö-
hung und einen ausreichend großen Sicherheitsfaktor. Das PIRAMID Consortium (2003)
geht ebenfalls von einer minimalen Verweildauer von 14 Stunden aus, die wenn möglich auf
20 - 40 Stunden maximiert werden sollte, da während der Aufenthaltszeit die Kalksteinauf-
lösungrate und damit die Wirksamkeit sinken.
Bei mehr als 23 h Aufenthaltszeit wird die Alkalinitätskonzentration dann jedoch in erster
Linie durch chemische Faktoren wie gelöstes CO
2
, Metall- und Sulfatkonzentrationen beein-
flusst, weshalb von Hedin & Watzlaf (1993) 15 h als optimal eingeschätzt werden.
Das Gesamtvolumen (
V
t
; Summe aus Porenraum + Kalksteinvolumen) wird durch die Be-
rücksichtigung der Porosität des Kalksteins (typischerweise 38 % - 50 %) nach Gl. 3-15
berechnet (Younger, Banwart, & Hedin, 2002), wobei
n
e
die effektive Porosität ist, ausge-
drückt als Dezimalzahl.
=
Gl. 3-15
Die Berechnung der Kalksteinmasse
W
I
bzw.
M
kann in Abhängigkeit des Gesamtvolumens
und einem Faktor
f
nach Gl. 3-16 (Younger, Banwart, & Hedin, 2002) erfolgen oder unter
Verwendung von Gl. 3-17 (Hedin & Watzlaf, 1993) bestimmt werden, wo Durchflussrate
Q
,
Schüttdichte der Kalksteinbruchstücke
ρ
, Retentionszeit
t
(≙ Faktor ), Porenraumvolumen
V
v
, Alkalinitätskonzentration
C
im behandelten Wasser, Lebenszeit
T
des ALD sowie Kar-
bonatgehalt
x
des eingesetzten Kalksteins Berücksichtigung finden. Die Schüttdichte der
Kalksteinbruchstücke
ρ
b
entspricht dem bei Younger et al. (2002) verwendeten Faktor
f
und
weist Werte zwischen 1,6…1,71 - 1,98 kg/m³ auf. Mit
C
= 300 mg/l,
x
= 90 % und
T
= 10
Jahre ergeben sich mit beiden Formeln nahezu identische Ergebnisse. Laut Hedin et al.
(1994) sind überschlägig 3.000 kg Kalkstein pro 1 L/min Durchfluss notwendig, um die
prognostizierte (gewünschte) Alkalinität zu generieren. Wenn die Erzeugung maximaler Al-
kalinität keine Priorität hat, kann die Menge an Kalkstein verringert und somit die Kontakt-
zeit verkürzt werden - dieser Ansatz ist nach Ansicht von Hedin & Hedin (2016) jedoch
problematisch, wenn Durchflussvolumina zunehmen oder sich der Kalkstein auflöst, was die
Retentionszeit unter ein kritisches Minimum senkt. Sie empfehlen eine Steuerung der Alkali-
nität durch CO
2
-Management (Hedin & Hedin, 2016).
= ∙
Gl. 3-16
=
∙ ∙
+
∙ ∙
Gl. 3-17
Mit der geplanten/standörtlich vorgegebenen Durchflussrate ist es möglich, die erforderliche
Querschnittsfläche
A
durch Anwendung des Darcy'schen Gesetzes (Hölting, 1996) zu be-
rechnen (Gl. 3-18). Die hydraulische Leitfähigkeit
kf
der Kalksteinschicht sollte experimen-
tell mittels Durchflusstest mit konstantem Potentialgefälle (Constant Head Permeameter

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Test) bestimmt werden. Der hydraulische Gradient
i
ergibt sich aus Ein- und Austrittspunkt
des ALD am Standort (Bestimmung durch Vermessen).
=
∙ ∙
=
Gl. 3-18
Designmaximierung kann über folgende Faktoren erreicht werden (Younger, Banwart, &
Hedin, 2002):
hydraulische Leitfähigkeit,
Querschnittsfläche, durch die die Strömung erfolgt,
hydraulische Gradienten.
Die Querschnittsfläche der Strömung über dem ALD sollte möglichst maximiert werden, um
den Aufbau von Gegendruck zu reduzieren und die Wahrscheinlichkeit einer vollständigen
Verstopfung des Systems zu minimieren. Während früher Grabensysteme bevorzugt wur-
den, geht der Trend derzeit zu rechteckigen Systemen (Younger, Banwart, & Hedin, 2002).
Der Aushub eines geeigneten Grabens oder Rechteckbeckens ist typischerweise ca. 2 – 3 m
tief. Geneigte Seitenwände (z. B. aus Stabilitätsgründen) vergrößern die Gesamtfläche des
ALD. Nur 5 – 10% der ALDs sind mit Hochleistungs-PVC oder ähnlichem ausgekleidet
(Younger, Banwart, & Hedin, 2002), was in besonders durchlässigem Boden erforderlich
sein kann. Sobald der Kalkstein an seinem Platz ist, muss er abgedeckt werden, um Reakti-
onen durch Sauerstoffeintrag bzw. CO
2
-Austrag zu minimieren und das System hydraulisch
zu begrenzen. Einlassrohre sind typischerweise so angeordnet, dass sie in den Boden des
Grabens führen, Ableitungen treten im oberen Teil des hinteren Endes des Systems aus. Die
Wahl des karbonatischen Gesteins hängt von der jeweiligen Topographie des Standortes ab
(PIRAMID Consortium, 2003):
für Standorte mit erheblichem hydraulischen Gefälle geringe Größe (z. B. 10 –
20 mm; weil effektiv reaktiver),
an flacheren Standorten sind 50 – 75 mm besser.
In jedem Fall sollte ein einziges Karbonatgestein mit Bruchstücken in nur einer Größe aus-
gewählt werden, dass einen hohen Calciumcarbonatgehalt (> 80%) aufweist, weshalb Kalk-
stein besser geeignet ist als Dolomit (PIRAMID Consortium, 2003).
Wolkersdorfer (2017) bescheinigt ALD-Systemen Lebensspannen zwischen 20 - 80 Jahren,
abhängig von Azidität des Wassers sowie Qualität und hydraulischer Durchlässigkeit des
Kalksteins. Die Interstate Technology & Regulatory Council (ITRC) geht von einer Lebens-
spanne von ca. 25 - 30 Jahren aus (ITRC, 2010).
Im Vergleich zu aktiven Behandlungstechnologien können ALDs eine kostengünstige Mög-
lichkeit sein, den sauren Grubenwässern Alkalinität hinzuzufügen (Übersicht siehe Tabelle
3-10). Investitionskosten bestehen laut Heitfeld et al. (2012) aus der Beschaffung von Kalk-
stein, dem Transport des Materials sowie dem Bau der Anlage und variieren je nach Stand-
ort und chemischer Zusammensetzung des zu behandelnden AMD. Zu den zu berücksichti-
genden Kostenfaktoren gehören die Mobilisierung und der Einsatz von schwerem Gerät ins-
besondere an abgelegenen und steilen Standorten, die lokale Verfügbarkeit des Kalksteins
und der Materialien, die zur Abdeckung und Abdichtung des Grabens erforderlich sind, der

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
potenzielle Bedarf an Isolierung für die Abschwächung der jahreszeitlichen Temperatur-
schwankungen und die mögliche Notwendigkeit einer Vorbehandlung zur Reduzierung des
Sauerstoff-, Aluminium- oder Eisengehalts im zufließenden AMD (ITRC, 2010).
Tabelle 3-10: Beispiele für Bau- und Betriebskosten von ALDs
Bau
Betrieb
Referenz
2.260 – 170.000 €
ø: 33.270 €
ø: 75 €/t/a
28 ALDs in 7 US-Bundesstaaten AL, IN, KY, MD, OH, TN, WV
(Ziemkiewicz, Skousen, & Simmons, 2003)
0,06 €/m³
0,03 €/m³
aufgegebene Minenanlage in Alabama, US Tennessee Valley
Authority (ITRC, 2010)
2.000 - 120.000 €
Waters et al. 2003 in Heitfeld, et al. (2012)
Die Modellwässer aus Tabelle 2-2 weisen für ein ALD-Behandlungssystem sehr hohe Eisen-
und Aluminiumkonzentrationen auf, die eingangs beschriebenen Bedingungen werden
jedoch eingehalten. Die Kosten in Tabelle 3-11 sind für einen Volumenstrom von 10 l/s ab-
geschätzt worden. Clogging wurde idealerweise ausgeschlossen und es wurde angenom-
men, dass sich Ausfällungen nicht im ALD absetzen, sondern erst im nachgeschalteten Se-
dimentationsbecken (Dimensionierung über die Verweilzeit von 48 h). In der Realität würde
sich der Porenraum des ALD pro Jahr zu etwa 2 % verblocken (hauptsächlich Alumini-
umausfällungen durch pH-Wert-Anstieg), dazu käme die Verringerung der Calcitlöslichkeit
durch das Clogging. Nach den Berechnungen produziert der ALD genügend Alkalinität, so
dass im Absetzbecken während der Eisenhydroxidfällung neutrale bis alkalische Bedingun-
gen erhalten bleiben. Die Fe-Konzentrationen bleiben trotz erheblicher Rückhalteraten im
Auslauf des Absetzbeckens über einer Auslaufkonzentration von 2 mg/l.
Tabelle 3-11: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung der
Modellwässer über ALD + Sedimentationsbecken
Wasser 1
Wasser 2
Wasser 3
Eisenkonzentration
336
224
112
mg/l
Volumenstrom
0,6
0,6
0,6
m³/min
eisengetragene Azidität
12,0
8,0
4,0 molAzi/m³
zu behandelnder Aziditätsstrom
7,2
4,8
2,4 molAzi/min
entspricht
10400
6934
3469 molAzi/d
Investkosten
447.150
434.727
421.347
Invest
ALD
366.063
353.640
340.260
Abschreibung über
20
20
20 a
jährliche Abschreibung
22.358
21.736
21.067 €/a
Abschreibungskosten
0,071
0,069
0,067 €/m³
Verbrauchsmittel- und Betriebskosten
Wartung inkl. Schlammberäumung
0,010
0,008
0,009
€/m³
Personal
1.440
1.440
1.440 €/a
entspr.
0,005
0,005
0,005 €/m³
Summe Kosten
0,015
0,012
0,013 €/m³
entspricht
0,001
0,002
0,003 €/molAzi
Schlammdeponierung
0,031
0,024
0,025
€/m³Wasser
Summe Kosten inkl.
Schlammdeponierung
0,046
0,036
0,038 €/m³

