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WASSER • ABWASSER • UMWELT

Schriftenreihe des Fachgebietes Siedlungswasserwirtschaft Universität Kassel Axel Waldhoff Hygienisierung von Mischwasser in Retentionsbodenfiltern (RBF)

Kassel 2008 kassel

universitypress

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WASSER • ABWASSER • UMWELT

Schriftenreihe des Fachgebietes Siedlungswasserwirtschaft der Universität Kassel

H

erausgeber: Franz-Bernd Frechen, Kassel

Vertrieb: kassel university press GmbH (kup) Diagonale 10, 34127 Kassel www.upress.uni-kassel.de

Band 30: Axel Waldhoff

Hygienisierung von Mischwasser in Retentionsbodenfiltern (RBF)

Kassel 2008 ISBN print: 978-3-89958-606-0 ISBN online: 978-3-89958-607-7 U

RN urn:nbn:de:0002-6070

Bibliografische Information der Deutschen Nationalbibliothek Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.ddb.de abrufbar

Dissertation am Fachbereich Bauingenieurwesen der Universität Kassel Erster Gutachter: Univ.-Prof. Dr.-Ing. F.-B. Frechen, Universität Kassel Zweiter Gutachter: Univ.-Prof. Dr.-Ing. T. G. Schmitt, TU Kaiserslautern Disputation: 21. November 2008

http://dnb.ddb.de/

Kurzfassung

Im Rahmen dieser Dissertation wurde die Hygienisierungsleistung von Retentionsbodenfilteranlagen (RBF-Anlagen) für die weitergehende Mischwasserbehandlung bezüglich hygienerelevanter Parameter frachtbezogen bestimmt und die Belastung von Mischwasserentlastungen mit Indikatorbakterien erfasst. Darüber hinaus wurden die maßgebenden Mechanismen des Hygienisierungsvorgangs in RBF und die Einflüsse auf die Hygienisierungsleistung von RBF erkannt. Auf Grundlage dieser Einflüsse werden Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis gegeben, mit Hilfe derer ein möglichst hoher Wirkungsgrad von RBF bezüglich der Hygienisierungsleistung in Abwägung der Erfordernisse für einen zuverlässigen Kohlenstoff-, Stickstoff- und Phosphorrückhalt sichergestellt wird.

An drei großtechnischen RBF, dem RBF Oberelsungen mit einer Filterfläche von 1.275 m2, dem RBF Kleingladenbach mit einer Fläche von 524 m2 und dem RBF Fulda Fellenweg mit 627 m2 Filterfläche wurden Frachtbilanzen für die hygienerelevanten Indikatorbakterien Escherichia coli, Gesamtcoliforme Bakterien und Intestinale Enterokokken sowie für Feststoff, Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor erstellt. Insgesamt wurden alle Stoffströme von 75 Einstauereignissen auf Indikatorbakterien hin untersucht. Die Frachtbilanzen wurden um biologische, chemische und physikalische Bodenuntersuchungen ergänzt.

Halbtechnische Untersuchungen wurden durchgeführt, um gezielt Einflüsse auf die Hygienisierung von Mischwasser in Bodenfiltern auf der Grundlage von statistischen Modellen zu untersuchen. Dazu wurde eine Lysimeteranlage mit acht Lysimetersäulen errichtet und insgesamt 56 Mal mit konditioniertem Abwasser beschickt. In dieser Anlage wurde der großtechnische Filteraufbau bei hoher Variation zu untersuchender Filtersubstrate nachgeahmt. Die Säulen besitzen jeweils einen Durchmesser von 1,20 m bei einer Höhe von 2,20 m. Die Lysimeteranlage ermöglicht es, betriebliche Bedingungen konstant zu halten während die jeweilig zu untersuchende Einflussvariable auf die Leistungsfähigkeit der Filter geändert werden kann. Darüber hinaus wurden die Lysimeter intensiv über das vertikale Filterkörperprofil beprobt.

Abgerundet wurde das Untersuchungsprogramm um labormaßstäbliche Untersuchungen zum Absterbeverhalten der Indikatorbakterien in der flüssigen Phase. Dazu wurden Rechteckbecken eingesetzt, in denen verschiedene Milieubedingungen simuliert wurden, die in der vorgeschalteten Absetzstufe und im Retentionsraum von RBF auftreten können. Die Becken besitzen ein Nutzvolumen von jeweils 100 L.

Aus den erkannten und als signifikant bewerteten Einflussvariablen werden abschließend praxisrelevante Empfehlungen für den Bau und den Betrieb von RBF-Anlagen zur Hygienisierung gegeben, die einen mittleren Hygienisierungsgrad von 1,0 log-Stufe gewährleisten. Die Empfehlungen beziehen sich auf die vorgeschaltete Absetzstufe, den Retentionsraum des Filterbeckens, das Filtersubstrat, den Filtersubstrateinbau, den Einstaubetrieb, die Filterkörperstärke, die Drosselabflussspende, die Betriebsweise des Drosselorgans und die stoffliche sowie hydraulische Filterbelastung.

Abstract

Within the framework of this dissertation the efficiency of Retention soil filters (RSF) for the advanced treatment, especially the sterilisation, of stormwater overflows in the combined sewer system has been determined. At the same time the load of such overflows with hygiene relevant indicator organisms could be characterised. Furthermore controlling effects and mechanism of the sterilisation process in RSF were detected. Based on these mechanism and effects practice-oriented references to plan, construct and run RSF are given to ensure efficiency as high as possible to sterilize stormwater overflows. In the process the requirements for the reliable removal of carbon, nitrogen and phosphor are attended carefully.

The research work was done at three full scale plants, the RSF Oberelsungen with a surface area of 1,275 m2, the RSF Kleingladenbach with a surface of 524 m2 and the RSF Fulda Fellenweg with the dimension of 627 m2. At these plants the load of hygiene relevant indicator bacteria such as Escherichia coli, total Coliforms and intestinal Enterococci as well as for solids, carbon, nitrogen and phosphor were determined load-balanced in the inlet, the outlet and the filters overflow. All in all 75 stormwater overflow events were captured and determined on the mentioned parameters. The load balances were supplemented with biological, chemical and physical soil analysis.

Research in half scale was done to determine directly the main effects of process and mechanism based on statistical models. Therefore a lysimeter plant consisting of eight columns was constructed and charged with conditioned waste water 56 times. In four columns the constructions of the full scale RSF were imitated while in the remaining columns other special filter substrates such as lava were applied. Each column has a diameter of 1.20 m and a height of 2.20 m. The lysimeter plant allows keeping operating terms constant whereas the respective effect of process to study on can be modified. Moreover intensive sampling at the vertical filter body of the lysimeter columns has been done. Concerning the analysis the same parameters were examined at the lysimeter plant as well as at the full scale plants.

The research work was completed with the operation of four rectangular basins on lab scale to determine the kinetics of the bacterial die off under different environmental conditions in the fluid phase. In these types of basins different milieus were simulated as they can occur in the retention chamber and in the upstream settling stage of RSF. Each basin has a volume of 100 L.

The concluding references for the construction and the operation of RSF to sterilize stormwater overflows in the combined sewer system ensure a mean efficiency of 1.0 log grade. The references relate to the upstream settling stage, the retention chamber of the filters, the filter substrate, the fixture and fitting of the filter substrate, the filter operation while permanent surface spreading, the thickness of the filter body, the specific throttle effluent, the operational mode of the throttle and finally the filter loading.

Danksagung

Mein Dank gilt besonders Herrn Prof. Dr.-Ing. Franz-Bernd Frechen für die intensive Betreuung meiner Dissertation als Erstgutachter und für die große Unterstützung meiner langjährigen wissenschaftlichen Arbeit am Fachgebiet Siedlungswasserwirtschaft der Universität Kassel.

Weiterhin danke ich Herrn Prof. Dr.-Ing. Theo G. Schmitt von der Universität Kaiserslautern für sein großes Engagement als Zweitgutachter und die interessante fachliche Diskussion. Herrn Prof. Dr. Ulrich Braukmann und Herrn Dr.-Ing. Reinhard Hassinger von der Universität Kassel danke ich für die Mitarbeit in der Prüfungskommission.

Dieser Arbeit liegt ein sehr umfangreiches Forschungsprojekt zugrunde, welches ich u.a. mit meinem Kollegen Herrn Dipl.-Ing. Jörg Felmeden durchgeführt habe. Ich danke Herrn Felmeden ausdrücklich für die langjährige hervorragende Zusammenarbeit, vielen Stunden der ausgiebigen fachlichen und vielen Stunden der außerfachlichen Diskussion.

Weiterhin ist es mir ein Anliegen besonders Herrn Dipl.-Ing. Jan Romaker für die akribische Betreuung der Lysimeteranlage zu danken. Für die Mithilfe bei der Konzeption und dem Bau dieser Anlage danke ich besonders Herrn Dipl.-Ing. Sebastian Grahlow und Herrn Dipl.-Ing. Marco Ohme. Durch große Einsatzbereitschaft und fachliche Exzellenz ist ein außergewöhnlicher Versuchsstand von sehr hoher Qualität entstanden.

Für die hervorragende Arbeit in Sachen Analytik und Methodenentwicklung danke ich allen Mitgliedern des Fachgebietlabors. An dieser Stelle möchte ich stellvertretend die Laborleiterin Frau Dipl.-Ing. Ursula Telgmann nennen. Allen meinen außerordentlichen Dank für den ständigen Bereitschaftsdienst.

Zu Zeiten von Intensivmessphasen waren bis zu 18 studentische Hilfskräfte aus den Fachbereichen Bauingenieurwesen, Maschinenbau, Elektrotechnik und Mikrobiologie der Universität Kassel beschäftigt. Ihnen gilt mein herzlicher Dank für die großartige Unterstützung.

Weiterhin möchte ich den Mitarbeitern des Institutes für Bakteriologie und Mykologie an der Universität Leipzig für die exzellenten fachlichen Diskussionen und die bodenbiologischen Analysen danken.

Ganz besonders danke ich meinen Freunden und meiner Familie, die mich stets unterstützt und an mich geglaubt haben. Und Julia. Danke!


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Inhaltsverzeichnis Seite:

1 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG............................................................1

2 ZIELSETZUNG UND VORGEHENSWEISE ...........................................................3

3 GRUNDLAGEN UND KENNTNISSTAND ..............................................................5

3.1 Allgemeine Grundlagen zu Retentionsbodenfiltern...............................................5 3.1.1 Begriffserklärung und Funktionsprinzip..................................................................5 3.1.2 Dimensionierung und Betrieb.................................................................................8 3.1.3 Einsatz in der großtechnischen Praxis.................................................................11

3.2 Grundlagen zur Hygienisierung .............................................................................12 3.2.1 Begriffsabgrenzung ..............................................................................................12 3.2.2 (Ab-)wasserassoziierte Krankheitserreger und Indikatorkonzept.........................13 3.2.3 Rechtliche Anforderungen....................................................................................16 3.2.4 Mechanismen und Einflüsse ................................................................................19

3.2.4.1 Kenntnisstand ...............................................................................................19 3.2.4.2 Konsequenzen für die eigenen Untersuchungen ..........................................27

4 MATERIAL UND METHODEN .............................................................................29

4.1 Übersicht über die Anlagenstandorte....................................................................29 4.2 RBF-Anlagen ............................................................................................................30

4.2.1 RBF Oberelsungen ..............................................................................................30 4.2.2 RBF Kleingladenbach ..........................................................................................33 4.2.3 RBF Fellenweg.....................................................................................................36

4.3 Lysimeteranlage.......................................................................................................39 4.4 Standzeitreaktoren...................................................................................................44 4.5 Messtechnik .............................................................................................................45

4.5.1 RBF-Anlagen........................................................................................................45 4.5.2 Lysimeteranlage...................................................................................................47

4.6 Beprobungsstrategie, Stoffstrombilanzierung und Laboranalytik .....................48 4.7 Eigenschaften der eingesetzten und untersuchten Filtersubstrate ...................56

4.7.1 Physikalische Eigenschaften................................................................................56 4.7.2 Chemische Eigenschaften im Ausgangszustand .................................................63

4.8 Untersuchungsbetrieb und Betriebseinstellungen ..............................................64 4.9 Angewandte statistische Methoden zur Auswertung und Darstellung von

Messergebnissen.....................................................................................................68

5 ERGEBNISSE UND DISKUSSION.......................................................................70

5.1 Hydraulische Filterbelastung .................................................................................70 5.1.1 Beispielhafter Ereignisverlauf...............................................................................70 5.1.2 Beschickungshöhe und Ereigniserfassung ..........................................................72 5.1.3 Betriebszeiten und Trockenzeiten........................................................................79 5.1.4 Zusammenfassung und Diskussion .....................................................................81


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5.2 Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad.......................................................82 5.2.1 Trockenwettertagesgang..................................................................................... 82 5.2.2 Filterzulaufbelastung ........................................................................................... 85 5.2.3 Filterablaufbelastung ........................................................................................... 94 5.2.4 Gesamtwirkungsgrad .......................................................................................... 97

5.2.4.1 Hygieneparameter ........................................................................................ 97 5.2.4.2 Standardparameter..................................................................................... 103

5.2.5 Zusammenfassung und Diskussion................................................................... 106 5.3 Einflussvariablen auf die Keimentwicklung im Retentionsraum......................108

5.3.1 Standzeitversuche zum Absterben von Indikatorbakterien ............................... 108 5.3.2 Konzentrationsänderung im Retentionsraum eines Lysimeters ........................ 112 5.3.3 Zusammenfassung und Übertragung auf die Großtechnik................................ 115

5.4 Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filterkörper.............................................................................................................116 5.4.1 Filtersubstrat...................................................................................................... 116 5.4.2 Hydraulische Eigenschaften des Filterkörpers .................................................. 119 5.4.3 Drosselabflussspende und Aufenthaltszeit ....................................................... 129 5.4.4 Filterzulaufbelastung ......................................................................................... 135 5.4.5 Filteralter und Trockenzeiten............................................................................. 140 5.4.6 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Ionenstärke, Temperatur, Sauerstoff .......... 144

5.4.6.1 Einführung .................................................................................................. 144 5.4.6.2 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit und Ionenstärke .................................... 148 5.4.6.3 Temperatur und Sauerstoff......................................................................... 150 5.4.6.4 Zusammenfassung..................................................................................... 156

5.4.7 Beprobungen über das vertikale Filterprofil....................................................... 157 5.4.8 Bodenuntersuchungen ...................................................................................... 163

5.4.8.1 Indikatorbakterien und Gesamtkeimzahl .................................................... 163 5.4.8.1.1 Tiefenabhängige Konzentration........................................................... 164 5.4.8.1.2 Zeitlicher Verlauf.................................................................................. 166

5.4.8.2 Protozoen und Bdellovibrionen................................................................... 172 5.4.8.2.1 Tiefenabhängige Konzentration........................................................... 172 5.4.8.2.2 Zeitlicher Verlauf.................................................................................. 174

5.4.8.3 Extrazelluläre polymere Substanzen (EPS) ............................................... 176 5.4.8.3.1 Tiefenabhängige Konzentration........................................................... 177 5.4.8.3.2 Zeitlicher Verlauf.................................................................................. 182

5.4.9 Pflanzeneinfluss ................................................................................................ 184 5.4.10 Zusammenfassung und Diskussion erkannter Einflussvariablen ...................... 184

5.5 Halbtechnische Untersuchungen zur Verfahrensoptimierung .........................187 5.5.1 Einführung ......................................................................................................... 187 5.5.2 Filteranimpfung mit Bakterienantagonisten ....................................................... 187 5.5.3 Zweistufige Filteranlagen .................................................................................. 188 5.5.4 Diskussion ......................................................................................................... 191

6 ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK ......................................................... 192

7 LITERATURVERZEICHNIS ............................................................................... 200

8 ANHANG............................................................................................................ 213


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Abbildungsverzeichnis

Seite:

Abbildung 1: Organigramm zur Zielsetzung und zur Vorgehensweise...................................3 Abbildung 2: Schematischer Schnitt durch einen Retentionsbodenfilter, beispielhaft mit

Erdböschung (ohne Skizzierung von Pflanzenrhizomen)..................................7 Abbildung 3: Retentionsvolumen, angeschlossene befestigte Fläche und

angeschlossene Einwohner von RBF im Mischsystem in Hessen (Ende 2006) ...............................................................................................................11

Abbildung 4: Mechanismen der Hygienisierung in Bodenfiltern ...........................................22 Abbildung 5: Kartenübersicht der Anlagenstandorte ............................................................29 Abbildung 6: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage

Oberelsungen..................................................................................................31 Abbildung 7: RBF Oberelsungen mit Blick auf das Einlaufbauwerk (BÜ des

vorgeschalteten Fangbeckens) nach Fertigstellung (li.) und vor Inbetriebnahme (re.) ........................................................................................33

Abbildung 8: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage Kleingladenbach..............................................................................................34

Abbildung 9: RBF Kleingladenbach mit Blick auf den Filterzulauf nach Fertigstellung (li.) und vor Inbetriebnahme (re.) ...........................................................................36

Abbildung 10: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage Fellenweg ........................................................................................................37

Abbildung 11: RBF Fellenweg mit Blick auf den Filterzulauf nach Fertigstellung (li.) und vor Beginn der zweiten Untersuchungsphase (re.) .........................................38

Abbildung 12: Systemskizze mit Beprobungsstellen der Lysimeteranlage, Draufsicht ..........41 Abbildung 13: Systemskizze (Vertikalschnitt) einer Lysimetersäule mit Grundmaßen,

Maße in mm (Rohrleitungen und Instrumente gemäß DIN 28004-3) ..............42 Abbildung 14: Lysimeteranlage in der Draufsicht ...................................................................43 Abbildung 15: Typen von verwendeten Standzeitreaktoren ...................................................44 Abbildung 16: Korngrößenverteilung der untersuchten Filtersubstrate ..................................57 Abbildung 17: Zeitbalkendiagramm zum Untersuchungsbetrieb und den eingestellten

Drosselabflussspenden, RBF und Lysimeter ..................................................67 Abbildung 18: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (1), RBF

Oberelsungen (Einstauereignis Nr. 50, 26.05.2007 bis 29.05.2007)...............70 Abbildung 19: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (2), RBF

Oberelsungen (Einstauereignis Nr. 14, 25.03.2006 bis 05.04.2006)...............71 Abbildung 20: Beschickungshöhen RBF Oberelsungen.........................................................73 Abbildung 21: Beschickungshöhen RBF Kleingladenbach.....................................................74 Abbildung 22: Beschickungshöhen RBF Fellenweg...............................................................75 Abbildung 23: Beschickungshöhen der Lysimeteranlage.......................................................76 Abbildung 24: Unterschreitungshäufigkeit der ereignisspezifischen Beschickungshöhen ,

RBF und Lysimeter..........................................................................................77


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Abbildung 25: Unterschreitungshäufigkeit der Betriebszeiten je Ereignis / Beschickung, RBF und Lysimeter ......................................................................................... 80

Abbildung 26: Unterschreitungshäufigkeit der Trockenzeiten zwischen Eintauereignissen / Beschickungen, RBF und Lysimeter............................................................. 81

Abbildung 27: Trockenwettertagesgang der Konzentration von CCSB und E.coli im Becken-überlaufgerinne der RBF-Anlage Oberelsungen, 28.08.2007 bis 29.08.2007...................................................................................................... 84

Abbildung 28: Gegenüberstellung der Konzentrationen von CCSB und E.coli (Trocken-wettertagesgang OE, 28.08.2007 bis 29.08.2007) ......................................... 85

Abbildung 29: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis von Escherichia coli (E.coli), Gesamtcoliformen Bakterien (Coli) und Intestinalen Enterokokken (I.E.), RBF Oberelsungen.............................. 86

Abbildung 30: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter ......................................................... 87

Abbildung 31: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB), RBF und Lysimeter ....... 88

Abbildung 32: Unterschreitungshäufigkeiten der flächenspezifischen Filterzulauffrachten je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter...................................................... 90

Abbildung 33: Unterschreitungshäufigkeiten der flächenspezifischen Filterzulauffrachten je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB), RBF und Lysimeter ... 91

Abbildung 34: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterablaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter 1 ...................................................... 94

Abbildung 35: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterablaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, Lysimeter 1 bis 8 ............................................................. 96

Abbildung 36: Mittlerer Gesamtwirkungsgrad ohne Filterüberlauf, RBF (Hygiene-Parameter)...................................................................................................... 98

Abbildung 37: Median der Ereigniswirkungsgrade ohne Filterüberlauf, RBF (Hygiene-Parameter)...................................................................................................... 99

Abbildung 38: Mittlere Gesamtwirkungsgrade, Lysimeter 1 bis 8 (Hygiene-Parameter) ..... 100 Abbildung 39: Mittlere Gesamtwirkungsgrade ohne Filterüberlauf, RBF (Standard-

Parameter).................................................................................................... 103 Abbildung 40: Mittlere Gesamtwirkungsgrade, Lysimeter 1 bis 8 (Standard-Parameter) .... 105 Abbildung 41: Beispielhafte Verläufe der E.coli-Konzentration über die Standzeit im

Absetzreaktor (Reaktortyp I) ......................................................................... 112 Abbildung 42: Konzentrationsänderung der Indikatorbakterien im Retentionsraum von

Lysimeter 1 je Beschickung (Konzentrationsdifferenz zwischen 2-h-Misch-probe bis Infiltrationsende und 2-h-Mischprobe ab Infiltrationsbeginn) ........ 113

Abbildung 43: Mittlerer Wirkungsgrad zur Reduzierung von E.coli in Abhängigkeit vom Median der Korngrößenverteilung in Lysimeter 1 bis 8 ................................ 117

Abbildung 44: Mittlerer Wirkungsgrad zur Reduzierung von E.coli in Abhängigkeit von der Größe der spezifischen Kornoberfläche in Lysimeter 1 bis 8 ................. 118

Abbildung 45: Druckverhältnisse in der Dränageschicht und dem Retentionsraum in Lysimeter 1 und 5 während einer Schwallbeschickung ................................ 120


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Abbildung 46: Betriebliche hydraulische Leitfähigkeit der Lysimeter 1,4,5 (beispielhaft) und Lufttemperatur (Tagesmittelwerte) über die durchgeführten Lysimeter-beschickungen...............................................................................................123

Abbildung 47: Summe der Zulauffracht an Feststoffen auf die Lysimeter mit Darstellung der Sedimententnahme .................................................................................125

Abbildung 48: Mittlere betriebliche hydraulische Leitfähigkeit und kapillare Saughöhe der Lysimeter 1 bis 8 über den gesamten Untersuchungszeitraum ....................126

Abbildung 49: Rückhalt von E.coli und mittlere „kapillare Saughöhe“ in Lysimeter 1 bis 8 ..127 Abbildung 50: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der

Drosselabflussspende, Lysimeteranlage.......................................................131 Abbildung 51: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der

Drosselabflussspende, RBF-Anlagen............................................................133 Abbildung 52: Zulauf- und Ablaufkonzentration von E.coli über den

Untersuchungszeitraum, Lysimeter 1 und 2 (nicht standardisierte Beschickungen wie Reihenschaltung oder Trinkwasserspülung sind nicht dargestellt).....................................................................................................135

Abbildung 53: E.coli Zu- und Ablaufkonzentrationen, RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 46, 22.03.2007 bis 25.03.2007).....................................................................137

Abbildung 54: Konzentrationsänderung der Indikatorbakterien im Filterablauf der Lysimeteranlage je Beschickung (2h-MP ab Exfiltrationsbeginn zu 2h-MP vor Exfiltrationsende).....................................................................................138

Abbildung 55: Mittlerer E.coli-Wirkungsgrad zu Untersuchungsbeginn und zu Unter-suchungsende der Lysimeter 1 bis 8.............................................................140

Abbildung 56: E.coli-Wirkungsgrade vor und nach 1-monatiger Beschickungspause der Lysimeteranlage ............................................................................................142

Abbildung 57: Beispielhafter Verlauf inline aufgezeichneter Parameter im Filterzulauf und Filterablauf von Lysimeter 1 während einer Standardbeschickung ........145

Abbildung 58: E.coli-Wirkungsgrad der Langzeitbeschickungen Nr. 50, Beginn 25.06.07 („sauerstoffreich“) und Nr. 51, Beginn 09.07.07 („sauerstoffarm“), Lysimeter .......................................................................................................153

Abbildung 59: Zu- und Ablaufkonzentration von E.coli in den Langzeitbeschickungen Nr. 50 („sauerstoffreich“) und 51 („sauerstoffarm“), Lysimeter 4.........................154

Abbildung 60: Konzentrationsverläufe von E.coli über die Filtertiefe, Lysimeter 1...............158 Abbildung 61: Mittlere Abnahme der Konzentration von Indikatorbakterien über die

Filtertiefe in Relation zur Bakterienkonzentration im Retentionsraum, Lysimeter 1 ....................................................................................................159

Abbildung 62: Mittlere Abnahme der Konzentration von CCSB und CBSB über die Filtertiefe in Relation zur Konzentration im Retentionsraum, Lysimeter 1.....................161

Abbildung 63: Konzentrationsverlauf von E.coli über die Filtertiefe während des Betriebs mit konditioniertem Abwasser und anschließender Trinkwasserspülung, Lysimeter 1 ....................................................................................................162

Abbildung 64: Gesamtkeimzahl und Indikatorbakterien über das Filterkörperprofil von Lysimeter 1 und 2 ..........................................................................................164

Abbildung 65: Verlauf des Wassergehaltes bei künstlicher Beregnung und ohne äußere Wasserzugabe vor und nach der Beschickung vom 22.05.07, Lysimeter 2..167


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Abbildung 66: Belegung des Filtersubstrates mit GKZ, GKZ grund E.coli vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2............................................ 168

Abbildung 67: Vergleich der halben Oberfläche pro Gramm Filtersubstrat und theoretisch belegte Fläche mit Bakterien nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2 ................................................................................................... 171

Abbildung 68: Tiefenabhängige Konzentration von Protozoen und Bdellovibrionen, RBF und Lysimeteranlage .................................................................................... 173

Abbildung 69: Konzentrationsverlauf von Protozoen und Bdellovibrionen im Filtersubstrat vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2 ...................... 175

Abbildung 70: Tiefenabhängige EPS-Konzentration, Lysimeter und RBF........................... 178 Abbildung 71: EPS-Verteilung im Filterkörper der untersuchten RBF-Anlagen................... 179 Abbildung 72: Proteine, Huminsäuren und Kohlenhydrate in der Filterschicht 0 cm bis

5 cm, Lysimeter und RBF-Anlagen............................................................... 180 Abbildung 73: Konzentrationsverlauf von EPS im Filtersubstrat und der Sedimentschicht

vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2 ...................... 182 Abbildung 74: Lineare Gewichtung der quantifizierbaren Einflussvariablen auf die

Ablaufbelastung mit E.coli der Lysimeteranlage........................................... 185 Abbildung 75: E.coli-Konzentration im Filterzulauf und Filterablauf bei Reihenschaltung

von jeweils zwei Lysimetern ......................................................................... 189 Abbildung 76: E.coli-Konzentration im Filterzulauf und Filterablauf bei Reihenschaltung

von fünf gedrosselten Lysimetern auf ein ungedrosseltes Lysimeter ........... 190


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Tabellenverzeichnis Seite:

Tabelle 1: Arten von Regenbecken im Mischsystem in Anlehnung an ATV (1999) ...........6 Tabelle 2: Wesentliche Kenngrößen für die Bemessung und den Betrieb von RBF im

Mischsystem, geändert und erweitert nach Dittmer (2005) .............................10 Tabelle 3: Verschiedene Gattungen mit human- bzw. tierpathogenen Erregerarten in

Anlehnung an López Pila (1991), Hildebrandt (1993), ATV (1998), Exner et al. (2004) .....................................................................................................14

Tabelle 4: Qualitätsanforderungen an Binnengewässer zur Nutzung als Badegewässer gemäß Anhang I der EG Richtlinie 2006/7/EG (EG 2006) .....17

Tabelle 5: Mikrobiologische Qualitätsanforderungen an Oberflächengewässer zur Trinkwassergewinnung gemäß Anhang II der EG Richtlinie 75/440/EWG (EG 1975) ........................................................................................................18

Tabelle 6: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Oberelsungen............32 Tabelle 7: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Kleingladenbach.........35 Tabelle 8: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Fellenweg...................37 Tabelle 9: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Fellenweg

(Fortsetzg.) ......................................................................................................38 Tabelle 10: Kenndaten der Lysimeteranlage......................................................................43 Tabelle 11: Probenahmeintervalle RBF und Lysimeter......................................................54 Tabelle 12: Charakteristische Korngrößen und Ungleichförmigkeitsgrad der

eingesetzten Filtersubstrate ............................................................................59 Tabelle 13: Kornform, spezifische Oberfläche und absoluter Porenanteil der

Filtersubstrate und effektiver Porenanteil im Filterkörper der Lysimeter .........60 Tabelle 14: Rohdichte und Lagerungsdichte der eingesetzten Filtersubstrate ..................62 Tabelle 15: Chemische Eigenschaften eingesetzter Filtersubstrate ..................................63 Tabelle 16: Untersuchungsdauer RBF-Anlagen und Lysimeteranlage ..............................65 Tabelle 17: Ereignisanzahl auf den RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage.....................78 Tabelle 18: Summe der Beschickungshöhen der RBF-Anlagen und der

Lysimeteranlage ..............................................................................................78 Tabelle 19: Spezifische Jahresfracht im Filterzulauf, RBF und Lysimeter .........................92 Tabelle 20: Ergebnisse von Standzeitversuchen .............................................................109 Tabelle 21: Geschätzte Aufenthaltszeit und Abstandsgeschwindigkeit in Lysimeter 1

bis 8 ...............................................................................................................130 Tabelle 22: Zusammenfassung der inline aufgezeichneten Parameter über den Unter-

suchungsbetrieb der Lysimeteranlage...........................................................147 Tabelle 23: Zusammenfassung der inline aufgezeichneten Parameter über den Unter-

suchungsbetrieb des RBF Oberelsungen......................................................148 Tabelle 24: CSB, Proteine, Huminsäuren und Kohlenhydrate im Filterzulauf und

Filterablauf, Lysimeter und RBF....................................................................181


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Verzeichnis verwendeter Abkürzungen und Parameter Abkürzung/Parameter Erläuterung

α Signifikanzniveau β Koeffizient zur Gewichtung einer Variablen x in einem

Gleichungssystem B Fracht BF Bodenfilter BFvR Bodenfilter mit vorgeschalteter Retention BSG Bestimmungsgrenze BSB5 Biologischer Sauerstoffbedarf (nach 5 Tagen) BN Bezugsniveau BÜ Beckenüberlauf Bw Bauwerk BW Betriebswasser C Konzentration Ca2+ Calcium CaCo3 Calciumcarbonat cfu colony forming units Cl- Chlorid Coli Gesamtcoliforme Bakterien CSB Chemischer Sauerstoffbedarf CW constructed wetland DB Durchlaufbecken DBw Drosselbauwerk DFiB Durchlauffilterbecken DIN Deutsches Institut für Normung ∆ Differenz E Einstauereignis RBF E.coli Escherichia coli EPS Extrazelluläre polymere Substanzen (gebunden) EPSgel Extrazelluläre polymere Substanzen (gelöst) EPEC Enterophatogene Escherichia coli η Wirkungsgrad f Fluidität F Filter FA Filterablauf FB Fangbecken Fe Eisen FFiB Fangfilterbecken FG SiWaWi Fachgebiet Siedlungswasserwirtschaft (Uni Kassel) Fi Durchflussmessung Drosselabfluss (Flow instrument) FS Filtersubstrat FÜ Filterüberlauf


ix

Abkürzung/Parameter Erläuterung

FK Filterkörper FW Fellenweg FZ Filterzulauf g geregelt (bezogen auf Drosselorgan im Filterablauf) IDM induktiver Durchflussmesser I.E. Intestinale Enterokokken k Durchlässigkeit, Permeabilität K Wasserleitfähigkeit K+ Kalium KA Kläranlage KB Kleingladenbach KBE Kolonie bildende Einheit KÜ Klärüberlauf L Lysimeter LF elektrische Leitfähigkeit LUFA Landwirtschaftliche Untersuchungs- und Forschungsanstalt

Hessen m Meter Max, max Maximum, maximal meq Massenäquivalent n Anzahl (Grundgesamtheit) Mg2+ Magnesium Min, min Minimum, minimal MPN Most Probable Number MUNLV NRW Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und

Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen Na+ Natrium NH3 Ammoniak NH4

+ Ammoniumstickstoff NO2

- Nitritstickstoff NO3

- Nitratstickstoff MWG Nachweisgrenze O2 Sauerstoff OE Oberelsungen OK FK Oberkante Filterkörper OT Ortsteil oTS organische Trockensubstanz p Druck p Ordnung, Unterschreitungsanteil einer Verteilung p Überschreitungswahrscheinlichkeit (p-Wert) P Gesamt-Phosphor PE-HD Polyethylen - High Density pH pH-Wert (potentia Hydrogenii) pi Druckmessung (pressure instrument)


x

Abkürzung/Parameter Erläuterung

PKA Pflanzenkläranlage PN Probenahme Q Quantil (auch Perzentil) RR Retentionsraum RRA Regenrückhalteanlage VQ Durchflussvolumen RBF Retentionsbodenfilter RÜ Regenüberlauf SKO Stauraumkanal mit oben liegender Entlastung SKU Stauraumkanal mit unten liegender Entlastung SMS Short Message Service („Kurznachrichtendienst“) SPS Speicherprogrammierbare Steuerung SÜ Stauraumüberlauf (bei SKU) ∑ Summe T Temperatur TB Trennbauwerk TS Abfiltrierbare Stoffe (Trockensubstanz) TR Trockenrückstand TW Trinkwasser u ungeregelt (bezogen auf Drosselorgan im Filterablauf) UV ultraviolettes Licht VBNC Viable But Not Culturable VS Verteilerschacht WB Wiesenbach x Variable ZVK Zulauf Vorklärung Verzeichnis verwendeter Parameter mit entsprechender Einheit Parameter Einheit Erläuterung

A cm2*g-1 spezifische Oberfläche je Gramm Filtersubstrat AE ha Einzugsgebietsfläche AE,b ha befestigte Einzugsgebietsfläche AE,o km2 oberirdische Einzugsgebietsfläche AF m2 Filterfläche C mol*L-1 Molare Konzentration (bezogen auf Ionen) d mm Korndurchmesser d10 mm Korndurchmesser, Siebdurchgang 10 Massen-% d50 mm Korndurchmesser, Siebdurchgang 50 Massen-% d60 mm Korndurchmesser, Siebdurchgang 60 Massen-% D g*cm-3 Lagerungsdichte DN mm Nenndurchmesser (Diameter Nominal)


xi

Parameter Einheit Erläuterung

∆hp m Piezometerhöhenänderung (∆hp = hp,RR - hp,Drän.) E - Einwohnerzahl e0 % Entlastungsrate Fe,d mg*kg-1 dithionitlösliche Eisenverbindungen (im Filtersubstrat) Fe,o mg*kg-1 oxalatlösliche Eisenverbindungen (im Filtersubstrat) GKZ KBE*100 mL-1 Gesamtkeimzahl GKZ gr- KBE*100 mL-1 Gesamtkeimzahl gramnegativ hFA m, m*a-1 Beschickungshöhe RBF bezogen auf Filterablaufvolumen hFA mm Überfallhöhe Messwehr Filterablauf hFÜ mm Überfallhöhe Messwehr Filterüberlauf hFZ mm Wasserstandshöhe Filterzulauf hFZ,o mm Wasserstandshöhe FZ, Oberwasser hFZ,u mm Wasserstandshöhe FZ, Unterwasser hN mm Niederschlagshöhe hp,Drän. mm Druckhöhe bzw. Piezometerhöhe Dränageschicht hp,FA mm Druckhöhe bzw. Piezometerhöhe Filterablauf hp,RR mm Druckhöhe bzw. Piezometerhöhe Retentionsraum hRBF mm, m Überstauhöhe RBF = Einstauhöhe Retentionsraum hRR mm, m Einstauhöhe Retentionsraum hs mm, cm kapillare Saughöhe I mol*L-1 Ionenstärke kfb m*s-1 betriebliche hydraulische Leitfähigkeit KAKpot mmol*100g-1 potentielle Kationenaustauschkapazität (bezogen auf das

Filtersubstrat) LFFA μS*cm-1 elektrische Leitfähigkeit im Filterablauf LFFZ μS*cm-1 elektrische Leitfähigkeit im Filterzulauf min ρd g·cm-3 minimale Lagerungsdichte Filtersubstrat max ρd g·cm-3 maximale Lagerungsdichte Filtersubstrat n - Anzahl Beschickungen, n 1*a-1 Überlaufhäufigkeit na % absoluter Porenanteil Filtersubstrat ne % effektiver Porenanteil Filtersubstrat η kg*m-1*s-1 Dynamische Viskosität O2 FA mg*L-1 Sauerstoffgehalt Filterablauf O2 FZ mg*L-1 Sauerstoffgehalt Filterzulauf p mbar Druck pHFA - pH-Wert Filterablauf pHFZ - pH-Wert Filterzulauf QBÜ L*s-1 Durchfluss Beckenüberlauf qDr L*m-2*s-1 flächenspezifischer Drosselabfluss (qDr = QDr / AF) QDr L*s-1 Drosselabfluss RBF QFA L*s-1 Durchfluss Filterablauf QFÜ L*s-1 Durchfluss Filterüberlauf QFZ L*s-1 Durchfluss Filterzulauf


xii


QM L*s-1 Mischwasserzufluss Kläranlage QNot L*s-1 Durchfluss Notumgehung Qkrit L*s-1 kritischer Abfluss zur Kläranlage r m Porenkanalradius R2 - Bestimmtheitsmaß ρs g·cm-3 Rohdichte Filtersubstrat σ - Standardisierte Abweichung vom arithmetischen Mittel tA Min, h Aufenthaltszeit tBZ h Betriebszeit ti min Infiltrationszeit TFA °C Temperatur Filterablauf tFK m, cm Filterkörperstärke t90 h Zeit zur Reduktion der Ausgangskonzentration um 90% TFZ °C Temperatur Filterzulauf TL °C Lufttemperatur U - Ungleichförmigkeitsgrad Filtersubstrat (U = d60/d10) V m3 Volumen vA m*s-1 Abstandsgeschwindigkeit VFB m3 Volumen Fangbecken vF m*s-1 Filtergeschwindigkeit vFZ mm*s-1 Fließgeschwindigkeit Filterzulauf VQ m3 Durchflussvolumen VRBF m3 Nutzvolumen Retentionsbodenfilter (ohne Porenvolumen des

Filterkörpers) = Volumen Retentionsraum VSKO m3 Volumen Stauraumkanal mit oben liegender Entlastung VSKU m3 Volumen Stauraumkanal mit unten liegender Entlastung w % Wassergehalt z - Ladung (bezogen auf Ionen) Kurzzeichen und Indizierung für Frachten und Konzentrationen des Parameters XXX gemäß ATV-DVWK-Arbeitsblatt 198 (ATV-DVWK 2003):


BXXX g·m-2, kg*m-2 spezifische Fracht Parameter XXX KBE*m-2 kg*a-1, KBE*a-1 CXXX mg·L-1 Konzentration Parameter XXX in der homogenisierten KBE*100 mL-1 Probe SXXX mg·L-1 Konzentration Parameters XXX in der filtrierten Probe (0,45

μm Membranfilter) XXXX mg·L-1 Konzentration des Filterrückstandes (X=C-S)

Stellenweise werden in den Indizes die Abkürzungen entsprechender Stoffstromzeichnungen wie Filterzulauf (FZ), -ablauf (FA) und -überlauf (FÜ) geführt.