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Fällung:
Mit Fällung oder Präzipitation werden das Ausscheiden
eines gelösten Stoffes aus einer Lösung und die Bildung eines Fest-
stoffes bezeichnet. Dies geschieht durch Überschreiten seiner Lös-
lichkeit aufgrund von Änderungen seiner Umgebungsbedingungen,
z.B. durch Zusätze von geeigneten Substanzen (Fällungsmittel),
Temperatur- und Druckänderung, Verdunstung des Lösungsmittels
oder Änderung der Polarität des Lösungsmittels. Grundsätzlich fin-
det dabei ein Phasenübergang der zuvor gelösten Substanz statt.
3.2 FÄLLUNGSVERFAHREN
3.2.1
HINTERGRUND
Durch Zugabe entsprechender Ionen in Form von Feststoffen oder Gas, die sich dann im zu
behandelnden Wasser lösen, kann die Übersättigung und damit die Fällung von Problemstof-
fen erreicht werden. Dabei kann
der aus der Lösung abzuscheidende Stoff Bestandteil des neu gebildeten Feststoffes
werden und so abgeschieden werden oder
die neu gebildeten und abzuscheidenden Feststoffe dienen als Sorbent für den ei-
gentlichen Schadstoff (Sorptiv) der dann nach Anlagerung ebenfalls mit aus der Lö-
sung abgeschieden werden.
In diesem Sinne und gemäß Abbildung 2-2 stellt auch das o. g. Neutralisationsverfahren
meistens ein Fällungsverfahren dar, da a) durch die Neutralisation Feststoffe entstehen, b)
diese nachfolgend gefällt werden und c) diese auch als Sorbent für weitere Schadstoffe wir-
ken können.
So beinhalten verschiedene Grubenwässer neben Eisen und Aluminium noch weitere Metal-
le, die, hauptsächlich aufgrund des nur begrenzt anhebbaren pH-Wertes mit den in Kap.
3.1.1 beschriebenen Behandlungsstufen, nicht für sich alleine fällbar sind.
Sind Eisen und Aluminium im zu reinigenden Grubenwasser nicht in großen Konzentrationen
vorhanden, so können Eisen- oder Aluminiumsalze (FeCl
2
, FeCl
3
, AlSO
4
…) als
Flockungs-
mittel
zur Fällung weiterer abzutrennender Wasserinhaltsstoffe zugegeben werden. Diese
bilden im Zuge der Neutralisation die benötigten Eisenhydroxide, die wiederum die Schwer-
metalle sorbieren. Generell nimmt die Metallkationensorption mit zunehmendem pH-Wert
stark zu, wobei der Übergang von einem Zustand ohne Sorption eines bestimmten Schwer-
metalls bis zur maximal möglichen Belegung der Austauscher meist innerhalb von 1 bis 2
pH-Einheiten stattfindet. Der pH-Bereich dieses Übergangs ist dabei stark vom Sorptiv und
vom Sorbenten abhängig. Auch bei optimaler verfahrenstechnischer Belegung der vorhan-
denen Austauscher muss die zugegebene Molmenge des Sorbenten diejenige des Sorptiv
deutlich überwiegen um eine weitgehende Entfernung des Sorptiv aus der aquatischen Pha-
se zu erreichen. In der Praxis bedeutet das, dass Flockungsmittel meist stark überstöchio-
metrisch zugegeben werden muss und in jedem Fall mit einer entsprechenden pH-
Einstellung kombiniert werden muss. Deshalb ist der alleinige Einsatz von Flockungsmitteln

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Absetzbecken
sind ein wichtiger Bestandteil von Wasserfiltrati-
onsprozessen. Sie entfernen durch Sedimentation unerwünschte
Feststoffe aus dem Wasser, reduzieren die Wassertrübung und
damit mögliche Feststoffverunreinigungen aus dem Wasser.
durch die Kosten (auch für das Neutralisationsmittel, denn die meisten Flockungsmittel rea-
gieren stark sauer) und die Schlammentsorgungskosten teuer.
Generell sind Schwermetallbelastungen (außer Eisen) eher für den erzgebirgischen Bergbau
typisch. Ist die gleichzeitig transportierte Eisenfracht nicht ausreichend hoch, so kann hier
der Einsatz von Flockungsmitteln zielführend sein. Dagegen weisen die durch den Braunkoh-
lenbergbau geprägten Wässer abgesehen von Eisen, Mangan und Aluminium meist nur ge-
ringe Schwermetallbelastungen auf, so dass der Einsatz von Fällungsmitteln selten erforder-
lich ist. An einigen Standorten ist die Arsenbelastung bedeutsam, welche durch den Einsatz
von FeCl
3
gemindert werden kann.
3.2.2
ABSETZBECKEN
Bereits ausgefällte, aber noch im Grubenwasser befindliche Metalloide (insbesondere Eisen-
verbindungen, aber auch andere Schwermetalle bspw. als Ko-Präzipitate) oder Trübstoffe
können sedimentiert und somit aus dem Wasser entfernt werden (PIRAMID
Consortium (2003): bis zu 70 %; Heitfeld et al. (2012): 5 – 30 mg/l Fe-Rückhalt). Dazu
dient entsprechend Kap. 3.1.1.3 ein Absetzbecken bzw. Sedimentationsbecken (settlement
lagoon).
Absetzbecken können als Einzelsystem verwendet werden, kommen aber i.d.R. als Vorstufe
sowohl bei passiven als auch bei aktiven Grubenwasserreinigungsanlagen zum Einsatz. Ab-
setzbeckenbehandlungssysteme werden oft aufgrund ihrer Einfachheit und niedrigen Kapi-
talkosten ausgewählt, wenn Landfläche zur Verfügung steht (Aubé & Zinck, 2003). Sie kön-
nen zur Behandlung sehr großer Fließraten und sogar hoher Konzentrationen von Metallen
eingesetzt werden, benötigen dabei aber eine sehr große Fläche (Aubé & Zinck, 2003). Nach
Wolkersdorfer (2017) empfehlen sich daher bei größeren Anlagen zwei parallel laufende
Absetzbecken. Ist genügend Fläche vorhanden kann ein Absetzbecken, insbesondere mit
Blick auf die Investitionen, dem HDS- Prozess (verringertes Schlammentsorgungsvolumen)
oder dem Geco-Prozess bzw. der gestaffelten Neutralisierung (verbesserte Kalkeffizienz)
vorgezogen werden. Schon aus rein praktischer Sicht empfiehlt es sich die Installation eines
Sedimentationsbeckens als ersten Schritt eines passiven Behandlungssystems, da es insbe-
sondere für die Langzeitwartung des Systems wesentlich einfacher ist, Sedimente aus einem
Absetzbecken routinemäßig zu entfernen als aus einem bewachsenen Feuchtgebiet
(PIRAMID Consortium, 2003). Zudem wird laut Wieber & Streb (2010) dann unter bestimm-
ten Voraussetzungen auch die passive Behandlung von Wässern mit hohen Eisenkonzentra-
tionen (> 50 mg/l) möglich.
Absetzbecken sind immer dann angebracht, wenn die Hydrolyse des Eisens nach dem Gru-
benwasseraustritt schnell genug stattfindet oder wenn das Grubenwasser bereits alkalisch
genug ist, um eine schnelle Hydrolyse des Eisens zu ermöglichen (Wolkersdorfer, 2017).
Zum Teil kommt es auch noch im Absetzbecken zur Oxidation zweiwertiger Metallionen, die

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VITA-MIN
dann zur Hydrolyse zur Verfügung stehen. Die Sedimentation ist nur bei nettoalkalischem
Wasser wirksam (PIRAMID Consortium, 2003). Liegt netto-azidisches Grubenwasser vor,
kann i.d.R. keine ausreichende Menge an Eisenhydroxyd gebildet werden (Wolkersdorfer,
2017). Im Absetzbecken erfolgt keine Reduktion von Sulfat (Heitfeld, et al., 2012). Die Vor-
schaltung eines Absetzbeckens vor die Grubenwasserreinigungsanlage bietet sich laut
PIRAMID Consortium (2003) auch an, wenn das Grubenwasser eine erhöhte Feststoffkon-
zentration besitzt (> 5 mg/l).
Die Aufenthaltsdauer sollte mindestens 48 h betragen, allein für Feststoffe (z. B. Sand,
Schluff) gilt eine mittlere Aufenthaltszeit von 3…4 h (Wolkersdorfer, 2017).
Abbildung 3-11: Schema des Absetzvorganges in einem einfachen Absetzbecken (verändert
nach Crittenden et al., 2012)
Nach Wolkersdorfer (2017) bewegt sich jedes Teilchen in einem Absetzbecken auf einem
Pfad, der eine Funktion der Vorwärtsgeschwindigkeit
v
f
und der Absetzgeschwindigkeit
v
s
ist.
Wolkersdorfer (2017) schreibt: „Während
v
f
i.d.R. als konstant angesehen wird (was im
Normallfall allerdings kaum zutrifft), ist
v
s
von der Dichte der Partikel abhängig. Ob sich eine
lineare Bewegungsbahn der Partikel ergibt, oder eine gebogene wie in Abbildung 3-11 hängt
von der Geometrie des Beckens und der zeitlich sich ändernden Koagulation der Partikel ab,
aus der sich die Geschwindigkeitsverteilung im Becken ergeben wird.
In jedem Fall werden sich im Bereich der Einlaufzone die größeren oder schwereren und
längs der Schlammzone die immer leichteren oder kleineren Partikel absetzten. Wenn die
Geschwindigkeit
v
f
gegenüber der notwendigen Absetzzeit zu groß ist, werden die Partikel
sich nicht mehr innerhalb des Absetzbeckens absetzen, sondern über die Auslaufzone in den
Auslauf übertreten.“ Um dies zuverlässig zu verhindern, darf die Geschwindigkeit im Ab-
setzbecken nicht unter der für jedes Teilchen kritischen Geschwindigkeit
v
c
liegen, die sich
nach Gl. 3-19 errechnet, wobei
h
0
die Höhe des Wasserstandes im Absetzbecken und
τ
die
Verweilzeit im Absetzbecken ist (Crittenden et al. 2012 in Wolkersdorfer (2017)):
=
0
Gl. 3-19
Der Schlüssel zur Gestaltung der Sedimentationsbecken besteht lt. PIRAMID Consortium
(2003) daher darin, sicherzustellen, dass die Verweildauer innerhalb des Beckens ausrei-
chend lang ist, damit sich Eisenausfällungen effektiv absetzen. Entsprechend der Navier-
Stokes-Gleichung sind Eisenhydroxidpartikel zunächst sehr klein (< 2,5 μm) und die Ge-
schwindigkeiten, mit denen sie ausflocken und die Dichte in einer offenen Wassersäule er-
höhen, variieren stark je nach Turbulenz, Temperatur und Konzentration verschiedener An-
ionen in der Lösung (PIRAMID Consortium, 2003).