1

1 EINLEITUNG UND PROBLEMSTELLUNG

Nachdem durch den Ausbau kommunaler und industrieller Abwasserbehandlungsanlagen die Schadstofffrachten, die in Gewässer durch Punktquellen eingeleitet werden, erheblich reduziert wurden, wird die weitere Reduzierung von Gewässerbelastungen durch Niederschlagswassereinleitungen intensiv verfolgt. Zum Schutz der Gewässer vor übermäßiger hydraulischer und stofflicher Belastung steht insbesondere die Behandlung von Mischwasserentlastungen im Fokus des Interesses. Hierzu werden verschiedenste Regenbeckentypen eingesetzt (vgl. Kapitel 3.1.1), innerhalb derer sich seit den 90er Jahren Bodenfilteranlagen als Neuentwicklung zunehmend etablieren. Dabei ist die Bauart des Retentionsbodenfilters (RBF) besonders verbreitet (vgl. Kapitel 3.1.3).

Bodenfilter werden im Regelfall konventionellen Regenbecken (Regenüberlaufbecken und Stauraumkanäle) nachgeschaltet (vgl. Kapitel 3.1.2), um Gewässerbelastungen weitergehend zu begrenzen. Am häufigsten stellen dabei die Dämpfung von hydraulischen Entlastungsspitzen und der Rückhalt bzw. Umsatz von Feststoffen, sauerstoffzehrenden Stoffen (Kohlenstoff) und Nährstoffen (Stickstoff und Phosphor) wesentliche Behandlungsziele dar. Bodenfilter können daher auch als „dezentral angeordnete Kläranlagen zur Niederschlagswasserbehandlung“ bezeichnet werden (LFU 2002).

Weitergehende Anforderungen an die Mischwasserbehandlung ergeben sich aus der Schutzwürdigkeit und / oder der Nutzung der Gewässer, in welche eingeleitet wird. Dahingehend ist in Trinkwasserschutzgebieten und bei Badegewässern vor allem die hygienische Beschaffenheit des Wassers von Interesse. Gewässerbelastungen mit Krankheitserregern stammen in erster Linie punktuell von systematischen Einleitungen der Siedlungsentwässerung (Kläranlagenabläufe und Niederschlagswassereinleitungen, besonders Mischwasserentlastungen) und diffus von Abschwemmungen von vor allem landwirtschaftlich genutzten Flächen. Aber auch der Badebetrieb, die Ausscheidungen von Wasservögeln und die Resuspension von Gewässersedimenten bei Hochwasser können die Gewässerbelastung mit Krankheitserregern erhöhen (Graw et al. 1995, Wuhrer 1995, Güde 2002, u.a.). Der hygienische Gewässerzustand stößt in der Öffentlichkeit berechtigterweise auf großes Interesse – auch wenn zu bemerken ist, dass oftmals vor allem die hygienische Qualität von Badegewässern als Maß für den allgemeinen Gewässerzustand missverstanden wird (Kreikenbaum et al. 2004).

Neben den genannten und weiteren potentiellen Zielen der weitergehenden Mischwasserbehandlung, wie der Metallfixierung oder dem Rückhalt von Mikroschadstoffen, wird daher für den Trinkwasser- und Badegewässerschutz auch der Rückhalt und die Elimination von Krankheitserregern aus Mischwasserentlastungen angestrebt.

Demgegenüber erscheinen (Retentions-)Bodenfilter durch ihre von Filtration, Adsorption und biochemischen Prozessen bestimmte Wirkungsweise als die mögliche Behandlungsmaßnahme (Höner et al. 1996, Güde 2002, Kreikenbaum et al. 2004, IWW 2005, u.a.), zumal in Bodenfiltern von Pflanzenkläranlagen zur Behandlung von


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kommunalem Abwasser deutliche Reinigungserfolge festgestellt wurden (Hagendorf et al. 2002). Kein anderes in der Praxis bislang eingesetztes Verfahren zur Mischwasser-behandlung erscheint derzeit für die Hygienisierung geeignet.

Allerdings wurde vor allem an großtechnischen RBF der Rückhalt und die Elimination von Krankheitserregern bislang kaum bzw. nur orientierend untersucht (vgl. Kapitel 3.2.4). Dies wird zum Einen darauf zurückzuführen sein, dass aus hygienischer Sicht keine direkten gesetzlichen Anforderungen in Form von Grenzwerten an Niederschlagswassereinleitungen bestehen (vgl. Kapitel 3.2.3) und zum Anderen der analytische und messtechnische Aufwand zur Erfassung der Stoffströme von Mischwasserbehandlungsanlagen außerordentlich groß ist.

In die bisherigen landesspezifischen Empfehlungen (LFU 2002, MUNLV 2003) und das aktuelle technische Regelwerk der DWA, dem Merkblatt 178 (DWA 2005) für Planung, Konstruktion und Betrieb von Retentionsbodenfilteranlagen, fand daher der Hygieneaspekt kaum Eingang. Die vorliegende Arbeit soll einen Beitrag leisten, dieses Defizit zu beheben.

Unter Anwendung des Indikatorkonzeptes (vgl. Kapitel 3.2.2) wurden umfangreiche Untersuchungen zum Rückhalt und zur Elimination der Fäkalindikatorbakterien Escherichia coli, Gesamtcoliforme Bakterien und Intestinale Enterokokken an RBF-Anlagen durchgeführt. Die Untersuchungen fanden sowohl im großtechnischen als auch im halbtechnischen Maßstab statt und wurden um Absterbeversuche im Labormaßstab ergänzt. Diesbezüglich stellen vor allem die Stoffstromerfassungen an mehreren großtechnischen RBF-Anlagen mit hygienerelevanten Parametern ein Novum dar. Diese wurden um Feststoff-, Zehrstoff-, und Nährstoffparameter ergänzt.

Die Belastungen in den Filterzuläufen und -abläufen sowie die frachtgewichteten Wirkungsgrade von drei RBF-Anlagen und acht halbtechnischen Lysimetersäulen werden dargelegt und um Erkenntnisse zur Reduktionsrate von Indikatorbakterien in vier labormaßstäblichen Becken ergänzt. Darüber hinaus münden erkannte Einflüsse auf den Rückhalt und die Elimination von Indikatorbakterien in Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis von RBF zur Erreichung eines möglichst hohen und stabilen Wirkungsgrades mit vertretbaren und praxisrelevanten Mitteln. Im Folgenden werden die Zielsetzungen der Arbeit und die Vorgehensweise zur Erreichung dieser weiter dargestellt.


3

2 ZIELSETZUNG UND VORGEHENSWEISE

Die der Dissertation zu Grunde liegenden Zielsetzungen und Untersuchungen sind in Abbildung 1 dargestellt.

ErgebnisDarstellung der Hygienisierungsleistung von RBF

Diskussion von EinflussvariablenEmpfehlungen für Bau und Betrieb

LiteraturstudieMögliche Einflüsse auf die Hygienisierung in Bodenfiltern

Hygienisierung von Mischwasser in RBF

RBF-AnlagenGroßtechnik

FrachtbilanzenBodenuntersuchungen

Lysimeteranlage Halbtechnik


StandzeitreaktorenLabortechnik

Absterbeverhalten in wässriger Phase

Untersuchungen

ZielsetzungBestimmung der Hygienisierungsleistung

Untersuchung von Einflussvariablen für die Erarbeitung von Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis

ErgebnisDarstellung der Hygienisierungsleistung von RBF

Diskussion von EinflussvariablenEmpfehlungen für Bau und Betrieb

LiteraturstudieMögliche Einflüsse auf die Hygienisierung in Bodenfiltern

Hygienisierung von Mischwasser in RBF

RBF-AnlagenGroßtechnik






UntersuchungenRBF-Anlagen

GroßtechnikFrachtbilanzen

Bodenuntersuchungen





Untersuchungen

ZielsetzungBestimmung der Hygienisierungsleistung

Untersuchung von Einflussvariablen für die Erarbeitung von Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis

Abbildung 1: Organigramm zur Zielsetzung und zur Vorgehensweise

Ziel dieser Dissertation war es,

- die Reinigungsleistung von Retentionsbodenfilteranlagen (RBF-Anlagen) für die Mischwasserbehandlung bezüglich hygienerelevanter Parameter frachtbezogen zu bestimmen und gleichzeitig die Belastung von Mischwasserentlastungen mit Indikatorbakterien zu erfassen,

- die maßgebenden Einflüsse auf den Hygienisierungsvorgang zu erkennen

- und letztlich Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis abzuleiten, um einen möglichst hohen Wirkungsgrad von RBF-Anlagen bezüglich der Hygienisierungsleistung in Abwägung der Erfordernisse für einen zuverlässigen Kohlenstoff-, Stickstoff- und Phosphorrückhalt sicher zu stellen.


4

Die Zielsetzung war demnach verfahrenstechnisch ausgerichtet und sehr praxisorientiert. Zunächst wurde in der Literatur über mögliche Einflüsse des Keimrückhaltes und der Keimelimination in Bodenfiltern, Langsamsandfiltern und Grundwasserleitern recherchiert, um die Zielsetzung sowie die Untersuchungsschritte spezifizieren zu können. Die Untersuchungen wurden auf allen Skalen des wissenschaftlichen Arbeitens, der Großtechnik, Halbtechnik und im Labormaßstab durchgeführt.

An zwei neu erstellten großtechnischen RBF-Anlagen, dem RBF Oberelsungen (OE) und dem RBF Kleingladenbach (KB), wurden Frachtbilanzen für die hygienerelevanten Indikatorbakterien Escherichia coli, Gesamtcoliforme Bakterien und Intestinale Enterokokken sowie für Feststoff, Kohlenstoff, Stickstoff und Phosphor erstellt. Die Frachtbilanzen wurden um biologische, chemische und physikalische Bodenuntersuchungen ergänzt. Zusätzlich wurde der Messbetrieb an dem seit 1994 in Betrieb befindlichen RBF Fellenweg (FW), der im Gegensatz zu derzeit aktuellen Empfehlungen mit bindigem Filtersubstrat ausgestattet ist, wieder aufgenommen und orientierende Untersuchungen auf Hygieneparameter durchgeführt, um tendenzielle Aussagen zur Leistungsfähigkeit von bindigem Filtersubstrat machen zu können. Der RBF FW wurde vom Fachgebiet SiWaWi bereits in den Jahren 1994 bis 1998 wissenschaftlich betreut, allerdings ohne auf Hygieneparameter einzugehen.

Halbtechnische Untersuchungen wurden durchgeführt, um gezielt Einflüsse auf die Hygienisierung von Mischwasser in Bodenfiltern zu untersuchen. Dazu wurde eine Lysimeteranlage mit acht Lysimetersäulen auf dem Gelände der Zentralkläranlage Kassel errichtet. In dieser Anlage wurde der großtechnische Filteraufbau bei hoher Variation zu untersuchender Filtersubstrate nachgeahmt. Die Lysimeteranlage ermöglicht es, betriebliche Bedingungen möglichst konstant zu halten, während die jeweilig zu untersuchende Einflussvariable auf die Leistungsfähigkeit der Filter geändert werden kann. Die Lysimeteruntersuchungen sind als Erweiterung zu den RBF-Untersuchungen zu verstehen, um die Interpretationsmöglichkeiten hinsichtlich der untersuchten Prozesse mittels statistischer Methoden auf eine breitere Basis zu stellen. In Bezug auf die Analytik in Wasser und Boden wurden an den Lysimetern die identischen Parameter wie an den großtechnischen Anlagen, jedoch zeitlich höher aufgelöst, untersucht.

Abgerundet wurde das Untersuchungsprogramm um labormaßstäbliche Untersuchungen zum Absterbeverhalten der Indikatorbakterien in der flüssigen Phase. Hierbei handelte es sich um den Einsatz von Rechteckbecken, in denen verschiedene Milieubedingungen simuliert wurden, die in der vorgeschalteten Absetzstufe und im Retentionsraum von RBF (vgl. Kapitel 3.1.1) auftreten können. Diese Becken werden im Weiteren als Standzeitreaktoren bezeichnet.

Die Vorgehensweise zur Erreichung der Zielsetzung bestand grundsätzlich darin, dass hinsichtlich der untersuchten Einflussvariablen vom halbtechnischen bzw. labortechnischen Maßstab auf die Großtechnik geschlossen wurde, während die Untersuchungen an den großtechnischen Anlagen überwiegend deskriptiven Charakter zur Bestimmung der Leistungsfähigkeit von RBF besaßen.


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3 GRUNDLAGEN UND KENNTNISSTAND

3.1 Allgemeine Grundlagen zu Retentionsbodenfiltern

3.1.1 Begriffserklärung und Funktionsprinzip

Die Begrenzung von Gewässerbelastungen durch Niederschlagswassereinleitungen aus Misch- und Trennsystemen macht in der Regel die Anordnung von Regenbecken erforderlich. In diesen wird Mischwasser bzw. im Trennsystem Regenwasser vor der Weiterleitung zur Kläranlage oder der Einleitung in Gewässer zwischengespeichert und, je nach eingesetztem Bauwerkstyp, auch behandelt.

Im Mischsystem werden nach ATV-Arbeitsblatt 166 (ATV 1999) vier Regenbeckentypen unterschieden. Hierbei handelt es sich um Regenüberlaufbecken (RÜB), Stauraumkanäle (SK), Filteranlagen (FA) und Regenrückhalteanlagen (RRA). Filteranlagen werden wiederum nach ihrer Art in Mechanische Filter (MF) und Bodenfilter (BF) unterschieden. Mechanische Filter trennen partikuläre Stoffe ab. Eine zusätzliche Stoffumsetzung ist bislang nicht dokumentiert, während Bodenfilter darüber hinaus auch gelöste Stoffe entfernen. Letztere sind Gegenstand der vorliegenden Arbeit.

Als Bodenfilter wird ein nach unten gedichteter und künstlich aufgebauter Bodenkörper bezeichnet, der vom zugeführten Regen- oder Mischwasser durchströmt wird. Im Weiteren wird dieser Bodenkörper in Anlehnung an das DWA-Merkblatt 178 (DWA 2005) als Filterkörper (FK) bezeichnet. Das Wasser wird in einem Retentionsraum (RR) zwischengespeichert und nach der vertikalen Durchsickerung des Filterkörpers über ein Dränagesystem gedrosselt in das Gewässer geleitet. Hierdurch wird die hydraulische Belastung des Gewässers verringert. Weiterhin werden durch die Ablaufdrosselung die Filtergeschwindigkeit und die Aufenthaltszeit des zu behandelnden Wassers im Filterkörper und dadurch parameterabhängig die Reinigungsleistung der Filteranlage beeinflusst.

Der Retentionsraum ist primär erforderlich, um möglichst kleine Filterflächen zu ermöglichen, weil der Zufluss die Abflussleistung der Filter, auch wenn sie ungedrosselt betrieben würden, in der Regel um ein Vielfaches übersteigt. Dabei kann der Retentionsraum dem Filter vorgeschaltet oder über dem Filterkörper angeordnet werden. Die Integration des Retentionsraumes in das Filterbecken führt zu geringeren Grundmaßen der Anlagen, weshalb diese Bauweise am weitaus häufigsten anzutreffen ist.

Für Bodenfilter zur Behandlung von Misch- und Regenwasser, deren Retentionsraum über dem Filterkörper angeordnet ist, hat sich die Bezeichnung Retentionsbodenfilter (RBF) etabliert, während der alternative Bauwerkstyp als Bodenfilter mit vorgeschalteter Retention (BFvR) bezeichnet wird.


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Diese Dissertation befasst sich mit der Reinigungsleistung von Retentionsbodenfiltern in Bezug auf die Hygienisierung von Mischwasser.

Zur Übersicht sind in Tabelle 1 die gebräuchlichen Regenbeckentypen im Mischsystem mit ihrer weiteren Unterscheidung im deutschsprachigen Raum zusammenfassend aufgelistet.

Tabelle 1: Arten von Regenbecken im Mischsystem in Anlehnung an ATV (1999)

Mischsystem

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Regenrückhalteanlagen

RÜB SK FA RRA

StauraumkanäleRegenüberlaufbecken Filteranlagen

Retentionsbodenfilter werden im Mischsystem zur weitergehenden Behandlung von Entlastungsabflüssen eingesetzt. Ihnen ist daher eine Entlastungsanlage vorgeschaltet. Die Feststoffkonzentration von Mischwasser kann durch die Mobilisierung von Kanalablagerungen im Entlastungsfall im Bereich vom Trockenwetterabfluss oder sogar darüber liegen. Aus diesem Grund wird gefordert, dass RBF eine Absetzstufe in Form eines Regenbeckens vorgeschaltet wird, um das Risiko einer äußerlichen Kolmation des Filterkörpers zu mindern. Empfohlen werden Durchlaufbecken (DB). Fangbecken (FB) und Stauraumkanäle (SKO und SKU) sind jedoch ebenfalls möglich (vgl. Folgekapitel).

RBF-Anlagen sind nach den derzeitigen Empfehlungen daher grundsätzlich zweistufige Anlagen. Dahingehend werden in der Praxis RBF inklusive vorgeschalteter Absetzstufe neu errichtet oder RBF werden dem Überlauf bereits bestehender Absetzstufen nachgeschaltet, um erhöhten Anforderungen an den Gewässerschutz gerecht zu werden. Im Fall von DB wird der Klärüberlauf (KÜ) auf den RBF geleitet, bei FB und SKO der Beckenüberlauf (BÜ) und bei SKU der Stauraumüberlauf (SÜ). Bei dem Einsatz von DB wird als Besonderheit in Hessen empfohlen über den KÜ hinaus auch den BÜ auf den RBF zu leiten, um einen möglichst großen Anteil des entlasteten Mischwassers zu behandeln und die hydraulische Belastung des Gewässers in möglichst großem Maß zu dämpfen. Beispiele für Fließschemata von RBF-Anlagen finden sich in den Beschreibungen der untersuchten großtechnischen Anlagen (vgl. Kapitel 4.2).


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Die Beschickung der Filter erfolgt in Abhängigkeit von der Entlastungssituation infolge des Auftretens von Niederschlagsereignissen. Niederschläge stellen zufällige Ereignisse dar, weshalb die zeitliche Verteilung, Dauer und Intensität (hydraulisch und stofflich) von Mischwasserbeschickungen stark variiert. Auf Dauerbeschickungen von mehreren Tagen können Trockenperioden von mehreren Wochen bis zu Monaten folgen (vgl. Kapitel 5.1). Kommt es während extremer Beschickungsereignisse zur vollständigen Füllung des Retentionsraumes wird das Filterbecken bei weiterem Filterzufluss über einen Filterüberlauf entlastet. Ist dieser Überlauf dem Filterbecken vorgeschaltet, wird dieses nach DWA (2005) als Fangfilterbecken (FFiB) und bei Nachschaltung als Durchlauffilterbecken (DFiB) bezeichnet.

RBF werden in der Regel mit ausgewählten Sumpfpflanzen bepflanzt. Die Bepflanzung dient in erster Linie dazu, die Filterfläche vor Erosionsschäden zu schützen und durch die Ausbildung einer Streuschicht – die Pflanzen werden nicht gemäht – vor äußerer Kolmation zu schützen. RBF mit Pflanzenbewuchs werden als bewachsene Retentionsbodenfilter bezeichnet. Als Synonym wird im Weiteren jedoch ausschließlich der Begriff Retentionsbodenfilter verwendet.

Zur Veranschaulichung ist in Abbildung 2 ein schematischer Schnitt durch einen RBF mit den wesentlichen Filterkomponenten dargestellt.

Abbildung 2: Schematischer Schnitt durch einen Retentionsbodenfilter, beispielhaft mit Erdböschung (ohne Skizzierung von Pflanzenrhizomen)

Die Reinigung des zu behandelnden Wassers erfolgt in RBF-Anlagen im Filterkörper und geringfügig im Retentionsraum sowie der vorgeschalteten Absetzstufe durch mechanische, biologische und chemische Prozesse. Der Rückhalt und / oder Umsatz von partikulären und gelösten Stoffen erfolgt dabei durch mehrere Teilprozesse, die aus makroskopischer Sicht in Filtration, Sorption und biochemische Prozesse gegliedert werden.


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Der Hygienisierungsprozess nimmt dabei eine Sonderstellung ein, weil es sich nicht um den Rückhalt von Stoffen, sondern von Organismen handelt, die sich eigenständig veränderten Milieubedingungen anpassen können. Die Beschreibung des Hygienisierungsprozesses unterliegt daher einer besonderen Komplexität, weil die Modellvorstellungen einem Dualismus folgen. Dabei wird bei den zurückzuhaltenden und zu eliminierenden Mikroorganismen einerseits von oberflächenaktiven biotischen Partikeln („Biokolloiden“) ausgegangen, deren Rückhalt über physikochemische Prozesse beschrieben wird. Andererseits handelt es sich um „Lebewesen“, die aktiv, vornehmlich in Biofilmen, durch verschiedenste artspezifische Strategien möglichst Überleben bzw. Fortpflanzung sichern (vgl. Kapitel 3.2.4).

3.1.2 Dimensionierung und Betrieb

In Baden-Württemberg (BW) und Nordrhein-Westfalen (NRW) wurden landesspezifische Empfehlungen für Planung, Bau und Betrieb von RBF im Misch- und Trennsystem erarbeitet und in Handbüchern für die praktische Anwendung zusammengefasst (LFU 2002 / Erstauflage 1998 und MUNLV 2003). Auf diesen Empfehlungen baut das 2005 erschienene DWA-Merkblatt 178 (DWA 2005) auf.

In Hessen werden in Kürze zur Aufhebung vorläufiger Empfehlungen (HMULV 2007) endgültige landesspezifische Empfehlungen (HMULV 2008) veröffentlicht. Durch zunehmende Erkenntnisse in Forschung und Praxis mit einer stetig wachsenden Anzahl realisierter Anlagen (vgl. Folgekapitel) unterliegt die Weiterentwicklung von RBF nach wie vor einer großen Dynamik.

Die Bemessung von RBF erfolgt über eine hydraulische Zielgröße, der jährlichen hydraulischen Flächenbelastung (hFA [m3*m-2*a-1]). Die Flächenbelastung bezieht sich auf den hydraulischen Filterdurchsatz (Filterablauf) und wird auch als Beschickungshöhe oder Stapelhöhe bezeichnet. Zweck der Begrenzung auf eine hydraulische Zielgröße dient in erster Linie der Begrenzung einer stofflichen Belastung.

Konkrete Empfehlungen für die Bemessung auf eine stoffliche Zielgröße existieren zur Zeit aus zwei Gründen nicht. Zum einen ist die Vorhersage spezifischer stofflicher Belastungen bislang mit zu großen Unsicherheiten behaftet und Messkampagnen zur Erfassung von Wassermengen und -belastungen im Vorfeld der RBF-Planung können nicht mit vertretbarem Aufwand durchgeführt werden. Zum anderen ist die stoffliche Belastbarkeit von RBF Stand der Forschung.

Am Beispiel der DWA-Empfehlungen sei ausgeführt, wie der Bemessungsgang erfolgt. Gemäß DWA-M 178 (DWA 2005) soll die Beschickungshöhe im Mischsystem im langjährigen Mittel einen Wert von 40 m pro Jahr nicht überschreiten. Maximal sollten in einem Jahr 60 m nicht überschritten werden. Der Nachweis erfolgt mit einem Niederschlags-Abfluss-Modell in einer Langzeitsimulation (mindestens 10 Jahre). Die Behandlungsziele der Anlage werden auf Grundlage der Gewässerbelastung seitens der zuständigen


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Aufsichtsbehörde festgelegt und ebenfalls mittels Langzeitsimulation nachgewiesen. Dazu gehören nach DWA-M 178 die Entlastungsrate bzw. der hydraulische Wirkungsgrad der Gesamtanlage (Vorstufe und RBF) und die Überlaufhäufigkeit des Filterbeckens.

Konkrete Hilfestellung zum Erkennen kritischer niederschlagsbedingter Gewässerbelastungen und daraus abzuleitende Behandlungsziele aus immissionsorientierter Sicht können das BWK-Merkblatt 3 (BWK 2001), die landesspezifischen Empfehlungen in Hessen (HMULV 2004) und das ATV-DVWK-Merkblatt 153 (ATV-DVWK 2000) geben (Waldhoff et al. 2004). Weiterhin können Anforderungen hinsichtlich des Filterbetriebes gestellt werden, wie die Empfehlung in NRW, die Einstaudauer des Filters von 48 Stunden nur einmal im Jahr zu überschreiten (MUNLV 2003). Darüber hinaus wird diskutiert, ob mit Bodenfiltern auch Volumen von Regenüberlaufbecken substituiert werden kann, sofern dieses auf Grundlage emissionsorientierter Normalanforderungen gemäß ATV-A 128 (ATV 1992) vergrößert werden muss.

Die Bemessung der Bodenfilter erfolgt iterativ. Dazu werden Filterfläche und Einstautiefe für die Simulation vorgewählt und der zulässige Drosselabfluss festgelegt. Mit Variation der gewählten Größen wird die Simulationsrechnung wiederholt, bis die geforderten Zielgrößen eingehalten werden.

Der Drosselabfluss bzw. die Filterflächenspezifische Drosselabflussspende soll nach DWA-M 178 im Mittel 0,02 L*m-2*s-1 betragen. Für den Filterkörper wird im Mischsystem eine Mindeststärke von 0,75 m empfohlen. Dieser soll nach jedem Einstauereignis vollständig entleert werden. Als Filtersubstrat wird ein kantengerundeter Sand mit der Hauptfraktion Mittelsand empfohlen, für den eine Korngrößenverteilung vorgegeben wird. Diese ist in Kapitel 4.7 (Abbildung 16) im Rahmen der Beschreibung in dieser Arbeit untersuchter Filtersubstrate dargestellt. Wird von der empfohlenen Korngrößenverteilung abgewichen – hierzu wurden maximal zulässige Spannweiten definiert – ist die Drosselabflussspende auf 0,01 L*m-2*s-1 zu verringern. Der Einsatz von bindigen Böden als Filtersubstrat wird in dem Merkblatt nicht empfohlen.

Nichtbindige Filtersubstrate sind gegebenenfalls zu meliorieren. Dies betrifft in erster Linie die Basenausstattung. Sand verfügt in der Regel nur über einen geringen Carbonatgehalt. Liegt der Gehalt von Calciumcarbonat (CaCO3) natürlicher Sande unter 10 %, wird empfohlen, Carbonatbrechsand mit möglichst gleicher Korngröße wie die des Filtersandes zuzumischen, um eine mögliche Versauerung der Filter zu vermeiden. Sollte als Behandlungsziel des RBF ein langfristiger Phosphorrückhalt gefordert werden, wird darüber hinaus die Melioration mit einem eisenhaltigen Zuschlagstoff empfohlen, weil die Fähigkeit, langfristig Phosphorverbindungen zu fixieren von Sandsubstraten gegenüber bindigen Substraten geringer ist (vgl. Kapitel 5.2.4). Die Eignung eines Zuschlagstoffes muss in Versuchen nachgewiesen werden (vgl. Kapitel 4.7).


10

Zur Bepflanzung der Anlagen werden mindestens eine Vegetationsperiode vorkultivierte Schilfballen mit einer Halmhöhe von mindestens 60 cm empfohlen. Für die Etablierung des Schilfes vor Inbetriebnahme des RBF soll mindestens eine weitere Vegetationsperiode vergehen. Während dieser Zeit wird der Filterkörper dauerhaft ca. 10 cm abwasserfrei überstaut.

Für die Ausbildung der Vorstufe werden in DWA-M 178 Durchlaufbecken empfohlen. Die Entlastungsrate (e0) von DB soll 55 % nicht überschreiten. Für FB und SKO wird empfohlen, e0 auf 50 % und für SKU auf 45 % abzumindern.

In Tabelle 2 sind die wesentlichen Kenngrößen für die Bemessung und den Betrieb von RBF im Mischsystem gemäß DWA-M 178 zusammengefasst. Ergänzt werden entsprechende Angaben aus den länderspezifischen Empfehlungen der Handbücher von NRW (MUNLV 2003) und BW (LFU 2002) sowie aus den zukünftigen Empfehlungen in Hessen (HMULV 2008).

Tabelle 2: Wesentliche Kenngrößen für die Bemessung und den Betrieb von RBF im Mischsystem, geändert und erweitert nach Dittmer (2005)

DWA 2005 LFU 2002 MUNLV 2003 HMULV 2008

Mittel: 40 Mittel: 30 Mittel: 30 − 40

Max.: 60 Max.: 50 Max.: 50

0,01 − 0,022)

0,013)

0,034)

DB mit e0 ≤ 55% DB, FB, SK

FB, SKO mit e0 ≤ 50% mit e0 ≤ 55%

SKU e0 mit ≤ 45%1) Bei Abweichung von der empfohlenen Korngrößenverteilung des FiltersubstratesGewässerspezifisches Problem:2) Sauerstoffdefizit3) NH3-Toxizität4) Feststoffe, Schwermetalle

0,75 − 1,00,75

Beschickungshöhe hFA [m*a-1]

Drosselabflussspende qDr,RBF [L*m-2*s-1] 0,02 / 0,011) 0,01

Filterkörperstärke tFK [m] 0,75

− 0,5 − 2,00,5 − 1,0

Vorstufe

DB, FB, SK, RÜ nach Regel der Technik gem.

Emmissionsprinzip

DB, FB, SK, RÜ

Max. Einstauhöhe Retentionsraum [m] 1,0

0,75

0,03

Mittel: 50

In HMULV (2008) werden erstmals spezifische Empfehlungen für RBF zur Hygienisierung gegeben. Diese werden in der vorliegenden Arbeit hergeleitet und erläutert.


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3.1.3 Einsatz in der großtechnischen Praxis

Der Bau von RBF-Anlagen wird seit den 90er Jahren vor allem in Nordrhein-Westfalen und Baden-Württemberg forciert. Bislang wurden in NRW ungefähr 200 Anlagen errichtet, von denen ca. die Hälfte für die Mischwasserbehandlung eingesetzt wird1. Born (2002) nennt weiterhin eine Anzahl von ca. 50 gebauten Anlagen in BW, 10 Anlagen in Bayern und mindestens 75 in der Planung befindliche Anlagen in BW, NRW und Berlin im Jahr 2002. Auch in Hessen etablieren sich RBF in den letzten Jahren in zunehmendem Maß.