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VITA-MIN
Die Dimensionierung eines Absetzbeckens kann entsprechend Anlage 3 auf drei Wegen er-
folgen (PIRAMID Consortium, 2003):
1. Festlegung einer standardisierten, nominalen hydraulischen Verweilzeit von 48 Stun-
den
Für Einleitungen mit hohen Eisenkonzentrationen erzeugt diese flächenbereinigte Ab-
flussmethode die größte Beckenfläche - die vorgeschlagenen Größen werden jedoch
in den meisten Fällen undurchführbar groß sein, da die betrieblichen Gegebenheiten
so sind, dass eine effektive Entschlammung eines so großen Beckens mit etablierten
Mitteln praktisch unmöglich wäre. Umgekehrt ist die Verweilzeit in den auf dieser Ba-
sis konzipierten Sedimentationsbecken bei hohen Durchflussraten und niedrigen
Konzentrationen gering (Bsp. Variante 3 in Anlage 3: 50 l/s; 10 mg/l Fe
0,9 Tage
Verweilzeit) und reicht möglicherweise nicht aus, um eine effektive Eisenentfernung
zu ermöglichen.
2. Festlegung von 100 m
2
Beckenfläche pro l/s zu behandelndes Grubenwasser
Die Verwendung dieser Fließformel hat den Vorteil, dass sie eine konstant hohe Ver-
weildauer gewährleistet. Für Einleitungen mit hohem Durchfluss und geringer Eisen-
konzentration ist die berechnete Größe der Becken jedoch größer als bei alternativen
Konstruktionsformeln.
3. Anwendung des aeroben Größenkriteriums für Feuchtgebiete (d. h. Annahme einer
Enteisenungsrate von 10 g/m
2
/d).
Vom PIRAMID Consortium (2003) wird die Dimensionierung basierend auf der nominalen
hydraulischen Verweilzeit bevorzugt. Ihrer Ansicht nach ist das der robusteste Ansatz. Un-
tersuchungen der britischen Kohlebehörde ergaben, dass eine relativ solide lineare Bezie-
hung zwischen der prozentualen Reduzierung der Eisenkonzentration im Zulauf und der no-
minalen hydraulischen Verweildauer besteht und diese scheint weitgehend unabhängig so-
wohl von der Durchflussrate als auch vom Absolutwert der anfänglichen Eisenkonzentration
zu sein (Parker, 2003 in PIRAMID Consortium (2003)).
In den Guidelines des PIRAMID Consortium (2003) werden weitere wichtige Aspekte bei der
Gestaltung von Absetzbecken genannt:
Das Verhältnis von Länge zu Breite sollte im Bereich von 2:1 bis 5:1 liegen (NCB,
1982), um Strömungen und Kurzschlüsse zu minimieren.
Es ist eine ausreichende Tiefe des Beckens vorzusehen, um eine Resuspension der
abgesetzten Partikel aufgrund der horizontalen Geschwindigkeit von Wasser und /
oder Wind zu verhindern (typischer Wert: 3 m Wassertiefe).
Dabei ist zu beachten, dass mit zunehmender Ansammlung von Feststoffen im Be-
cken das effektive Volumen (und damit die Verweildauer) abnimmt. Daher sollten
nach Möglichkeit Sicherheitsfaktoren eingeplant werden.
Die aus hydraulischer Sicht effektivste Form sind geradlinige Becken – zunehmend
besteht jedoch der Wunsch nach Minimierung visueller Auswirkungen, was eine Ab-
kehr von hart gebauten Strukturen bedeutet.
Es ist ratsam, mindestens zwei Absetzbecken zur Verfügung zu haben, so dass das
eine weiterhin genutzt werden kann, während das andere zur Entschlammung außer
Betrieb genommen wird. Im Normalbetrieb werden die beiden Becken typischerweise
parallel betrieben und erhalten jeweils 50 % des Gesamtstroms. Die Nutzung von
mindestens zwei Becken parallel und nicht nur einer einzigen Behandlungslinie hat
jedoch Auswirkungen auf den gesamten Flächenbedarf, was von vornherein einge-
plant werden muss.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Zur Optimierung können Leitfolien aus PVC oder Erdwälle eingebaut werden, die hydrauli-
sche Kurzschlüsse (Verringerung der Aufenthaltsdauer
und damit
Nichteinhaltung der Quali-
tätskriterien im Auslauf) im Absetzbecken verhindern (Wolkersdorfer, 2017). Chamberlain &
Moorhouse (2016) testeten die Wirkungen von Lenkwänden/-vorhängen, sogenannte Baff-
les, in einem Absetzbecken für eisen- und aluminiumreiche AMD der Clough-Foot-Mine in
Yorkshire (UK) mit dem Ziel die Beckenhydraulik zu verbessern und nachteilig auf die Be-
handlungseffizienz wirkende bevorzugte Fließwege (Kurzschlüsse) durch das Becken zu
vermeiden. Die nachgerüsteten Kunststoffvorhänge wurden so konzipiert, dass sie definierte
Fließwege innerhalb des Beckens mithilfe eines horizontalen Fließpfads schaffen, bei dem
das Minenwasser im Zickzack fließt (Chamberlain & Moorhouse, 2016). Alternativ wäre auch
eine vertikale „duck and dive“ Anordnung möglich, die Mischen auf vertikaler Ebene fördert
und potenzielle „tote“ Bereiche im Absetzbecken eliminiert (Chamberlain & Moorhouse,
2016). Der Einsatz der Baffels brachte lt. Chamberlain & Moorhouse (2016) gegenüber dem
Kontrollabsetzbecken:
eine durchschnittliche 41 % höhere Eisenentfernung,
eine durchschnittliche 34 % höhere Aluminiumentfernung,
eine unveränderte Effizienz der Manganentfernung und
keine signifikanten Unterschiede in den beobachteten Zink- oder Nickelkonzentratio-
nen.
Nach Chamberlain & Moorhouse (2016) empfiehlt sich eine Nachrüstung:
wenn ein Becken zu klein bemessen ist oder Mühe hat, das Grubenwasser auf die er-
forderlichen Metallkonzentrationen zu behandeln.
bei Gestaltung neuer Behandlungspläne, bei denen die Größe der Becken durch die
Verfügbarkeit geeigneter Flächen eingeschränkt ist,
in Becken mit geringem Kontaminationspotenzial – die Lenkeinrichtungen fördern die
Bildung von wasserhaltigem Eisen(III)oxid (HFO), die die Entwicklung von leichter
verkaufsfähigen Produkten ermöglichen.
Problembehaftet ist der im Absetzbecken abgelagerte Schlamm, dessen Entsorgung ein we-
sentlicher Kostenfaktor bei der langfristigen Instandhaltung des Systems darstellt. Daher
empfiehl das PIRAMID Consortium (2003):
die Prüfung möglicher Verwendungen für wiedergewonnenes Eisenhydroxid,
die Verwendung von Schlammtrocknungsbetten.
o
Das sind typischerweise flache Becken mit Kiesgrund, die durch ein unterirdi-
sches Rohrnetz entwässert werden.
o
In unmittelbarer Nähe der Absetzbecken erleichtern sie die Schlammbewirt-
schaftung erheblich.
o
Der Schlamm kann zur Einleitung in die Schlammtrocknungsbetten gepumpt
bzw. gekippt werden oder durch die Schwerkraft über eine installierte Rohrlei-
tung erfolgen.
o
Der Schlamm trocknet über einen Zeitraum von mehreren Monaten allmählich
aus, wobei sein Feststoffgehalt von nur 2 % zum Zeitpunkt der Einleitung auf
30 % oder mehr ansteigt, wenn er ausreichend trocken ist, um Trockenrisse
zu zeigen.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Die Schlammentwässerung bedeutet eine Volumenreduktion des für die Abfallentsorgung
bestimmten Materials und verbessert zudem eine mögliche Verwertung (PIRAMID
Consortium, 2003).
3.2.3
VERTIKALDURCHFLUSSREAKTOR
Ganz im Sinne der eingangs genannten Prozesse, die bei einer Fällung ablaufen, funktioniert
das System des Vertikaldurchflussreaktors (vertical flow reactor VFR), der in erster Linie
volumenbegrenzte Eisen- z. T. aber auch Sulfatbelastungen aus dem bergbaubeeinflussten
Grubenwasser abreichern kann.
Ein Vertikaldurchflussreaktor wird dadurch charakterisiert, dass das zu behandelnde Wasser
von oben in den Reaktor fließt, das Substrat im Reaktor vertikal nach unten durchströmt
und dort (unten) abgeleitet wird. Es gibt verschiedene Varianten dieser passiven Methode
der Grubenwasserreinigung, die Einteilung kann nach verwendetem Substrat und/oder den
daraus resultierenden Prozessen erfolgen.
3.2.3.1
GROSSOBERFLÄCHENFILTER / SCOOFI-REAKTOR
Beim klassischen VFR, auch Großoberflächenfilter genannt, fließt das kontaminierte Gru-
benwasser vertikal durch ein unreaktives Kiesbett, um die Metallabscheidung (insbesondere
Eisenspezies) unter aeroben Bedingungen zu fördern. Ein VFR ähnelt im Konzept den lang-
samen Sandfiltern (Blanco, et al., 2018). Es ist eine hydraulische Potentialdifferenz erfor-
derlich, die bei einer Behältervariante (z. B. bei Verwendung eines oder mehrerer IBC) mit-
tels Schwanenhalsmechanismus umgesetzt wird. Das Kiesbett besteht aus zwei Schichten,
einer Feinkiesschicht (10 – 20 cm silikatischer Kies, ø 5 – 10 mm) und darunter einer Mittel-
bis Grobkiesschicht (z. B. 10 – 20 cm silikatischer Kies, ø 20 - 30 mm). Alternativ zum
Kiesbett ist die Verwendung von Medien mit hoher spezifischer Oberfläche wie z. B. Hoch-
ofenschlacke, Ocker = Ferrihydrite/Goethit- Mixtur, Grüner Rost = Fe(II, III)-Hydroxid oder
Kunststoff möglich.
Das Kiesbett wirkt einerseits als Filter für größere Partikel, aber auch als Aufwuchsmedium
für Mikroorganismen, die zu den autokatalytischen Reaktionen beitragen, die im VFR statt-
finden (Wolkersdorfer, 2017). Die anfangs beobachteten eisen- und auch manganreduzie-
renden Prozesse durch das auf dem Kiesbett bzw. in dessen Porenraum abgelagerte Eisen-
hydroxid führten in nachfolgenden Reaktoren zum Einbau einer Eisenhydroxidschicht und
damit zur Prozessoptimierung. Nach Dey et al. (2003) in Blanco et al. (2018) erfolgt eine
Entfernung von Eisen auch schon allein durch vertikale Strömung innerhalb der abgelager-
ten Eisenhydroxidschicht (= Ockerbett; ohne Substrat oder ein anderes Medium).

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
Abbildung 3-12: Prinzipbild eines Vertikaldurchflussreaktors (verändert nach Florence et al.
(2016) aus Wolkersdorfer (2017)).
Die Prozesse im VFR unterscheiden sich je nach den vorherrschenden Milieubedingungen.
Bei Einleitung circumneutralen – alkalischen Grubenwassers kommt es laut Blanco et al.
(2018), Sapsford et al. (2015) und Trumm et al. (2017) durch die Selbstfiltration durch das
Eisenhydroxidbett und die heterogene Eisenoxidation und Ausfällung von hydratisierten Ei-
senoxiden und –hydroxiden zur:
homogenen und heterogenen Oxidation zweiwertigen Eisens (Fe
2+
Fe
3+
)
Filtrationen ausgefällten Ferrihydrits (Fe
3+
10
O
14
(OH)
2
)
oberflächenkatalysierte Oxidation der Eisen(II)-Ionen (Surface Catalysed Oxidation
Of Ferrous Iron SCOOFI).
Der SCOOFI-Prozess ist nach Younger (2000) ein 2-stufiger Prozess innerhalb des abgela-
gerten Eisenhydroxidbettes, bei dem das Fe
2+
aus dem Wasser an der Oberfläche des Ei-
senhydroxids adsorbiert und das gebundene Eisen anschließend in-situ durch gelöstes O
2
oxidiert wird. Das Fe
3+
des Eisenhydroxids wirkt dabei als Katalysator, und eine weitere
Schicht wird auf der Oberfläche des Eisenhydroxids angelagert (Younger, 2000). Die Oxida-
tion von Fe
2+
durch SCOOFI ist schneller als die Oxidation durch gelöstes O
2
allein (Younger,
2000).
Solche Reaktoren werden daher auch als SCOOFI-Reaktoren bezeichnet (Burke & Banwart,
2002; Younger, Banwart, & Hedin, 2002). SCOOFI-Reaktoren benötigen alkalisches Wasser,
da die Bildung von Eisenhydroxiden (Hydrolyse) eine Freisetzung von Protonen bedingt und
keine Möglichkeit besteht, dass das System selbst Alkalinität erzeugt (Stuhlberger et al.
(2007) in Heitfeld et al. (2012)). Generell werden ungesättigte und gesättigte SCOOFI-
Reaktoren unterschieden.
SCOOFI-Reaktoren mit gesättigtem Durchfluss (Younger, 2000; PIRAMID Consortium,
2003):
bieten einen engeren Kontakt zwischen Wasser und Medien,
können nur für bereits gut mit Sauerstoff versorgte Grubenwässer verwendet wer-
den,
sind für Wässer mit einer Eisenkonzentration von weniger als 50 mg/l geeignet,
erreichen höhere Werte bei der Eisenentfernung (mehrere Hundert g Fe/m³*d; flä-
chenangepasste Abreicherungsrate: 25 g/m
2
/d),
können horizontal ausgerichtet werden = geringere Anforderungen an das hydrauli-
sche Potentialgefälle,
sind für Durchflussraten bis ≈ 4000 g/m
2
/d anwendbar.

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
SCOOFI-Reaktoren mit ungesättigtem Durchfluss (Jarvis & Younger, 2001; Younger,
Banwart, & Hedin, 2002; PIRAMID Consortium, 2003):
bedürfen nicht unbedingt einer vorgeschalteten Belüftungsanlage, da sie sich von
Natur aus Wasser mit Sauerstoff versorgen (Anwendung, wenn eine gleichzeitige
Oxidation und Akkretion an einem Ort mit begrenzter Fläche erforderlich ist),
müssen vertikal ausgerichtet sein,
arbeiten bei kurzer Verweildauer (90 - 120 Sekunden),
sind für Durchflussraten bis ≈ 36 g/m
2
/d anwendbar,
weisen niedrigere Abscheidegeschwindigkeiten auf und sind damit deutlich weniger
effektiv als gesättigte Reaktoren (max. 12 g Fe/m³*d; flächenangepasste Ab-
reicherungsrate: 0,05 g/m
2
/d),
können Eisenkonzentration von 5 mg/l auf weniger als 0,5 mg/l senken,
können etwa 50 % des Mangans entfernen (Testergebnisse Pilotmaßstab).
Im pH-Bereich von 3 – 4,5 dominiert die biotische Fe(II)-Oxidation gegenüber der abioti-
schen Fe(II)-Oxidation (Kirby und Brady (1998) in Blanco et al. (2018)). Sapsford et al.
(2015) bestätigen, dass die Ausfällungen und/oder das Kiessubstrat Fe(II)oxidierende Mik-
roben beherbergen, was zu einer nachweisbaren Fe(II)-Oxidation führt. Nach Blanco et al.
(2018) gibt es Hinweise, dass die eisenhydroxidhaltige Schlammschicht als unterstützendes
Substrat für die Bakteriengemeinschaft fungiert. Mikrobielle Umsetzungen allein können die
Abreicherungsraten jedoch nicht erklären (Blanco, et al., 2018). Als Hauptmechanismen
geben Blanco et al. (2018) Sapsford et al. (2015) sowie Trumm et al. (2017):
mikrobielle Fe(II)-Oxidation und die Ausfällung von Schwertmannit und
kolloidale und nanopartikuläre Fe(III)-Aggregierung an.
Unter sehr sauren Bedingungen (pH < 3) wurden in den Versuchen von Blanco et al. (2018)
nur noch geringe Abreicherungsraten von max. 15 % erreicht, wobei die Prozesse unklar
blieben. Wahrscheinlich erfolgt eine Abreicherung allein durch Filtration, da die Sättigungs-
indizes niedrig und keine Übersättigungen feststellbar waren (Blanco, et al., 2018).
Nach Sapsford et al. (2015) stellt die Verwendung von VFRs eine Möglichkeit dar, den
Hauptteil des Eisens aus dem bergbaubeeinflussten Wasser mit niedrigem pH-Wert zu ent-
fernen, ohne dass eine pH-Einstellung erforderlich ist. Sie gehen davon aus, dass selbst bei
einem niedrigen pH-Wert von ca. pH 3, abhängig von der phasensteuernden Fe-Löslichkeit,
ein bedeutender Anteil des Eisens in Partikelform (wenn auch nanopartikulär) und/oder
übersättigt sein und in einem VFR entfernt werden kann, in dem (Selbst-)Filtration und Fäl-
lung stattfinden (Sapsford, et al., 2015).
Auch Blanco et al. (2018) bestätigen dem VFR eine effiziente Eisenentfernung unter mäßig
sauren Bedingungen (pH 3 – 4.5) und erwarten ähnliche Eisenentfernungsraten bei sauren
AMD, wenn der pH-Wert mit zusätzlichen Behandlungseinheiten vorher erhöht wird. Dies
bedeutet, dass für viele saure Grubenwässer eine signifikante Entfernung der Hauptverun-
reinigungen durch ein einfaches filtrationsartiges System erreicht werden kann, was von
besonderer Bedeutung für das kohlebergbaubeeinflusste AMD ist, wo Eisen die Hauptschad-
stoffbelastung darstellt (Sapsford, et al., 2015).
In vier von fünf Versuchen, die von Sapsford et al. (2015) durchgeführt wurden, konnte
Eisen bis unter die Nachweisgrenze des Spektrophotometers entfernt werden. Dies zeigt,
dass die VFR auch als letzte Behandlungsstufe dazu verwendet werden kann, die Fe-Gehalte
auf sehr niedrige Werte zu senken, und in dieser Funktion Feuchtgebiete ersetzen kann

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
(Sapsford, et al., 2015). Nach Blanco et al. (2018) benötigt ein VFR weniger als die Hälfte
der Fläche eines herkömmlichen aeroben Feuchtgebiets. Zudem ist die Mn-
Abreicherungsrate durch die Kombination aus biotischen und abiotischen Entfernungsme-
chanismen und verstärkt durch den vertikalen Fluss durch die Eisenhydroxidschlammschicht
höher als beim aeroben Feuchtgebiet (Blanco, et al., 2018). Ein weiterer Vorteil ist die Ge-
winnung eines dichten, pflanzendetritusfreien Eisenhydroxidschlammes, der als Ressource
rückgewonnen werden kann (Sapsford, et al., 2015).
Mit dem Vorteil einfach in Design, Materialien und Konstruktion zu sein, stellt der VFR eine
kostengünstige Behandlungsmethode zur Behandlung eisenhaltiger AMD dar. Allerdings er-
fordern sie regelmäßige Reinigung bzw. den Austausch der Filtermedien (betriebliche Para-
meter wie Entschlammungstechniken, Schlamm-Management, Entsorgung). Blanco et al.
(2018) empfehlen eine Konfiguration, die zwei Kammern umfasst, so dass die Behandlung
in der "aktiven" Kammer stattfinden kann, während die zweite zur Schlammbefreiung und
Wiederinbetriebnahme, zur Aufnahme von Regenwasser oder bei Ausfall der ersten Kammer
zur Verfügung steht.
Von Jarvis & Younger (2001), Sapsford et al. (2015), Cheong, et al. (2016), Wolkersdorfer
(2017) oder auch Blanco et al. (2018) werden < 1 - 65 m³ große VFR-Systeme (z. T. noch
im Pilotstadium) beschrieben, durch die das zu behandelnde Grubenwasser mit Durchfluss-
raten zwischen < 1…30 l/min (…0,5 l/s) in einer Zeitspanne von 70 s…39 h hindurchströmt.
Je nach Beschaffenheit des AMD konnten diese Systeme unter mäßig sauren Bedingungen
(pH 3 – 4,5) und mittleren Fe-Konzentrationen (z. B. 14 g/d) bis zu 85% (ø 40%, ø 71%
nach der Stabilisierung der Eisenabbaukapazität; bei höherer Eisenbelastung von ≈ 32 g/d:
43 – 49%) und bei neutralen Bedingungen (pH 6-8) bis > 90% (ø 46%) des zuströmenden
Eisens sowie über 50 – 90 % des Mangans abreichern. Einige Beispiele für die Behandlung
von bergbaubeeinflussten Wässern mit einem VFR-System sind in Anlage 5 zusammenge-
fasst.
Nachfolgend (Tabelle 3-12) sind die Kosten eines Großoberflächenfilters mit einem Volu-
menstrom von 10 l/min (sehr geringes Behandlungsvolumen im Vergleich zu den aktiven
und auch anderen passiven Verfahren – erst bei einer Durchflussrate von 0,1 l/min liegen
die täglichen Fe-Raten im Bereich der o.g. Versuche) auf Grundlage der Modellwässer aus
Tabelle 2-2 abgeschätzt. Die Ausfällungswirkung des Eisenhydroxidschlamms lässt sich mo-
delltechnisch nicht so einfach nachbilden, daher sind für die Schlammentstehung/das
Schlammmanagement die Fe-Abscheideraten des Modells übernommen worden, obwohl
nach den Literaturangaben im Mittel nur etwa 71 % des Eisens ausfällt. Auslaufwerte
≤ 2 mg/l Fe können bei den Ausgangskonzentrationen der Modellwässer mittels VFL nicht
erreicht werden.
Tabelle 3-12: Abschätzung der Behandlungskosten für die passive Eisenabscheidung der
Modellwässer 1 – 3 über einen Vertikaldurchflussfilter
Wasser 1 Wasser 2 Wasser 3
Eisenkonzentration
336
224
112
mg/l
Volumenstrom
0,01
0,01
0,01
m³/min
eisengetragene Azidität
12,0
8,0
4,0 molAzi/m³
zu behandelnder Aziditätsstrom
0,120
0,080
0,040 molAzi/min
entspricht
173
116
58 molAzi/d
Investkosten
20.746
16.741
12.737