In einer vom FG SiWaWi erstellten Datenbank sind insgesamt 29 gebaute oder in Planung befindliche Filteranlagen in Hessen eingepflegt (Stand Ende 2006), die für die Mischwasserbehandlung konzipiert wurden. Anlagen im Trennsystem stellen demgegenüber eine Ausnahme dar. Die Datengrundlage basiert auf einer Befragung aller Genehmigungsbehörden des Landes. Aus weiteren Bundesländern sind darüber hinaus bislang keine belastbaren Zahlen zu gebauten oder geplanten RBF bekannt.

Von den 29 Anlagen in Hessen werden drei als Bodenfilter mit vorgeschalteter Retention (BFvR) angegeben. Vier Anlagen (2*RBF, 2*BFvR) wurden mit bindigem Filtersubstrat ausgestattet. Für drei in der Planung befindliche Anlagen wurden seitens der Behörden keinerlei Angaben gemacht. Die verbleibenden 23 RBF kommen ausschließlich in Wohngebieten, teilweise mit geringem gewerblichen Anteil, zum Einsatz. Um Größenordnungen dieser Anlagen anzugeben sind in Abbildung 3 die Retentionsvolumina der RBF (VRBF) der entsprechend angeschlossenen befestigten Fläche (AE,b) und der angeschlossenen Einwohner gegenübergestellt. Diese Darstellung berücksichtigt nicht das Volumen der vorgeschalteten Absetzstufe.

R2 = 0,81 (n = 19)

01.0002.0003.0004.0005.0006.0007.000

0 1 2 3 4 5 6 7Tsd. Einwohner [-]

R2 = 0,68 (n = 18)

01.0002.0003.0004.0005.0006.0007.000

0 10 20 30 40 50 60 70AE,b [ha]

VRB

F [m

3 ]

Abbildung 3: Retentionsvolumen, angeschlossene befestigte Fläche und angeschlossene Einwohner von RBF im Mischsystem in Hessen (Ende 2006)

1 Auskunft durch das MUNLV Nordrhein-Westfalen, Stand Ende 2007


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Während für die 23 RBF die Bauwerksdaten bekannt sind, wurden allerdings nicht alle Einzugsgebietsdaten angegeben. Bei der befestigten Fläche wird vereinfachend das gesamte Einzugsgebiet, unabhängig von Vorentlastungen, zu Grunde gelegt.

Bislang wurden in Hessen in Bezug auf das Retentionsvolumen hauptsächlich kleinere RBF gebaut bzw. geplant. Anlagen über 2.000 m3 Retentionsvolumen, eine angeschlossene befestigte Gesamtfläche von mehr als ungefähr 30 Hektar und mehr als 3.000 angeschlossene Einwohner stellen bislang Ausnahmen dar. Der bisher größte realisierte RBF in Hessen mit 6.500 m3 Nutzvolumen ist bezüglich der dargestellten Relationen als Ausnahme zu werten.

Das mittlere (median) Retentionsvolumen der 23 RBF im Mischsystem beträgt 1.350 m3 (1.000 m3) bei einer Spannweite von 250 m3 bis 6.500 m3 (auf 10 m3 gerundet). Bei Anlagen mittlerer Größe wurden rechnerisch ca. 0,8 m3 Retentionsvolumen je Einwohner und ca. 60 m3 Retentionsvolumen je angeschlossenem Hektar befestigte Fläche gebaut bzw. geplant.

In MUNLV (2004) werden bis zum Jahr 2000 insgesamt 37 gebaute oder geplante RBF im Mischsystem in NRW dokumentiert. Gegenüber den RBF in Hessen ist das mittlere (median) Retentionsvolumen dieser Anlagen mit 3.760 m3 (3.000 m3) deutlich größer. In Ballungsräumen wurden Anlagen von über 10.000 m3 Retentionsvolumen realisiert. Die spezifischen Größen mittlerer Anlagen bezogen auf die angeschlossene Einwohnerzahl und die angeschlossene befestigte Fläche liegen in vergleichbaren Größenordnungen wie die der dokumentierten Anlagen in Hessen.

3.2 Grundlagen zur Hygienisierung

3.2.1 Begriffsabgrenzung

Im ATV-Merkblatt 205 (ATV 1998) wird für den Prozess der Aktivitätsminderung und/oder der Entfernung von Krankheitserregern aus Abwasser unter einen vorgegebenen Wert der Begriff Abwasserdesinfektion verwendet. Demgegenüber werden in dem Merkblatt die Begriffe Hygienisierung und Entkeimung als zu unspezifisch angesehen, um Anwendung zu finden.

In der Mikrobiologie und Medizin wird unter Desinfektion jedoch die Elimination (Abtötung), Inaktivierung oder Entfernung aller pathogenen Mikroorganismen verstanden, so dass belebte wie unbelebte Medien/Materialien nicht mehr infizieren können. Weitergehend wird die Sterilisation unterschieden, welche die Elimination oder Entfernung aller Mikroorganismen und Ihrer Dauerformen umschreibt (Madigan et al. 2006).

Im Rahmen dieser Arbeit wird die Begrifflichkeit der Hygienisierung verwendet und als Überbegriff für die Entfernung bzw. den Rückhalt und die Elimination pathogener und


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apathogener Mikroorganismen, in diesem speziellen Fall aus Mischwasser, genutzt, ohne mit dem Begriff den Prozess an sich oder vorgegebene Zielwerte zu spezifizieren. In diesem Zusammenhang werden im Weiteren zur Bewertung von Rückhalt und Elimination in den Filteranlagen auch die Begriffe „Hygienisierungsgrad“ und „Hygienisierungsleistung“ verwendet.

Unter Abtötung von Mikroorganismen wird eine Zellschädigung verstanden, die zum Zelltod führt, wobei mit dem Zelltod der irreversible Verlust der Wachstums- und Vermehrungsfähigkeit assoziiert wird. Quantitative Angaben diesbezüglich sind bei Mikroorganismen nur für Populationen möglich, nicht aber für einzelne Zellen (Schlegel 2006).

3.2.2 (Ab-)wasserassoziierte Krankheitserreger und Indikatorkonzept

Als Krankheitserreger wird gemäß §2 (1) des Infektionsschutzgesetzes (IfSG 2000) „ein vermehrungsfähiges Agens (Virus, Bakterium, Pilz, Parasit) oder ein sonstiges biologisches transmissibles Agens, das bei Menschen eine Infektion oder übertragbare Krankheiten verursachen kann“ bezeichnet.

Durch Aufnahme (und anschließende Vermehrung) eines Erregers kann es zu einer Erkrankung kommen, wobei das Erkrankungsrisiko von der aufgenommen Erregeranzahl, der Virulenz des Erregers und der Widerstandsfähigkeit des Aufnehmenden abhängt (vgl. Borneff 1982).

Die bedeutendste Quelle für Infektionskrankheiten stellt kontaminiertes Wasser dar. Mikroorganismen, die durch Wasser übertragen werden, vermehren sich in der Regel in den Verdauungstrakten der Erkrankten und können den Körper mit den Exkrementen verlassen (Madigan et al. 2006, Schlegel 2006).

Eine fäkale, infektiöse Verunreinigung wird vornehmlich durch Bakterien, Viren und parasitäre Protozoen hervorgerufen, wobei die Erreger obligat oder fakultativ pathogen sein können. In Tabelle 3 ist eine Auswahl wesentlicher Gattungen, von denen Arten teilweise (Ab-)wasserassoziierte Krankheitserreger darstellen, zusammengefasst.


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Tabelle 3: Verschiedene Gattungen mit human- bzw. tierpathogenen Erregerarten in Anlehnung an López Pila (1991), Hildebrandt (1993), ATV (1998), Exner et al. (2004)

Gruppe Gattung Erkrankungen (Überbegriffe)

Bakterien Salmonellen Gastroenteritis, Typhus

Campylobacter Gastroenteritis, Meningitis

Yersinien Gastroenteritis

Shigellen Bakerielle Ruhr

E.coli (pathogene Stämme) Enteritis

Clostridien Botulismus, Tetanus, Gasbrand

Vibrionen Cholera

Pseudomonas Dermatitis, Otitis, Meningitis, Pneumonie

Parasitäre Protozoen Cryptosporidien Diarrhoe

Giardien Lamblienruhr

Viren Enteroviren Hepatitis, Polio, Meningitis, Diarrhoe

Rotaviren Enteritis, Erbrechen

Die Vielzahl von Krankheitserregern, der fäkale Ursprung vieler Erreger und die unabdingbare Tatsache, dass Wasser nicht auf alle Erreger untersucht werden kann, führte Ende des 19. Jahrhunderts zur Entwicklung des Indikatorkonzeptes. Es wurden „Indikatororganismen“ gesucht, um über diese eine fäkale Verunreinigung abzuschätzen. Diesbezüglich muss eine enge Korrelation zwischen dem Auftreten von Krankheitserregern und dem Indikator vorhanden sein.

Ein Indikatororganismus sollte weiterhin vom Wirt ausgeschieden werden, nur im Intestinaltrakt vorkommen und wachsen, in größerer Anzahl vorhanden sein als die Erreger, überwiegend kein Krankheitserreger sein, eine höhere Resistenz gegenüber Umweltfaktoren und Desinfektionsverfahren besitzen als die Erreger und mit einfachen Methoden leicht, schnell und sicher nachweisbar und quantifizierbar sein (Leclerc et al. 2001, Köster 2005).

Deshalb werden coliforme Bakterien und insbesondere Escherichia coli (E.coli) seit über 100 Jahren als Indikatoren genutzt. E.coli stellt heute den wichtigsten Indikator für fäkale Kontaminationen dar (Feuerpfeil et al. 2003). Weitere Bakterien wie Enterokokken wurden in das Indikatorkonzept aufgenommen. Dieses unterliegt bis heute, aufgrund der großen Anforderungen an Indikatoren, einer ständigen Weiterentwicklung.

Kritisch wird beispielsweise betrachtet, dass einige pathogene Bakterien, wie die Yersinienart Y. enterocolitica, und einige Salmonellen-Arten, aber auch parasitäre Erreger, wie Giardia limblia, teilweise unzuverlässig indiziert wurden (Lund 1996, Winfield et al. 2003,


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Gornik et al. 2000). Schwierigkeiten bestehen vor allem im Rückschluss auf virale Krankheitserreger (Szewzyk et al. 2006, Baggi et al. 2001, u.a.), weil diese u.a. eine größere Umweltpersistenz als die Bakterienindikatoren aufweisen können. Auf der Suche nach viralen Indikatoren erscheint diesbezüglich die Untersuchung auf Bakteriophagen (Bakterienviren), speziell Coliphagen (Viren, die coliforme Bakterien als Wirt nutzen), als eine praxistaugliche Lösung (Lemmer et al. 1996, Leclerc et al. 2000, Szewzyk et al. 2006, u.a.).

Unabhängig von den naturgemäßen Schwierigkeiten wird das Indikatorkonzept weltweit erfolgreich für den Schutz der Gesundheit eingesetzt. Eine stete Weiterentwicklung von Überwachungsparametern ist jedoch unabdingbar, weil es den idealen Indikator für alle Krankheitserreger nicht geben kann (Köster 2005).

Im Weiteren werden verschiedene Eigenschaften der genannten und im Rahmen der durchgeführten Untersuchungen Erwähnung findenden Indikatoren genannt (in Anlehnung an Rolle et al. 1993, TrinkwV 2001, Feuerpfeil 2003 et al., Madigan et al. 2006).

(Gesamt-) coliforme Bakterien sind eine physiologische Gruppe, die nicht taxonomisch eindeutig abgegrenzt ist, sondern Bakteriengattungen aus der Familie der Enterobactericeae zusammenfasst. Es handelt sich um gramnegative, aerobe, fakultativ anaerobe, heterotrophe und nicht Sporen bildende Stäbchenbakterien, die unter Säure- und Gasbildung Laktose abbauen. Vertreter sind Escherichia, Enterobacter, Klebsiella, Citrobacter, Serratia, Yersinia und weitere mehr. Coliforme Bakterien kommen, mit Ausnahme von Escherichia, ebenfalls und teilweise sogar ausschließlich, wie die Gattung Serratia, in der Umwelt vor (ubiquitär). Aus diesem Grund gelten sie nicht als reine Fäkalindikatoren. Ihr Auftreten wird, zum Beispiel in der Trinkwasserversorgung, nicht zwangsläufig mit einer Gesundheitsgefahr verbunden, sondern mit einer allgemeinen Verschlechterung der Wasserqualität, aufgrund derer weitere Untersuchungen zum Schutz der Bevölkerung eingeleitet werden.

Escherichia coli kommen ausschließlich im Darmsystem vor. Aufgrund Ihrer hohen fäkalen Spezifität werden sie oftmals nicht ganz korrekt als „Fäkalcoliforme“ bezeichnet. E.coli sind stäbchenförmige, begeißelte, mesophile Bakterien, die, mit einem Temperaturoptimum von 39°C, Temperaturen bis 48°C überleben. Fäkalcoliforme sind die thermotoleranten coliformen Bakterien, die noch bei 44°C wachsen und Lactose vergären können. Die thermotoleranten Bakterien umfassen auch Bakterien, die nicht unbedingt fäkalen Ursprungs sind, wie ein geringer Anteil der Klebsiellen. Zudem sind nicht alle E.coli thermotolerant und werden daher bei dem Nachweis nicht erfasst. Aus diesem Grund wird E.coli gegenüber Fäkalcoliformen eine besser definierte Fäkalindikation zugewiesen. Oftmals besteht in Wasserproben der Hauptanteil von Fäkalcoliformen jedoch aus E.coli, so dass die Parameter in der Praxis oft näherungsweise gleichgesetzt werden (vgl. Kapitel 4.6). Die Mehrzahl der E.coli-Bakterien sind apathogen. Es gibt jedoch Stämme die pathogen eingestuft werden. Dazu gehören zum Beispiel enteropathogene E.coli (EPEC).

(Intestinale) Enterokokken. Die Gattung Enterococcus (E.) gehört zur Familie der Enterococcaceae und schließt ca. 25 Arten ein, von denen im Wesentlichen E. faecalis,


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E. faecum, E. durans und E. hirae fäkalen Ursprungs sind. Diese werden seit Neuerem als Intestinale Enterokokken (I.E.) zusammengefasst. Die Gattung Enterococcus wird zu den Milchsäurebakterien gezählt. Enterokokken sind grampositiv, fakultativ anaerob, heterotroph, nicht Sporen bildend, kugelförmig (kokkoid) und bewegungslos. Sie treten häufig in Paaren oder als kurze Ketten angeordnet auf. Aufgrund des Zellwandaufbaus (grampositiv) und der statisch stabileren Kokkenform werden sie gegenüber Umwelteinflüssen resistenter als coliforme Bakterien eingeschätzt. Dadurch kann ihr Auftreten in der Umwelt auf eine länger zurück liegende fäkale Kontamination hinweisen. Die höhere Widerstandsfähigkeit spiegelt sich auch in einer höheren Resistenz gegen Austrocknung wieder, so dass I.E. auch bei geringeren Wassergehalten länger nachgewiesen werden können als coliforme Bakterien. Der oft Verwendung findende Begriff „Fäkal-Streptokokken“ bezeichnet ebenfalls Enterokokken mit überwiegend fäkaler Herkunft. Je nach Nachweismethode werden jedoch nicht zwangsläufig die gleichen Arten wie mit den Intestinalen Enterokokken erfasst.

3.2.3 Rechtliche Anforderungen

Gemäß §41 (1) des Infektionsschutzgesetzes (IfSG 2000) muss der Abwasserbeseitigungspflichtige darauf hinwirken, „dass Abwasser so beseitigt wird, dass Gefahren für die menschliche Gesundheit durch Krankheitserreger nicht entstehen“. Damit wird jedoch nicht eine generelle Forderung verbunden, Krankheitserreger aus Abwasser zu entfernen. Vielmehr können besondere Gewässernutzungen dies erforderlich machen, wozu das Infektionsschutzgesetz den gesetzlichen Rahmen vorgibt. Hygienerelevante Grenz- oder Leitwerte für die direkte und indirekte Einleitung von Abwasser in Gewässer sind in Deutschland nicht festgelegt. Ausnahmen stellen Vorschriften an spezielle Rohabwässer dar, wie u.a. aus der Tierköperbeseitigung, infektiösen Krankenhausbereichen, Gerbereien oder gentechnischen Anlagen (ATV 1998).

In Anhang IV der europäischen Wasserrahmenrichtlinie (EG 2000) wird neben anderen Wasserkörpern auch auf das besondere Schutzbedürfnis von Gewässern zur Nutzung als Badegewässer und Gewässern zur Entnahme von Trinkwasser verwiesen. Die diese Gewässernutzungen spezifizierenden Richtlinien sind in das Maßnahmenprogramm der Rahmenrichtlinie zur Erreichung des guten ökologischen und chemischen Gewässerzustandes aufzunehmen. Grundsätzlich können daher zukünftig im Rahmen von Bewirtschaftungsplänen auch vermehrt hygienische Anforderungen an Abwasser- und Niederschlagswassereinleitungen erforderlich werden.

Für verschiedene Nutzungen von Oberflächenwasser bestehen hygienische Güteanforderungen. Hier sind vor allem, wie bereits angedeutet, die Anforderungen an Badewasser und an Oberflächenwasser für die Trinkwassergewinnung zu nennen. Hagendorf et al. (2002) erwähnen darüber hinaus Anforderungen an Beregnungswasser und Viehtränkwasser.


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Hygienische Güteanforderungen von Badewasser sind in der EG-Badegewässerrichtlinie 76/160/EWG (EG 1976) bzw. der Neufassung 2006/7/EG (EG 2006) festgelegt. Die Neufassung der Richtlinie musste bis zum 24. März 2008 in die Länderverordnungen umgesetzt sein. Die Novellierung umfasst verschiedene Änderungen. Es werden nur noch hygienisch relevante Überwachungsparameter aufgeführt, chemisch-physikalische Parameter entfallen. Aufgrund neuerer Studien von Dosis-Wirkungs-Beziehungen zwischen dem Auftreten von Fäkalindikatoren und der Häufigkeit von Gastroenteritiserkrankungen Badender wurde der mikrobiologische Parametersatz geändert. Im Wesentlichen entfallen daher Gesamtcoliforme Bakterien. Intestinale Enterokokken (entsprechen weitestgehend streptococcus faec. der „alten“ Richtlinie) werden in die Routineüberwachung mittels Grenzwerteinführung übernommen. Fäkalcoliforme Bakterien werden durch E.coli ersetzt. Zudem wurde ein Qualitätsmanagement in Form von Bewertungs- und Bewirtschaftungsplänen im Sinn der EG Wasserrahmenrichtlinie (s.o.) und die Verpflichtung einer verbesserten Öffentlichkeitsinformation über den Zustand der Badegewässer implementiert.

Die „alte“ Richtlinie bleibt bis Ende 2014 in Kraft. Den Mitgliedstaaten wird jedoch nach Artikel 17(2) in EG (2006) die Möglichkeit eingeräumt, sich vorzeitig von den alten Bindungen zu lösen, sofern die getroffenen praktischen Maßnahmen zur Umsetzung der neuen Richtlinie dies zulassen. Die Bundesländer haben sich diesbezüglich darauf verständigt, die neuen Parameter gemäß EG (2006) bereits ab der Badesaison 2008 flächendeckend zu beproben und die Gewässerbewertung (von „mangelhaft“ bis „ausgezeichnet“), auf dem die Gewässerbewirtschaftung gründet, von 2008 bis 2011 durchzuführen. Voraussichtlich wird daher die „alte“ Richtlinie bereits 2011 vollständig abgelöst (Darkow 2007). In Tabelle 4 sind die Qualitätsanforderungen der aktuellen Badegewässerrichtlinie (EG 2006) für Binnengewässer zusammengefasst. Die mikrobiologischen Grenz- und Leitwerte in EG (1976) werden ergänzend im Anhang zu diesem Kapitel (Tabelle A1) aufgeführt.

Tabelle 4: Qualitätsanforderungen an Binnengewässer zur Nutzung als Badegewässer gemäß Anhang I der EG Richtlinie 2006/7/EG (EG 2006)

Parameter Ausgezeichnete Qualität Gute Qualtität Ausreichende

Qualität

Intestinale Enterokokken [cfu*100 mL-1] 2001) 4001) 3302)

Escherichia coli [cfu*100 mL-1] 5001) 1.0001) 9002)

1) 95-Perzentil-Bewertung 2) 90-Perzentil-Bewertung Bis 2015 sollen alle Badegewässer mindestens mit „ausreichend“ eingestuft werden können. Die Bewertung erfolgt auf der Basis der letzten vier Badesaisons. Es muss kurz vor Beginn jeder Badesaison eine Beprobung durchgeführt werden. Unter Einbeziehung dieser Probenahme sollen mindestens vier Beprobungen je Badesaison erfolgen, wobei diese über die gesamte Saison verteilt sein müssen. Der Zeitraum zwischen zwei Beprobungen darf einen Monat nicht überschreiten.


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Im Normalfall ergibt sich dadurch ein Bewertungsdatensatz aus mindestens 16 Beprobungen. Dauert die Badesaison jedoch nicht länger als acht Wochen oder befindet sich das Badegewässer in schwieriger geografischer Lage, brauchen nur drei Proben pro Badesaison entnommen werden, so dass sich der Datensatz auf minimal 12 verringern kann. Die Statistik zur perzentilen Bewertung beruht schließlich auf den logarithmierten Bakterienwerten des Datensatzes.

Für Küstengewässer und Übergangsgewässer werden die angegebenen Grenzwerte halbiert. In der Literatur ist jedoch umstritten, dass die Anforderungen für Küstengewässer strenger als für Binnengewässer sind (Dizer et al. 2005). Des Weiteren wird vermutet, dass die meisten Erkrankungen beim Baden durch Viren ausgelöst werden und zudem Viren, wie bereits erwähnt, eine erhöhte Umweltpersistenz aufweisen können als Indikatorbakterien. Die wissenschaftlichen Erkenntnisse lassen es jedoch noch nicht zu, die Badegewässerrichtlinie um Grenzwerte für virale Indikatoren zu erweitern (Dizer et al. 2005). Daher sind auch in Zukunft weitere Novellierungen, die Indikatoren und Grenzwerte betreffend, zu erwarten.

Ergänzend zur aktuellen Badegewässerrichtlinie werden in Tabelle 5 die mikrobiologischen Qualitätsanforderungen an Oberflächengewässer zur Trinkwasseraufbereitung gemäß EG-Richtlinie 75/440/EWG (EG 1975) aufgeführt.

Tabelle 5: Mikrobiologische Qualitätsanforderungen an Oberflächengewässer zur Trinkwassergewinnung gemäß Anhang II der EG Richtlinie 75/440/EWG (EG 1975)

Parameter Leitwert A1 Leitwert A2 Leitwert A3

Gesamtcoliforme Bakterien [in 100 mL] 50 5.000 50.000

Fäkalcoliforme Bakterien [in 100 mL] 20 2.000 20.000

Streptococcus faecalis [in 100 mL] 20 1.000 10.000

Salmonellen [in 5.000 mL] n.n. n.n. -

n.n. = nicht nachweisbarA1: Einfache physikalische Aufbereitung und EntkeimungA2: Normale physikalische und chemische Aufbereitung und Entkeimung A3: Physikalische und verfeinerte chemische Aufbereitung, Oxidation, Adsorption und Entkeimung

In EG (1975) werden keine Grenzwerte definiert. Darüber hinaus können die Leitwerte im Umkehrschluss auch als Anforderungen an die erforderliche Trinkwasseraufbereitungstechnologie in Abhängigkeit von der Qualität des Rohwassers verstanden werden. Im Weiteren werden daher die mikrobiologischen Kriterien der Badegewässerrichtlinie als orientierende Hilfsgröße zur Bewertung der mikrobiologischen Wasserqualität in den labor-, halb- und großtechnischen Untersuchungen herangezogen. Diese Herangehensweise stellt aus Mangel an Grenzwerten (s.o.) auch die gängige Praxis an die Anforderungen von Maßnahmen zur Desinfektion von kommunalen


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Kläranlagenabläufen dar (Graw et al. 1995). Dabei wird davon ausgegangen, dass bei Einhaltung von Badewasserkriterien die seuchenhygienische Gefährdung vernachlässigbar klein ist (ATV 1998).

Weil zu Untersuchungsbeginn nicht feststand, welchen zeitlichen Rahmen die Bundesländer zur praktischen Umsetzung der aktuellen Badegewässerrichtlinie wählen, wurde der Parametersatz untersuchter Indikatorbakterien so gewählt, dass eine Orientierung an der „alten“ wie an der „neuen“ Richtlinie möglich ist (vgl. Kapitel 4.6). Aufgrund des aktuellen Vorgehens in Deutschland (s.o.) wird der Fokus in der Ergebnisdarstellung auf die neue Badegewässerrichtlinie gelenkt.

3.2.4 Mechanismen und Einflüsse

3.2.4.1 Kenntnisstand

Untersuchungen zur Hygienisierung von Mischwasser in RBF wurden bislang kaum durchgeführt und veröffentlicht. Hiekel et al. (2002) führten orientierende Untersuchungen am RBF Süd-Erbach (Wülfrath) durch. Dazu wurden drei Einstauereignisse im Zulauf und Ablauf beprobt und in Mischproben auf Indikatorbakterien untersucht. Allerdings wurden keine Durchflüsse gemessen, so dass keine frachtgewichteten, sondern konzentrationsbezogene Wirkungsgrade angegeben werden. Diesbezüglich wurde eine Konzentrationsabminderung vom Filterzulauf zum Filterablauf für Gesamtcoliforme, Fäkalcoliforme und Fäkalstreptokokken von 1,1 log-Stufen bis 2,7 log-Stufen festgestellt.

Demgegenüber geben Grotehusmann et al. (1999) in Untersuchungen an der Bodenfilteranlage Neuweiler / Alsdorf wesentlich geringere Wirkungsgrade für vergleichbare Parameter von 0,1 log-Stufen bis 0,8 log-Stufen an. Auch hier handelte es sich um konzentrationsbezogene, nicht frachtbezogene Wirkungsgrade. Es wurden jeweils Mischproben aus dem Filterzulauf und dem Filterablauf von 8 Ereignissen miteinander verglichen.

Diese Ergebnisse können insofern als orientierend gewertet werden, dass RBF Indikatorbakterien zurück halten. Aussagen über die Einflüsse und Mechanismen auf den Hygienisierungsgrad sind aufgrund der geringen Datenbasis jedoch kaum möglich. Die Autoren vermuten diesbezüglich, dass der Hygienisierungsprozess im Wesentlichen auf Sorptions- und Filtrationsvorgängen im Filterkörper basiert.

Im Zuge eines Forschungsprojektes im halbtechnischen Maßstab (IWW 2005) wurden umfangreiche Lysimeteruntersuchungen, auch im Hinblick auf die Hygienisierung von Mischwasser, durchgeführt. Insgesamt wurden sieben Lysimeter betrieben. Diese wurden sowohl mit kommunalem Abwasser, welches mit Trinkwasser verdünnt wurde, als auch mit Mischwasser, welches aus einem Regenüberlaufbecken gepumpt wurde, beschickt. Je nach Lysimeter wurden in Summe zwischen 34 und 59 Beschickungen durchgeführt. Die zeitliche Abfolge der Beschickungen und die hydraulische und stoffliche Belastung wurden in


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Anlehnung an ein Niederschlags-Abfluss-Modell eines fiktiven Einzugsgebietes variiert, um den wechselhaften Verhältnissen großtechnischer Belastungen möglichst nahe zu kommen.

Als Filtersubstrat kamen vier Sande verschiedener Körnung zum Einsatz, die mit Carbonat melioriert waren. Die Autoren geben Eliminationsleistungen für hygienerelevante Bakterien von 0,7 log-Stufen bis 2,5 log-Stufen an. In Ausnahmen wurden bis zu 5 log-Stufen erreicht. Grenzwerte der Badegewässerrichtlinie (EG 1976 und EG 2006) konnten jedoch im Regelfall nicht eingehalten werden. Im Überstau der Filter war kein Eliminationsprozess feststellbar. Die Leistungsfähigkeit nahm mit erhöhter Drosselabflussspende und nach längeren Beschickungspausen ab.

Deutliche Effekte durch Unterschiede des Filtersubstrates waren dauerhaft nicht zu erkennen. Dies wird auf die Ausbildung einer Schmutzdecke auf dem Filter und Biofilmbildung im Filter mit zunehmendem Untersuchungsbetrieb zurückgeführt. Die Autoren vermuten, dass sich dadurch die biotische Adsorption (s.u.) gegenüber den zurückzuhaltenden Bakterien erhöht, wodurch Unterschiede der Substratkörnung überlagert werden.

Eine Akkumulation untersuchter Indikatorbakterien im Filterkörper wurde nicht festgestellt. Es wurde davon ausgegangen, dass das Absterben der Bakterien auf ungünstige Umgebungsbedingungen und Prädatorendruck in erster Linie durch die Fraßtätigkeit von Protozoen, aber auch durch Bakterienviren (Bakteriophagen), während und nach Beendung der Beschickung zurück zu führen ist.

Im Gegensatz zu Retentionsbodenfiltern wurden mehr Untersuchungen zum Keimrückhalt und der Keimelimination in bewachsenen Bodenfiltern von Pflanzenkläranlagen (PKA) für die Behandlung von kommunalem Abwasser publiziert. Diese werden im Weiteren gemäß der englischsprachigen Bezeichnung als constructed wetland (CW) bezeichnet. Ergebnisse derartiger Untersuchungen sind nicht direkt auf die gegebene Problemstellung übertragbar, weil die Betriebsweise und die stoffliche wie hydraulische Belastung in Intensität, Menge und Verteilung von „Abwasserfiltern“ gegenüber RBF grundsätzlich unterschiedlich sind (LFU 2002). Verbindendes Glied ist, dass es sich konstruktiv ebenfalls um Bodenfilter handelt. Prinzipiell erkannte Einflüsse können daher auch Lösungsansätze für RBF geben.

Weitere verwandte Disziplinen stellen die Langsamsandfiltration zur Trinkwasseraufbereitung und Untersuchungen zum Transport von Krankheitserregern / Indikatororganismen im Bodenwasser und in Grundwasserleitern dar.

Hinsichtlich der Untersuchung von CW sind, bezogen auf den Untersuchungsumfang, die Untersuchungen von Hagendorf et al. (2003) hervorzuheben. Es wurden drei Pflanzenkläranlagen auf die Elimination pathogener und apathogener Keime untersucht. Für Vertikal- und Horizontalfilter mit sandig-kiesigen Böden wurden mittlere Eliminationsleistungen von 1,5 log-Stufen bis 2,5 log-Stufen für Indikatorbakterien und Krankheitserreger festgestellt. Im Einzelfall wurden 5 log-Stufen erreicht. Zweistufige Bodenfilter hielten in der Regel mit Eliminationsraten von 3 log-Stufen bis 5 log-Stufen die


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Anforderungen der Badegewässerrichtlinie im Anlagenablauf zuverlässig ein (hier verglichen mit EG 1976).

Die erhöhte Abwassertemperatur im Sommerbetrieb führte im Vergleich zum Winterbetrieb zu einer Erhöhung der Eliminationsleistung der Anlagen um bis zu 1,0 log-Stufe. Mit größeren Zulaufkonzentrationen nahm auch die Eliminationsrate zu, wohingegen mit erhöhter hydraulischer Belastung, d.h. mehrtätiger Überschreitung der hydraulischen Flächenbelastung von 80 mm*d-1 in der Hauptreinigungsstufe, ein Rückgang der Hygienisierungsleistung zu verzeichnen war.

Die Autoren nennen als Leistungsbestimmende Prozesse für die Hygienisierung allgemein die Filtration durch den Filterkörper und Mikroorganismen, die in Biofilmen die Oberflächen der Bodenpartikel und Wurzeln besiedeln. Diese Mikroorganismen können teilweise durch antagonistische (entgegengesetzte) Beziehungen Krankheitserreger eliminieren. Die Prozesse an sich seien jedoch nicht genau untersucht. Als steuerbare Einflussgrößen werden die hydraulische Belastung und die Aufenthaltszeit des zu hygienisierenden Abwassers im Filterkörper genannt.

Hagendorf et al. (2003) beschreiben in Anlehnung an Mathys (1998) weiterhin, dass bisherige Untersuchungen zum Keimrückhalt in bewachsenen Bodenfiltern generell sehr „heterogen“ sind, weil ein einheitliches „Studiendesign“ fehlt, um statistische Methoden anwenden zu können. Vergleichende, quantitative Aussagen zwischen Untersuchungen seien daher nur eingeschränkt möglich.

Auch nach Untersuchungen von Ausland et al. (2002) an einer Pilotanlage mit 14 Filtern hing der Keimrückhalt in erster Linie von der Aufenthaltszeit des Wassers im Filterkörper, aber auch von der Korngröße des Filtersubstrates ab. Untersucht wurden Filtersande mit Korngrößen von median 0,65 mm bis 2,8 mm, wobei der feinste Sand die weitaus größten Bakterienrückhalte aus Abwasser bewirkte. Eine Temperaturabhängigkeit konnte hingegen nicht festgestellt werden.

Höner et al. (1996) führen verminderte Keimreduktionen ebenfalls auf verminderte Aufenthaltszeiten zurück. Van Buuren et al. (1999) geben an, dass die Eliminationsleistung bezüglich Fäkalcoliformer von CW mit niedrigen pH-Werten, erhöhten Temperaturen, aeroben Bedingungen und feinerem Filtersubstrat zunimmt. Van Cuyk et al. (2001) betonen basierend auf halbtechnischen Untersuchungen zu Vertikalfiltern für die Abwasserreinigung, dass es zu keiner Akkumulation von Fäkalcoliformen im Filter kommt und dass Rückhalt und Elimination hauptsächlich in den oberen Filterschichten stattfinden.

Der Hygienisierungsprozess in Bodenfiltern basiert prinzipiell auf dem Rückhalt und der Elimination von Krankheitserregern. Dabei handelt es sich um eine Kombination vieler physikalischer, chemischer und biologischer Teilprozesse (Grobe et al. 2003), die nicht isoliert, sondern überlagert, und dadurch nicht klar trennbar, ablaufen. So werden auch Rückhalt und Elimination parallel und / oder überlagert ablaufen. Für die Gewinnung einer


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Übersicht erscheint es jedoch sinnvoll, in den theoretischen Grundlagen und den daraus abgeleiteten Untersuchungsschwerpunkten eine Trennung vorzunehmen.

Dahingehend werden die wesentlichen Rückhaltemechanismen in CW und RBF in der Filtration und in der Adsorption von Zellen an das Filtersubstrat gesehen (Williams et al. 1995, Green et al. 1997, Logan et al. 2001, IWW 2005). Hinsichtlich der Keimelimination werden antagonistische Beziehungen zu anderen autochthonen (beheimateten) und allochthonen (standortfremden) Mikroorganismen im Filterkörper genannt. Diesbezüglich wurden in der Prädation durch Protozoen eliminierende Mechanismen erkannt (Green et al. 1997, Decamp et al. 1999, Bomo et al. 2004, IWW 2005, Wand et al. 2007, u.a.).

Weiterhin wird auch dem Parasitismus durch Bdellovibrionen („räuberische Bakterien“, s.u.) und Bakteriophagen eine Bedeutung zugewiesen. Parasitäre Beziehungen sind jedoch in Bodenfiltern bislang weniger untersucht worden als die Prädation und Phagozytose (Zersetzung durch enzymatische Verdauungsprozesse) durch Protozoen, sofern die Prädation nicht auch als eine Art von Parasitismus definiert wird. Der natürliche Tod, Nahrungsmangel, das Absterben durch ungünstige Umweltbedingungen und vermutlich Antibiose durch mikrobielle und pflanzliche Toxine stellen weitere Prozesse dar (Preuß et al. 1995, Green et al. 1997, Ottová et al. 1997, Stottmeister et al. 2003, u.a.).

Die genannten Überbegriffe zu bislang bekannten und / oder vermuteten Mechanismen des Hygienisierungsprozesses in Bodenfiltern (CW und RBF) lassen sich gemäß Abbildung 4 zusammenfassen. Nachfolgend wird auf die Mechanismen und deren Einflüsse näher eingegangen.

Wesentliche Mechanismen der Hygienisierung in Bodenfiltern

physikalisch – chemisch – biologisch

Rückhaltdurch

FiltrationAdsorption

Eliminationdurch

Prädation / Parasitismus / (Antibiose)natürlicher Tod

ungünstige Umweltbedingungen

Wesentliche Mechanismen der Hygienisierung in Bodenfiltern

physikalisch – chemisch – biologisch

Rückhaltdurch

FiltrationAdsorption

Eliminationdurch

Prädation / Parasitismus / (Antibiose)natürlicher Tod

ungünstige Umweltbedingungen

Abbildung 4: Mechanismen der Hygienisierung in Bodenfiltern

Rückhalt: Filtrations- und Adsorptionsprozesse von Bakterien wurden vornehmlich in Grund- und Bodenwasser untersucht (Harvey et al. 1989, Matthess et al. 1991, Powelson et al. 2001, Michels 2005, u.a.). In diesem Zusammenhang werden biotische und abiotische Kolloide (Partikel) unterschieden, wobei unter den biotischen Kolloiden oder Biokolloiden Viren, Bakterien, Protozoen und Algen verstanden werden.


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Die Filtration wird in Flächenfiltration und Raumfiltration unterschieden. Bei der Flächenfiltration sind die Poren des Filters zu klein, als dass Kolloide in den Filterkörper eindringen könnten. Es bildet sich ein Filterkuchen, durch den bei Anlagerung weiterer Partikel immer kleinere Kolloide, so auch Biokolloide, zurückgehalten werden können. Bei der Raumfiltration können die Kolloide aufgrund ihrer geringeren Größe als die Poren in die Filtermatrix eindringen.

Die Raumfiltration wird in die rein mechanische Siebfiltration und die physiko-chemische Filtration unterschieden. Die sogenannte Siebfiltration ähnelt der Flächenfiltration. Allerdings bleiben die Kolloide nicht an der Filteroberfläche, sondern an Engstellen im Filterkörper zurück. Diesbezüglich zeigen Größenvergleiche zwischen Biokolloiden und Porenkanaldurchmessern (vgl. Kapitel 5.4.2), dass allein durch die mechanische Filtration Kolloide in der Größe von Bakterien und Viren in Sanden und Kiesen nicht oder nicht vollständig zurück gehalten werden können (Althaus et al. 1982, Logan et al. 2001). Beispielsweise kann die Größe von E.coli (stäbchenförmig) mit ca. 1*3 µm (Madigan et al. 2006) angenommen werden. Die Versickerung des Wassers findet jedoch hauptsächlich im wesentlich größeren Grobporensystem (s.u.) mit einem Porenäquivalenzdurchmesser von mehr als 10 µm statt (Fehr et al. 2003).

Die physiko-chemische Filtration kommt zum tragen, wenn die Partikel gegenüber den Poren sehr klein sind, wie es für Biokolloide in der Regel der Fall ist (Michels 2005). Es handelt sich um einen Adsorptionsprozess, der durch zufälligen Kontakt zwischen Partikel und Substrat beruht und im Fall von Biokolloiden auf elektrostatischen Anziehungen (Coulomb’sche Kräfte) und van-der-Waals-Kräften basiert (Matthess et al. 1991). Viele Bakterien besitzen eine negativ geladene Oberfläche (Van Schie et al. 1999, Schlegel 2006) und werden daher prinzipiell von den meist negativ geladenen Bodenpartikeln abgestoßen.

Daher können die Ionenstärke und die Ionenart des Wassers einen Einfluss auf die Bindung zwischen Filtersubstrat und Bakterium besitzen (Matthess et al. 1991). Bei großen Kationenkonzentrationen (z.B. mit Ca2+) kann sich die Affinität negativ geladener Kolloide und Biokolloide zu negativ geladenen Bodenpartikeln durch die Anlagerung von Kationen erhöhen. Weiterhin kann die Adsorption von Biokolloiden vom pH-Wert (Rittmann et al. 1980, McEldowney et al. 1986b) abhängen. Rittmann et al. beobachteten in labormaßstäblichen Biofilmreaktoren mit höheren pH-Werten (> 8) Desorptionserscheinungen.

Von der physiko-chemischen oder auch abiotischen Adsorption ist weiterhin die biotische Adsorption zu unterscheiden. Diese beruht auf der Anheftung durch schleimige extrazelluläre polymere Substanzen (EPS), die von einem Biofilm auf dem Substrat zur Verfügung gestellt und auch von den frei beweglichen Bakterien ausgeschieden werden. Eine klare Trennung zwischen biotischer und abiotischer Adsorption ist jedoch kaum möglich.

Die EPS-Ausscheidung hängt vom physiologischen Zustand der Bakterien, der Bakterienart und den Milieubedingungen (Temperatur, Feuchtigkeit, pH-Wert, Nährstoffversorgung) ab und kann bei ungünstigen Lebensbedingungen auch als Schutzmaßnahme fungieren (Bitton


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et al. 1980, McEldowney et al. 1986a, Matthess et al. 1991, Mayer et al. 1999, Flemming et al. 2001, u.a.). Verglichen mit Bakterien werden Viren hauptsächlich durch Adsorption zurückgehalten. Diesbezüglich bieten Biofilme bzw. EPS für Viruspartikel gute Bindungsmöglichkeiten (Bitton et al. 1992).

Flemming et al. (2002) definieren EPS als charakteristische biologische Makromoleküle (Biopolymere) mikrobiellen Ursprungs. Die Zusammensetzung besteht aus Polysacchariden, Proteinen, Nukleinsäuren, Lipiden und Huminsäuren (Mayer et al. 1999). EPS können als eine gelartige Masse angesehen werden. Sie formen den Raum zwischen den Zellen und gelten als Schlüsselmoleküle für die Struktur, Funktion und Organisationsform von Biofilmen, deren Ausbildung maßgeblich von der Nährstoffversorgung abhängt (Flemming et al. 2002).

Die Biofilme können Poren verengen oder ganz verschließen, so dass es neben erhöhter biotischer Adsorption auch zu einer effektiveren Siebfiltrationswirkung kommen kann. Als nachteilig ist jedoch zu bewerten, dass die Porenverengung mit einer Verringerung der hydraulischen Leitfähigkeit durch die so genannte mikrobielle oder biologische Kolmation des Filters einhergeht (Bitton et al. 1992, Schwarz et al. 2003, u.a.).

Darüber hinaus besitzen Bakterien die Fähigkeit, sich mit anderen Bakterien eigener und fremder Spezies oder mit organischen Substanzen im Wasser zu verbinden, so dass größere Aggregate ausgebildet werden können, die wiederum besser filtrierbar und / oder sedimentierbar sind. Dabei kann die Verbindung wiederum über EPS hergestellt werden (IWW 2005).

Weiterhin können hydrophobe Eigenschaften vieler Bakterien ihre Filtrationseigenschaften beeinflussen. Die Hydrophobie ergibt sich aus der Lipiddoppelschicht der äußeren Zellwandmembran gramnegativer Bakterien (Schlegel 2006). Unter anderem diese Eigenschaft wird für die generelle Affinität vieler Mikroorganismen zu Luft-Wasser-Grenzflächen verantwortlich gemacht. Die Hydrophobie vieler Mikroorganismen weist nach Michels (2005) darauf hin, dass sich das Transportverhalten von Mikroorganismen in ungesättigten porösen Medien zu wassergesättigten Medien ändern kann. Weiterhin ist bei ungesättigten Verhältnissen zu beachten, dass Luft die Kornzwischenräume verengt, was den Kolloidtransport verringern bzw. die Filterwirkung erhöhen kann (Gisi et al. 1990, Michels 2005).

Matthess et al. (1991) erwähnen weiterhin, dass die Anheftung und Rückhaltung von Mikroorganismen auch von der Oberflächenbeschaffenheit des Filtermediums (raue, glatte Struktur), spezifischen Bakterieneigenschaften (Größe, Mobilität, Oberflächeneigenschaft, Vorhandensein von Pili und Fimbrien) und, wie bereits erwähnt, dem physiologischen Zustand der Mikroorganismen abhängen kann. So beobachteten Decamp et al. (2001), dass in CW vorgeschädigte Bakterien effektiver aus Abwasser entfernt werden konnten als intakte Bakterien.

Adsorptionsprozesse sind prinzipiell reversibel. Daher können an die Bodenmatrix angelagerte Kolloide (biotische wie abiotische) auch wieder in Suspension gehen und


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verlagert oder ausgetragen werden (Leon-Morales et al. 2004, Michels 2005, u.a.). Verlagerungs- bzw. Transportmechanismen hängen dabei neben den Kolloid- und Filtereigenschaften (Porengröße, Oberflächeneigenschaften des Filterkorns) von der Filtergeschwindigkeit bzw. der auf die Kolloide wirkenden Schubkräfte ab.

Hinsichtlich des Transportes ist weiterhin von Interesse, ob im Filterboden präferenzielle Fließwege durch die Ausbildung von Sekundärporen („Makroporen“) vorliegen, was jedoch bei sandigen Filtersubstraten, wie sie aktuell in RBF eingesetzt werden, unwahrscheinlicher ist als bei nichtbindigen Filtersubstraten (Born 2002). Sandige Filtersubstrate besitzen ein reines Primärporengefüge (Scheffer et al. 2002). Demgegenüber können jedoch in bindigen Böden Sekundärporen in Form von Makroporen ausgebildet werden. Diese können aus Schwundrissen sowie Wurzel- und Tierröhren (Wurmgänge), in denen Wasser präferenziell an dem benachbarten Primärporenbereich vorbeifließen kann, entstehen. Die Einteilung der Porengröße, ausgedrückt als Äquivalenzdurchmesser zylindrischer Kapillare, erfolgt in Feinporen (< 0,2 µm), Mittelporen (0,2 µm bis 10 µm), engen Grobporen (10 µm bis 50 µm) und weiten Grobporen (> 50 µm). Makroporen werden im Bereich der weiten Grobporen eingestuft (Scheffer et al. 2002).

Elimination: Wie bereits erwähnt, wird in Bodenfiltern von Pflanzenkläranlagen in der Prädation von Krankheitserregern durch Protozoen ein bedeutender Eliminationsmechanismus gesehen. In IWW (2005) wird diesem antagonistischen Effekt auch in RBF eine Bedeutung zugesprochen. Protozoen gehören zu den Eukaryoten (ein oder mehrere Zellkerne) und werden als tierische Einzeller angesehen. Viele Protozoen sind Räuber von Bakterien; auch Viren können als Nahrungsquelle dienen (Brackmann 2006).

Protozoen sind die häufigsten Bodentiere natürlicher Böden und gelten als wichtigster Antagonist von Bakterien durch das so genannte „Abweiden“ oder „grazing“ dieser (Gisi et al. 1990). Auch im Belebtschlammverfahren zur Abwasserbehandlung gehören Protozoen zu den wichtigsten Antagonisten von pathogenen und apathogenen Mikroorganismen (Curds 1992). Die Autoren von IWW (2005) geben in orientierenden Untersuchungen diesbezüglich an, dass sich in den untersuchten Lysimetern (s.o.) eine Protozoengesellschaft einstellte, die von Bakterienfressern dominiert war. Es handelte sich hauptsächlich um frei bewegliche Taxa, von denen zahlenmäßig (Nano-)Flagellaten („Geißeltierchen“) eine besondere Rolle zugewiesen wurde. Räuber, die ihrerseits Rauborganismen dezimieren waren nur in geringem Maß zu finden. Vermutet wurde daher, dass es sich um eine Gesellschaft handelte, die vom Nahrungsangebot, in diesem Fall von den verfügbaren Bakterien, bestimmt wurde.

Weitere als relevant vermutete Räuber entstammen der Bakteriengattung Bdellovibrio. Bdellovibrionen sind gramnegative, aerobe, apathogene, parasitische Bakterien, deren Parasitismus sich auf gramnegative Bakterien beschränkt. Insbesondere werden Enterobakterien lysiert. Sie sind kleiner als Ihre Wirtszellen und äußerst beweglich. Bdellovibrionen dringen aktiv durch die Zellwand in den Wirt ein und vermehren sich


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anschließend, was mit der Lyse des befallenen Bakteriums verbunden ist. Sie kommen sowohl im Magen-Darm-Trakt als auch in der Umwelt vor (Edao 2000).

Demgegenüber sind Bakteriophagen (Bakterienviren) unbeweglich. Sie besitzen, wie alle Viren, keinen eigenen Stoffwechsel und sind daher auf den Stoffwechsel der Wirtszelle angewiesen. Nach zufälligem Kontakt kommt es zur Adsorption an die Zellwand des Wirtes. Anschließend wird Phagen-DNA in den Wirt injiziert, in dem es zur Entstehung neuer Phagenpartikel kommt. Die fertigen Viruspartikel werden durch Lysis der Wirtszelle freigesetzt (Schlegel 2006, Madigan et al. 2006). Speziell Coliphagen werden seit den 80er Jahren als Indikator für pathogene Viren diskutiert (vgl. Kapitel 3.2.2).

Gegenüber diesen festen parasitären Beziehungen stellt der Kommensalismus oder die Parabiose eine lose Lebensgemeinschaft dar, in der die Partner, hier Mikroorganismen, ohne direkten Kontakt zu haben, Nährstoffe aus dem gleichen Reservoir beziehen. Tritt Nahrungskonkurrenz auf, kann es zur Verdrängung und Absterben des schwächeren Organismus kommen. Scheidet ein Organismus zusätzlich Hemmstoffe oder abtötende Stoffe aus, wird die Gemeinschaft zwischen Mikroorganismen als Antibiose bezeichnet und die Ausscheidungsprodukte entsprechend als Antibiotika (Madigan et al. 2006). Antibiotische Wechselwirkungen können in Böden jedoch nur bei unmittelbarer Nachbarschaft von Mikroorganismen von Relevanz sein, weil Antibiotika nur in kleinen Mengen vorkommen, biologisch wie chemisch instabil sind und an Bodenkolloide adsorbiert werden (Gisi et al. 1990). Wissing et al. (2002) schätzen dennoch die Antibiose in CW, neben Nahrungskonkurrenz bzw. Nahrungsmangel, Prädation und zeitabhängigem Absterben, als einen weiteren relevanten biologischen Prozess ein.

Verschiedene Autoren geben zudem an, dass die Filterbepflanzung mit Hydrophyten einen positiven Effekt auf den Keimrückhalt dadurch besitzt, dass die Böden besser mit Sauerstoff versorgt und über die Rhizome Toxine mit antibiotischer Wirkung ausgetragen werden (Gersberg et al. 1989, Rivera et al. 1995, Wand et al. 2007, u.a.). Eine ausreichende Sauerstoffversorgung ist wiederum vorteilhaft für viele Protozoen, weil diese zumeist Aerobier sind (Kuttler 1993). Darüber hinaus wird angenommen, dass in der Wurzelzone vermehrt Bakterien mit antibiotischen Eigenschaften auftreten können (Ottová et al. 1997). Decamp et al. (2000) vermuten derartige Effekte in CW auch durch Pilze. Allerdings wurden in anderen Untersuchungen keine Vorteile von bepflanzten zu unbepflanzten Bodenfiltern festgestellt (Karathanasis et al. 2003, Vacca et al. 2005). Der Pflanzeneinfluss wird daher nach wie vor kontrovers diskutiert.

Neben der Nahrungskonkurrenz und dem Nahrungsmangel werden speziell für die Verhältnisse in Bodenfiltern die Milieubedingungen pH-Wert, Temperatur, Sauerstoffkonzentration und der Wassergehalt („Trockenstress“) genannt, die das Wachstum bzw. Überleben von apathogenen und pathogenen Mikroorganismen beeinflussen können. Die komplexen Zusammenhänge sind artspezifisch und abhängig vom physiologischen Zustand der Organismen und sind daher nicht generalisierbar. Darüber hinaus beeinflussen die Milieubedingungen wiederum die biologischen antagonistischen Effekte der


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Filterbiozönose. Diese Effekte können zum Beispiel durch niedrige Temperaturen verringert sein (Preuß et al. 1995), während gleichzeitig bei niedrigeren Temperaturen viele Mikroorganismenpopulationen länger lebensfähig sind (Mitscherlich et al. 1984, Schlegel 2006, Madigan et al. 2006, u.a.). Entscheidenden Einfluss auf mikrobielles Leben hat das Vorhandensein von Wasser. RBF werden intermittierend beschickt. Vermutlich wird daher der mangelnde Wassergehalt im Filterkörper in den Trockenphasen zur Elimination beitragen (IWW 2005).

Viele Krankheitserreger sind zudem Darmbewohner (vgl. Kapitel 3.2.2) und daher im anaeroben Milieu beheimatet (Madigan et al. 2006, Schlegel 2006), weshalb in der Umwelt die oxidative Schädigung einen weiteren Eliminationsmechanismus darstellen kann. Überlagert werden alle Prozesse von dem zeitabhängigen natürlichen Tod der Krankheitserreger. Diesbezüglich und bezüglich antagonistischer Effekte der Filterbiozönose wird daher in den zu Beginn des Kapitels beschriebenen Untersuchungen oftmals die Aufenthaltszeit des zu hygienisierenden Wassers in der Filteranlage als maßgebende Steuergröße für die Hygienisierungsleistung angegeben.

3.2.4.2 Konsequenzen für die eigenen Untersuchungen

Aus der gegebenen Zusammenfassung über den bisherigen Kenntnisstand heraus wird deutlich, dass der Rückhalteprozess nicht singulär bezogen auf einen Mechanismus betrachtet werden kann. Aus diesem Grund wurden mehrere, unterschiedlich aufgebaute Filter parallel untersucht, um eine möglichst große Bandbreite an Einflüssen auf den Rückhalt von Indikatorbakterien zu erfassen und daraus praxisrelevante Empfehlungen für den Bau und den Betrieb von RBF zu erarbeiten.

Im Wesentlichen bezogen sich die Untersuchungen auf den Einfluss:

- der Sedimentation vor der Filterpassage

- verschiedener, teilweise meliorierter, Filtersubstrate (physikalische und chemische Eigenschaften)

- des Drosselabflusses bzw. der Filtergeschwindigkeit und der Drosselorganregelung

- der hydraulischen Leitfähigkeit und der hydraulischen Sättigung des Filterkörpers

- der Filterkörperstärke und zweistufiger Filter

- der Filterbelastung (stofflich / hydraulisch) und Trockenzeiten

- von pH-Wert, Temperatur, Sauerstoffgehalt und Ionenstärke des zu hygienisierenden Wassers im Filterzulauf und Filterablauf

- extrazellulärer polymerer Substanzen (EPS) im Filterzulauf-/Ablauf und im Filterkörper

- der Sedimentschicht (Filterkuchen)

- von Filterspülungen mit Trinkwasser auf den Bakterienaustrag

- der Indikatorbakterienart


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In den Untersuchungen zum Filtersubstrat stand hinsichtlich der Melioration insbesondere die Frage im Vordergrund, ob durch den Zuschlag von Eisenhydroxid, eingesetzt zur Adsorption von Anionen, auch eine verbesserte abiotische Adsorption, der untersuchten Indikatorbakterien erreicht wird.

Des Weiteren wurden hinsichtlich des Hygienisierungsgrades karbonathaltige mit einem karbonatarmen Filtersand verglichen. In LFU (2002) wird vermutet, dass karbonathaltige Sande für den Keimrückhalt besonders geeignet seien.

Hinsichtlich physikalischer Eigenschaften der Filtersubstrate bildeten die Einflüsse von Korngröße, Korngrößenverteilung, Kornoberfläche, Kornform, Kornlagerung und Porenvolumen Schwerpunkte der Untersuchungen.

Bezogen auf die Elimination von Indikatorbakterien wurden im Wesentlichen die folgenden Untersuchungen zu Einflüssen auf den Hygienisierungsgrad durchgeführt:

- Wachstumsfähigkeit bzw. Vorschädigung und Absterbeverhalten von Indikatorbakterien vor der Filterpassage

- Wachstumsfähigkeit bzw. Absterbeverhalten nach der Filterpassage

- Einfluss von Temperatur, pH-Wert, Sauerstoff und natürlicher UV-Strahlung auf die untersuchten Indikatorbakterienarten

- Einfluss der Aufenthaltszeit im Filterkörper auf den Hygienisierungsgrad

- Zeit- und tiefenabhängiger Verlauf der Filtersubstratbelegung mit Indikatorbakterien und der Gesamtkeimzahl in Abhängigkeit des Beschickungsgeschehens

- Einfluss des Wassergehaltes im Filterkörper auf die Filtersubstratbelegung mit Indikatorbakterien

- Elimination unterschiedlicher Indikatorbakterienarten

- Nahrungsangebot (Kohlenstoff) über die Filtertiefe

- quantitative Untersuchung auf Protozoen und Bdellovibrionen im Filterkörper

Über die quantitative Untersuchung auf mögliche Antagonisten der Indikatorbakterien hinaus wurde versucht, Filter gezielt mit räuberischen Arten zu impfen, um antagonistische Effekte zu verstärken und darüber die Hygienisierungsleistung der Filter zu erhöhen.


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4 MATERIAL UND METHODEN

4.1 Übersicht über die Anlagenstandorte

Die geografische Lage der untersuchten RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage ist in Abbildung 5 markiert. Die Anordnung im jeweiligen Entwässerungssystem sowie die wesentlichen Kenndaten der Anlagen werden in den nachfolgenden Kapiteln beschrieben.

Abbildung 5: Kartenübersicht der Anlagenstandorte

Der RBF Oberelsungen (Stadt Zierenberg) befindet sich nord-westlich in ca. 35 km Entfernung von der Stadt Kassel. Die RBF-Anlagen in den Ortsteilen Kleingladenbach (und Wiesenbach) der Stadt Breidenbach liegen südwestlich in ca. 130 km Entfernung von Kassel. Der RBF Fellenweg (Stadt Fulda) befindet sich hingegen südlich von Kassel in ca. 100 km Entfernung.

Die RBF Oberelsungen (OE) und Kleingladenbach (KB) wurden neu errichtet und mit Untersuchungsbeginn in Betrieb genommen, während der RBF Fellenweg (FW) bereits seit 1994 betrieben wird. In das zu Grunde liegende Forschungsprojekt war ebenfalls der neu


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errichtete RBF Wiesenbach (WB) integriert. Dieser ist nahezu baugleich mit dem RBF Kleingladenbach. Für die Darstellung der wesentlichen Erkenntnisse zur Hygienisierung ist im Rahmen dieser Arbeit die Dokumentation des RBF WB nicht erforderlich, so dass darauf zu Gunsten einer kompakteren Darstellungsform verzichtet wurde.

Die räumlich weitläufige Verteilung der Anlagen bedingte, dass diese zu Beprobungs- und Wartungszwecken in der Regel getrennt angefahren werden mussten. Zusätzlich wurden die RBF-Anlagen online überwacht, um Nachteile der großen Entfernungen teilweise kompensieren zu können. Um derartigen Aufwand zu umgehen, wurde die Lysimeteranlage in unmittelbarer Nähe des Fachgebietes SiWaWi errichtet. Die Anlage befindet sich auf dem Versuchsfeld des Fachgebietes in direkter Nähe des Fachgebietslabors (Gelände der KA Kassel). Dies ermöglichte ein ständiges und schnelles Eingreifen in den arbeitsintensiven Lysimeterbetrieb. Zudem konnte die bereits vorhandene Infrastruktur des Versuchsfeldes in Bezug auf Ver- und Entsorgungsleitungen genutzt werden.

Die Standzeitreaktoren wurden witterungsunabhängig in Räumlichkeiten des Fachgebietslabors aufgestellt und betrieben.

4.2 RBF-Anlagen

4.2.1 RBF Oberelsungen

Unterhalb der teilweise vorentlasteten Ortslage Oberelsungen (AE,b = 22,3 ha) erfolgt der Abschlag des anfallenden Mischwassers ab einem Abfluss QM > 19 L*s-1 zur Kläranlage OE in ein, im Nebenschluss angeordnetes, rundes Fangbecken (FB) mit einem Volumen von VFB = 220 m³. Nach Vollfüllung des Fangbeckens wird das Mischwasser im Zulaufkanal zurück gestaut und über den Beckenüberlauf (BÜ), der als rundkroniges Streichwehr mit anschließendem vertikalen Feinrechen (Stababstand 4 mm) ausgeführt ist, dem Retentionsbodenfilter zugeleitet. In Abbildung 6 ist die zugehörige Systemskizze inklusive eingerichteter Probenahmestellen und Durchflussmessstellen dargestellt.

Das Einzugsgebiet des RBF OE verfügt im Gegensatz zu den weiteren Untersuchungsgebieten über mehrere Entlastungsanlagen. Ca. ein Drittel der befestigten Fläche (AE,b = 6,6 ha) wird über einen Regenüberlauf (Qkrit. = 160 L*s-1) im Siedlungsgebiet oberhalb der RBF-Anlage vorentlastet. Zu den vorentlasteten Gebieten zählt ebenfalls die kleine Ortslage Escheberg (AE,b = 0,7 ha), die über ein eigenes Fangbecken in ein Nebengewässer entlastet.

Oberelsungen besitzt eine eigene kommunale Kläranlage, was für die Ortsteile Kleingladenbach und Fellenweg nicht zutrifft. Die Kläranlage Oberelsungen befindet sich in unmittelbarer Nähe der RBF-Anlage.


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Abbildung 6: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage Oberelsungen

Die Behandlung des Mischwassers erfolgt während der Sedimentation im Retentionsraum und der vertikalen Durchsickerung des Filterkörpers. Über die Dränagesammelleitung wird das behandelte Mischwasser über das Drosselbauwerk (DBw) mit anschließendem Ablaufkanal dem Gewässer (Dase) zugeführt. Durch einen variabel einstellbaren Drosselabfluss können die Filtergeschwindigkeit und die Aufenthaltszeit des Wassers im Filterkörper beeinflusst werden. Bei Erreichen des Stauziels erfolgt der Abschlag des Mischwassers über eine Dammscharte (Filterüberlauf FÜ) in das Gewässer. Durch die Anordnung des Filterüberlaufes im Filterbecken gegenüber dem Einlaufbauwerk kann der RBF Oberelsungen gemäß DWA (2005) als Durchlauffilterbecken (DFiB) bezeichnet werden. Die weiteren untersuchten RBF wurden in gleicher Weise ausgeführt.

Die messtechnische Erfassung der Stoffströme erfolgte zulaufseitig im Beckenüberlauf, ablaufseitig im Drosselbauwerk und überlaufseitig am Filterüberlauf. Die eingesetzte Mess- und Probenahmetechnik inklusiver der Aufzeichnungs- und Probenahmeintervalle wird in Kapitel 4.5.1 und in Kapitel 4.6 beschrieben.

Physikalische und chemische Eigenschaften des eingesetzten Filtersubstrates können Kapitel 4.7 entnommen werden. Wesentliche Kenndaten der RBF-Anlage und des Einzugsgebietes Oberelsungen sind in Tabelle 6 mit ergänzenden Gewässerdaten zusammengefasst.


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Tabelle 6: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Oberelsungen

Einzugsgebiet Einzugsgebietfläche AE 59,9 ha

befestigte Fläche AE,b 22,3 ha

Einwohner 1.870 E

Vorentlastetes Gebiet (RÜ) Einzugsgebietfläche AE 20,6 ha


Einwohner 710 E

Vorstufe Art der Vorstufe Fangbecken im Nebenschluss

Volumen der Vorstufe VFB 220 m3

Grobentschlammung vertikaler Feinrechen (4 mm) am BÜ der Vorstufe

Filterbecken Retentionsvolumen VRBF 1.4851) (1.598)2) m3

Filteroberfläche ARBF 1.2751) (1.400)2) m2

Max. Überstauhöhe hRR,max 1,0 m

Drosselabfluss3) qDr,RBF (QDr,RBF) 0,01 (12,8) und 0,02 (25,5) L*m-2*s-1 (L*s-1)

Beschickungshöhe hFA 394) m*a-1

Überlaufhäufigkeit n 114) ¾*a-1

Bepflanzung Schilf

Filtersubstrat 701) (80)2) cm, 80 %Sand (0/2 mm), 20 % Kalk (0/2 mm)

Dränage 30 cm Kies (2/8 mm), Vollsickerrohre DN 150

Abdichtung 2 mm PE-HD Folie

Gewässer Dase Gewässer III. Ordnung

Gewässerfolge Dase – Erpe – Twiste – Diemel – Weser

Einzugsgebietsfläche AE,o 27,1 km2

Gewässerlänge ca. 11,0 km 1) nach Bestandsaufnahme 2006/2007, 2) laut Genehmigungsplanung, 3) Betriebseinstellungen im Rahmen der Untersuchungen, 4) berechnet mit SMUSI 4.0s

Der Anlagenbau begann im Oktober 2003 und endete mit der Bepflanzung der Filteroberfläche und dem anschließenden Einstau des Filterbeckens (Anwuchspflege) im April 2004. Die Inbetriebnahme erfolgte nach der Etablierung des Schilfbestandes im Sommer 2005 (vgl. Abbildung 17 in Kapitel 4.8). Im Rahmen einer Bestandsaufnahme wurde das Filterbecken in Zusammenarbeit mit dem Sachgebiet Vermessung an der Universität Kassel aufgemessen.

Der RBF OE verfügt laut Planung über eine geringere Filterkörpermächtigkeit als der RBF KB (vgl. Tabelle 7 im Folgekapitel). In einer Bestandsaufnahme im Rahmen der


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Hygieneuntersuchungen wurde zudem festgestellt, dass die mittlere Stärke nur 0,7 m gegenüber geplant 0,8 m beträgt. Dabei wurden im Zulaufbereich ca. 0,6 m durch Einstechen einer Stahllanze sondiert, während zulauffern ca. 0,9 m bei horizontaler Filterkörperoberfläche sondiert wurden, was auf einen Fehler in der Bauausführung schließen lässt.

Im Herbst 2004 sind Maßnahmen zur Verringerung des Fremdwasseranfalls in der Kanalisation der Ortslage Oberelsungen eingeleitet und bis Frühjahr 2005 umgesetzt worden, so dass bei Inbetriebnahme des RBF Oberelsungen durch Fremdwasser verursachte Betriebsprobleme ausgeschlossen werden konnten.

In Abbildung 7 ist der RBF Oberelsungen mit Blick auf den Filterzulauf nach Fertigstellung (2004) und vor Inbetriebnahme (2005) dargestellt.

Abbildung 7: RBF Oberelsungen mit Blick auf das Einlaufbauwerk (BÜ des vorgeschalteten Fangbeckens) nach Fertigstellung (li.) und vor Inbetriebnahme (re.)

Im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A1 bis A12) sind für alle untersuchten RBF zusätzlich einige der wesentlichen Punkte während der Bauausführung (Erstellen der Basisabdichtung und des Dränagesystems, Einbau des Filtersubstrates und Bepflanzung der Filteroberfläche), dargestellt.

4.2.2 RBF Kleingladenbach

Das Hochwasserrückhaltebecken Breidenstein/Perf wurde in der Vergangenheit als hypertrophes Gewässer mit erheblichen Beeinträchtigungen der Wasserqualität, auch aus hygienischer Sicht, eingestuft. Die gewünschte Nutzung als Badegewässer und zu erwartende weitergehende Anforderungen an die Regenentlastungsanlagen im Einzugsgebiet des Perfstausees führten zur Erweiterung der Entlastungsanlagen in unmittelbarer Nähe des Sees.

Dazu gehörte die Planung von zwei RBF unterhalb der bestehenden Regenüberlaufbecken in den Ortsteilen Kleingladenbach (KB) und Wiesenbach (WB). Die Bodenfilteranlagen sind


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bis auf die Melioration des Filtersandes annähernd baugleich, weshalb der RBF WB an dieser Stelle nicht weiter dokumentiert wird (vgl. Kapitel 4.1).

Der wesentliche Unterschied zwischen dem RBF KB und dem RBF OE besteht darin, dass im Fall des RBF KB der Filtersand für eine erhöhte Phosphorsorption mit Eisenhydroxid melioriert wurde (vgl. Kapitel 4.7). Zudem wurde im Gegensatz zum RBF OE eine 20 cm starke Stützschicht zwischen Dränageschicht und Filterschicht der Körnung 0,1/4 mm verbaut.

Unterhalb der Ortslage KB erfolgt die Zwischenspeicherung des anfallenden Mischwassers ab einem Abfluss QDr > 20 L*s-1 in einem Stauraumkanal mit oben liegender Entlastung (SKO). Nach Vollfüllung des Kanalstauraums von VSKO = 125 m³ wird das Mischwasser über den Beckenüberlauf (BÜ) und einen Verteilerschacht (VS) dem Retentionsbodenfilter zugeleitet. Der BÜ ist wie am RBF OE als rundkroniges Streichwehr mit anschließendem vertikalen Feinrechen (Stababstand 4 mm) ausgebildet. In Abbildung 8 ist die zugehörige Systemskizze mit der Angabe von Beprobungs- und Messstellen dargestellt.

Abbildung 8: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage Kleingladenbach

Die messtechnische Erfassung der Stoffströme erfolgte wie am RBF OE zulaufseitig im Beckenüberlauf, ablaufseitig im Drosselbauwerk und überlaufseitig am Filterüberlauf. Die Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage sind in Tabelle 7 zusammengefasst. Physikalische und chemische Eigenschaften des eingesetzten Filtersubstrates werden in Kapitel 4.7 beschrieben.