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Seite | 62
VITA-MIN
Abschreibung über
20
20
20 a
jährliche Abschreibung
1.037
837
637 €/a
Abschreibungskosten
0,20
0,16
0,12 €/m³
Verbrauchsmittel- und Betriebskosten
Wartung inkl. Schlammberäumung
0,0016
0,0016
0,0016
€/m³
Personal
1.440
1.440
1.440 €/a
entspr.
0,27
0,27
0,27 €/m³
Summe Kosten
0,28
0,28
0,28 €/m³
entspricht
0,02
0,03
0,07 €/molAzi
Schlammdeponierung
0,005
0,005
0,004 €/m³Wasser
Summe Kosten inkl.
Schlammdeponierung
0,28
0,28
0,28 €/m³
3.2.3.2
REDUZIERENDEN ALKALINITÄTSSYSTEME
Einige Autoren ordnen auch die Alkalinität produzierenden Systeme (APS) sowie die reduzie-
renden Alkalinitätssysteme RAPS bzw. SAPS als VFR ein (Bhattacharya, et al., 2008). Diese
vertikal (oder auch horizontal) durchströmten Systeme kombinieren die neutralisierende
Wirkung der Karbonatkanäle mit Sulfatreduktionsmechanismen (Kepler & McCleary, 1993).
Wegen der zusätzlichen organikreichen Schicht beruht ihre Reinigungswirkung in ersten
Linie auf (mikro-)biologischen Prozessen (Abbildung 3-13), die u. a. die Ausfällung von
Eisensulfiden bewirken, weshalb sie zur Behandlung eisen- und sulfatreicher Wässer
eingesetzt werden können.
Die Entfernung von Sulfat in passiven Behandlungssystemen ist schwieriger als bei allen
anderen Schadstoffen. Das Ziel dabei ist stets die SO
4
-Entfernung durch Reduktion auf HS
-
und ggf. eine anschließende (begrenzte) Oxidation, um elementaren Schwefel (S
0
) als Fest-
stoff zu entfernen. Der Hauptteil eines jeden Systems zur Sulfatentfernung ist ein organik-
reicher Reaktor, der stark reduzierende Bedingungen einhalten muss. Grundlage der Sulfat-
reduktion sind mikrobielle Umsetzungsreaktionen. Damit empfehlen sich neben reduzieren-
den Alkalinitätssystemen auch anaerobe Feuchtgebiete für die Behandlung oberflächig ge-
fasster AMD, bei denen es sich im weiteren Sinne auch um Fällungsverfahren handelt (mehr
zu diesen (mikro-)biologischen Verfahren bei Weber & Bilek (2018, S. 55ff bzw. 59ff).

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VITA-MIN
Abbildung 3-13: Biogene Alkalinitätsproduktion (IWB, 2019)
3.2.4
FÄLLUNG VON GIPS
Neben Fe und Al ist Sulfat in Grubenwässern häufig in hohen Konzentrationen anzutreffen.
Die Möglichkeiten und Grenzen der reduktiven Sulfatentfernung wurden in LfULG (2015)
eingehend dargestellt.
Eine bergbautypische Anwendung zur Sulfatabtrennung ist die Fällung von Gips durch Zu-
gabe von Kalkmilch (Maree, et al., 2001; 2004) gemäß Gl. 3-20. Dieses kostengünstige
Verfahren kombiniert die bei stark azidischen Wässern mit hohen Sulfatfrachten ohnehin
notwendige Neutralisation (Kap. 3.1) mit einer Sulfatabreicherung. Allerdings kann die Sul-
fatabreicherung lediglich bis zur Gipssättigung erfolgen. Diese wird abhängig von der Ionen-
stärke der Wässer bei 2,6 bis 3,3 g
Gips-gelöst
/L erreicht. Damit ist dieses Verfahren aufgrund
des Gips-Löslichkeitsproduktes hinsichtlich Sulfat generell nur als Vorreinigungsstufe nutz-
bar.
+
+
4(
2−
)
+
3( )
3
+
4( )
Gl. 3-20
3.2.5
FÄLLUNG VON EISEN ALS HYDROXISULFAT (Z. B. SCHWERTMANNIT)
Die mikrobiell- und oberflächen-katalysierte
Eisenhydroxisulfat Fällung
bei niedrigen pH-
Werten zur gleichzeitigen Sulfat- und Metallabscheidung aus Grubenwässern wurde im Pi-
lotmaßstab u. a. von Janneck et al. (2008) getestet. Gegenwärtig sind große Aufenthaltszei-
ten bzw. geringe mikrobiell kontrollierte Fällungsraten sowie das eingeschränkte Verwer-
tungspotenzial für den entstandenen Schwertmannit noch das Haupthindernis für eine wei-
tere großtechnische Umsetzung.

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VITA-MIN
3.2.6
FÄLLUNG MIT BARIUM
Die Sulfatabscheidung ist durch Fällung des schwerlöslichen Baryts (BaSO
4
) durch Barium-
carbonat- (Hlabela, Maree, & Bruinsma, 2007) oder Bariumsulfid-Zugabe (Maree, et al.,
2004) möglich. Der ursprünglich als Sulfat vorliegende Schwefel wird in diesem komplexen
mehrstufigen Prozess letztendlich als Sulfid aus der Lösung abgetrennt und zu elementarem
Schwefel aufbereitet. Entscheidend für diesen Prozess ist die Rückgewinnung des kostenin-
tensiven Bariums durch Sedimentation und thermische Reduktion des BaSO
4
zu BaS. Mög-
lichkeiten zur
standortnahen thermischen BaSO
4
-Reduktion und
standortnahen katalytischen Sulfid-Rückoxidation zu S
0
sind damit Voraussetzungen für die Etablierung dieser Prozessabfolge. Barium ist jedoch
bereits in geringen Konzentrationen toxisch und auch Bariumcarbonat oder Bariumsulfid
nicht unproblematisch.
Anlagenbeispiele im feldrelevanten Maßstab sind den Autoren nicht bekannt. Damit fehlt die
Grundlage für eine Abschätzung der Kosten und der Machbarkeit im Feldmaßstab.
3.2.7
FÄLLUNG MIT CALCIUM UND ALUMINIUM: SAVMIN-VERFAHREN, CESR-PROZESS, WAL-
HALLA-PROZESS
Ein potenziell bergbaurelevantes Verfahren ist die Sulfat entfernende
Ettringit-Fällung
, die
u. a. in einer Pilotanlage in der südafrikanischen Stilfontein Gold Mine (Usinowicz, Monzyk,
& Carlton, 2006) getestet wurde. Bei einem mit Kalkhydratzugabe eingestellten pH-Wert
von 11 bis 12 erfolgt in Abhängigkeit der Wasserbeschaffenheit zunächst die Gips- (CaSO
4
x
H
2
O) und Brucit- (Mg(OH)
2
) Übersättigung. Durch Al-Hydroxid-Zugabe erfolgt die Ettringit-
bildung (Ca
6
Al
2
[(OH
12
(SO
4
)
3
]∙26H
2
O). Die abschließende Rückführung des pH-Wertes in den
Neutralbereich erfolgt mit CO
2
und durch Calcit-Fällung.
In der als
SAVMIN™-Prozess
bezeichneten Variante wird der Ettringit wieder mit Schwe-
felsäure aufgelöst, um Al-Hydroxid zurückzugewinnen (Abbildung 3-14). Die im Einzelnen
komplexe weitere Verfahrenskette umfasst die Al-Hydroxid-Abtrennung, die Fällung von
Gips aus der nun Gips-übersättigten Lösung an Kristallen und die Abtrennung von Gips
(Banerjee, et al., 2016).
In der als
CESR-Prozess
oder
Walhalla-Verfahren
bekannten Variante wird Aluminium
nicht zurückgewonnen. Vielmehr werden in der Bauindustrie eingesetzte Tonerdezemente
als Al-Quelle und Reagenz zur pH-Wert-Einstellung eingesetzt (Janneck, et al., 2012). Diese
bestehen im Wesentlichen aus Calciumaluminaten, also Mischungen aus CaO und Al
2
O
3
in
verschiedenen stöchiometrischen Verhältnissen. So dient chemisch gefälltes Tricalciumalu-
minat-Hydrat als Ausgangssubstanz zur Herstellung von synthetischem
Ettringit
.
Entsprechende Zuschlagstoffe werden (oder wurden) explizit für die Sulfateliminierung auf
dem Markt angeboten (Kerneos).
Dieses Verfahren wurde bisher wiederholt im Bergbauumfeld in Pilotanlagen getestet. Er-
kenntnisse liegen aus dem Betrieb von Pilotanlagen mit einem Durchsatz von ca. 1 m³ pro
Stunde vor (Janneck, et al., 2012). Die Firmen MINTEK (MINTEK, 2008; 2014) und Veolia
(Banerjee, et al., 2016) bewerben das Verfahren auf ihren Homepages.