35

Tabelle 7: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Kleingladenbach

Einzugsgebiet Einzugsgebietsfläche AE 38,6 ha


Einwohner 718 E

Vorstufe

Art der Vorstufe Stauraumkanal mit oben liegender Entlastung (SKO)

Volumen der Vorstufe VSKO 125 m3

Grobentschlammung vertikaler Feinrechen (4 mm) am BÜ der Vorstufe

Filterbecken

Retentionsvolumen VRBF 6581) (490)2) m3

Filteroberfläche ARBF 5241) (387)2) m2

Max. Überstauhöhe hRR,max 1,0 m

Drosselabfluss3) qDr,RBF (QDr,RBF) 0,01 (5,2), 0,02 (10,4) und 0,03 (15,7) L*m-2*s-1 (L*s-1)

Beschickungshöhe hFA 464) (35)5) m*a-1

Überlaufhäufigkeit n 154) (17)5) ¾*a-1

Bepflanzung Schilf

Filtersubstrat 951) (90)2) cm, 90 % Sand (0/2 mm), 10 % Eisenhydroxid (0,15/2 mm)

Stützschicht 20 cm, Sand (0,1/4 mm)

Dränage 30 cm Kies (2/8 mm), Teilsickerrohre DN 150

Abdichtung 2 mm PE-HD Folie (ursprünglich Bentonitmatten)

Gewässer Gladenbach Gewässer III. Ordnung

Flussgebietsfolge Gladenbach – Perf – Lahn – Rhein Einzugsgebietsfläche AE,o ca. 5,4 km2

Gewässerlänge ca. 5,0 km 1) nach Bestandsaufnahme 2006/2007, 2) laut Genehmigungsplanung, 3) Betriebseinstellungen im Rahmen der Untersuchungen, 4) berechnet mit SMUSI 4.0s, 5) berechnet mit SMUSI 4.0

Der Baubeginn erfolgte im August 2003. Nach Einbau der Basisabdichtung (ursprünglich Bentonitmatten) wurde im Rahmen der ersten Dichtigkeitsprüfung des Filterbeckens Ende April 2004 ein nicht tolerierbarer Wasserverlust festgestellt (vgl. Frechen et al. 2007). Qualitätsmängel konnten seitens des Herstellers der Bentonitmatten ausgeschlossen werden. Da die Ursache für die festgestellten Undichtigkeit vor Ort nicht eindeutig zu ermitteln und folglich der Fehler nicht zu beheben war, wurde die undichte Basisabdichtung durch eine Abdichtung mittels Kunststofffolie (PE-HD), wie sie auch an den Standorten OE und FW zum Einsatz kam, ersetzt. Nach erfolgtem Einbau wurde das Filterbecken erneut einer Dichtigkeitsprüfung unterzogen, als dicht bewertet und zum weiteren Bau freigegeben.


36

Das Dosieren und der Einbau des Filtersubstrates sowie die anschließende Bepflanzung der Filteroberfläche erfolgte im September 2004. Nach der Anwuchspflege wurde die Anlage im Sommer 2005 zeitgleich mit dem RBF OE in Betrieb genommen (vgl. Abbildung 17 in Kapitel 4.8). Im Rahmen einer Bestandsaufnahme wurde das Filterbecken ebenfalls in Zusammenarbeit mit dem Sachgebiet Vermessung an der Universität Kassel aufgemessen.

In Abbildung 9 ist der RBF Kleingladenbach mit Blick auf den Filterzulauf nach der Fertigstellung (2004) und vor Inbetriebnahme (2005) dargestellt.

Abbildung 9: RBF Kleingladenbach mit Blick auf den Filterzulauf nach Fertigstellung (li.) und vor Inbetriebnahme (re.)

4.2.3 RBF Fellenweg

Der RBF Fellenweg (Stadt Fulda) wird bereits seit 1994 betrieben. Die wissenschaftliche Betreuung seitens des Fachgebietes von 1994 bis 1998 wurde nach Abschluss des Pilotprojektes „Weitergehende Regenwasserbehandlung durch Siebung und Bodenfiltration“ (Frechen et al. 2000) im Oktober 2002 wieder aufgenommen.

Der wesentliche Unterschied dieses RBF zu den zuvor beschriebenen Anlagen besteht darin, dass bindiges Filtersubstrat mit einer Stärke von 80 cm in Form des anstehenden Bodens über einer Stützschicht von 40 cm Sand der Körnung 0,1/4 mm verbaut wurde (vgl. Tabelle 9). Diese Stützschicht bleibt während der Trockenphasen der Filteranlage eingestaut, weil ein Austrocknen des Filterkörpers befürchtet wurde. Nach heutigem Kenntnisstand ist dieser Teileinstau nicht erforderlich. Weil jedoch keine negativen Einflüsse feststellbar waren, wurde zur Wahrung konstanter Verhältnisse diese Betriebsweise nicht verändert.

Unterhalb des Einzugsgebietes des Retentionsbodenfilters wird am Fellenweg der Querschnitt des Mischwasserkanals am Stauraumkanal mit untenliegender Entlastung (SKU) von DN 1200 auf DN 600 reduziert. Weil das Planungsziel der angeschlossenen befestigten Fläche von AE,b = 20,8 ha noch nicht erreicht ist, wurde der maximale Abfluss zur Kläranlage nochmals durch eine Schütztafel verringert, um im Rahmen der RBF-Untersuchungen


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häufiger Einstauereignisse zu bewirken. Die eingebaute Schütztafel ist im Anhang zu diesem Kapitel dargestellt (Abbildung A12).

Die Zwischenspeicherung des anfallenden Mischwassers erfolgt ab einem Abfluss von QDr > 34 L*s-1 in dem SKU. Nach Vollfüllung des Kanalstauraums mit einem Volumen von VSKU = 78 m³ wird das Mischwasser über den Stauraumüberlauf (SÜ) mit aufgesetztem horizontalem Feinrechen (Stababstand 4 mm) entlastet und mittels Umlenkbauwerk auf den RBF geleitet. In Abbildung 10 ist die zugehörige Systemskizze mit der Angabe von Beprobungs- und Messstellen dargestellt.

Abbildung 10: Systemskizze mit Beprobungs- und Messstellen der RBF-Anlage Fellenweg

Die messtechnische Erfassung der Stoffströme erfolgte zulaufseitig im Umlenkbauwerk und ablaufseitig im Drosselbauwerk. Eine Beprobung und Durchflussmessung des Filterüberlaufes war nicht vorgesehen. Die Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Fellenweg sind in Tabelle 9 zusammengefasst.

Tabelle 8: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Fellenweg

Einzugsgebiet Einzugsgebietsfläche AE 48,2 Ha

befestigte Fläche AE,b 20,81) (14,5)2) Ha

Einwohner 1.6001) (1.035)2) E

Vorstufe

Art der Vorstufe Stauraumkanal mit unten liegender Entlastung (SKU)

Volumen der Vorstufe VSKU 78 m3

Grobentschlammung Horizontaler Feinrechen (4mm) auf dem BÜ der Vorstufe


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Tabelle 9: Kenndaten und Bemessungsgrößen der RBF-Anlage Fellenweg (Fortsetzg.)

Filterbecken

Retentionsvolumen VRBF 768 (786)3) m3

Filteroberfläche ARBF 627 m2

Max. Überstauhöhe hRR,max 0,95 (0,98)3) m Drosselabfluss4) qDr,RBF (QDr,RBF) 0,01 (6,3) und 0,02 (12,6) L*m-2*s-1 (L*s-1)

Beschickungshöhe hFA -5) m*a-1

Überlaufhäufigkeit n -5) ¾*a-1

Bepflanzung Schilf

Filtersubstrat 80 cm bindiger Boden

Stützschicht 40 cm Sand (0,1/4 mm)

Dränage 20 cm Kies (2/8 mm), Vollsickerrohre DN 150

Abdichtung 2 mm PE-HD Folie

Gewässer Ronsbach Gewässer III. Ordnung

Flussgebietsfolge Ronsbach – Fulda – Weser

Einzugsgebietsfläche AE,o ca. 5,3 km2

Gewässerlänge ca. 4,3 km 1) Planung, 2) Istzustand, 3) Daten aus der ersten Untersuchungsphase (bis 1998), 4) Betriebseinstellungen im Rahmen der Untersuchungen, 5) in Smusi 3.1 (Bemessungsgrundlage 1992) nicht implementiert

In Abbildung 9 ist der RBF FW mit Blick auf den Filterzulauf nach der Fertigstellung (1993) und vor Beginn der zweiten Untersuchungsphase (2002) dargestellt.

Abbildung 11: RBF Fellenweg mit Blick auf den Filterzulauf nach Fertigstellung (li.) und vor Beginn der zweiten Untersuchungsphase (re.)


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4.3 Lysimeteranlage

Wie in Kapitel 2 erläutert, wurde in Erweiterung zu den Untersuchungen an den großtechnischen RBF-Anlagen eine Lysimeteranlage auf dem Gelände der Zentralkläranlage Kassel errichtet.

Insgesamt wurden acht Lysimeter (Rundbehälter) aufgebaut. Die Hauptkenndaten (Höhe und Durchmesser) der Säulen wurden so ausgelegt, dass der großtechnische Filteraufbau (Dränageschicht und Filtersubstrat) sowie der darüber liegende Retentionsraum nachgebaut werden kann. Die zulaufseitige Beschickung und ablaufseitige Drosselung der Säulen ist in Volumen und Intensität variabel gestaltet, so dass unterschiedlichste Betriebsweisen simuliert und deren Einfluss auf die Leistungsfähigkeit untersucht werden können.

Der Vertikalschnitt einer Lysimetersäule setzt sich aus einer 20 cm starken Dränageschicht (Kies 2/8 mm) und der darauf aufbauenden Filterschicht von 100 cm zusammen. Über der Filterschicht befindet sich der Retentionsraum mit einer maximalen Höhe von ebenfalls 100 cm. Der Lysimeterdurchmesser beträgt 120 cm. Die Bepflanzung der Filteroberfläche wurde optional vorgesehen, erwies sich im Rahmen dieser Untersuchung jedoch nicht als Ziel führend. Die Bepflanzung wurde daher nach Untersuchungsende im September 2007 für zukünftige Forschungsprojekte durchgeführt.

Für Untersuchungen, die den Einfluss von geringen Wassergehalten im Filterkörper auf die Elimination der untersuchten Indikatorbakterien und auf die Bildung von extrazellulären polymeren Substanzen (EPS) betrafen (vgl. Kapitel 5.4.8), wurden einige Lysimeter temporär überdacht.

In vier der acht Lysimeter wurde das identische Filtersubstrat der großtechnischen RBF-Anlagen eingebaut. Lysimeter 1 und 2 entsprechen diesbezüglich dem RBF Kleingladenbach (und dem RBF Wiesenbach) ohne Melioration mit Eisenhydroxid, Lysimeter 3 entspricht dem RBF Oberelsungen und Lysimeter 4 dem RBF Kleingladenbach mit der entsprechenden Melioration (vgl. Abbildung 12 und Abbildung 14). Ergänzt wurden vier weitere Lysimeter, in denen gröbere Substrate mit gebrochener oder runder Kornform und ein Lavasand eingebaut wurden. In Kapitel 4.7 werden die physikalischen und ausgewählte chemische Eigenschaften aller eingesetzten Filtersande zusammenfassend beschrieben.

Die Versuchsanlage wurde auf dem Gelände der Kasseler Zentralkläranlage errichtet. Dazu wurde die Fläche des bereits bestehenden Versuchsfeldes des Fachgebietes ausgeweitet und zur Lastaufnahme der Lysimeteranlage fundamentiert. Der Standort wurde so gewählt, dass der Versuchsstand je nach Versuchsdurchführung mit dem Zulauf zur Vorklärung (ZVK), mit Trinkwasser (TW) und/oder Betriebswasser (BW) der KA Kassel versorgt werden kann. Bei dem Betriebswasser handelt es sich um den Ablauf der Nachklärung Kassel, der nach einer Sandfiltration über UV-Bestrahlung hygienisiert wird. Das Zulaufwasser zur Vorklärung passiert zuvor die Rechenanlage der KA Kassel (3 Kletterrechen, Spaltweite 25 + 8 mm) und einen belüfteten Sand- und Fettfang.


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Das aus dem Versuchsstand abfließende Wasser wurde dem Zulauf zur Vorklärung der KA Kassel zugeführt. Die Lysimeteranlage verfügt über zwei Vorlagebehälter. Ein Absetzbecken dient zur Einstellung der gewünschten Feststoffbelastung im Zulauf der Säulen. Es ist als Durchlaufbecken konzipiert. In einem nachgeschalteten Mischbecken können die oben genannten Fraktionen beliebig vermischt werden, um die je nach Versuchseinstellung gewünschten Stoffkonzentrationen für die Beschickung der Lysimeter einzustellen.

Als Zielgröße für die Konditionierung des Filterzulaufes wurde der chemische Sauerstoffbedarf in der homogenisierten Probe (CCSB) gewählt. Es zeigte sich, dass die CSB-Konzentration gegenüber den weiteren analysierten Abwasserparametern (vgl. Kapitel 4.6) am deutlichsten mit der Konzentration von Indikatorbakterien korrelierte (vgl. Kapitel 5.2). Zudem lag für diesen Parameter aus vorangegangenen Messkampagnen auf dem Versuchsfeld des Fachgebietes SiWaWi die größte Erfahrung hinsichtlich der Belastung des Zulaufes zur Vorklärung der KA Kassel vor, was die Wahl des richtigen Mischverhältnisses für die jeweilige Abwasserkonditionierung erleichterte. Die Konditionierung des Abwassers wurde ausschließlich in der zweiten Tageshälfte (12:00 Uhr bis 00:00 Uhr) durchgeführt, weil in der restlichen Zeit Trübwasser aus der anaeroben Schlammstabilisierung der KA Kassel in den Zulauf der Vorklärung gepumpt wird, was mit, für den Lysimeterbetrieb zu hohen, Konzentrationen von Ammoniumstickstoff einhergegangen wäre.

Für die Abwasserkonditionierung konnten das Absetzbecken und das Mischbecken der Lysimeteranlage im Bedarfsfall durch Rührwerke voll durchmischt werden. Das Mischbecken wurde so bemessen, dass mit einer Befüllung alle Lysimeter mit einer Beschickungshöhe von 1,0 m beaufschlagt werden können. Dadurch wurde gewährleistet, dass alle Lysimeter in einer Beschickung (Schwallbeschickung) mit der gleichen Stoffkonzentration beaufschlagt wurden.

Aus dem Mischbehälter fördern Zulaufpumpen (Tauchpumpen) getrennt in die Lysimeter, deren Beschickungshöhe über Kugelhähne je nach Betriebseinstellung variiert wird. Sollen die Lysimeter mit konstanter Überstauhöhe betrieben werden, wird über einen Überlauf das Beschickungswasser in das Mischbecken zurückgeleitet.

Nach Durchströmung des Filterkörpers wird der Ablauf in einer Dränageleitung gesammelt und mittels Magnetdosierpumpen gedrosselt. Je nach Betriebseinstellung wird der Drosselabfluss über die Pumpenleistung variiert.

Die Ansteuerung der Ablaufpumpen wird über die Messung der Piezometerhöhe in einem Standrohr außerhalb jeder Lysimetersäule mittels Drucktransmittern realisiert, wobei das Standrohr an die Dränageschicht angeschlossen ist (kommunizierende Röhre). Sind die Filterkörper nach der Beschickung durchströmt, steigt der Wasserstand in den Standrohren, wodurch die Drosselpumpen freigeschaltet werden. Fällt der Wasserstand unter ein vorgebbares Minimalniveau bei Entleerung der Lysimeter, werden die Pumpen ausgeschaltet, um ein Trockenlaufen dieser zu verhindern (vgl. Kapitel 5.4.2). Durch


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Erhöhung des Minimalniveaus zur Pumpenabschaltung konnten die Lysimeter bei Bedarf auch im Teileinstau betrieben werden.

In Abbildung 12 ist die Systemskizze der Lysimeteranlage mit der Angabe von Beprobungsstellen dargestellt.

Abbildung 12: Systemskizze mit Beprobungsstellen der Lysimeteranlage, Draufsicht

Vor und nach jeder Beschickung der Lysimeter wurde der komplette Ablaufstrang der Versuchsanlage (Pumpen und Leitungen) mit Trinkwasser gespült, um die Bildung von Biofilmen und eine mögliche Akkumulation von Krankheitserregern zu unterbinden.


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Sämtliche Prozesse (Beschickung, Drosselung, Probenahme, Datenerfassung) werden über die speicherprogrammierbare Steuerung der Anlage ausgeführt.

In Abbildung 13 ist die Systemskizze einer Lysimetersäule im Vertikalschnitt mit Angabe der Mess- und Probenahmestellen dargestellt.

Abbildung 13: Systemskizze (Vertikalschnitt) einer Lysimetersäule mit Grundmaßen, Maße in mm (Rohrleitungen und Instrumente gemäß DIN 28004-3)

Die Beprobung der Anlage erfolgte zulaufseitig (PNFZ) im Mischbehälter und im Retentionsraum und ablaufseitig nach der Drosselpumpe (PNFA). Die Lysimeter sind darüber hinaus mit Probenahmestellen über die Höhe des Filterkörpers (PNProfil) ausgestattet.

Die eingesetzte Mess- und Probenahmetechnik inklusive der Aufzeichnungs- und Probenahmeintervalle wird in Kapitel 4.5.2 und in Kapitel 4.6 ausführlich beschrieben. In Tabelle 10 sind zusammenfassend die wesentlichen technischen Daten der Lysimeteranlage aufgeführt.


43

Tabelle 10: Kenndaten der Lysimeteranlage

Säulengeometrie

Lysimeterhöhe 2,2 m

Lysimeterdurchmesser 1,2 m

Stärke der Filterkörper 1,0 m

Stärke der Dränageschicht 0,2 m

Durchmesser Dränageleitung 50 mm

Vorstufe

Nutzvolumen Absetzbecken 13,0 m3

Nutzvolumen Mischbecken 13,0 m3

Drossel Förderleistung Dosierpumpen 0,0 bis 208 L·h-1

Drosselabflussspende mittels Dosierpumpe bis 0,05 L·m-2·s-1

In Abbildung 14 ist die Lysimeteranlage inklusive Messcontainer nach Aufstellen der Behälter in der Draufsicht dargestellt. Im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A13 bis A15) sind weitere Anlagendetails dargestellt.

Abbildung 14: Lysimeteranlage in der Draufsicht

Mischbecken Absetzbecken

1 2

3 4

5 6

7 8


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4.4 Standzeitreaktoren

Um die Überlebensdauer bzw. die Wachstumsfähigkeit der untersuchten Indikatorbakterien in Mischwasser bzw. konditioniertem Abwasser zu untersuchen, wurden Standzeitversuche zur Sterbekinetik unter verschiedenen Umwelt- und Nährstoffbedingungen im Labormaßstab durchgeführt.

Dazu kamen so genannte Standzeitreaktoren zum Einsatz. Dabei handelte es sich um Rechteckbecken mit einem Nutzvolumen von 100 Liter, die in insgesamt vier Ausführungen als Absetzbecken, Rührreaktor, belüfteter Reaktor und verdunkelter Reaktor parallel betrieben wurden. In Abbildung 15 sind die Reaktortypen stilisiert dargestellt.

Abbildung 15: Typen von verwendeten Standzeitreaktoren

Der belüftete Reaktor war mit einer feinblasigen Belüftung (Membran-Tellerbelüfter) ausgestattet. Der Rührreaktor wurde mittels Rührwerk kontinuierlich durchmischt. Die Reaktoren I bis III wurden dem Tageslicht ausgesetzt; der Reaktor IV wurde lichtdicht abgedeckt. Temperatur, Sauerstoffkonzentration und pH-Wert in den Reaktoren wurden inline erfasst.

In jedes Becken wurde jeweils zu Versuchsbeginn mit Trinkwasser gemischtes Abwasser (Zulauf Vorklärung der KA Kassel) der gleichen Verdünnung eingefüllt. Anschließend wurden die Behälter tageweise beprobt und auf Indikatorbakterien untersucht. Variiert wurden dabei über mehrere Versuchsreihen die Temperaturverhältnisse und die Verdünnungsstufen des konditionierten Abwassers.

Die Versuchsreihe wurde jeweils beendet, wenn hinsichtlich der Konzentration von E.coli und Intestinalen Enterokokken ein Wert von 500 KBE*100 mL-1 bzw. 200 KBE*100 mL-1 unterschritten wurde. Dies entspricht einer ausgezeichneten Wasserqualität für Binnengewässer gemäß EG-Badegewässerrichtlinie (EG 2006), wobei an dieser Stelle orientierend die Zahlenwerte der Richtliniengrenzwerte herangezogen wurden, nicht die Statistik (Perzentil-Bewertung) der Richtlinie (vgl. Tabelle 4 in Kapitel 3.2.3).

Für Gesamtcoliforme Bakterien wurde die Unterschreitung des Leitwertes in der „alten“ EG-Badegewässerrichtlinie (EG 1976) von 500 KBE*100 mL-1 (vgl. Anhang zu Kapitel 3.2.3) als Abbruchkriterium verwendet.


45

In der Versuchsauswertung wurde anschließend die Zeit bestimmt, in der die Abbruchkriterien erreicht wurden. Zusätzlich wurde die Zeit ermittelt, nach der nur noch 10 % der Ausgangskonzentration von Indikatorbakterien bestimmt werden konnte (= Verringerung um 90 % bzw. 1 log-Stufe). Der Wert ist prinzipiell mit der „dezimalen Reduktionszeit“ (D10-Wert, vgl. Schlegel 2006) zur Beschreibung des Abtötungserfolges beispielsweise bei der Desinfektion und der Sterilisation in der (medizinischen) Mikrobiologie vergleichbar.

Zusätzlich zu den mikrobiologischen Untersuchungen wurden in den entnommenen Proben der chemische Sauerstoffbedarf in der homogenisierten Probe (CCSB) und die Konzentration abfiltrierbarer Feststoffe gesamt und organisch (XTS, XorgTS) analysiert (Kurzzeichen gemäß ATV-DVWK-A 198, 2003).

4.5 Messtechnik

4.5.1 RBF-Anlagen

Um Frachtbilanzen erstellen zu können, wurde der Durchfluss im Filterzulauf, -ablauf und -überlauf der untersuchten RBF-Anlagen messtechnisch erfasst. In Verbindung mit den analysierten Stoffkonzentrationen wurden die Stofffrachten berechnet und gemäß der in Kapitel 4.6 beschriebenen Vorgehensweise bilanziert.

Die Bestimmung sämtlicher Durchflüsse erfolgte an den RBF OE, KB und FW über Messwehre, an denen die Überfallhöhe mittels Ultraschallsensoren gemessen wurde. Aus der Beziehung von Überfallhöhe zum Durchfluss der verwendeten Wehre wurden die Flüsse berechnet.

Im Zulauf des RBF OE und des RBF KB wurden vor dem Beckenüberlauf der vorgeschalteten Absetzstufe (vgl. Abbildung 6 in Kapitel 4.2.1 und Abbildung 8 in Kapitel 4.2.2) zwei Ultraschallsensoren, jeweils 1,0 m vom Beginn und vom Ende der Überfallschwelle eingerückt, über der Mittelachse des Mischwasserkanals angeordnet. Hierdurch konnte die maßgebliche Überfallhöhe (hÜ,m) der baugleichen Streichwehre in Anlehnung an Wetzstein (2003) gemäß den folgenden Beziehungen berechnet werden.

Für den Fall, dass die, in Fließrichtung betrachtete (eingerückte) Überfallhöhe am Ende des Streichwehres (hü,u) größer ist als die (eingerückte) Überfallhöhe zu Beginn des Streichwehres (hü,o) ergibt sich die maßgebliche Überfallhöhe zu:

( )o,üu,üo,üm,ü hh32

+h=h - (Gl. 1)

und für hü,u < hü,o

( )o,üu,üo,üm,ü hh31

+h=h - (Gl. 2)


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mit hü,m = Maßgebliche mittlere Überfallhöhe des Streichwehres [mm, m] hü,u = (Eingerückte) Überfallhöhe am Ende des Streichwehres [mm, m] hü,o = (Eingerückte) Überfallhöhe am Beginn des Streichwehres [mm, m]

An der Prüfstelle für Umwelttechnik und Wasserbau der Universität Kassel wurde der Überfallbeiwert (μ) der Wehrschwelle ermittelt. Dieser kann über die folgende Beziehung zur Überfallhöhe und dem Wehrkronenradius angegeben werden:

r*2h+h

*1085,0+5875,0=μS

o,üu,ü (Gl. 3)

mit μ = Überfallbeiwert [-] rS = Radius der Wehrschwelle [mm], hier 170 mm

Der Filterzufluss (QFZ) zum RBF wurde mit der Überfallformel nach Poleni (Bollrich 1996) je Aufzeichnungsintervall berechnet:

23

m,üFZ h*g*2*L*μ*32

=Q (Gl. 4)

mit QFZ = Filterzufluss [m3*s-1, L*s-1] μ = Überfallbeiwert [-] L = Länge der Wehrschwelle [m] g = Erdbeschleunigung [m*s-2]

Am RBF Fellenweg erfolgte die Messung der Wasserstandshöhe im Filterzulauf über eine für diesen Zweck eingebaute halbrundkronige, senkrecht angeströmte Wehrschwelle im Umlenkbauwerk (vgl. Abbildung 10 in Kapitel 4.2.3). Auf Grund der überwiegend senkrechten Anströmung des Wehres war eine Ultraschallsonde zur Erfassung der Überfallhöhe ausreichend und somit die Berechnung einer maßgeblichen Überfallhöhe hinlänglich. Der Durchfluss (Q) wurde direkt aus der Beziehung zur Überfallhöhe (h) – der im Labor ermittelten Q-h-Kennlinie – interpoliert. Die Durchflüsse der Filterabläufe und Filterüberläufe aller Anlagen wurden nach dem gleichen Prinzip ermittelt.

Im Ablauf der RBF OE und KB kam jeweils ein (baugleiches) senkrecht angeströmtes Trapezmesswehr zum Einsatz, während am RBF FW das Messwehr dreiecksförmig ausgebildet war. Die Messung der Überfallhöhe erfolgte in Fließrichtung vor den jeweiligen Wehren. Die über die Überfallhöhe ermittelten Drosselabflüsse der RBF konnten mit elektronisch regelbaren Plattenschiebern geregelt werden, die im Laufe des Untersuchungsbetriebes in den Filterabläufen aller Anlagen nachgerüstet wurden.

Die Filterüberläufe der RBF-Anlagen wurden jeweils mit einer halbrundkronigen Wehrschwelle in leichter V-Form ausgestaltet, um bei kleinen Überlaufmengen im Gegensatz


47

zu einer ebenen Schwelle erhöhte Überfallhöhen und eine damit einhergehende größere Messgenauigkeit zu erreichen. Die Überfallhöhe wurde mittels Ultraschallsensor im Filterbecken, welcher gleichzeitig den Wasserstand im Retentionsraum (hRR) mit dem Bezugsniveau der Filterkörperoberkante wiedergab, gemessen.

Die Q-h-Kennlinien der verwendeten Messwehre sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A16 bis A19) dargestellt.

Ergänzend zu den Durchflüssen wurden an den RBF-Standorten meteorologische Daten (Temperatur und Niederschlag) aufgezeichnet. Am RBF OE wurde darüber hinaus die Temperatur (T), der pH-Wert (pH), die Sauerstoffkonzentration (O2) und die elektrische Leitfähigkeit (LF) während mehrer Einstauereignisse im Filterzulauf und Filterablauf mit inline-Sonden aufgezeichnet. Die Sonden wurden im Zulaufkanal vor der Zulaufschwelle (Beckenüberlauf des vorgeschalteten Fangbeckens) in der Höhe beweglich mit einem Gelenkarm samt Schwimmer angeordnet, um bei Entlastungsereignissen dem steigenden Wasserstand im Zulaufbauwerk zu folgen. Im Filterablauf waren die Sonden seitlich des Ablaufmesswehres eingehängt.

Des Weiteren wurde am RBF FW über eine Drucksonde die Piezometerhöhe (hp) in der Dränage gemessen, um hierdurch ein Schließen des Ablaufschiebers in Abhängigkeit des Wasserstandes im Filterkörper zu ermöglichen. Dies hat den Hintergrund, dass die nichtbindige Stützschicht unter dem bindigen Filtersubstrat während der Trockenzeiten eingestaut bleibt (vgl. Kapitel 4.2.3). Zudem konnte die Druckmessung genutzt werden, um während ausgeprägter Einstauereignisse die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit (kfb) des Filterkörpers in Verbindung mit der Wasserstandshöhe im Retentionsraum zu bestimmen (vgl. Kapitel 5.4.2).

Das Mess- und Speicherintervall betrug für alle Messdaten an allen untersuchten RBF eine Minute (Momentanwertaufzeichnung). Die vollständige Messtechnik wurde an den RBF speicherprogrammierbar gesteuert. Mittels Fernwirkkontrolle waren die Betriebsdaten jederzeit abrufbar und ein Eingreifen in den laufenden Betrieb möglich.

Die hydraulischen Kennwerte und das hydraulische Messkonzept wurden in Zusammenarbeit mit der Versuchsanstalt und Prüfstelle für Umwelttechnik und Wasserbau (VPUW) an der Universität Kassel erarbeitet. Die messtechnischen Profile der Anlagen sind mit den Flussdiagrammen zur Anlagensteuerung im Anhang zu diesem Kapitel (Tabellen A2 bis A4, Abbildungen A20 und A21) aufgeführt.

4.5.2 Lysimeteranlage

An den Lysimetern konnten die Durchflüsse (Q) bzw. Durchflussvolumina (VQ) je Beschickung im Filterzulauf- und Ablauf durch die entsprechenden Pumpen mittels induktiver Durchflussmesser (IDM) kontrolliert werden. Zusätzlich wurde der fehlerfreie Betrieb der Ablaufpumpen über die Aufzeichnung der Piezometerhöhe in der Dränageschicht jedes


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Lysimeters kontrolliert. Die entsprechenden Drucktransmitter wurden auf Höhe der Mittelachse der Dränageleitung angebracht (vgl. Abbildung 13 in Kapitel 4.3) und dienten ebenfalls zur Erfassung hydraulischer Eigenschaften der Filterkörper.

Zusätzlich wurde der Wasserstand im Retentionsraum (hRR) von jeweils einem Lysimeter mittels Druckmessung aufgezeichnet. In Kapitel 5.4.2 werden die Druckmessungen und die daraus abgeleiteten hydraulischen Zielgrößen Infiltrationszeit (ti), betriebliche hydraulische Leitfähigkeit (kfb) und „kapillare Saughöhe“ (hs) näher erläutert.

Zu jeder Lysimeterbeschickung wurde im Filterzulauf und im Filterablauf die Temperatur (T), der pH-Wert (pH), die Sauerstoffkonzentration (O2) und die elektrische Leitfähigkeit (LF) über den anlageninternen Rechner und, je nach Kanalbelegung, zusätzlich über digitale Datenschreiber aufgezeichnet. Bezogen auf den Filterzulauf wurden die entsprechenden Sonden in den Retentionsraum von Lysimeter 1, 10 cm oberhalb der Filterkörperoberkante, eingehängt. Im Filterablauf wurden die Sonden in die Ablaufbehälter von je 2 Lysimetern pro Beschickung eingesetzt (vgl. Abbildung 12 in Kapitel 4.3).

Das Mess- und Speicherintervall betrug für alle Messdaten in Anlehnung an die großtechnischen Untersuchungen eine Minute (Momentanwertaufzeichnung). Das messtechnische Profil der Anlage ist im Anhang zu diesem Kapitel (Tabelle A5) aufgeführt.

4.6 Beprobungsstrategie, Stoffstrombilanzierung und Laboranalytik

Zur Aufstellung der Frachtbilanzen wurden auf den RBF-Anlagen gekühlte, automatische Probenehmer eingesetzt, die im Zulaufkanal vor der Überlaufschwelle zum RBF, im Ablaufbauwerk vor dem jeweiligen Messwehr und am Filterüberlauf vor der Überlaufschwelle Proben in einstellbaren Intervallen zogen. Die Probenahmestellen sind in die jeweiligen Systemskizzen der untersuchten RBF-Anlagen eingetragen (vgl. Kapitel 4.2).

Die Zulaufbeprobung der Retentionsbodenfilter wurde in zwei Intervallbereiche (bis zur ersten Stunde und ab der ersten Stunde eines Ereignisses) aufgeteilt, um so eventuell auftretende Spülstöße im Filterzulauf besser erfassen zu können. Dazu wurde in der ersten Ereignisstunde in Anlehnung an die früheren Untersuchungen am RBF Fellenweg (vgl. Born 2002) ein höher aufgelöstes Probenahmeintervall von 10-Minuten-Mischproben gewählt, während darauf folgend 1-Stunden-Mischproben gezogen wurden. Bei einer Bestückung der Probennehmer mit 24 Flaschen mussten dadurch bei längeren Ereignissen spätestens 19 Stunden nach Ereignisbeginn neue Probenahmeflaschen in die Probenehmer eingesetzt werden. Im Filterablauf wurden kontinuierlich 2-Stunden-Mischproben gezogen.

Die Ansteuerung der Probenehmer erfolgte über die speicherprogrammierbare Steuerung (SPS) der RBF-Anlagen in Abhängigkeit festgelegter Grenzwasserstände an den entsprechenden Probenahmestellen. Der Filterzulauf und der Filterüberlauf wurden mit Beginn des Anspringens ab einer Wasserstandshöhe von 1 mm beprobt. Die Angaben


49

beziehen sich dabei auf die Höhe über dem jeweiligen Messwehr. Die Höhe von 1 mm ergab sich aus der entsprechenden Messungenauigkeit der eingesetzten Ultraschallsensoren.

Der Filterablauf wurde an den RBF OE und KB ab einer Überfallhöhe von größer 20 mm über dem Trapezmesswehr beprobt. Dies entsprach einem Filterablauf von aufgerundet 0,7 L*s-1. Unterhalb dieses Durchflusses handelte es sich um Restwasser, welches teilweise über mehrere Tage nach Ende von Einstauereignissen aus dem Filterkörper dringt. Unterhalb dieses Grenzabflusses wurde die Probenahme entsprechend eingestellt, weil die Erfahrung zeigte, dass die Erfassung des Restwassers keinen relevanten Einfluss auf die Frachtbilanzen hatte.

Das Ereignisende wurde an den RBF OE und KB mit der Unterschreitung der Überfallhöhe von 5 mm definiert, was einem Durchfluss von ca. 0,1 L*s-1 entsprach. Am RBF FW waren demgegenüber das Stoppen der Probenahme und das Ereignisende zeitgleich mit dem Schließen des Ablaufschiebers für den dauerhaften Einstau der nichtbindigen, 40 cm mächtigen Stützschicht des Filters (vgl. Kapitel 4.2.3) verbunden.

Über die angegebenen Grenzhöhen bzw. Grenzdurchflüsse (und das Zufahren des Ablaufschiebers am RBF FW) wurden somit Ereignisbeginn und Ereignisende für die RBF-Anlagen fest definiert. Die Berechnung der Stofffracht (B) im Filterzulauf (FZ), Filterüberlauf (FÜ) und Filterablauf (FA) erfolgte durch Multiplikation der Stoffkonzentration in der jeweiligen Probenahmeflasche (Ci) mit dem gemessenen Durchflussvolumen des zugehörigen Probenahmeintervalls (VQi). Durch die digitale Aufzeichnung von Datum, Zeit, Flaschennummer und Probenanzahl war zu jeder Zeit eine genaue Zuordnung der Proben zum entsprechenden Durchflussvolumen gewährleistet.

Die Gesamtfracht in Zulauf, Überlauf und Ablauf je Ereignis (BE = Ereignisfracht) ergab sich aus der Summe aller Einzelfrachten (n) je Probenahmeintervall und wurde mittels Division durch die jeweilige Filterfläche (AF) auf einen Quadratmeter Filterfläche vereinheitlicht.

Die mathematische Beziehung lässt sich wie folgt ausdrücken:

F

n

1=iii

E A

VQ*C=B∑

(Gl. 5)

mit BE = Spezifische Ereignisfracht [g*m-2, KBE*m-2] Ci = Stoffkonzentration je Probenahmeflasche [mg*L-1, KBE*100 mL-1] VQi = Durchflussvolumen je Probenameintervall [L, m3] AF = Filterfläche [m2]

Zur Berechnung des Ereigniswirkungsgrades der RBF-Anlagen wurde die Ablauffracht in das Verhältnis zur Zulauffracht abzüglich der Überlauffracht (sofern vorhanden) gesetzt. Für die


50

relative, prozentuale Angabe des Ereigniswirkungsgrades (ηE) ergibt sich folgende Beziehung:

100*BB

B100

FÜ,EFZ,E

FA,EE ⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

−−=η (

mit ηE = Ereigniswirkungsgrad [%] BE,FA, BE,FZ, BE,FÜ = Spezifische Ereignisfracht im Filterablauf, -zulauf, -überlauf [g*m-2, KBE*m-2]

Für die Angabe des Hygienisierungsgrades wird im Regelfall die absolute Veränderung als dekadischer Logarithmus angegeben:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=η

FA,E

FÜ,EFZ,EE B

BBlog

-

mit ηE = Ereigniswirkungsgrad [log-Stufe] BE,FA, BE,FZ, BE,FÜ = Spezifische Ereignisfracht im Filterablauf, -zulauf, -überlauf [g*m-2, KBE*m-2]

In dieser Bilanz wurde die Stofffracht des Filterüberlaufes nicht in der Berechnung des Anlagenwirkungsgrades berücksichtigt. Bei Berücksichtigung des Filterüberlaufes ergeben sich die Ereigniswirkungsgrade wie folgt:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

+=η⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−=η

FÜ,EFA,E

FZ,EE

FZ,E

FÜ,EFA,EE BB

Blog.bzw100*

B

BB100 (Gl. 8, Gl. 9)

mit ηE = Ereigniswirkungsgrad [%, log-Stufe] BE,FA, BE,FZ, BE,FÜ = Spezifische Ereignisfracht im Filterablauf, -Zulauf, -Überlauf [g*m-2, KBE*m-2]

Um den mittleren Gesamtwirkungsgrad der Anlagen zu berechnen, wurden die beschriebenen Bilanzen nicht ereignisbezogen, sondern für die Summe aller gemessenen Zulauf- Überlauf- und Ablauffrachten über den gesamten Untersuchungszeitraum durchgeführt.

Zur Angabe der mittleren Ereigniskonzentrationen (CE) wurde die wie zuvor beschrieben hergeleitete Ereignisfracht (BE) der einzelnen Stoffströme durch das jeweilige gesamte Anlagendurchflussvolumen je Ereignis (VQE) geteilt:

E

EE VQ

B=C (Gl. 10)


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mit CE = Mittlere Ereigniskonzentration [mg*L-1, KBE*100 mL-1] BE = Spezifische Ereignisfracht [g*m-2, KBE*m-2] VQE = Durchflussvolumen je Ereignis [m3]

Für die Angabe der mittleren Konzentration der Stoffströme über die gesamte Untersuchungsdauer wurde entsprechend die Summe aller Ereignisfrachten durch die Summe aller Durchflussvolumina je Ereignis geteilt. Dabei wurde in allen Bilanzierungen der auf die Anlagen gefallene Niederschlag vernachlässigt.

Mit Beginn der Beprobung der RBF-Anlagen auf Hygieneparameter (vgl. Kapitel 4.8) wurden die Probenehmer von PE-Flaschen auf Glasflaschen umgestellt. Diese wurden in der Glaswerkstatt der Universität Kassel eigens aus Borosilikatglas gefertigt, welches der Hitzesterilisation unter Dampf in Autoklaven standhält. Nach jedem Ereignis wurden die Probenahmeflaschen durch autoklavierte Glasflaschen ersetzt und die entsprechenden Probenehmer vom Ansaugschlauch über das Dosiergefäß bis hin zum Probenverteiler nach einem vor den Untersuchungen entwickelten Schema mit einem Flächendesinfektionsmittel auf Alkoholbasis desinfiziert und anschließend mit Trinkwasser gespült.

Der Transport der Proben von den bis zu 130 km entfernten RBF-Anlagen in das fachgebietseigene Labor in Kassel erfolgte lichtdicht in Kühlboxen direkt nach Ereignisende bzw. bei längeren Ereignissen spätestens nach Erschöpfung der Probenehmerkapazität von 19 Stunden (s.o.).

Die Benachrichtigung der Dienst habenden Fahrbereitschaft, dass ein Einstauereignis beginnt (Wasserstandshöhe über Zulaufschwelle > 1 mm), erfolgte per SMS auf ein Mobiltelefon. Daraufhin wurde das Laborpersonal von der Fahrbereitschaft informiert, um direkt nach Eintreffen der Proben in Kassel mit den Analysen beginnen zu können.

An der Lysimeteranlage wurde der Beginn einer Beschickung über das Anschalten der Zulaufpumpen und das Ende der Beschickung bzw. des Lysimeterbetriebes über den Abschaltpunkt der Drosselpumpen im Filterablauf definiert. Diese wurden ab einem Wasserstand in der Dränageschicht von 15 cm (oberhalb Säulenboden) abgeschaltet. Für die Bilanzierung der Stoffströme an den Lysimetern wurde vereinfachend angenommen, dass die Speicherwirkung des Filterkörpers und der Dränageschicht konstant sind.

An der Lysimeteranlage wurden zur Erfassung der Zulauf- und Ablaufbelastungen verschiedene Beprobungsstrategien angewendet.

Die Zulaufbeprobung erfolgte als Stichprobe über einen Schöpfbecher aus dem voll durchmischten Mischbehälter (vgl. Abbildung 12 und Abbildung 14 in Kapitel 4.3) direkt vor der Beschickung. Vor der Beprobung des fertig konditionierten Abwassers wurden die Einzelkomponenten (Zulauf Vorklärung, Betriebswasser/Trinkwasser) an ihrer jeweiligen Entnahmestelle beprobt.


52

Um zusätzlich stoffliche und mikrobiologische Prozesse im Retentionsraum zu erfassen, wurde in Lysimeter 1 über die Betriebsphase des Filterkörperüberstaus ein gekühlter automatischer Probenehmer betrieben, der in einer Höhe von 10 cm über der Filterkörperoberkante 2-Stunden-Mischproben zog. Die Probenahmestelle befand sich somit in Nähe der eingehängten inline-Sonden (vgl. Kapitel 4.5.2).

Für die stoffliche Erfassung der Lysimeterabläufe wurde eine eigene Probenahmetechnik entwickelt. Die Beprobung erfolgte über pneumatisch betriebene Dreiwegehähne, deren Stellzeiten über die speicherprogrammierbare Steuerung der Lysimeteranlage frei einstellbar sind. Bei Stellungswechsel wurde der Ablaufstrom kurzeitig in die entsprechende Probenahmeflasche jedes Lysimeters umgelenkt. Das jeweilig zu entnehmende Volumen wurde dabei über die Zeitdauer des Stellungswechsels gesteuert. Die Probenahmeflaschen wurden in einer automatischen Kühleinrichtung untergebracht. In der Glaswerkstatt der Universität Kassel wurden die Probenahmeflaschen auf das Platzangebot in der Kühlung angepasst gefertigt.

Zur Qualitätssicherung wurde in regelmäßigen Zeitabständen die Temperatur in den Proben während des Anlagenbetriebes kontrollierend aufgezeichnet. Zusätzlich standen zwei weitere automatische Probenehmer im Anlagenablauf zur Verfügung, mit denen regelmäßig die Güte der oben beschriebenen Probennahme über die Parallelbeprobung der entsprechenden Lysimeterabläufe kontrolliert wurde.

Diese zusätzlichen Probenehmer dienten darüber hinaus der Erfassung des Konzentrationsverlaufes im Filterablauf ausgewählter Lysimeter je Beschickung. Je nach Laborauslastung kam je Lysimeterbeschickung mindestens einer dieser Probenehmer zum Einsatz. Erfasst wurden jeweils 2-Stunden-Mischproben.

Mittlere Frachten, Konzentrationen und Wirkungsgrade wurden an der Lysimeteranlage prinzipiell identisch hergeleitet wie an den großtechnischen RBF-Anlagen (s.o.).

Die Lysimeter wurden zusätzlich mit Probenahmestellen über die Tiefe des Filterkörpers ausgestattet. Die Beprobung erfolgte über verschließbare Edelstahlröhren mit einem Innendurchmesser von 4 mm (Außendurchmesser 6 mm), die mit einer Länge von 60 cm bis auf die Mittelachse der Lysimeter horizontal in den Filterkörper eingeschoben waren. Die Röhren wurden auf den letzten 10 cm Länge an der Unterseite in einem Abstand von 5 mm mit 1 mm breiten Schlitzen versehen. Dadurch wurde gewährleistet, dass gerade ausreichend viel Wasser für die Probennahme ausströmen konnte, gleichzeitig aber nahezu kein Sand aus dem Filterkörper austrat.

Die Beprobungstechnik wurde in Vorversuchen mit Trinkwasser entwickelt und optimiert. Zu vermuten ist, dass diese Beprobungseinrichtung ein Fehlerpotential dadurch besitzt, das in ihrer unmittelbaren Nähe andere Strömungsgeschwindigkeiten auftreten können als im umgebenden Filterkörper. Auch aus diesem Grund wurden die Probenahmeröhren sehr klein gewählt, um die Homogenität des Filterkörpers möglichst wenig zu stören.


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Bezogen auf die Oberkante des Filterkörpers (OK FK) wurde jeweils 10 cm oberhalb (Retentionsraum), 10, 30, 50, 70 und 95 cm unterhalb der Oberkante des 100 cm mächtigen Filterkörpers und im Filterablauf beprobt. Die Beprobung erfolgte in Stichproben entweder zeitgleich oder über die Tiefe des Filterkörpers zeitlich aufeinander folgend in Abhängigkeit von der über das effektive Porenvolumen geschätzten Abstandsgeschwindigkeit (vgl. Tabelle 21 in Kapitel 5.4.3). Entnommen wurde jeweils ein Liter Probevolumen je Filterschicht. Die Entnahme dieser Menge dauerte ca. 15 Minuten.

Die Beprobungsvorrichtungen über das vertikale Filterkörperprofil wurden so ausgebildet, dass sie in einzelnen Messkampagnen auch für das Einschieben von optischen Sauerstoffsonden genutzt werden konnten, um den Sauerstoffgehalt im Filterkörper inline zu erfassen (vgl. Kapitel 5.4.6).

Die beschriebenen Probenahmestellen der Lysimeteranlage sind in Abbildung 12 bzw. Abbildung 13 (Kapitel 4.3) eingetragen. Die Beprobung erfolgte ausnahmslos in autoklavierbaren Glasflaschen. Alle peripheren Anlagenteile und Probenahmevorrichtungen wurden vor und nach jedem Lysimeterbetrieb mit Trinkwasser gespült. Die automatischen Probenehmer wurden vor dieser Spülung nach dem gleichen Schema wie auf den großtechnischen RBF-Anlagen desinfiziert.

Sämtliche Beprobungseinrichtungen sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A22 bis A25) illustriert.

Alle eingestellten Probenahmeintervalle (Lysimeteranlage und RBF-Anlagen) erfüllten ausnahmslos die Anforderungen einer qualifizierten Stichprobe nach DIN 38402-11 (1995). In Tabelle 11 werden diese Intervalle für die Lysimeteranlage und die RBF-Anlagen zusammenfassend aufgelistet.


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Tabelle 11: Probenahmeintervalle RBF und Lysimeter

RBF Lysimeter Beprobungs-stelle

bis 1.h Ereignis ab 1.h Ereignis Gesamter Beschickungsbetrieb

Filterzulauf

Probe à 2 min 5 Proben/Flasche

1 L Flaschen 10-min Mischprobe


1 L Flaschen 1-h Mischprobe

Stichprobe aus Mischbehälter zusätzlich:



Filterablauf



Probe à 20 min Mischprobe in

2,5 L Flasche/Lysimeter zusätzlich:

2-h Mischprobe wie Filterzulauf

Filterüberlauf



-

Die Analytik in der wässrigen Phase aus den Beprobungen der untersuchten RBF-Anlagen, der Lysimeteranlage und den Standzeitreaktoren wurde vom analytischen Labor des Fachgebietes SiWaWi, welches auf Gelände Kläranlage Kassel angesiedelt ist, durchgeführt.

Die Auswahl von Hygieneparametern erfolgte gemäß den Ausführungen in Kapitel 3.2.3 im Hinblick auf die Badegewässerrichtlinie (EG 1976) und die 2006 in Kraft getretene Novellierung (EG 2006). Die vorrangigen, mit Grenzwerten behafteten Indikatororganismen sind in EG (1976) Gesamtcoliforme und Fäkalcoliforme Bakterien (vgl. Anhang zu Kapitel 3.2.3). Demgegenüber wird in EG (2006) die Überwachung von E.coli und Intestinalen Enterokokken gefordert (vgl. Tabelle 4 in Kapitel 3.2.3). In Voruntersuchungen wurde festgestellt, dass sich die Quantität Fäkalcoliformer zu E.coli kaum unterschied (vgl. Kapitel 3.2.2). Für die Untersuchungen wurden daher letztlich die Indikatorbakterien Escherichia coli, Gesamtcoliforme Bakterien und Intestinale Enterokokken ausgewählt, um neben der „neuen“ auch der „alten“ Badegewässerrichtlinie als Orientierungshilfe weitestgehend gerecht zu werden.

Die Kultivierung und Auszählung der Bakterien erfolgte auf Nährkartonscheiben, auf welche die zu untersuchenden Bakterien mit dem Membranfiltrationsverfahren aufgebracht wurden. Die Konzentration wird in Koloniebildenden Einheiten pro 100 mL Wasser, kurz KBE*100 mL-1, angegeben (entspricht international cfu = colony forming units). Im Anhang zu diesem Kapitel werden die Wahl der Bestimmungsmethoden und die Bestimmungsmethoden selbst näher erläutert.


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Hinsichtlich standardisierter Abwasserparameter wurde auf Kohlenstoff-, Feststoff-, Stickstoff- und Phosphorparameter analysiert. Dahingehend wird im Rahmen dieser Arbeit in erster Linie auf den chemischen Sauerstoffbedarf in der homogenisierten Probe (CCSB), abfiltrierbare Feststoffe gesamt und organisch (XTS, XorgTS), Ammoniumstickstoff in der filtrierten Probe (SNH4) und Phosphor in der homogenisierten Probe (CP) eingegangen (Kurzzeichen gemäß ATV-DVWK-A 198, 2003). Zusätzlich wurden in den halbtechnischen Untersuchungen vereinzelt der chemische Sauerstoffbedarf in der filtrierten Probe (SCSB, Filtration über 0,45 µm Glasfaserfilter) und der biologische Sauerstoffbedarf nach fünf Tagen (CBSB) bestimmt.

Ergänzend zum regulären Messprogramm wurden vereinzelt ionenchromatographische Messungen der mengenmäßig relevantesten Ionen in Mischwasser und konditioniertem Abwasser durchgeführt, um die Ionenstärke der Wässer zu berechnen (vgl. Kapitel 5.4.6). Erfasst wurden die Konzentrationen von Calcium (Ca2+), Magnesium (Mg2+), Natrium (Na+), Kalium (K+), Sulfat (SO4

2-), Chlorid (Cl-), Nitrat (NO2-) und Nitrit (NO3

-).

Die Analysemethoden inklusive der Bestimmungs- und Nachweisgrenzen sowie der zugehörigen Norm für die Untersuchungen in der wässrigen Phase sind im Anhang zu diesem Kapitel zusammengefasst aufgeführt.

Zusätzlich zu der Analytik in der wässrigen Phase wurden umfangreiche Bodenuntersuchungen durchgeführt. Die bodenphysikalische Charakterisierung der Filtersubstrate betraf die Bestimmung der Korngrößenverteilung, des Porenvolumens, der Dichte (Rohdichte, lockerste/dichteste Lagerung, Lagerungsdichte) und der spezifischen Oberfläche der eingesetzten Filtersubstrate. Korngrößenverteilungen und Porenvolumina wurden am Fachgebiet SiWaWi bestimmt, während die Dichtemessungen in Zusammenarbeit mit dem Fachgebiet Geotechnik der Universität Kassel durchgeführt wurden. Die Messung der spezifischen Substratoberfläche wurde an das Prüf- und Forschungsinstitut der Kalksandstein-Dienstleistungs-GmbH in Hannover vergeben. Darüber hinaus führte das Fachgebiet Werkstoffe des Bauwesens und Bauchemie der Universität Kassel lasergranulometrische Messungen zur Bestimmung der Korngröße von Sedimenten und aus dem Filterkörper der Lysimeter ausgetragener Feststoffe durch.

Bodenchemisch wurden die Filtersubstrate vor Inbetriebnahme der Filteranlagen auf den Anteil und die Reaktivität von Calciumcarbonat (CaCO3), den Anteil von dithionitlöslichen wie oxalatlöslichen Eisenverbindungen (Fe,d / Fe,o), den pH-Wert und die potentielle Kationenaustauschkapazität (KAKpot) analysiert. Diese Analysen wurden an der Landwirtschaftlichen Untersuchungs- und Forschungsanstalt Hessen in Kassel (LUFA) durchgeführt.

Eine biochemische Charakterisierung der Filtersubstrate in Bezug auf gebundene extrazelluläre polymere Substanz (EPS) konnte während zweier Messkampagnen im Januar/Februar 2007 und im Mai/Juni 2007 durchgeführt werden. In diesem Rahmen wurden auch der Wassergehalt (w) und der organische Trockenrückstand (oTR) des Filtersubstrates


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bestimmt. Im Rahmen der EPS-Bestimmung wurde auf Proteine, Kohlenhydrate und Huminsäuren analysiert.

Ergänzend zu der an das Filtersubstrat gebundenen EPS wurde auch auf Proteine, Kohlenhydrate und Huminsäuren im Filterzulauf und Filterablauf der Halb- und Großtechnik untersucht.

Die Analysen führte das Labor des Fachgebietes SiWaWi durch.

Bodenbiologische Untersuchungen wurden während einer Intensivmessphase gegen Ende des Untersuchungsbetriebes an den RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage durchgeführt (vgl. Kapitel 5.4.8). Es wurde auf die Gesamtkeimzahl (GKZ), die Gesamtkeimzahl gramnegativ (GKZ gr-), E.coli, Gesamtcoliforme, Intestinale Enterokokken sowie orientierend auf Protozoen und Bdellovibrionen analysiert. In Voruntersuchungen wurde darüber hinaus auf Hefen und Schimmelpilze in ausgewählten Lysimetern untersucht. Die Analytik führte das Institut für Bakteriologie und Mykologie an der Universität Leipzig durch.

Die angewandten Methoden (Extraktion und Analytik) für die Bodenuntersuchungen sind im Anhang zu diesem Kapitel (Tabellen A6 bis A8) zusammenfassend aufgeführt. Die Art der Beprobung, Probenahmestellen und Beprobungszeiten werden zu Beginn der Ergebnisdarstellungen in den jeweiligen Kapiteln erläutert.

4.7 Eigenschaften der eingesetzten und untersuchten Filtersubstrate

4.7.1 Physikalische Eigenschaften

Alle eingesetzten Filtersubstrate wurden roh und gegebenenfalls melioriert vor dem Einbau gemäß den Vorgaben der DIN 18123 (1996) gesiebt. In Abbildung 16 wird die Korngrößenverteilung in Form des Siebdurchganges der eingebauten, teilweise meliorierten Filtersubstrate für die großtechnischen RBF und die Lysimeteranlage dargestellt.

In den Lysimetern L1 und L2 wurde der Filtersand des RBF KB, allerdings ohne Melioration mit Eisenhydroxid, eingebaut. Lysimeter L3 repräsentiert den RBF OE und Lysimeter L4 den RBF KB mit entsprechender Melioration. Orientierend ist in die Abbildung zusätzlich die empfohlene mittlere Korngrößenverteilung gemäß DWA-M 178 (DWA 2005) mit Angabe der zulässigen Spannweite eingetragen. Die entsprechenden Zahlenwerte zu den Sieblinien sind im Anhang zu diesem Kapitel inklusive der Angabe zu allen Rohsanden der teilweise verbauten Stützschicht und der teilweise zugemischten Zuschlagstoffe zusammenfassend aufgelistet.


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0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0,01 0,1 1 10 100Korndurchmesser d [mm]

Sieb

durc

hgan

g [M

.-%]

DWA M178 soll RBF KB nicht melioriert = L1 = L2L 6 melio L 7 melioRBF OE melioriert = L3 RBF KB melioriert = L4L 8 melio Dränagekies

DränagekiesL 6L 5L 7 L 8

zulässige Spannweitegemäß DWA M178

Abbildung 16: Korngrößenverteilung der untersuchten Filtersubstrate

Die Filtersubstrate der großtechnischen RBF entsprechen auch in melioriertem Zustand, den Empfehlungen des DWA-M 178. Die Substrate und deren Melioration der Filter wurden vom Fachgebiet SiWaWi empfohlen.

Weil der eigenbürtige Calciumcarbonatanteil des für den RBF OE vorgesehenen Sandes (0/2 mm) der Firma KSV (Kies+Splitt GmbH Rhein/Ruhr, Bezeichnung: Lippesand) unter der Nachweisgrenze lag, wurden 20 Massen-% Kalkbrechsand der Körnung 0/2 mm aus dem Bruch Liebenau-Lamerden der KSV zugemischt. Generell wird ein möglichst großer Carbonatgehalt empfohlen, um durch ausreichende Basenausstattung ein hohes Niveau der Nitrifikation und Metallfixierung zu ermöglichen (vgl. Kapitel 3.1.2).

Lysimeter 3 erhielt das entsprechende Substrat. Dadurch, dass der Brechkalk weniger Feinanteile als der eingesetzte Rohsand besitzt (vgl. Anhang), liegt die Sieblinie des Meliorats im unteren Teil am äußeren Rand der in DWA-M 178 empfohlenen Spannweite.

Für den RBF KB wurde ein Sand (0/2 mm) der Paderborner Transportbeton GmbH & Co KG aus dem Werk Paderborn-Elsen ausgewählt. Dieser verfügt eigenbürtig über einen Calciumcarbonatgehalt von ca. 16 Massen-% (vgl. Tabelle 15 in Kapitel 4.7.2) und musste daher diesbezüglich nicht melioriert werden.

Im Rahmen weiterer Untersuchungen des Fachgebietes SiWaWi sollte im Perfgebiet mit Hinblick auf die Einstufung des Hochwasserrückhaltebeckens Breidenstein/Perf als hypertrophes Gewässer an dem Standort Kleingladenbach und dem an dieser Stelle nicht weiter dokumentierten RBF Wiesenbach die Reinigungsleistung insbesondere bezüglich des


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Parameters Phosphor begutachtet werden. In diesem Rahmen wurde am Standort KB eine Melioration des Substrates mit Eisenhydroxid vorgesehen. Gleichzeitig wurde untersucht, ob ein erhöhter Eisengehalt einen positiven Einfluss auf den Keimrückhalt durch erhöhte abiotische Adsorption der vornehmlich negativ geladenen Bakterien besitzt (vgl. Kapitel 3.2.4).

In Voruntersuchungen (Schüttelversuche zur Phosphorsorption) konnte granuliertes Eisenhydroxid [Fe(OH)3] der Firma HeGo Biotec GmbH, Berlin als geeignet eingestuft werden. Hierbei handelt es sich um aufbereiteten Wasserwerksschlamm aus der Trinkwasserenteisenung. Das Material mit der Produktbezeichnung FerroSorp RW® (0,15/2 mm) wurde mit einem Anteil von 10 Massen-% über eine portable Mischeinrichtung dem Filtersand direkt vor Einbau in den RBF zugemischt (vgl. Abbildung im Anhang zu diesem Kapitel). Dementsprechend wurde Lysimeter 4 ebenfalls mit diesem Produkt melioriert.

Lysimeter 1 und 2 wurden mit dem identischen, nicht meliorierten Filtersand aufgebaut. Dieser Aufbau wurde gewählt, um zu Beginn der halbtechnischen Untersuchungen hinsichtlich der Leistungsfähigkeit Referenzwerte zur Qualitätssicherung zu erhalten. Dies wurde vor allem deswegen als wichtig erachtet, weil vor den Untersuchungen kaum Erfahrungen zum Betrieb von Lysimetern und der Substratmelioration im halbtechnischen Maßstab vorlagen. Weil der Eisenhydroxidzuzschlag grobkörnigere Bestandteile enthält als der Rohsand, liegt die Sieblinie des Meliorats im oberen Teil am äußeren Rand der empfohlenen Spannweite. Die Kriterien des DWA-M 178 konnten jedoch eingehalten werden.

Zusätzlich zu der halbtechnischen Abbildung der Großtechnik in den Lysimetern 1 bis 4 wurden die Lysimeter 5 bis 8 aufgebaut. In ihnen wurden Substrate eingebaut, die nicht den derzeitigen Empfehlungen entsprechen. Wie in Abbildung 16 dargestellt handelt es sich hierbei um wesentlich grobkörnigere Substrate.

Lysimeter 5 wurde mit einem relativ groben und - entgegen der bisherigen Empfehlung, nur kantengerundete Sande zu verwenden - gebrochenen Sand der Körnung 0/2 mm ausgestattet. Es handelt sich um Sand der Lahn-Waschkies GmbH (Bruch Nieder-Mörlen).

In Lysimeter 6 wurde ein noch gröberer und kantengerundeter Sand der Körnung 0/4 mm (Korngruppe gemäß DIN 12620, 2003) verbaut, welcher so gemischt wurde, dass er gemäß DIN 18196 (2006) als weit gestuft (Ungleichförmigkeitsgrad U > 6, vgl. Tabelle 12) einzuordnen ist. Der Sand wurde von der Firma Lammer und Dötzer (Bruch Bodenwerder) zur Verfügung gestellt und entsprechend gemischt.

In Lysimeter 7 wurde Lavabrechsand der Firma Vulkatec Riebensahm GmbH, Kretz/ Andernach, eingebaut. Lava wird bislang nicht zur Mischwasserbehandlung in RBF eingesetzt.


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Die Substrate in Lysimeter 5, 6 und 7 wurden aufgrund ihres geringen eigenbürtigen Calciumcarbonatgehaltes analog zu dem Lysimeter 3 bzw. dem RBF OE mit 20 Massen-% des identischen Kalkbrechsandes versetzt.

In Lysimeter 8 kam ein vorgefertigtes Substrat der Produktbezeichnung ecoLITH® (Firma ECOLITH Wassertechnik, Bayreuth) zum Einsatz, welches für einen erhöhten Phosphor- und Ammoniumrückhalt in RBF entwickelt wurde. Im Rahmen der Hygieneuntersuchungen schließt das Substrat in Bezug auf die Korngröße den Bereich zwischen dem Lysimeter 5 und dem Lysimeter 6 (vgl. Abbildung 16). Dieses Filtersubstrat wurde trotz eines geringen eigenbürtigen Calciumcarbonatgehaltes nicht melioriert, um einen möglichen Einfluss der Melioration auf die Hygienisierungsleistung zu untersuchen.

Durch den so gewählten und intensiv durchdachten Aufbau der Lysimeteranlage mit unterschiedlichen Filtersubstraten wurde ein sehr weiter Bereich an Substrateigenschaften abgedeckt, um die Interpretationsmöglichkeiten der zu erzielenden Ergebnisse auf eine möglichst breite Basis stellen zu können.

In Tabelle 12 sind die Massenanteile der Zuschlagstoffe, die charakteristischen Korngrößen der Filtersubstrate bei einem rechnerischem Siebdurchgang von 10 Massen-% (d10), 50 Massen-% (d50) und 60 Massen-% (d60) sowie die entsprechenden Ungleichförmigkeitsgrade (U) der eingesetzten Substrate zusammengefasst. Ergänzt werden die gleichen Angaben für die Zuschlagstoffe selbst, für die Dränageschicht und für die in Lysimeter 1, 2, 4 gemäß dem RBF KB eingebaute Stützschicht der Körnung 0,1/4 mm.

Tabelle 12: Charakteristische Korngrößen und Ungleichförmigkeitsgrad der eingesetzten Filtersubstrate

Filter Filtersubstrat (FS) d10 d50 d60 U = d60/d10

Bezeichung Bezeichnung mm mm mm -RBF KB = L1 =L2 KB (0/2) nicht melioriert 0,16 0,36 0,41 2,6RBF OE = L3 OE (0/2) + 20% Kalk 0,19 0,40 0,45 2,3RBF KB = L4 KB (0/2) + 10% Eisen 0,16 0,39 0,44 2,7L 5 L5 (0/2) + 20% Kalk 0,21 0,78 0,99 4,7L 6 L6 (0/4) + 20% Kalk 0,32 2,01 2,48 7,8L 7 L7 (0/1,4) + 20% Kalk 0,21 0,48 0,59 2,9L 8 L8 (0/2) 0,25 0,99 1,23 5,0Kalkzuschlag Kalk (0/2) 0,19 0,91 1,14 6,0Eisenzuschlag Eisen (0,15/2,0) 0,19 0,39 0,43 2,2Stützschicht L1,2,4 (0,1/4) 0,22 0,74 0,94 4,4Dränagekies Kies (2/8) 2,78 5,46 6,06 2,2Bestimmung: Siebung gemäß DIN 18123 (1996)

Auf die charakteristischen Korngrößen wird in der Diskussion von Einflüssen auf die Hygienisierungsleistung der Filter in Kapitel 5.4 weiter eingegangen.


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Neben der Korngröße wurde zur Charakterisierung der Filtersubstrate auch die spezifische Oberfläche (Aspez.) bestimmt, die in Tabelle 13 aufgelistet ist. Ergänzt werden die Angaben um die Beschreibung der Kornform, den absoluten Porenanteil (na) und den effektiven Porenanteil (ne) im Einbauzustand der Lysimeter.

Tabelle 13: Kornform, spezifische Oberfläche und absoluter Porenanteil der Filtersubstrate und effektiver Porenanteil im Filterkörper der Lysimeter

Ober-fläche

Pore absolut

Pore effektiv

Aspez. na ne

cm2*g-1 % %L 1 KB (0/2) nicht melioriert gerundet, glatt 117 33,9 17,1L 2 KB (0/2) nicht melioriert gerundet, glatt 117 33,9 14,7L 3 OE (0/2) + 20% Kalk gerundet, glatt 113 29,8 14,1L 4 KB (0/2) + 10% Eisen gerundet, glatt 147 38,5 11,6L 5 L5 (0/2) + 20% Kalk Kantig, rau 111 31,9 17,6L 6 L6 (0/4) + 20% Kalk gerundet, glatt 79 29,3 13,7L 7 L7 (0/1,4) + 20% Kalk kantig, rau 144 42,7 20,1L 8 L8 (0/2) kantig, rau 97 32,5 21,2

Kalkzuschlag Kalk (0/2) kantig, rau 124 26,9 19,8Eisenzuschlag Eisen (0,15/2,0) 418 79,9 20,7Stützschicht L1,2,4 (0,1/4) gerundet, glatt 93 29,8 n.b.Bestimmung: Aspez.: Fischer-Verfahren (Fischer 1990)

na: Puntke Verfahren (Puntke 2002)

ne: Volumetrisch über das Zuflussvolumen an den Lysimetern ermittelt

KornformFilter Filtersubstrat (FS)

Das Filtersubstrat des Lysimeters 5 besitzt trotz größerer Korngröße aufgrund der kantig rauen Kornform eine vergleichbare spezifische Oberfläche wie die feineren, kantengerundeten Substrate der Lysimeter 1, 2 und 3. Entsprechend wies auch der Filtersand des Lysimeters 8 eine relativ große Oberfläche auf. Das Substrat des Lysimeters 4 besitzt aufgrund der Melioration mit dem sehr oberflächenreichen Eisenhydroxid eine vergleichbar große spezifische Oberfläche wie die eingesetzte Lava. Diese besitzt gleichzeitig das weitaus größte absolute Porenvolumen.

Für das gröbste und kantengerundete Substrat in Lysimeter 6 konnte die deutlich geringste Oberfläche nachgewiesen werden. Sie betrug ca. 50 % der maximalen spezifischen Fläche in Lysimeter 4 bzw. Lysimeter 7. Mit den gewählten Substraten konnte dadurch ein weites Spektrum innerer Filteroberflächen bei gleichzeitig identischer Filtergeometrie abgedeckt werden.

Die Ermittlung des effektiven Porenanteils erfolgte an den Lysimetern. Das angegebene Volumen wurde während des Untersuchungszeitraumes über das Zuflussvolumen der Lysimeter im Schwall bestimmt und gemittelt. Dazu wurde die Wassermenge gemessen, die


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erforderlich ist, um eine betriebliche Sättigung des Filterkörpers zu bewirken. Als betriebliche Sättigung wurde der Betriebszustand definiert, an dem bei Befüllung der Filter der Wasserstand in dem an die Dränage angeschlossenen Standrohr das Niveau der Filterkörperoberkante erreichte (vgl. Abbildung 45 mit Erläuterungen in Kapitel 5.4.2).

Je nach Verdrängung von Bodenluft während des Befüllvorganges und der Menge an eingetragenen Stoffen sowie Biofilmwachstum im Filterkörper ist das effektive Porenvolumen (Ve) Schwankungen unterworfen, so dass nur die Angabe eines mittleren Wertes sinnvoll erscheint. Aufgrund der geschilderten Bestimmungsmethode ist das ermittelte Volumen genau genommen als „hydraulisch effektives Porenvolumen nach Auffüllung des Filterkörpers“ zu bezeichnen. Dieses Volumen wurde bestimmt, um die Abstandsgeschwindigkeit und die Aufenthaltszeit des zu behandelnden Wassers im Filterkörper abschätzen zu können (vgl. Kapitel 5.4.3 und 5.4.7).

Der effektive Porenanteil (ne) ergibt aus dem Quotienten des effektiven Porenvolumens zum Volumen den des gesamten Filterköpers (VFK) gemäß der Beziehung:

FK

ee V

V=n (Gl. 11)

Mit ne = Effektiver Porenanteil [%] Ve = Effektives Porenvolumen [m3] VFK = Filterkörpervolumen [m3]

Die Angabe des absoluten Porenvolumens beruht demgegenüber auf Laboruntersuchungen gemäß dem angegebenen Verfahren und ist wie die spezifische Kornoberfläche als Materialkonstante anzusehen. Beide Angaben beziehen sich auf das meliorierte Substrat, sofern eine Melioration erforderlich war. Die entsprechende Angaben zu den Rohsanden befindet sich im Anhang zu diesem Kapitel.