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VITA-MIN
Sowohl über die Menge der benötigten Zuschlagstoffe als auch der Aufenthaltszeit im Reak-
tionsbecken und der Menge des anfallenden Schlammes existieren unterschiedliche Anga-
ben.
Abbildung 3-14: Flowchart SAVMIN-Prozess (MINTEK, 2008)
Vorteile
dieses Verfahrens sind:
1. Sulfatkonzentrationen können sicher bis unterhalb 300 mg/l abgereichert werden.
2. Es entstehen keine Solen, die weiter behandelt werden müssen.
3. Schwermetalle werden effektiv in die entstehenden Feststoffe eingebaut.
Nachteile
dieses Verfahrens sind:
1. Aufgrund des hohen Kristallwasseranteils im Ettringit entstehen durch die Fällung
große Schlammmengen
. So muss nahezu der gesamte behandelte Volumenstrom
über Dekanter geführt werden, um das Reinwasser abzutrennen.
2. Hohe Aufenthaltszeiten im Ettringit-Reaktor von ca. 2 h (es liegen auch Angaben von
≥ 10 h Reaktionszeit vor). Die hohen Aufenthaltszeiten im Reaktionsbecken erfor-
dern ein großes Reaktionsbecken, dessen Inhalt in Turbulenz gehalten werden muss,
was wiederum große Elektroenergiemengen erfordert.
3. Es sind bisher keine großtechnisch und längerfristig betriebenen Anlagen bekannt,
die die Abschätzung von Betriebskosten verlässlich machen würden.
Kosten für Calciumaluminat belaufen sich bei Abnahme von Großmengen auf ca. 400 €/t.
Weitere Betriebsmittelkosten entfallen für den zusätzlich benötigten Branntkalk bzw. Calci-
um-hydroxid, für CO
2
und ggf. für Schwefelsäure sowie für Flockungshilfsmittel. Weiterhin
ist mit hohen Kosten für den Eintrag von Mischenergie zu rechnen (s.o.). In Banerjee
(2013) werden die Kosten für die Ettringit-Fällung ohne Al-Rückgewinnung mit 2,91 €/m³
angegeben. Da die Kosten durch das Calciumaluminat bestimmt werden, ist die Rückgewin-

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
nung des Al im SAVMIN-Prozess zumindest kostentechnisch attraktiv.
3.2.8
PASSIVE METHODEN ZUR METALLENTFERNUNG
Die passive Behandlung bergbaubedingter Eisenbelastungen oberflächig gefasster AMD er-
folgt in Kombination mit den in Kap. 3.1.5 beschriebenen Neutralisationsverfahren oder
auch als Einzelsystem in anaeroben Feuchtgebieten, in Vertikaldurchflussreaktoren bzw.
reduzierenden Alkalinitätssystemen (Kap. 3.2.3). Die Eisengehalte oberflächig gefasster,
netto-alkalischer Grubenwässer können passiv über Belüftungssysteme (Kap. 3.1.2.4.1,
3.1.2.4.2), Absetzbecken (Kap. 3.1.1.3, 3.2.2), aerobe Feuchtgebiete oder SCOOFI-
Reaktoren (Kap. 3.2.3) reduziert werden. Hohe Eisenkonzentrationen im Grundwasser kön-
nen in-situ durch permeable reaktive Barrieren, Reaktionszonen bzw. in-situ Enteisenung
behandelt werden.
Neben Eisen stellen noch einige andere Metalle ein potentielles Umweltrisiko der bergbau-
beeinflussten Wässer dar. Eine Sonderrolle nimmt hierbei Aluminium ein. In erhöhten Kon-
zentrationen tritt es lediglich bei pH < 4 auf, im Bereich von pH 5 - 8 ist gelöstes Aluminium
in Konzentrationen > 1 mg/l nur selten vorhanden (PIRAMID Consortium, 2003). Aluminium
ist ab pH > 4,5 schwer löslich und bildet Niederschlag, die Auslegung von Behandlungssys-
temen basiert daher auf der Entfernung von Eisen für netto-alkalische Wässer und dem
Säuregehalt für netto-azidische Wässer (PIRAMID Consortium, 2003). Die häufigsten Reak-
tion (Gl. 3-21) für Entfernung in passiven Behandlungssystemen lautet nach Hedin et al.
(1994):
3+
+3
2
(
)
3
+ 3
+
Gl. 3-21
Das PIRAMID Consortium (2003) fasst die Prozesse der passiven Al-Behandlung so zusam-
men:
Aluminium ist in Lösung immer in seiner dreiwertigen Form (Al
3+
) vorhanden, so
dass im Gegensatz zur Hydrolyse von Eisen(III)-hydroxid kein Oxidationsschritt er-
forderlich ist, um seine Entfernung zu erleichtern.
Aluminiumabscheidung als Hydroxid-Fällung kann daher entweder unter aeroben o-
der anaeroben Bedingungen erfolgen.
Aluminium wird in passiven Systemen zur Behandlung von alkalischem oder saurem
Wasser entfernt, solange die Systeme effizient bei der Entfernung der primären Ziel-
kontamination, d. h. Säure oder Eisen, sind.
Der gebildete Aluminiumhydroxidniederschlag hat zunächst eine geringe Dichte
(amorphes Material, das durch Rühren leicht wieder suspendiert werden kann;
Schaumbildung durch Turbulenzen). Im Laufe der Zeit kristallisiert das Hydroxid
dann zu einem der verschiedenen Al(OH)
3
-Mineralien, wie beispielsweise Gibbsit, die
alle relativ stabil und ungiftig sind (Younger, Banwart, & Hedin, 2002).
Mangankonzentrationen sind in kohlebergbaubeeinflussten Wässern hingegen oft erhöht,
was die Verschmutzungsprobleme durch Eisen, Aluminium, Sulfat und Säure verstärkt.
Mangan ist nicht so ökotoxisch wie z. B. Fe, Al oder Zn, weist aber trotzdem negative um-
weltrelevante Eigenschaften auf. Die Mn-Entfernung mit aktiven oder passiven Behand-
lungssystemen ist schwieriger als die Reduktion von Säure, Eisen und Aluminium, da im
Allgemeinen ein höherer pH-Wert erforderlich ist und die Kinetik der Manganoxidation viel
langsamer als bei Eisen abläuft (Stumm und Morgan, 1996 in PIRAMID Consortium (2003)).

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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Als flächenbezogene Abreicherungsraten in aeroben Feuchtgebieten geben Hedin et al.
(1994) 0,5 - 1,0 g/m
2
/d an, in ihnen wird jedoch kein Mangan entfernt, solange gelöstes
Eisen in Konzentrationen >1 mg/l vorhanden ist. Erst suspendierte Eisenhydroxidflocken
sind (im Gegensatz zu gelöstem Fe
2+
) in der Lage, gelöstes Mn durch Sorption effektiv aus
der Wassersäule zu fangen (Hedin, Narin, & Kleinmann, 1994). Auch die von Nuttall (2003)
präsentierten Feldergebnisse eines Behandlungssystems aus primärer Belüftungskaskade,
Absetzbecken und Feuchtgebieten lieferten keine höheren Reduktionsraten, aber es gelang
die Konzentrationen des gelöst vorliegenden Mangans bis unter 0,5 mg/l zu verringern:
Rohwasser ≈ 40 mg/l Fe
2+
; 1…4 mg/l Mn
2+
durchschnittliche Verweildauer in den Absetzbecken ≈ 24 Stunden; Entfernung von
fast 20% des im Rohwasser enthaltenen gelösten Mn (≈ 0,4 g/m
2
/d)
weitere 15% Mn-Entfernung in den nachfolgenden Feuchtgebieten mit sehr langsa-
mer Rate: 0,03 g/m
2
/d
Gesamtabreicherung auf < 0,5 mg/l Mn
Auch die meisten anderen Schwermetalle werden bei den Verfahren zur Eisen- und Sul-
fatabreicherung gleichzeitig mit oxidiert und gefällt, an Tonen, Eisenhydroxidpartikeln und
verschiedenen organischen Stoffen sorbiert (insbesondere, wenn der pH-Wert nahezu neut-
ral ist) oder auch mikrobiell umgesetzt (Tabelle 3-13). Younger et al. (2002) nennen jedoch
zwei wichtige Ausnahmen - Arsen und Chrom. Sie werden überwiegend als Sauerstoff-
Anionen (
/
) transportiert, die bei nahezu neutralem pH-Wert mobiler sind als
bei sehr niedrigem pH-Wert.
Zink entsteht durch oxidative Auflösung von Sphalerit (ZnS) hauptsächlich in Metallberg-
werken, aber auch in einigen Kohlebergwerken. Die Entfernung von Zink ist schwierig, aber
nach dem PIRAMID Consortium (2003) auch mit passiven Systemen zu erreichen. Obwohl
Cadmium selten in sehr hohen Konzentrationen in Grubenwässern vorkommt, neigt sein
geochemisches Verhalten dazu, das von Zink nachzuahmen. Die Behandlung mit Oxidati-
onsteichen und Feuchtgebieten ist für die Entfernung von Arsen und Cadmium aus Gruben-
wässern möglich, die Ansammlung von As- und/oder Cd-reichen Feststoffen im Freien wird
in Gebieten der öffentlichen Gesundheit und des Naturschutzes vom PIRAMID Consortium
(2003) ausdrücklich nicht empfohlen. Im Gegensatz zur relativen Mobilität von Zn und Cd
ist Kupfer in Form von sorbierten Phasen und/oder Ausfällungen recht gut immobilisiert und
somit weitestgehend für die Behandlung mit einer Reihe von passiven Einheitsprozessen
geeignet.
Um alle diese Verunreinigungen bis hinunter zu niedrigen Restkonzentrationen, die strengen
regulatorischen Standards entsprechen, mit den in Kap. 2.4 bzw. Tabelle 3-13 genannten
Methoden passiv zu entfernen, müssten übermäßig große Systeme gebaut werden. Daher
erfolgte insbesondere für Schwermetalle die Entwicklung spezifischer passiver Technologien.
Zink, Kupfer, Cadmium, Blei, Chrom und Arsen können mit Reaktoren auf Karbonatbasis
reduziert werden:
Zn-Entfernung
mittels
geschlossenem System nach Nuttall & Younger (2000)
Cd-/As-Entfernung
mittels
Siderit-Calcit-Reaktor nach Wang & Reardon (2001)
Passive Spezialtechnologien zur Manganreduktion sind (PIRAMID Consortium, 2003):
das Pyrolusitverfahren bzw. der Pyrolusit-Prozess
®
,
der „Gesteinsfilter" von Phillips,
die passive Manganbehandlung nach Johnson,

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
die Manganentfernung mit kaustischer Magnesia (auch für Zn-Entfernung geeignet).
Die meisten dieser Verfahren können als letzten Schritt einer Reihe von Behandlungsmetho-
den nachgeschaltet werden, wenn vorher bereits neutrale – alkalische Verhältnisse einge-
stellt worden sind und Eisen entfernt wurde.
Tabelle 3-13: Schwermetallentfernung mit passiven Systemen (PIRAMID Consortium, 2003)
Schadstoff Art des Systems
Entfernungsprozesse im passiven
System
Quellen
flächenbezogene
Abreicherungs-
leistung
Arsen
As
5+
-Oxidation in Gegenwart von Eisen
Bildung von AsO
4
3-
, das an Fe-Oxiden
sorbiert; kann auch als Eisen-III-Arsenat
(Scorodit) ausfallen; Reduktion von As
5+
zu As
3+
in Feuchtgebiet-Systemen unter
Bildung von Sulfiden wie AsS und As
2
S
3
McRae et al. (1999)
Cohen (1996)
18 g/d/m
2
bakteriell kataly-
siert unter sauren
Bedingungen; Wert
abgeleitet von PI-
RAMID Carnoulès
Datensatz
Blei
Oxidation in alkalischer Lösung zur Bil-
dung von Karbonatmineralen; Fällung als
Sulfid in anaeroben Feuchtgebiet-
Systemen
Thompson (1996)
Cohen (1996)
Cadmium
Fällung als Sulfid (Greenockit CdS) in
anaeroben Feuchtgebiet-Systemen, Im-
mobilisierung im anoxischen Substrat
Cohen (1996)
Ettner (1999)
anaerobes Feucht-
gebiet: 0,02
g/d/m
2
Chrom
Reduktion von Cr
6+
zu Cr
3+
in Feuchtge-
biet-Systemen, mit Hydrolyse zur Bildung
von Cr(OH)
3
Cohen (1996)
Cyanid
Photolyse (in tropischen Regionen) in
offenen Teichen; Reduzierung auf CO
2
und NH
4
+
in Feuchtgebiet-Systemen; bak-
terielle Oxidation zu Ammoniak- und
Stickstoffgas
Young und Jordan
(1996)
Thompson (1996)
Kupfer
Oxidation in alkalischer Lösung zur Bil-
dung von Karbonatmineralen (Azurit, Ma-
lachit etc.); Reduzierung in Feuchtgebiet-
Systemen zur Bildung von Sulfiden; Cu-
Entfernung als Karbonatphase, gebildet
durch Reaktion mit CO
2
, das durch mikro-
bielle Atmung freigesetzt wird
Brown (1997)
Cohen (1996)
Thompson (1996)
Brown et al. (1994)
aerob: 0,05 g/d/m
2
Wert aus einem
nicht technisierten
aeroben Feuchtge-
biet (wahrscheinl.
überschätzt)
anaerob:
10 g/d/m
2
Mangan
Aerobes Feuchtgebiet
höhere Raten erreichbar in warmen Kli-
mazonen mit Algenwachstum
0,5 g/d/m
2
Nickel
Fällung als Sulfide (Millerit NiS) in einem
Feuchtgebiet-System, Immobilisierung im
anoxischen Substrat
Ettner (1999)
Eger et al. (1994)
aerob: 0,04 g/d/m
2
vorläufige Ergeb-
nisse
anaerob: 2 g/d/m
2
Thallium
Reduzierung in Feuchtgebiet-Systemen
zur Bildung von Sulfiden
Mueller (2001)
Uran
Aerobes Feuchtgebiet
PIRAMID-Studie
Feuchtgebiete in
Boršt (Slowenien)
0,1 g/d/m
2
Zink
Fällung als Sulfide in einem Feuchtgebiet-
System; Fällung als Karbonat in aeroben
Teichen oder Kalksteinabflüssen; unter-
liegt starken saisonalen Schwankungen;
im Winter gelegentlich aus Feuchtgebieten
remobilisiert
Cohen (1996),
Lamb et al. (1998),
Kalin (1998), Nuttall
& Younger (2000),
Brown et al. (1994),
Brown (1997)
aerob: 0,04 g/d/m
2
aerobes Feuchtge-
biet mit schwim-
menden Algenmat-
ten: 7 g/d/m
2

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VITA-MIN
3.2.8.1
GESCHLOSSENER KARBONATLÖSUNGSREAKTOR
Anoxische Karbonatkanäle bieten eine Behandlungsoption für oberflächig gefasste, zinkrei-
che, netto-azidische Grubenwässer, in dem sie Alkalinität erzeugen und den pH-Wert erhö-
hen, um die für die Metallabscheidung im Feuchtgebiet notwendigen bakteriellen Bedingun-
gen zu optimieren. Schwierigkeiten gab es jedoch, netto-alkalische Grubenwässer mit er-
höhten Zinkkonzentrationen (bis zu 40 mg/l) passiv zu behandeln (Younger, 2012). Versu-
che, Zink aus circumneutralem Grubenwasser mit einem anaeroben Feuchtgebiet zu entfer-
nen, hatten sich als erfolglos erwiesen, da Zink in dieser Umgebung stark an Carbonat ge-
bunden ist (Younger, 1997). Das von Hem (1972) entwickelte Eh-pH-Diagramm lieferte für
Nuttall & Younger (2000) den Schlüssel zur Entwicklung einer Behandlungsstrategie.
Abbildung 3-15: Eh – pH - Diagramm von Zink (Hem, 1972)
Das Diagramm (Abbildung 3-15) deutet darauf hin, dass es einen engen pH-Bereich (ca. pH
7,5 - 8,0) gibt, über den Zink aus natürlichen Gewässern als stabiles Karbonatmineral Smit-
hsonit (ZnCO
3
) entfernt werden kann. Die von Nuttall & Younger (2000) durchgeführte Mo-
dellierung zeigte, dass mit steigendem pH-Wert die Konzentrationen von hydroxyl- bzw.
karbonatgebundenen Spezies (Zn(OH)
2
, ZnCO
3
, Zn(CO
3
)
2
2-
) zunehmen, was zu einer Ab-
nahme der Konzentration des freien Zinkions (Zn
2+
) und der sulfatgebundenen Spezies
(ZnSO
4
) führt. Erhöhte Konzentrationen von Karbonatspezies bei pH 8,2 führen zu einer
optimalen Smithsonitsättigung dieses Grubenwassers. Amorphes Zinkoxid (ZnO) ist bei die-
sem pH ebenfalls gesättigt (Nuttall & Younger, 2000).
Bei zinkreichen, circumneutralen (pH 6,5 – 7,5) Wässern müsste demnach nur ein margina-
ler pH-Wertanstieg erreicht werden, um die Entfernung von Zink aus dem Wasser durch
Smithsonit-Fällung zu fördern. Nuttall & Younger (2000) setzten dies in einem Behand-
lungsmechanismus um, der auf der Entfernung von Zink durch Fällung als Carbonat nach
der Calcitlösung entsprechend Gl. 3-7 unter geschlossenen Systembedingungen in einem
Kalksteinbett beruht. Sie gingen davon aus, dass unter geschlossenen Bedingungen, d. h.
ohne Rückführung von Kohlendioxid aus der Atmosphäre, die Kohlensäurekonzentration mit
fortschreitender Auflösung abnimmt. Der in diesem System erreichte Gleichgewichts-pH-
Wert sollte entsprechend höher sein als der des offenen Systems (Freeze & Cherry (1979) in
Nuttall & Younger (2000)).

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- 3 BESCHREIBUNG DER BEHANDLUNGSVERFAHREN -
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VITA-MIN
In ihrer Grundform unterscheiden sich diese geschlossenen Karbonatlösungsreaktoren we-
nig von herkömmlichen anoxischen Karbonatkanälen. Geschlossene Zellen zur Zinkabschei-
dung müssen jedoch nach einigen Stunden Verweildauer in die Atmosphäre entlüftet wer-
den, um den CO
2
-Partialdruck auf relativ aggressive Werte zurückzuführen (Younger, 2012).
Insofern unterscheidet sich ihre Konstruktion deutlich von der der Standard-ALDs, bei der
nie Belüftungsschritte einbezogen würden.
Nach Younger (2012) deuten die vorliegenden experimentellen Daten darauf hin, dass eine
Verweildauer von etwa vier Stunden ausreichen kann, um 50% des Zinks aus einem Wasser
mit einem Gehalt von 5-10 mg/l Zn zu entfernen. Das PIRAMID Consortium (2003) gibt
8 Stunden Verweilzeit als optimal für die Reduktion von 20 - 40% Zink an. Im Pilotversuch
von Nuttall & Younger (2000) lagen die Zn-Entfernungsraten bei einer Verweilzeit von etwa
14 Stunden anfänglichen bei etwa 36%, sanken dann aber auf durchschnittlich 16 % (ca.
2 g/d), was deutlich niedriger war als die vorher im Laborversuch erreichten Reduktionsra-
ten von 50% (temperaturabhängiger Prozess; anhängig von Calcitlösungsrate).
Zur Optimierung empfahlen Nuttall & Younger (2000) Verbesserungen am Design, wie das
Hinzufügen von Leitblechen zur Verhinderung von Kurzschlüssen im System, die Integration
eines Entgasungsschrittes in das bestehende System oder auch die Verwendung von zwei
Reaktoren anstelle von nur einem (Abbildung 3-16). Lt. PIRAMID Consortium (2003) lässt
sich durch Reaktoren in Reihe mit einem Belüftungsschritt dazwischen eine höhere Behand-
lungseffizienz erreichen. Auch Younger (2012) empfiehlt hintereinander geschaltete Tanks in
Reihe. Er erwartet zudem, das Problem des Rückgangs der Reaktivität der Kalksteinoberflä-
chen nach mehreren Monaten Betrieb durch den Einsatz einer Wirbelschichtkonfiguration
lösen zu können (Younger, 2012).
Abbildung 3-16: Schema eines geschlossenen Karbonatlösungssystems für alkalische, zink-
reiche Grubenwässer (Wolkersdorfer & Younger (2002) nach Younger (2000))
3.2.8.2
SIDERIT-CALCIT-REAKTOR
In der Vergangenheit sind in einer Vielzahl von Versuchen karbonatische Materialien (z. B.
zerkleinerter Kalkstein, Korallenkalk) zur Entfernung von Arsen in Wasseraufbereitungsanla-
gen getestet worden. Davis et al. (1987) untersuchten die As-Adsorptionswirkung von
künstlich hergestelltem Kalksteingranulat (1 – 2 mm), Kalksteinmehl sowie gemahlenen
Kalksteinsplittern (1 – 2 mm). Die untersuchten Materialien unterschieden sich in ihrer Ar-
senadsorptionskapazität bei einer Ausgangskonzentration von 100 ppb Arsen nur wenig (4,2
– 5,9 μg/g), im Säulenversuch zeigte das Granulat auf Kalksteinbasis jedoch eine viermal
größere Adsorptionskapazität als die zerkleinerten Kalksteinsplitter gleichen Durchmessers