Zu Untersuchungsbeginn wurde geprüft, ob die Lysimeteranlage nachvollziehbare Messergebnisse liefert. Dazu wurden zunächst alle Filtersubstrate zur Qualitätssicherung auf die gleiche Weise (unverdichtet) in die Lysimetersäulen eingebaut. Nach den ersten drei Beschickungen mit konditioniertem Abwasser zeigten die Referenzlysimeter 1 und 2 (s.o.) vergleichbare Wirkungsgrade bzw. Ablaufwerte auf (vgl. Abbildung 52 in Kapitel 5.4.4), so dass die generelle Tauglichkeit der Lysimeteranlage, der Beprobung und der Analytik zur Durchführung vergleichender Untersuchungen als erwiesen bewertet wurde.

Filtersande sind über ihre Dichte definierbar. Hier ist vor allem die Lagerungsdichte (D) im Einbauzustand von Interesse. Nach o.g. Beschickungen wurden in Lysimeter 2 und 4 erneut identische Substrate, aber lagenweise verdichtet eingebaut, um den Einfluss der Lagerungsdichte und damit der hydraulischen Eigenschaften des Filterkörpers auf den Keimrückhalt untersuchen zu können. Durch die verdichtete Einbauweise konnte die dichteste Lagerung der Substrate nahezu erreicht werden, so dass sich im weiteren Betrieb


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keine Setzungen einstellten. Auch für Bodenfilter in Pflanzenkläranlagen (CW) wird gemäß DWA-A 262 (DWA 2006) empfohlen das Filtersubstrat so einzubauen, dass nur noch geringfügige Setzungen möglich sind. Für RBF wird der verdichtete setzungsfreie Einbau aus Gründen erhöhter Kolmationsgefahr bislang nicht empfohlen. Aus diesem Grund wurden die Filtersubstrate in die großtechnischen Anlagen unverdichtet eingebaut.

In Tabelle 14 ist neben der Rohdichte (ρS), sowie der lockersten und dichtesten Lagerung (min. ρd, max. ρd) die Lagerungsdichte (D) angegeben. Letzt genannte wurde nach Beendigung der Lysimeteruntersuchungen in situ mittels Densitometermessung bestimmt.

Tabelle 14: Rohdichte und Lagerungsdichte der eingesetzten Filtersubstrate

Roh-dichte

Lockerste Lagerung

Dichteste Lagerung

Lagerungs-dichte

ρs min.ρd max.ρd D

g*cm-3 g*cm-3 g*cm-3 g*cm-3

L 1 unverdichtet 2,67 1,44 1,72 1,60L 2 verdichtet 2,67 1,44 1,72 1,71L 3 unverdichtet 2,67 1,53 1,76 1,58L 4 verdichtet 2,76 1,29 1,53 1,51L 5 unverdichtet 2,67 1,29 1,71 1,38L 6 unverdichtet 2,68 1,60 1,81 1,72L 7 unverdichtet 2,90 1,22 1,55 1,38L 8 unverdichtet 2,73 1,47 1,73 1,49

Bestimmung: ρs gemäß DIN 18124 (1997)

min.ρd / max. ρd: gemäß DIN 18126 (1989)

D: Densitometermessung in den Lysimetern nach Untersuchungsende

Filter Einbauart

Wie bereits erwähnt, wurde in den Lysimetern 2 und 4 durch den nachträglichen verdichteten Einbau die maximal dichteste Lagerung gemäß DIN 18126 (1989) nahezu erreicht. Die Setzungen in den unverdichtet eingebauten Lysimetern betrugen nach der ersten Beschickung 3 % bis 5 % bezogen auf die eingebaute Filterkörperstärke von 100 cm. Nach der ersten Setzung wurden die Filterkörper dieser Lysimeter um den Setzungsverlust aufgefüllt. Im Vergleich zwischen Lysimeter 1 und 2 (identisches Filtersubstrat) wird deutlich, dass infolge von Setzungen nicht die gleiche Lagerungsdichte erreicht wurde wie durch verdichteten Einbau.

In Verbindung mit der Lagerungsdichte beträgt die rechnerische Filtersubstratoberfläche in den Lysimetern zwischen 1,3 ha*m-3 Filterkörper in Lysimeter 6 und maximal 2,1 ha*m-3 in Lysimeter 4.


63

4.7.2 Chemische Eigenschaften im Ausgangszustand

Wie zuvor beschrieben, wurden die eingesetzten Filtersubstrate teilweise melioriert, um die chemischen Eigenschaften den jeweiligen Erfordernissen der Mischwasserbehandlung anzupassen. Um den Erfolg der Melioration zu dokumentieren wurden die Filtersande kurz vor und während des Einbaus in die jeweiligen Filteranlagen mehrmals beprobt und der Gehalt an Calciumcarbonat (CaCO3) und dithionitlöslichen wie oxalatlöslichen Eisenverbindungen (Fe,d / Fe,o) in Mischproben analysiert.

Die Untersuchungen wurden an den neu errichteten RBF-Anlagen und kontrollierend an den Lysimetern 3 und 4 durchgeführt. Die Ergebnisse der Lysimeter deckten sich im Wesentlichen mit denen der großtechnischen RBF und werden daher der Übersichtlichkeit halber nicht weiter aufgeführt.

Vergleichend sind zusätzlich Werte für den bindigen Boden angegeben, der im RBF Fellenweg verbaut wurde. Hierbei handelt es sich um Untersuchungsergebnisse vor Inbetriebnahme des RBF aus dem Jahr 1994 (Bioplan Landeskulturgesellschaft 2000).

In Tabelle 15 sind die ermittelten Konzentrationen aufgelistet. Ergänzt werden die Angaben um den pH-Wert (pH) der Substrate, die Reaktivität des Calciumcarbonatanteils und die potentielle Kationenaustauschkapazität (KAKpot).

Tabelle 15: Chemische Eigenschaften eingesetzter Filtersubstrate

Filter Filtersubstrat (FS) pH CaCO3 Reaktivität1) Fe,d2) Fe,o3) KAKpot

Bezeichung Bezeichnung - M.-% % mg*kg-1 mg*kg-1 mmol*100g-1

RBF KB = L1,2 KB (0/2) 8,2 16,1 59 177 55 2,5

RBF OE = L3 OE (0/2) + 20% Kalk 8,3 13,0 48 203 29 2,9

RBF KB = L4 KB (0/2) + 10% Eisen 7,8 15,5 62 26.217 2.998 6,7

RBF FW anstehender Boden 7,2 2,3 48 8.400 3.100 32,0

Kalkzuschlag Kalk (0/2) 7,6 88,9 33 636 185 16,1

Eisenzuschlag Eisen (0,15/2,0) 7,9 6,8 91 134.368 60.600 36,61) CaCO3 - Reaktivität 2) dithionitlösliche Eisenverbindungen3) oxalatlösliche Eisenverbindungen

Die pH-Werte der nichtbindigen Substrate liegen im leicht alkalischen Bereich. Durch die Melioration mit dem Kalkbrechsand konnte im RBF OE mit 13,0 Massen-% ein ähnlicher Calciumcarbonatgehalt wie in dem RBF KB erreicht werden, dessen Filtersand eigenbürtig bereits einen hohen Calciumcarbonatgehalt von 16,1 Massen-% aufwies. Die nichtbindigen Substrate sind diesbezüglich vergleichbar. Unterschiede bestehen jedoch in der CaCO3-Reaktivität. Das zugemischte Calciumcarbonat im RBF OE ist schwächer reaktiv als


64

das des Substrates im RBF KB, was die Vermutung nahe legt, dass der CaCO3-Vorrat in diesem Filter schneller aufgebraucht wird als der des RBF OE.

Für die nicht eigens dargestellten Lysimeter 5, 6 und 7 können vergleichbare Calciumcarbonatgehalte wie für das Lysimeter 3 bzw. den RBF OE angenommen werden, weil diese auf die gleiche Weise melioriert wurden und eigenbürtig nur sehr geringe Gehalte aufwiesen. Für das nicht meliorierte Filtersubstrat in Lysimeter 8 lag der Calciumcarbonatanteil unter der Nachweisgrenze des Messverfahrens (vgl. Anhang zu Kapitel 4.6) von 2-Massen-%.

In Bezug auf die reaktiven Eisenverbindungen ließ sich am RBF KB eindeutig die Zunahme der oxalatlöslichen Fe-Verbindungen von 177 mg*kg -1 auf 26.217 mg*kg -1 und der dithionitlöslichen Fe-Verbindungen von 55 mg*kg -1 auf 2.998 mg*kg -1 durch die Melioration des Filtersandes mit dem Zuschlagstoff FerroSorp RW® belegen.

Im Vergleich des RBF Fellenweg mit den übrigen Filtern wird die grundsätzlich andere Charakteristik bindiger gegenüber nichtbindiger Böden deutlich. Dies zeichnet sich vor allem in der erhöhten potentiellen Kationenaustauschkapazität (KAKpot) des bindigen Filtersubstrates ab, welche für bindige Böden gegenüber nichtbindigen Böden generell größer ist (Scheffer et al. 2002).

4.8 Untersuchungsbetrieb und Betriebseinstellungen

Der im Juli 2005 in Betrieb genommene RBF KB wurde wegen äußerer Kolmationserscheinungen aufgrund unzureichender Ausbildung der Schilfstreuschicht im November und Dezember 2005 außer Betrieb genommen. Im September 2005 trat an der Messtechnik ein Blitzschaden auf, der jedoch während einer längeren Trockenperiode behoben werden konnte. Demgegenüber konnte der RBF OE im Juli 2005 ohne Einschränkungen in Betrieb genommen werden.

Der Untersuchungsbetrieb wurde an den RBF KB und OE bis Ende Juni 2007 durchgeführt. Die Untersuchungen an den RBF-Anlagen KB und OE wurden ab Oktober/November 2005 bis zum Untersuchungsende im Juni 2007 über die untersuchten Standard-Abwasserparameter hinaus um hygienerelevante Indikatorbakterien erweitert. Dazu wurde die Probenahmetechnik den größeren Anforderungen von Hygieneuntersuchungen in Bezug auf Sterilität angepasst (vgl. Kapitel 4.6).

Der RBF FW ist seit 1994 in Betrieb und wurde vom Fachgebiet SiWaWi bereits 1994 bis 1998 wissenschaftlich betreut (Frechen et al. 2000, Born et al. 2000). Zur Untersuchung des Langzeitverhaltens von RBF wurde im Oktober 2002 nach Modernisierung der Messtechnik das Messprogramm wieder aufgenommen und bis Ende 2005 durchgeführt. Der RBF FW war zunächst nicht in das Messprogramm „Hygiene“ integriert. Um jedoch tendenzielle Aussagen über die Leistungsfähigkeit von bindigem Filtersubstrat hinsichtlich der


65

Hygienisierungsleistung machen zu können, wurde in der Zeit von Mai bis Juli 2006 das Messprogramm erweitert um Hygieneparameter aufgenommen und dafür die Analytik am RBF Oberelsungen vorübergehend ausgesetzt.

Die Lysimeteranlage wurde im Rahmen der Hygieneuntersuchungen in Eigenarbeit geplant und gebaut. Nach verschiedenen Tests mit Trinkwasser wurde die Anlage im Mai 2006 in Betrieb genommen und über einen Zeitraum von 15 Monaten störfallfrei betrieben. Während des gesamten Untersuchungsbetriebes der Lysimeteranlage wurde auf Standard-Abwasserparameter und auf Hygieneparameter beprobt und analysiert. Die Anlage wurde zeitlich später als die großtechnischen RBF in Betrieb genommen. Dadurch konnten im Vorfeld der Lysimeteruntersuchungen Erfahrungen an der Großtechnik hinsichtlich der Filterzulaufbelastung für die Abbildung im halbtechnischen Modell gesammelt werden.

Um eine möglichst große Bandbreite an stofflichen Filterbelastungen zu erwirken (vgl. Kapitel 5.2.2) wurde an den Lysimetern das Mischverhältnis für das konditionierte Abwasser über den Versuchszeitraum je Beschickung variiert. Es wurden Verhältnisse von 1 : 10 (1 Teil Zulauf Vorklärung zu 10 Teilen Betriebswasser oder Trinkwasser) bis 1 : 2 eingestellt. Demgegenüber wurde die hydraulische Belastung im Regelfall mit einer Beschickungshöhe von 1,0 m je Schwallbeschickung konstant gehalten. Beschickungen wurden in der Regel in einem zeitlichen Abstand von einer Woche durchgeführt (vgl. Kapitel 5.1.2). Der Filterkörper wurde im Regelbetrieb wie an den großtechnischen Filtern nach jeder Beschickung zur Bodenbelüftung vollständig entleert. Um diese Belüftung zu unterbinden, wurde ein Lysimeter (L 8) zusätzlich über mehrere Wochen im Einstaubetrieb gefahren (Filterkörper blieb nach Beschickung vollständig eingestaut), um den Einfluss dieser Betriebsweise auf den Keimrückhalt zu untersuchen.

In Tabelle 16 ist die Dauer des Untersuchungsbetriebes für alle Anlagen zusammenfassend aufgelistet, wobei zwischen den Untersuchungen „Standard“ und „Hygiene“ unterschieden wird.

Tabelle 16: Untersuchungsdauer RBF-Anlagen und Lysimeteranlage

Filterbezeichnung

Standard1) Hygiene2)

RBF Oberelsungen 24 16

RBF Kleingladenbach 24 (22)3) 21

RBF Fellenweg 36 (39)4) 3

Lysimeter 1 bis 8 15 151) Analyse auf CCSB, XTS, XoTS, SNH4, CP

2) Analyse auf E.coli, Gesamtcoliforme, Intestinale Enterokokken3) Untersuchungszeitraum ohne anfängliche Außerbetriebnahme4) Mit nachträglicher Hygieneuntersuchung 2006

Untersuchungsdauer in Monaten


66

In Bezug auf Hygieneparameter konnten im Rahmen der vorliegenden Arbeit insgesamt 40 Betriebsmonate an den großtechnischen RBF-Anlagen beprobt und messtechnisch erfasst werden, so dass eine sehr große Datenbasis für die Grundlagenforschung zur Verfügung stand. Mit dem hier nicht aufgeführten RBF Wiesenbach waren es 54 Monate. Es wurde darauf geachtet, dass je Anlage (außer RBF FW, Hygiene) mindestens ein Jahr untersucht wurde, um möglichst die Auswirkungen der klimatischen Verhältnisse auf die Filter im Jahresgang erfassen zu können.

Hinsichtlich der Betriebseinstellungen wurde an den RBF die Drosseleinstellung variiert. In der Anfangsphase wurde eine mittlere (Einstellung des Drosselorgans bei Wasserstand in Höhe der Filteroberfläche), ungeregelte Drosselabflussspende bezogen auf die Filteroberfläche von qDr = 0,01 L*m-2*s-1 eingestellt. Diese Betriebsweise entsprach dem Planungsstand der Anlagen. Die Abhängigkeit des Drosselabflusses vom Wasserstand im Retentionsraum kann am Beispiel ausgewählter Ereignisse am RBF OE im Anhang zu Kapitel 5 erkannt werden.

Durch die Nachrüstung der elektronisch regelbaren Plattenschieber in den Filterabläufen wurden darüber hinaus die geregelten maximalen Abflussspenden von 0,01 L*m-2*s-1, 0,02 L*m-2*s-1 und 0,03 L*m-2*s-1 (nur RBF KB) eingestellt. Dies ermöglichte es, ein breites Spektrum an Drosseleinstellungen abdecken zu können und zusätzlich den Einfluss des Drosseltyps (geregelt/ungeregelt) auf die Reinigungsleistung zu untersuchen.

An der Lysimeteranlage wurden die Drosselpumpen in Anlehnung an die in DWA-M 178 (DWA 2005) für RBF im Mischsystem empfohlene mittlere Drosselabflussspende (vgl. Kapitel 3.1.2) in der Grundeinstellung auf eine Abflussspende von qDr = 0,02 L*m-2*s-1 eingestellt. Von dieser Betriebsweise wurde in zwei Messkampagnen mit den Abflussspenden 0,01 L*m-2*s-1, 0,03 L*m-2*s-1 und 0,05 L*m-2*s-1 abgewichen. Hierbei wurden alle Lysimeter in der gleichen Weise parallel betrieben.

In Abbildung 17 sind die Untersuchungszeiträume, die Betriebseinstellungen (Drosselabflussspende) und die Angabe zu den durchgeführten Analysen („Standard“ / „Hygiene“) in den jeweiligen Stoffströmen der RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage in einem Zeitbalkendiagramm zusammenfassend dargestellt.


67

Jahr

Qua

rtal

Mon

at

Dro

ssel

Bep

robu

ngSt

anda

rd

Bep

robu

ngH

ygie

ne

Dro

ssel

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ne

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Dro

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OE

= R

BF

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12

34

89

113

1210

0,01 g

210

78

5

0,01 u

4

2002

2005

41

23

34

3

2007

2

7

OE

4

7

An-

lage

1210

6

0,02 g

9

0,02 g

0,03 g

0,02 g

0,01 g

0,01 u

0,01

g

0,05 g

0,03 g

KB

FW Lysi

0,03 g

0,01 g

0,01

g0,

01

g

0,02 g

0,01 g

6

2006

11

1

51

0,02 g

Abbildung 17: Zeitbalkendiagramm zum Untersuchungsbetrieb und den eingestellten Drosselabflussspenden, RBF und Lysimeter


68

4.9 Angewandte statistische Methoden zur Auswertung und Darstellung von Messergebnissen

Die Darstellung der umfangreichen Datenbasis von Stoffkonzentrationen und -frachten in den Filterzuläufen und Filterabläufen (Kapitel 5.2) und der hydraulischen Filterbelastung (Kapitel 5.2) erfolgt über deskriptive Statistik in Form von Unterschreitungshäufigkeiten. Es werden jeweils die Quantile (Q) über der Ordnung p [%] für die jeweiligen Stoff- und Hygieneparameter der untersuchten Filter gegenübergestellt.

Die Ermittlung der Ereignis- und Gesamtwirkungsgrade erfolgt über die in Kapitel 4.6 erläuterte Vorgehensweise. Angegeben wird das arithmetische Mittel des Gesamtwirkungsgrades der Anlagen für die jeweiligen Stoff- und Hygieneparameter mit der standardisierten Abweichung der Ereigniswirkungsgrade von dem arithmetischen Mittelwert. Ergänzend wird der Median der Ereigniswirkungsgrade über die Untersuchungszeiträume der Anlagen in Verbindung mit der Schwankungsbreite in Form des oberen und unteren Quartils (25-% Quantil und 75-% Quantil) betrachtet.

Die Untersuchungen von Einflussvariablen im halbtechnischen Maßstab an der Lysimeteranlage hatten unter anderem zum Ziel, durch möglichst große Fallzahlen bei gleichzeitiger Änderung von möglichst wenigen Randbedingungen je Beschickung Abhängigkeiten von Variablen über statistische Modelle erkennen zu können. Weil für die Anzahl von Indikatorbakterien im Zulauf und Ablauf aller Lysimeter keine Wertverteilung abgelehnt werden konnte (Kolmogorow-Smirnow-Test), wurde entschieden, unter Annahme einer der Normalverteilung ähnlichen Verteilung, explorativ die Verfahren der linearen Korrelation und der linearen Regression für die Untersuchungen zu verwenden.

In Abweichung sonst üblicherweise zu erwartender Bestimmtheitsmaße wurde, unter Einbeziehung von mindestens einer mikrobiologischen Variablen, ein Bestimmtheitsmaß von R2 > 0,3 als Nachweis einer Beziehung von mikrobiologischen zu nicht mikrobiologischen Variablen bei einem Signifikanzniveau von p < 0,05 (α = 0,05) gewertet. Das relativ geringe Niveau des Bestimmtheitsmaßes wurde aus der gewonnen Erfahrung der bakteriologischen Untersuchungen gewählt. Es zeigte sich, dass die ermittelten Bestimmtheitsmaße im Großteil der Untersuchungen kleiner 0,1 waren und nur für wenige Variablen ein Wert von 0,3 überschritten wurde, wobei Werte von größer 0,5 schon als starke Korrelation gewertet wurden. Auf Rückfragen hin bestätigten Hygieneinstitute diese Erfahrung.

Für sämtliche untersuchten Variablen wurde in jeder Kombination untereinander, sofern die Grundgesamtheit dies zuließ, zunächst die Pearson-Korrelation berechnet, um mögliche Abhängigkeiten voneinander zu erkennen und gegebenenfalls durch weitere gezielte Untersuchungen zu bestätigen. In der Betrachtung von Einflussvariablen in Kapitel 5.3 und 5.4 fließen daher stellenweise Korrelationsangaben ein, sofern sie für die Ergebnisdarstellung als erforderlich erachtet wurden. Konnte eine Korrelation zwischen zwei Variablen erkannt werden, wurde zur Gewichtung dieser die einfache lineare Regression durchgeführt.


69

Abschließend wurden alle als signifikant gewerteten Einflussvariablen x in einer multiplen linearen Regression ohne Wechselwirkungen der Variablen untereinander (vgl. Backhaus et al. 2005, Werner 1997) zusammengefasst, um über die ß-Koeffizienten des entstehenden linearen Gleichungssystem der Form

0nn2211 β+x*β+...+x*β+x*β=)x(f=y (Gl. 12)

den Einfluss der Variablen auf die Hygienisierungsleistung untereinander zu gewichten. Dazu wurden die standardisierten ß-Koeffizienten prozentual standardisiert, so dass der Anteil der einzelnen Variablen am Einfluss aller Variablen gegenübergestellt werden konnte (vgl. Kapitel 5.4.10). Als Zielgröße für die Beschreibung der Hygienisierungsleistung wurden die mittleren Konzentrationen bzw. Frachten der Indikatorbakterien in den Filterabläufen der Lysimeter je Beschickung gewählt. Die Berechnungen wurden mit der Software SPSS® (SPSS Inc. 2005) durchgeführt.


70

5 ERGEBNISSE UND DISKUSSION

5.1 Hydraulische Filterbelastung

5.1.1 Beispielhafter Ereignisverlauf

Über den gesamten Untersuchungszeitraum der vier betrachteten RBF-Anlagen konnte eine große Variabilität der hydraulischen Belastung für alle untersuchten RBF festgestellt werden. Um diese Unterschiede graphisch abzubilden, sind in Abbildung 18 und Abbildung 19 der Filterzufluss (QFZ) und die Wasserstandshöhe im Retentionsraum (hRR) mit dem Bezugsniveau der Filterkörperoberkante über die Betriebsdauer zweier Ereignisse exemplarisch für den RBF OE dargestellt. Der Übersicht halber ist der Filterabfluss in Verbindung mit der Wasserstandshöhe im Retentionsraum getrennt im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A26) aufgeführt.

0100200300400500600700800900

10001100

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Betriebszeit [h]

Q [L

*s-1

]h

[mm

]

Q_FZ h_RR

Abbildung 18: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (1), RBF Oberelsungen (Einstauereignis Nr. 50, 26.05.2007 bis 29.05.2007)

In Abbildung 18 ist ein Ereignis mit einer Betriebszeit von ca. 45 Stunden dargestellt. Als Betriebszeit wird die Zeitspanne von Beginn Filterzulauf bis Ende Filterablauf definiert. In Kapitel 4.6 werden die Grenzwasserstände bzw. Grenzdurchflüsse für die Festlegung der Filterzu- und Abläufe erläutert.

Dargestellt ist das Einstauereignis vom 26.05.2007 bis zum 29.05.2007 (Ereignis Nr. 50 seit Inbetriebnahme) mit einer Beschickungshöhe von hFA = 1,4 m. In diesem Ereignis überstieg der maximale Filterzufluss innerhalb von zwei Datenaufzeichnungsintervallen (2 Minuten)


71

einen Wert von mehr als 750 L*s-1, wobei der RBF in 3 Stunden mit der gesamten Zulaufwassermenge beaufschlagt worden ist. Die Filterfläche war ca. 6 Minuten nach Zuflussbeginn überstaut und nach ca. 15 Minuten wurde die vollständige Drosselabflussleistung erreicht. Die schwallartige hydraulische Belastung führte zu einem Volleinstau des Retentionsraumes in den ersten 2,5 Betriebsstunden auf eine Höhe von genau 1,0 m, so dass der Filterüberlauf nicht ansprang. Anschließend wurde der Retentionsraum durch den gedrosselten Filterablauf, ohne erneuten Filterzufluss, entleert. Der Filterkörper war ca. 35 Stunden überstaut. Der Filterabfluss war in diesem Ereignis über die gesamte Betriebszeit konstant. Eingestellt war eine geregelte Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1.

Vergleichend zu Ereignis Nr. 50 ist in Abbildung 19 ein Entlastungsereignis auf dem RBF Oberelsungen mit einer Betriebszeit von ca. 240 Stunden dargestellt. In diesem Beispiel konnte über nahezu die gesamte Betriebszeit ein, wenn auch teilweise nur geringer, Filterzufluss gemessen werden. Dieser trat mit extremen Schwankungen bei einem Maximum von 660 L*s-1 auf. Der Filterkörper des RBF war ca. 200 Stunden mit kurzen Unterbrechungen überstaut. Dargestellt ist das Extremereignis vom 25.03.2006 bis zum 05.04.2006 mit einer Beschickungshöhe von hFA = 5,1 m (Ereignis Nr. 14).

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240

Betriebszeit [h]

Q [L

*s-1

]h

[mm

]

Q_FZ h_RR

Abbildung 19: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (2), RBF Oberelsungen (Einstauereignis Nr. 14, 25.03.2006 bis 05.04.2006)

Die Schwankung des Filterzuflusses führte zu erheblichen Schwankungen des Wasserstandes im Retentionsraum, der wiederum den Filterabfluss beeinflusste. Dieser schwankte ebenfalls über die gesamte Betriebszeit, weil aufgrund der zeitweise geringen Wasserstandshöhe im Retentionsraum die eingestellte Drosselabflussspende über den Großteil der Betriebszeit nicht erreicht wurde. Zudem war in diesem Beispiel die Drosseleinrichtung ungeregelt. Es war eine mittlere Drosselabflussspende von 0,01 L*m-2*s-1


72

eingestellt. Der Filterablauf dieses Ereignisses ist ebenfalls im Anhang (Abbildung A27) dargestellt.

Durch die Gegenüberstellung der beispielhaft dargestellten Ereignisse soll die Komplexität von RBF-Untersuchungen deutlich gemacht werden. Jedes Ereignis weist eine eigene Charakteristik auf. Einhergehend mit der hydraulischen Belastung ist auch die Belastungskonzentration mit Abwasser- und Regenwasserinhaltsstoffen im Filterzulauf starken Schwankungen unterworfen. Daher muss im Rahmen von Frachtbilanzen eine möglichst große Beprobungsdichte realisiert werden.

Wie der Filterzufluss kann je nach Beschickungsverlauf auch der Filterabfluss in Abhängigkeit von der Wasserstandshöhe im Retentionsraum binnen weniger Minuten bis um ein Vielfaches ansteigen bzw. absinken. Die eingesetzte Messtechnik muss daher einen großen Messbereich bei möglichst kleinem Aufzeichnungsintervall der Daten abdecken.

Die maximalen Entlastungsabflüsse bzw. Filterzuflüsse konnten an den RBF Anlagen bei extremen Niederschlagsereignissen kurzzeitig filterabhängig Werte von über 2.000 L*s-1 besitzen. Im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A28) sind die Unterschreitungshäufigkeiten der maximalen Filterzuflüsse je Einstauereignis für die untersuchten RBF-Anlagen dargestellt.

Zudem treten Einstauereignisse unvermittelt, teilweise nach mehrwöchigen Trockenzeiten auf. Die Messtechnik muss daher ständig in Betrieb und automatisiert sein. Darüber hinaus muss das diensthabende Personal zur Anlagenbetreuung und zur Analytik in ständiger Bereitschaft stehen.

Im Anhang zu diesem Kapitel (Tabellen A10 bis A13) sind alle Ereignisse während der gesamten Untersuchungszeit für alle RBF-Anlagen und die Lysimeteranlage chronologisch seit Inbetriebnahme mit laufender Nummer zusammenfassend aufgelistet. Angegeben wird das Datum des Ereignisbeginns (Beginn Filterzulauf), der maximale Durchfluss des Filterzulaufes, die Beschickungshöhe, die Überlaufhöhe (sofern ein Filterüberlauf auftrat), die eingestellte Drosselabflussspende und Angaben zur messtechnischen und stofflichen Erfassung des jeweiligen Ereignisses.

5.1.2 Beschickungshöhe und Ereigniserfassung

An den Standorten der RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage wurde über den Untersuchungszeitraum die Lufttemperatur und der Niederschlag aufgezeichnet. Im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A29 bis A32) sind die jeweiligen Ganglinien dargestellt. Infolge der naturgemäß unregelmäßigen Niederschlagsverteilung und Intensität, der Charakteristik von Einzugsgebiet und Kanalnetz (inklusive Speicherräume) und der Größe von RBF-Anlagen (Vorstufe und Retentionsraum) unterliegen Retentionsbodenfilter spezifischen Belastungen.


73

Zur Beschreibung der hydraulischen Filterbelastung bzw. der hydraulischen Flächenbelastung hat sich die Angabe der Beschickungshöhe (hFA) etabliert (vgl. Kapitel 3.1.2). In Abbildung 20 werden die Beschickungshöhen je Einstauereignis auf dem RBF OE über die 24 Untersuchungsmonate dargestellt.

0

1

2

3

4

5

6

Jul. 05 Okt. 05 Jan. 06 Apr. 06 Jul. 06 Okt. 06 Jan. 07 Apr. 07 Jul. 07

h FA [m

]

Abbildung 20: Beschickungshöhen RBF Oberelsungen

Der RBF Oberelsungen wurde im Untersuchungszeitraum hydraulisch mit einer Gesamtbeschickungshöhe von 34,5 m belastet, die sich auf 57 Einzelereignisse verteilte, wobei es während des gesamten Untersuchungszeitraumes nicht zum Filterüberlauf kam.

Daraus ergibt sich in Abhängigkeit der Untersuchungsmonate rechnerisch eine mittlere jährliche Beschickungshöhe von 17,3 m*a-1. Der Median (Mittelwert) der Beschickungshöhe betrug 0,3 (0,6) m. Das maximale Ereignis im Untersuchungszeitraum trat im Frühjahr 2006 mit einer Beschickungshöhe von 5,1 m auf.

Hinsichtlich der Ereignisverteilung und Intensität ließ sich tendenziell erkennen, dass der RBF im Frühling und Sommer stärker als im Rest des Jahres belastet wurde. Längere Phasen mit nur geringem bzw. keinem Niederschlag führten zu längeren Trockenphasen. Diese traten jahreszeitlich unabhängig mit einer Dauer von bis zu zwei Monaten auf (vgl. Kapitel 5.1.3).

In Bezug auf die Ereignisverteilung konnten am RBF KB ähnliche Beobachtungen gemacht werden. Allerdings war die hydraulische Belastung gegenüber dem RBF OE während mehrerer Ereignisse oftmals deutlich erhöht, so dass es mehrmals zu einem Überlaufen des Filterbeckens kam.

In Abbildung 21 ist die hydraulische Belastung des RBF KB über die 24 Untersuchungsmonate mit Markierung der Filterüberläufe (FÜ) dargestellt.


74

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10


h FA [m

]FÜ

FÜ

FÜFÜ

FÜ

FÜ

Auß

erbe

trieb

nahm

e zu

r D

ekol

mat

ion

Abbildung 21: Beschickungshöhen RBF Kleingladenbach

Am RBF KB traten im Untersuchungszeitraum Mischwasserbelastungen mit einer Gesamtbeschickungshöhe von 63,5 m auf, die sich auf 57 Einzelereignisse verteilte. Insgesamt führten 6 Extremereignisse zum Überlaufen des Filterbeckens. Insgesamt wurde eine Überlaufhöhe von 21,6 m bezogen auf die Filterfläche gemessen.

In der Regel war das Filterüberlaufvolumen je Ereignis geringer als das Filterablaufvolumen. Eine Ausnahme stellte das Ereignis vom 17.01.2007 (Ereignis Nr. 45) dar, in welchem die Filterüberlaufschwelle ca. 45 Stunden kontinuierlich überströmt wurde. Die Überlaufhöhe betrug 14,3 m bei einer Beschickungshöhe von 6,8 m bezogen auf den Filterablauf.

Aus der filterablaufbezogenen Gesamtbeschickungshöhe ergibt sich in Abhängigkeit der 22 Betriebsmonate (ohne Außerbetriebnahme, vgl. Tabelle 16 in Kapitel 4.8) eine mittlere jährliche Beschickungshöhe von 34,6 m*a-1. Die hydraulische Belastung war demnach deutlich höher als am RBF OE, was unter anderem auf deutlich stärkere Regenereignisse am Standort Kleingladenbach zurück zu führen war (vgl. Niederschlagshöhen im Anhang, Abbildungen A29 und A30).

Der Median (Mittelwert) der Beschickungshöhe betrug 0,3 (1,0) m. Das maximale Ereignis im Untersuchungszeitraum trat im Frühjahr 2006 mit einer Höhe von 9,4 m auf. Auch an dieser Filteranlage waren unabhängig der Jahreszeit längere Trockenphasen von nahezu 2 Monaten zu verzeichnen.

Ergänzend werden in Abbildung 22 die entsprechenden Beschickungshöhen des RBF Fellenweg dargestellt.


75

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

Okt.02

Jan.03

Apr.03

Jul.03

Okt.03

Jan.04

Apr.04

Jul.04

Okt.04

Jan.05

Apr.05

Jul.05

Okt.05

Jan.06

h FA [m

]

Abbildung 22: Beschickungshöhen RBF Fellenweg

Der RBF Fellenweg wurde gegenüber den anderen untersuchten Filtern in Summe hydraulisch am schwächsten, jedoch mit einer großen Anzahl kleinerer Ereignisse belastet. Die Gesamtbeschickungshöhe betrug in der zusammenhängenden Untersuchungszeit (ohne nachträgliche Hygieneuntersuchung in 2006, vgl. Kapitel 4.8) von 36 Monaten 35,4 m bei insgesamt 101 Einzelereignissen. Der Filterüberlauf sprang während der gesamten Untersuchungszeit nicht an. Die mittlere jährliche Beschickungshöhe betrug demnach rechnerisch 11,8 m*a-1 bei einem Median (Mittelwert) von 0,2 (0,4) m je Einstauereignis, wobei das maximale Ereignis im Winter 2003 mit einer Beschickungshöhe von 2,4 m auftrat.

Die andersartige Belastungssituation des RBF Fellenweg begründet sich in der besonderen Betriebsweise dieses Filters. Wie in Kapitel 4.2.3 beschrieben, wurde mittels Schütztafel der Abflussquerschnitt zur Verringerung des Drosselabflusses der vorgeschalteten Absetzstufe verringert. Dadurch konnte die Anzahl an Mischwasserentlastungen auf den RBF erhöht werden. Diese zeichnen sich jedoch oftmals durch eine sehr geringe hydraulische bei großer stofflicher Belastung aus (vgl. Kapitel 5.2.2), weil es sich im Filterzulauf des Öfteren um Mischwasser handelt, welches ohne Modifizierung des kritischen Abflusses ohne zu entlasten zur Kläranlage weitergeleitet würde. Trockenphasen konnten dennoch mit einer Dauer von über 2 Monaten auftreten.