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(22 μg/g; bei Einsatz von Grundwasser: 9,8 μg/g). Die Adsorption von Arsen durch Kalk-
stein folgt nach Davis et al. (1987) dem Langmuir-Isothermenmodell und zeigt keine pH-
Abhängigkeit im pH-Bereich zwischen 4 bis 10.
Wang & Reardon (2001) verwendeten das in der Natur vorkommende Mineral Siderit (Ei-
sencarbonat FeCO
3
) in einer Säule, um den niedrigen Anfangs-pH-Wert einer einströmenden
Arsenlösung zu erhöhen und gleichzeitig das Sideritmaterial aufzulösen. Eisenarsenverbin-
dungen, die aus der Lösung auf die Oberfläche des Siderits ausgefällt werden, entfernen das
Arsen aus der Lösung (Davis, Dixon, & Sorensen, 2006). Der Prozess der Sideritauflösung,
der Oxidation des gelösten Eisens und der Fällung von Eisen(III)-oxihydroxid (FeO(OH) bzw.
Fe
2
O
3
.H
2
O) ist dabei entsprechend Abbildung 3-17 zeitlich und räumlich gekoppelt (Renard,
et al., 2017). Das Arsen adsorbiert vorzugsweise an den Eisen(III)-oxihydroxid-
Ausfällungen, die aus dem grenzflächengekoppelten Lösungs- und Fällungsprozess unter
sauren wässrigen Bedingungen entstehen, der typischerweise in sauren Bergbauabflussum-
gebungen stattfindet (Renard, et al., 2017). Ihr Vorhandensein ändert die Lösungs- und
Ausfällungsraten des gesamten Prozesses nach Renard et al. (2017) dabei nicht wesentlich.
Abbildung 3-17: Skizze des gekoppelten Lösungs- und Fällungsprozesses zur Entfernung
von Arsen mittels Siderit (Renard, et al., 2017)
In den von Davis et al. (1987) durchgeführten Batch-Experimenten zeigten die Granulate
auf Kalksteinbasis zudem eine sehr hohe Adsorptionsfähigkeit sowohl für Cadmium als auch
für Blei (99 % Cd-Abreicherung bei Zulaufkonz. von 5 - 50 ppm; Pb-Reduktion unter Nach-
weisgrenze bei Zulaufkonz. bis 3 ppm). Auch Wang & Reardon (2001) konnten nachweisen,
dass gelöstes Cadmium mit zerkleinertem Kalkstein effektiv entfernt werden kann, im Ge-
gensatz zum Siderit, der keinen Einfluss auf die Cadmiumkonzentrationen hatte. Die Bin-
dung des Cadmiums erfolgt dabei in zwei Schritten (Davis, Fuller, & Cook, 1987; Martin-
Garin, Van Cappellen, & Charlet, 2003):
1. schnelle (innerhalb von 24 h) Adsorption von gelöstem Cadmium an die Calcitober-
fläche, gefolgt von der Diffusion von Cd
2+
in eine Oberflächenschicht aus hydratisier-
tem CaCO
3
, die über dem kristallinen Calcit liegt,
2. langsamere (> 144 h), irreversible Festphaseneinbindung (Bildung einer festen Lö-
sung in neuem kristallinen Material, das aus der ungeordneten Mischung von Cd- und
Ca-Carbonat in der hydratisierten Oberflächenschicht wächst).
Die Rate der Festphaseneinlagerung erwies sich als unabhängig von der Menge an adsor-
biertem Cadmium (Davis, Fuller, & Cook, 1987). Martin-Garin et al. (2003) fanden jedoch
heraus, dass die Adsorption von Cadmiumionen die Auflösung von Calcit hemmt. Bei maxi-
maler Cd
2+
-Oberflächenabdeckung (≈ 10
-5
mol/m²) war die Calcitlösungsrate 75% langsa-
mer als unter cadmiumfreien Bedingungen (Martin-Garin, Van Cappellen, & Charlet, 2003).
Nach Davis et al. (1987) sinken sowohl die Rekristallisationsrate von Calcit als auch die Rate
der langsamen Cd
2+
-Sorption mit steigendem pH-Wert oder mit steigendem Mg
2+
-
Ionenkonzentrationen.

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Van der Weijden et al. (1997) untersuchten neben Phosphat auch den Einfluss von Sulfatio-
nen auf die Cadmiumadsorption mit dem Ergebnis, dass die schnelle Anfangssorption von
Cadmium mit zunehmender Phosphat- und Sulfatkonzentration abnahm, am deutlichsten im
pH-Bereich 7,4 - 8,3, und dass auch die langfristige Sorptionsumkehrbarkeit von Cadmium
im pH-Bereich 7,4 - 8,3 und mit zunehmender Phosphat- oder Sulfatkonzentration steigt.
Wang & Reardon (2001) koppelten beide Prozesse im Siderit-Calcit-Reaktor. Diese noch
wenig erprobte Technologie eignet sich laut PIRAMID Consortium (2003) zur Entfernung von
Arsen und Cadmium aus Wässern, die bereits wenig gelöstes Eisen enthalten, entweder na-
türlich oder nach einem anderen Behandlungsverfahren. Die Nachschaltung eines Siderit-
Calcit-Reaktors empfehlen Heitfeld et al. (2012) z. B. wenn nach dem geschlossenen Kar-
bonatlösungssystem zur Zn-Entfernung noch zu hohe As- oder Cd-Werte vorliegen.
Wang & Reardon entwickelten einen Zwei-Säulen/Kammer-Füllbettreaktor, wo (Wang &
Reardon, 2001; PIRAMID Consortium, 2003):
1. das Zulaufwasser mit CO
2
ausbalanciert und im CO
2
-gesättigten Strom durch eine
Säule aus zerkleinertem Siderit (Sättigungsreaktor) geleitet wird. Es kommt zur Si-
deritauflösung
und
Konzentrationserhöhung
des
gelösten
Fe
2+
(Fe-Anteil
≤ 15,2 mg/l). Durch Oxidation von Fe(II) durch Cr(VI) und andere im Ausgangswas-
ser vorhandene Oxidantien können bereits Fe(III)-Oxihydroxide ausfallen, die As ad-
sorbieren.
2. Das Wasser wird dann in die Oberseite einer zweiten, belüfteten Säule aus gemahle-
nem Kalkstein bzw. Calcitbruchstücken geleitet, wo es im ungesättigten Strom fließt.
Die Belüftung führt zur CO
2
-Entgasung und Lösung von O
2
, so dass Cadmium als
Carbonat CdCO
3
(Otavit) ausgefällt wird. Gleichzeitig oxidiert Fe
2+
zu Fe
3+
und fällt
als Fe(III)-Oxihydroxid (FeO(OH) = Fe
2
O
3
.H
2
O) aus, das ein wirksames Sorptionsmit-
tel von AsO
4
3-
ist.
Zusammen reduzieren die beiden Prozesse im Reaktor nach Wang & Reardon (2001) die As
und Cd Konzentrationen von 1 bzw. 3 mg/l auf unterhalb der Nachweisgrenze (<0,005 bzw.
<0,01 mg/l), wenn die Verweilzeit im Reaktor 2 Stunden beträgt. Arsen wird unter der
Oberfläche eingeschlossen, wo es nicht mit der Makrofauna in Berührung kommen kann
(PIRAMID Consortium, 2003). Zeitlich begrenzt kam es zudem zur Reduzierung der Cr-
Konzentration (Wang & Reardon, 2001).
Obwohl Arsen in den Reaktorsäulen durch einen Sorptionsmechanismus entfernt wird, wird
das verantwortliche Sorptionsmittel Fe(III)-Oxihydroxid während des Betriebs des Reaktors
kontinuierlich produziert, weshalb es im Gegensatz zur Dämpfung in einem System mit ei-
ner festen Menge an Sorptionsmittel hier niemals ein Durchbruch der As-Verunreinigung
erfolgen sollte (Wang & Reardon, 2001).
3.2.8.3
SPEZIELLE VERFAHREN ZUR MANGANREDUKTION
Pyrolusit (Mangandioxid = Mangan(IV)-Oxid) ist ein in der Natur häufig vorkommendes Mi-
neral. Es kristallisiert als tetragonales Kristallsystem mit der chemischen Zusammensetzung
MnO
2
. Pyrolysit bildet sich unter stark oxidierenden, hydrothermalen Bedingungen in Man-
ganerzen, als Verwitterungsprodukt von Manganit (
MnO(OH))
, aber auch mikrobiell kataly-
siert in Sümpfen und flachen Seen. Letzterer Prozess wird in den in Kap. 3.1.5.2 beschrie-
benen Manganese Oxidation Beds (MOBs) bereits zur Behandlung manganhaltiger AMD ge-
nutzt. Die nachfolgend beschriebenen Verfahren sind letztlich zur Effektivitätssteigerung
entwickelte Modifikationen der MOBs.

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VITA-MIN
3.2.8.3.1
Pyrolusitverfahren / Pyrolusit-Prozess-Reaktor
Eine Möglichkeit, die Bildung des Pyrolusit zu unterstützen, ist die Zugabe spezieller Mn-
oxidierender Bakterien. Dieses sogenannte Pyrolusitverfahren (PIRAMID Consortium, 2003):
ist eine Methode zur passiven Entfernung von Mangan,
bei der ein von manganhaltigem Wasser durchströmtes Kalksteinbett mit Mn-
oxidierenden Bakterien geimpft wird.
Im Biofilm bilden sich Ablagerungen von MnO
2
, die sich mit der Zeit in sein kristalli-
nes Äquivalent (Pyrolusit) verwandeln.
Der Prozess ist eine natürlich vorkommende Reaktion.
Der Pyrolusit-Prozess® (PIRAMID Consortium, 2003):
ist ein patentiertes Pyrolusitverfahren, wo die Inokulation der Reaktoren mit im La-
bor kultivierten (standortspezifischen), aeroben Bakterien erfolgt.
Der von Vail & Riley (1995) patentierte Pyrolusit-Reaktor (US005441641A) umfasst:
das Leiten des Mn-belasteten Wassers / der wässrigen Lösung durch eine Behand-
lungszone, die eine poröse Matrix enthält, auf der Populationen von mindestens ei-
nem manganoxidierenden Bakterium, wie beispielsweise Mitgliedern der Gattung Me-
tallogenium, existieren,
das Durchleiten der wässrigen Lösung durch die Behandlungszone mit vorbestimm-
ten Strömungsgeschwindigkeiten,
den Kontakt zwischen der Lösung und den Bakterien unter aeroben Bedingungen und
bei vorbestimmten pH- und Temperaturwerten.
Das Verfahren sieht die Umwandlung von wasserlöslichen ionischen Manganspezies in was-
serunlösliche Manganoxide vor, die auf der porösen Matrix zurückgehalten und daraus ge-
wonnen werden können (Vail & Riley, 1995).
Abbildung 3-18: Draufsicht auf ein Pyrolusitbett (Lehigh Environmental Initiative, 2000-