Gegenüber den RBF-Anlagen wurde die Lysimeteranlage witterungsunabhängig betrieben. Um die betrieblichen Randbedingungen möglichst konstant zu halten (vgl. Kapitel 2), wurde im Regelbetrieb wöchentlich eine Schwallbeschickung mit konditioniertem Abwasser und einer Beschickungshöhe von 1,0 m durchgeführt. Diese Herangehensweise ergab sich aus dem Ziel, eine gegenüber der Großtechnik möglichst repräsentative hydraulische Anlagenbelastung in Bezug auf die Beschickungshöhe (vgl. Abbildung 24 unten) und die


76

Trockenzeiten zu erreichen (vgl. Abbildung 26 in Kapitel 5.1.3). Gleichzeitig sollte eine möglichst große Jahresbeschickungshöhe erreicht werden (s.u.).

In Abbildung 23 sind die eingestellten Beschickungshöhen (hFA) über den Untersuchungszeitraum von 15 Monaten dargestellt.

0

1

2

3

4

5

Mai 06 Aug 06 Nov 06 Feb 07 Mai 07 Aug 07

h FA

[m]

Spülung mit Trinkwasser

Abbildung 23: Beschickungshöhen der Lysimeteranlage

Von der regelmäßig durchgeführten Beschickung mit hFA = 1,0 m wurde in drei Fällen mit hFA = 4 m für Grenzbetrachtungen abgewichen, wobei die entsprechende Beschickung im Juli 2006 nach einer Höhe von 3 m durch äußere Totalkolmation abgebrochen werden musste (vgl. Kapitel 5.4.2). Für die Extrembeschickungen im Juni/Juli 2007, im Weiteren auch als Langzeitbeschickung bezeichnet, wurde dieses Problem durch das vorübergehende Aufbringen einer 5 cm starken Decklage aus Kies (Körnung 2/8 mm) vermieden. Der Anlagenbetrieb mit größerer Beschickungshöhe wurde prinzipiell durch die direkte Aneinanderreihung von mehreren Standardbeschickungen mit hFA = 1,0 m realisiert.

Zusätzlich wurde eine gedrosselte Trinkwasserspülung mit 1,0 m Beschickungshöhe direkt im Anschluss an eine Beschickung mit konditioniertem Abwasser durchgeführt, um das Austragsverhalten zuvor zurückgehaltener Indikatorbakterien aus dem Filterkörper zu untersuchen (vgl. Kapitel 3.2.4). Zur Bestimmung des Einflusses von längeren Trockenphasen wurden im Dezember/Januar 2006/2007, im Februar/März 2007 und im Mai/Juni 2007 mehrwöchige Beschickungspausen (3 bis 4 Wochen) eingelegt.

Insgesamt wurden über den Untersuchungszeitraum 56 Beschickungen (inkl. Trinkwasserspülung) an der Lysimeteranlage mit einer Gesamtbeschickungshöhe von 64 m durchgeführt. Daraus ergab sich rechnerisch eine durchschnittliche Jahreshöhe von 51,2 m. Hinsichtlich der Empfehlung einer durchschnittlichen Jahresbelastung von hFA = 40 m*a-1 und


77

einer Maximalbelastung von hFA = 60 m*a-1 in DWA-Merkblatt 178 (vgl. Tabelle 2 in Kapitel 3.1.2) wurde für den Lysimeterbetrieb der Mittelwert der empfohlenen Werte gewählt.

Um die ereignisspezifischen Beschickungshöhen der untersuchten Filteranlagen miteinander zu vergleichen sind die Unterschreitungshäufigkeiten der Höhen über den gesamten Untersuchungszeitraum in Abbildung 24 gegenübergestellt.

0102030405060708090

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10Quantil hFA [m]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung 24: Unterschreitungshäufigkeit der ereignisspezifischen Beschickungshöhen, RBF und Lysimeter

Für die RBF-Anlagen lag der Median der ereignisspezifischen Beschickungshöhe zwischen 0,2 m und 0,3 m. Die Anlagen unterschieden sich diesbezüglich nur geringfügig. Im Hinblick auf größere Ereignisse waren jedoch wesentliche Unterschiede erkennbar, die zu den deutlichen Unterschieden der Gesamtbeschickungshöhe führten. Hier fiel vor allem der RBF KB auf, an dem über den Untersuchungszeitraum mehrmals extreme Beschickungshöhen von größer 5 m gemessen werden konnten.

Die Beschickungshöhe der Lysimeteranlage im Regelbetrieb (hFA = 1,0 m) deckte den weitaus größten Bereich der gemessenen Höhen auf den Retentionsbodenfiltern ab (RBF KB 77 % bis RBF FW 95 % aller Ereignisse). Die Extrembelastungen des RBF KB mit Beschickungshöhen von bis 9,4 m je Ereignis wurden an der Lysimeteranlage nicht nachgebildet. Die Lysimeterbeschickungen mit einer Höhe von maximal 4 m (s.o.) erwiesen sich für die Untersuchung des Einflusses von Extrembelastungen auf den Keimrückhalt als ausreichend (vgl. Kapitel 5.4.4), so dass der Aufwand von Langzeitbeschickungen nicht unnötig vergrößert werden musste.

Zusammenfassend ist in Tabelle 17 die Anzahl der Einstauereignisse bzw. Beschickungen auf den untersuchten Filteranlagen mit Angabe der durchschnittlichen Anzahl in einem Jahr


78

aufgelistet. Ergänzend wird dargestellt, wie viele Ereignisse auf Standard-Abwasserparameter und Hygieneparameter (vgl. Kapitel 4.8) beprobt und bilanziert wurden.

Tabelle 17: Ereignisanzahl auf den RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage

Entlastungen Beschickungen Jahres-

RÜ Filter durchschnitt Standard Hygiene

RBF Oberelsungen 57 57 29 49 29

RBF Kleingladenbach 61 57 31 43 40

RBF Fellenweg 101 (107)1) 101 (107)1) 34 73 6

Lysimeter 1 bis 8 56 45 56 561) Mit nachträglicher Hygieneuntersuchung 2006

stoffliche ErfassungFilterbezeichnung

Anzahl Ereignisse [-]

Hinsichtlich der Hygieneparameter konnten insgesamt 75 Ereignisse an den großtechnischen RBF-Anlagen bilanziert werden. Mit Ausnahme des RBF FW wurde der Großteil aller erfassten Ereignisse auch auf Hygieneparameter untersucht, während an der Lysimeteranlage alle Beschickungen auf Hygiene- und Standardparameter beprobt und analysiert wurden. Insgesamt wurden ca. 2.860 Proben auf Indikatorbakterien analysiert. Am RBF OE waren dies ca. 450 Proben, am RBF KB ca. 550 und am RBF FW 60 Proben. Am beprobungsintensivsten waren die Lysimeteruntersuchungen mit knapp 1.800 Proben.

Hydraulisch wurden alle Einstauereignisse erfasst, wobei die Anzahl aller Mischwasserentlastungen am Regenüberlauf (Entlastungen RÜ) des Standortes Kleingladenbach die Anzahl der Filterbeschickungen durch die zeitweise Außerbetriebnahme dieser Anlage (vgl. Kaptitel 4.8) überstieg. Die mittlere Ereignisanzahl pro Jahr lag für die untersuchten RBF in einer vergleichbaren Größenordnung.

Ergänzend zur obigen Tabelle werden in Tabelle 18 die jeweiligen Gesamtbeschickungshöhen mit Angabe der stofflich erfassten Höhe der untersuchten Anlagen zusammengefasst.

Tabelle 18: Summe der Beschickungshöhen der RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage

gesamte Jahres- Hygiene

Untersuchung durchschnitt Untersuchung Standard Hygiene

RBF Oberelsungen 34,5 17,3 24,1 30,4 19,5

RBF Kleingladenbach 63,5 34,6 63,1 45,8 45,6

RBF Fellenweg 35,4 (36,0)1) 11,8 0,6 26,1 (26,7)1) 0,6

Lysimeter 1 bis 8 64,0 51,2 64,0 64,0 64,01) Mit nachträglicher Hygieneuntersuchung 2006

Summe der ereignisspezifischen Beschickungshöhen ∑ hFA [m]

stoffliche ErfassungFilterbezeichnung

Die filterablaufbezogenen Gesamtbeschickungshöhen der RBF-Anlagen unterschieden sich deutlich, was im Rahmen der vorliegenden Untersuchung als positiv bewertet wurde, um


79

über den Anlagenvergleich eventuelle Einflüsse der hydraulischen Belastung auf den mittleren Wirkungsgrad der Filter erkennen zu können. Je nach RBF wurden in Bezug auf die untersuchten Standardparameter 72 % bis 88 % der gesamten Beschickungshöhe seit Inbetriebnahme der Anlagen stofflich erfasst.

Innerhalb der zeitlich später begonnenen Hygieneuntersuchung wurden am RBF KB 72 % und am RBF OE 81 % der anfallenden Beschickungshöhe auf Indikatorbakterien untersucht. Während diese Anteile als repräsentativ für die Beschreibung der Leistungsfähigkeit der Anlagen bewertet wurden, besaßen die Hygieneuntersuchungen am RBF FW lediglich orientierenden Charakter.

An der Lysimeteranlage wurde die gesamte Beschickungshöhe stofflich (Standard und Hygiene) erfasst.

5.1.3 Betriebszeiten und Trockenzeiten

Weil RBF in Abhängigkeit des anfallenden abflusswirksamen Niederschlages intermittierend beschickt werden, sind zur Beschreibung der hydraulischen Belastung auch die Betriebszeiten und Trockenzeiten der Filter von Interesse.

Die Betriebszeit eines Ereignisses wurde als Zeitspanne zwischen Zulaufbeginn und Ablaufende definiert (vgl. Kapitel 4.6) und kann somit vereinfacht auch als Einstauzeit des Filterkörpers bezeichnet werden. Die Trockenzeiten ergaben sich entsprechend aus der Bestimmung der Zeitspanne zwischen Ablaufende eines Ereignisses bis Zulaufbeginn des nachfolgenden Ereignisses. Die Summe aller Betriebszeiten und aller Trockenzeiten ergaben somit die Gesamtuntersuchungszeit.

Diese Bilanzierung ist möglich, weil alle Ereignisse hydraulisch erfasst wurden. Die Zeiten sind neben der hydraulischen Zulaufbelastung und dem daraus resultierenden Wasserstand im Retentionsraum auch von der eingestellten Drosselabflussspende der Filter abhängig und können daher geringfügig beeinflusst werden.

In Abbildung 25 sind die Unterschreitungshäufigkeiten der ermittelten Betriebszeiten je Einstauereignis der großtechnischen RBF-Anlagen und der Lysimeteranlage vergleichend dargestellt.


80

0102030405060708090

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12Quantil Betriebszeiten [d]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung 25: Unterschreitungshäufigkeit der Betriebszeiten je Ereignis / Beschickung, RBF und Lysimeter

Die Betriebszeiten der RBF-Anlagen variierten in einem größeren Bereich. Im Median können Betriebszeiten von ungefähr 10 bis 30 Stunden angenommen werden. Zeiten von länger als zwei Tagen traten, mit Ausnahme des hydraulisch am schwächsten belasteten RBF Fellenweg, an den RBF OE und KB in ca. 20 % aller Fälle auf.

An den RBF OE und KB traten oftmals auch bei gleicher Beschickungshöhe und gleicher Einstellung der Drosselabflussspende längere Betriebszeiten als am RBF FW auf, weil sich aufgrund ihrer Zuflusscharakteristik seltener Wasserstände im Retentionsraum einstellten, die zu einer durchgängigen Aktivierung des vollständigen Drosselabflusses führten.

Der RBF FW wurde demgegenüber bis auf wenige Ausnahmen schwallartig belastet, was in nahezu jedem Ereignis zu einer durchgängig hohen und konstanten Abflussleistung führte. Am RBF OE machte sich darüber hinaus die längere Entleerungsdauer aufgrund der größeren Filterfläche bis zum Erreichen der Grenzabflusshöhe über dem Messwehr im Filterablauf, die das Ereignisende definierte (vgl. Kapitel 4.5.1), bemerkbar.

Gegenüber der Großtechnik waren die Betriebszeiten auf der Lysimeteranlage über die Beschickungshöhe und die konstante Drosselabflussspende in Verbindung mit der Beschickung im Schwall (vgl. Kapitel 4.8) fest einstellbar. Bei der „Standardbetriebseinstellung“ mit 1,0 m Beschickungshöhe und der Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 betrug die Betriebszeit beispielsweise ca. 14 Stunden, während sie sich bei halbierter Abflussspende von 0,01 L*m-2*s-1 auf ca. 28 Stunden verdoppelte.

Entsprechend zur Betriebszeit wird in Abbildung 26 die Unterschreitungshäufigkeit der Trockenphasen zwischen den Einstauereignissen dargestellt.


81

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Quantil Trockenzeiten [d]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung 26: Unterschreitungshäufigkeit der Trockenzeiten zwischen Eintauereignissen/ Beschickungen, RBF und Lysimeter

Hinsichtlich der zeitlichen Länge von Trockenphasen unterschieden sich die großtechnischen Anlagen in der dargestellten Skalierung nur unwesentlich. Der Median lag zwischen 5 und 8 Tagen. In ungefähr 90 % aller Fälle betrug die Zeit zwischen 2 Ereignissen weniger als 25 Tage, wobei Trockenzeiten von über 2 Monaten auftraten (RBF FW). Die Trockenzeiten aller untersuchten Filter lagen demnach trotz ihrer deutlich unterschiedlichen hydraulischen Belastung in Bezug auf die Gesamtbeschickungshöhe (vgl. Kapitel 5.1.2) in einer vergleichbaren Größenordnung.

Die in der Regel wöchentliche Beschickungspause der Lysimeteranlage lag im Bereich des Medians der Trockenphasen auf den RBF-Anlagen. Trockenzeiten von länger als 10 Tagen stellten Ausnahmen in der Betriebsweise dar. Hier wurde ein guter Kompromiss gefunden, um mit gleichzeitigem Anspruch möglichst konstanter Betriebsbedingungen auf der Lysimeteranlage die großtechnischen Verhältnisse abzubilden. Mit den zusätzlichen Beschickungspausen von ca. 1 Monat konnten über 90 % der vorkommenden Trockenzeiten auf den RBF abgedeckt werden.

Auf die Auswirkungen der hydraulischen Belastung (Intensität und Verteilung) wird in der Diskussion der Einflussvariablen auf den Keimrückhalt (Kapitel 5.4) weiter eingegangen.

5.1.4 Zusammenfassung und Diskussion

Jedes Einstauereignis besitzt bezüglich der hydraulischen Filterbelastung in Intensität, Dauer und Verlauf eine eigene Charakteristik. Wie die Ereignisse untereinander sind auch die hydraulischen Belastungen von RBF untereinander höchst unterschiedlich. Diesbezüglich war der RBF Kleingladenbach mit einer durchschnittlichen Jahresbeschickungshöhe von ca.


82

35 m am stärksten belastet, gefolgt von den RBF Oberelsungen (17 m) und Fellenweg (12 m). Die Unterschiede wurden im Wesentlichen durch Großereignisse mit mehreren Metern Beschickungshöhe hervorgerufen, wohingegen der Median der ereignisspezifischen Beschickungshöhe der Filter in einem relativ engen Bereich von 0,2 m bis 0,3 m lag.

Bei vergleichbarer Ereignisanzahl pro Jahr traten an allen RBF auch vergleichbare Trockenzeiten von bis zu zwei Monaten Länge auf. Trotz der unterschiedlichen Gesamtbelastung fiel kein Filter gegenüber den Anderen mit stärker ausgebildeten Trockenzeiten auf.

Die Anzahl an erfassten Ereignissen ist möglichst groß und möglichst zusammenhängend zu wählen, um diese hydraulische Belastungscharakteristik der Filter zutreffend beschreiben zu können. Dies ist mit über 50 Ereignissen an jedem RBF gelungen, wobei alle aufgetretenen Ereignisse im Untersuchungszeitraum hydraulisch erfasst werden konnten.

Die inhomogenen Belastungsverhältnisse der großtechnischen RBF galt es im halbtechnischen Maßstab auf der Lysimeteranlage abzubilden. Gleichzeitiges Ziel war es jedoch auch, alle Lysimeter unter gleichen, möglichst konstanten Randbedingungen zu betreiben, um für die Diskussion von Einflussvariablen auf die Leistungsfähigkeit der Filter statistische Methoden anwenden zu können (vgl. Kapitel 4.9). Diesem Anspruch wurde im Wesentlichen mit dem Regelbetrieb einer wöchentlichen Schwallbeschickung mit 1,0 m Beschickungshöhe Rechnung getragen. Dieser Regelbetrieb wurde um drei mehrwöchige Trockenphasen ergänzt. Insgesamt wurden 56 Lysimeterbeschickungen durchgeführt. Die Ereignisanzahl an Halbtechnik und Großtechnik war dadurch vergleichbar.

Hydraulisch wurden alle Ereignisse innerhalb des Untersuchungszeitraumes an den RBF messtechnisch erfasst. Die stoffliche Erfassungsrate betrug je Parameter und RBF bezogen auf die Beschickungshöhe mit Ausnahme der Hygieneuntersuchungen am RBF FW, die nur orientierend durchgeführt wurden, zwischen 72 % und 88 %. An der Lysimeteranlage wurde die gesamte Beschickungshöhe stofflich erfasst.

5.2 Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad

5.2.1 Trockenwettertagesgang

Die Untersuchung von Hygieneparametern wird in der Siedlungsentwässerung üblicherweise nicht durchgeführt. Daher war ein grundsätzliches Ziel dieser Arbeit, die Belastung von Mischwasser mit Indikatorbakterien zu erfassen. Gleichzeitig wurde untersucht, mit welchem standardisierten Misch- bzw. Abwasserparameter die Keimbelastung am ehesten korreliert, um die Hygienebelastung der Stoffströme mit einer Standardbelastung vergleichen und somit besser interpretieren zu können.


83

Es wurde angenommen, dass die wesentliche Keimbelastung des Mischwassers durch die Schmutzwasserbelastung hervorgerufen wird. Zur Verifizierung dieser Annahme wurde nach Beendigung der RBF-Untersuchungen am Standort Oberelsungen die vorübergehend ungenutzte Probenahmetechnik verwendet, um einen Tagesgang der stofflichen Belastung des Trockenwetterabflusses im Beckenüberlaufbauwerk der RBF-Anlage und damit im Zulaufsammler der Kläranlage Oberelsungen aufzuzeichnen (vgl. Abbildung 6 in Kapitel 4.2.1).

Beprobt wurde mit einem automatischen gekühlten Probenehmer von 8:00 Uhr morgens bis 8:00 Uhr des Folgetages. Erfasst wurden Mischproben über jeweils 2 Stunden, in denen die in Kapitel 4.6 genannten Standard- und Hygieneparameter analysiert wurden. Der Standort Oberelsungen bot sich für derartige Untersuchungen an, weil sich RBF-Anlage und Kläranlage in unmittelbarer Nähe befinden und dadurch ein Vergleich der Emissionen aus Mischwasserentlastung bzw. Filterzulauf und Kläranlagenablauf herleiten ließ. Bei den Einzugsgebieten der Kleingladenbach und Fellenweg handelt es sich demgegenüber um Ortsteile, die über keine eigene Kläranlage verfügen.

Vom 28.08.2007 bis zum 29.08.2007 gelang es, außerhalb der Schulferienzeit, einen vollständigen Trockenwettertagesgang am Standort Oberelsungen zu erfassen. Es zeigte sich, dass der Konzentrationsverlauf des chemische Sauerstoffbedarfs in der homogenisierten Probe (CCSB) am ehesten mit der Konzentration von Indikatorbakterien korrelierte.

Dieses Ergebnis lag nahe, weil mit den Hygieneindikatoren verschiedene Arten heterotropher Bakterien, hauptsächlich fäkalen Ursprungs, zusammengefasst werden (vgl. Kapitel 3.2.2). Aus diesem Grund werden in den Folgekapiteln oftmals die erzielten Ergebnisse (Belastung, Wirkung, Einflussvariablen auf die Wirkung) bezüglich der untersuchten Indikatorbakterien mit den Ergebnissen bezüglich CCSB verglichen.

Als günstig zu bewerten ist, dass der CSB in der Siedlungsentwässerung einen der gängigsten Parameter zur Quantifizierung von Abwasser- und Niederschlagswasserbelastungen darstellt, so dass unabhängig der vorliegenden Untersuchung Vergleichs- und Erfahrungswerte aus anderen Entwässerungssystemen vorlagen.

Vorweggenommen sei an dieser Stelle, dass für Escherichia coli (E.coli) in Bezug auf die Untersuchungen der Anlagenwirkungsgrade und der Einflussvariablen die eindeutigsten Ergebnisse erzielt werden konnten. Zudem wurden in der Literatur hinsichtlich der Hygienisierung zu E.coli mehr Informationen gefunden als zu Intestinalen Enterokokken (I.E.) und zu Gesamtcoliformen Bakterien (Coli). Aus diesem Grund wird in der Ergebnisdarstellung zu Gunsten der Übersichtlichkeit generell in erster Linie auf E.coli, gefolgt von I.E., eingegangen. Gesamtcoliforme sind aufgrund des Wegfalls als Überwachungsparameter gemäß der neuen Badegewässerrichtlinie (EG 2006) von untergeordneter Relevanz und werden daher nicht durchgängig in die Ergebnisdarstellung


84

einbezogen (vgl. Kapitel 3.2.3). Alle nicht im Text aufgeführten Ergebnisse befinden sich jedoch für jeden untersuchten Hygiene- und standardisierten Abwasserparameter im Anhang dieser Arbeit.

In Abbildung 27 ist der erfasste Tagesgang bei Trockenwetter von CCSB und beispielhaft von E.coli am Standort Oberelsungen dargestellt.

0,0E+00

1,0E+06

2,0E+06

3,0E+06

4,0E+06

08-10

10-12

12-14

14-16

16-18

18-20

20-22

22-24

24-02

02-04

04-06

06-08

Zeitspanne [hh]

C [K

BE*

100m

L-1]

0

200

400

600

800

C [m

g*L-1

]

E.coli C_CSB

Abbildung 27: Trockenwettertagesgang der Konzentration von CCSB und E.coli im Becken-überlaufgerinne der RBF-Anlage Oberelsungen, 28.08.2007 bis 29.08.2007

Es ist ein typischer Tagesgang der CSB-Konzentration für eine ländliche Gemeinde mit zwei ausgeprägten Belastungsspitzen erkennbar. Im Mittel betrug die CSB-Konzentration 316 mg*L-1 bei einer Spannweite von ca. 40 mg*L-1 bis 600 mg*L-1. Die Konzentration von E.coli zeigte ebenfalls einen Tagesverlauf, die in diesem Fall dem CSB-Tagesgang ähnelte (R2 = 0,56, α = 0,05, vgl. Abbildung 28). Für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken konnten vergleichbare Verläufe mit nahezu identischen mittleren Konzentrationen bestimmt werden. Diese sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A33) dargestellt.

Die mittlere E.coli-Konzentration betrug 1,7*106 KBE*100 mL-1 bei einer Spannweite von 5,6*105 KBE*100 mL-1 bis 3,3*106 KBE*100 mL-1. Die Dimension des Mittelwertes ist vergleichbar mit der Angabe für den mittleren Gehalt fäkalcoliformer Bakterien in kommunalem Rohabwasser von 1*106*100 mL-1 gemäß ATV-M 205 (1998).

Im Vergleich dazu wurde über den Zeitraum der Lysimeteruntersuchungen eine geringfügig höhere mittlere E.coli-Konzentration im Zulauf zur Vorklärung der KA Kassel von 3,6*106 KBE*100 mL-1 (n = 56) gemessen (Beprobung i.d.R. zwischen 14:00 Uhr und 16:00 Uhr vor der Abwasserkonditionierung, vgl. Kapitel 4.3).


85

Ergänzend werden in Abbildung 28 die Konzentrationen von CCSB und E.coli des dargestellten Tagesganges am Standort OE gegenübergestellt.

1,0E+04

1,0E+06

2,0E+06

3,0E+06

4,0E+06

0 100 200 300 400 500 600CCSB [mg*L-1]

E.co

li [K

BE*

100m

L-1]

R2 = 0,56 (n = 12)

Abbildung 28: Gegenüberstellung der Konzentrationen von CCSB und E.coli (Trocken-wettertagesgang OE, 28.08.2007 bis 29.08.2007)

Zu vermuten ist, dass die Belastung von Mischwasserentlastungen mit Indikatorbakterien durch die Konzentrationsunterschiede im Trockenwettertagesgang auch tageszeitlichen Schwankungen unterliegen kann; die Regenwasserbelastung und einen wahrscheinlichen Verdünnungseffekt (vgl. Abbildung 30 im nachfolgenden Kapitel) durch Regenwasser zunächst außer Acht gelassen.

Auf die mittlere Trockenwetterkonzentration von E.coli wird im folgenden Kapitel zur Abschätzung einer emissionsbezogenen Gebietsbilanz weiter eingegangen.

5.2.2 Filterzulaufbelastung

Zur Charakterisierung der Belastung des entlasteten Mischwassers mit Indikatorbakterien wird zunächst beispielhaft die mittlere Keimkonzentration im Filterzulauf (FZ) des RBF Oberelsungen betrachtet. In Abbildung 29 wird die Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Ereigniszulaufkonzentration (CFZ) der am RBF Oberelsungen hygienisch erfassten 29 Ereignisse (vgl. Tabelle 17 in Kapitel 5.1.2) dargestellt.


86

0102030405060708090

100

1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07Quantil CFZ RBF OE [KBE*100 mL-1]

p [%

]E.coli Coli I.E.

Abbildung 29: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis von Escherichia coli (E.coli), Gesamtcoliformen Bakterien (Coli) und Intestinalen Enterokokken (I.E.), RBF Oberelsungen

Die mittlere Ereigniskonzentration von E.coli im Filterzulauf lag in nahezu allen Fällen unter der erfassten mittleren Trockenwetterkonzentration (einmalige Beprobung, s.o.) von 1,7*106 KBE*100 mL-1 (s.o.). Für Mischwasserentlastungen kann demnach erwartungsgemäß ein Verdünnungseffekt durch abfließendes Regenwasser angenommen werden, welches somit generell schwächer als der Trockenwetterabfluss belastet ist.

Über eine einfache Mischrechnung kann die Größenordnung für die Regenwasserbelastung abgeschätzt werden, wenn vorausgesetzt wird, dass die bestimmte mittlere Trockenwetterkonzentration repräsentativ für den Untersuchungszeitraum ist:

Der Mittelwert (Median) der E.coli-Zulaufkonzentration lag bei 4,9*105 KBE*100 mL-1 (4,3*105 KBE*100 mL-1). Bei einem Verdünnungsverhältnis des Mischwassers von beispielsweise 1:10 (Trockenabfluss : Regenwasser) müsste demnach, unter Vernachlässigung von Fremdwassereinflüssen, das Regenwasser eine mittlere E.coli-Konzentration von 3,7*105 KBE*100 mL-1 aufgewiesen haben, sofern vereinfachend davon ausgegangen wird, dass es während dem Aufenthalt des Mischwassers im Kanalnetz nicht zu einer Vergrößerung der Bakterienpopulation durch Wachstum kam (vgl. Kapitel 5.3.2).

Trotz der vereinfachten Abschätzung ist davon auszugehen, dass das abgeleitete Regenwasser nicht unerheblich belastet war, genauer gesagt ist davon auszugehen, dass das abfließende Regenwasser oftmals nicht die Kriterien von Badegewässerqualität einhielt (z.B. ausreichende Qualität für Binnengewässer < 900 KBE*100 mL-1 E.coli nach EG 2006, vgl. Kapitel 3.2.3).


87

In der Regel traten im Filterzulauf über den Untersuchungszeitraum weniger Intestinale Enterokokken (I.E.) als E.coli auf, wobei wiederum mehr Gesamtcoliforme (Coli) als E.coli nachgewiesen wurden, weil E.coli zur physiologischen Gruppe der Gesamtcoliformen gehört (vgl. Kapitel 3.2.2) und die Bestimmung aus einem Ansatz erfolgt. Dieses Verhältnis der Hygieneindikatoren untereinander konnte in den Filterzuläufen von allen untersuchten Filteranlagen festgestellt werden, was als Qualitätsmerkmal der durchgeführten Beprobungen und Analysen zu werten ist. Das mittlere Verhältnis von E.coli zu I.E. der mittleren Filterzulaufbelastungen der Anlagen kann beispielsweise mit ungefähr 2 zu 1 angegeben werden. Die entsprechenden Abbildungen für die Filterzulaufbelastung der weiteren untersuchten Anlagen (RBF und Lysimeter) sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A34 bis A36) aufgeführt.

Generell konnten für die Bakterienarten untereinander mittels linearer Korrelation signifikante Abhängigkeiten erkannt werden. So wurde zum Beispiel für den RBF OE bezüglich aller Filterzulauffrachten je Ereignis bei Gegenüberstellung von E.coli zu Coli ein Bestimmtheitsmaß von R2 = 0,79 (α = 0,05) und für den Bezug von E.coli auf I.E. von R2 = 0,77 (α = 0,05) festgestellt. Jahreszeitliche Schwankungen der mittleren Bakterienkonzentration im Filterzulauf konnten nicht festgestellt werden.

Um über die Betrachtung des RBF OE hinaus die Zulaufbelastungen je Einstauerereignis/Filterbeschickung aller Anlagen untereinander zu vergleichen, sind in Abbildung 30 Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren E.coli-Zulaufkonzentrationen (CE.coli FZ) je Ereignis für die einzelnen RBF und der Lysimeteranlage gegenübergestellt.

0102030405060708090

100

1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07

Quantil CE.coli FZ [KBE*100 mL-1]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung 30: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter


88

Die Anlagen wiesen deutlich unterschiedliche mittlere Ereigniskonzentrationen im Filterzulauf auf. Starke Schwankungen waren erwartungsgemäß auch im Verlauf der einzelnen Einstauereignisse zu beobachten, die teilweise Spülstoßeffekte erkennen ließen. Ein Beispiel hierzu ist in Kapitel 5.4.4 dargestellt.

Die mittlere Belastungskonzentration des RBF KB war oftmals gegenüber dem RBF OE und dem RBF FW (nur tendenzielle Aussage möglich) deutlich geringer, was zum Teil auf Verdünnungseffekte infolge der größeren hydraulischen Belastung zurückzuführen war. Darüber hinaus kann nicht ausgeschlossen werden, dass das Schmutzwasser und / oder das Regenwasser am Standort KB gegenüber der Gemeinde Oberelsungen geringer belastet war, weil die flächenspezifischen hydraulische Belastung des RBF KB in ca. 70 % aller Ereignisse derer des RBF OE entsprach (vgl. Abbildung 24 in Kapitel 5.1.2).

Der Median der mittleren E.coli-Zulaufkonzentrationen der RBF lag in einem Bereich von ca. 5*104 KBE*100 mL-1 bis 5*105 KBE*100 mL-1 bei einer Spannweite von 7*103 KBE*100 mL-1 bis 2*106 KBE*100 mL-1. Demgegenüber wurde die Lysimeteranlage mit größeren Keimkonzentrationen beaufschlagt. Der Median lag bei 1*106 KBE*100 mL-1. Innerhalb von Zulaufereignissen traten an den RBF E.coli-Konzentrationen von maximal 5*106 KBE*100 mL-1 auf.

Die Belastungsverhältnisse zwischen den Filteranlagen spiegelten sich qualitativ in den mittleren Filterzulaufkonzentrationen des chemischen Sauerstoffbedarfs (CCSB) wieder, deren Unterschreitungshäufigkeiten in Abbildung 31 dargestellt sind.

0102030405060708090

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000Quantil CCSB FZ [mg*L-1]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung 31: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterzulaufkonzentrationen je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB), RBF und Lysimeter

Die mittleren CSB-Zulaufkonzentrationen je Einstauereignis des RBF OE und des RBF FW waren analog zur Keimbelastung gegenüber dem RBF KB oftmals größer, unterschieden


89

sich in weiten Teilen jedoch auch deutlich voneinander. Die weitaus größten Konzentrationen traten am RBF FW auf. Im Gegensatz zu den erfassten Standardparametern war die erfasste Keimbelastung im Filterzulauf dieses RBF aufgrund der geringen Fallzahl nicht repräsentativ für die Gesamtbelastung dieses Filters (s.o.). Aufgrund des erkannten Zusammenhangs zwischen der Konzentration von CCSB und dem Vorkommen von Indikatorbakterien wird daher im Zulauf des RBF FW in vielen Ereignissen von größeren Bakterienkonzentrationen verglichen mit den in Abbildung 30 dargestellten Konzentrationen ausgegangen.

Der Median der CSB-Zulaufkonzentrationen der RBF lag in einem Bereich von ca. 50 mg*L-1 bis 170 mg*L-1 bei einer Spannweite von ca. 15 mg*L-1 bis zu 990 mg*L-1 in Ausnahmefällen (RBF FW). Die deutlich höhere Keimkonzentration im Lysimeterzulauf spiegelte sich in der erhöhten CSB-Konzentration gegenüber den RBF-Anlagen, mit Ausnahme des RBF FW, wieder. Der Median der CSB-Zulaufkonzentration betrug auf der Lysimeteranlage 145 mg*L-1. In Grenzbetrachtungen wurden Konzentrationen bis maximal 470 mg*L-1 eingestellt.

Die relativ hohe mittlere Belastungskonzentration des RBF Fellenweg begründet sich in der nachträglichen Verringerung des Drosselabflusses aus der Vorstufe zur Erhöhung der Anzahl an Mischwasserentlastungen auf den RBF. Der Filter wurde dadurch, wie bereits in Kapitel 5.1.2 beschrieben, mit vielen Kleinereignissen belastet. Diese wiesen jedoch oftmals eine große stoffliche Belastung durch geringere Verdünnung mit Regenwasser auf.

Zudem handelt es sich bei der Vorstufe um einen, in Bezug auf die Absetzwirkung partikulärer Stoffe als ungünstig zu bewertenden Stauraumkanal mit unten liegender Entlastung (vgl. ATV-A 128, 1992), worin ein weiterer Grund für die Höherbelastung des entlasteten Mischwassers an diesem Standort vermutet werden kann. Entsprechend wurden verglichen zu den RBF OE und KB wesentlich größere Feststoffbelastungen des Filterzulaufes gemessen. Die entsprechenden Ergebnisse sind im Anhang zu diesem Kapitel dargestellt.

Neben der Konzentrationscharakteristik der Filterzuläufe ist für den direkten Vergleich der Filterbelastungen untereinander die Normierung der Zulauffracht je Quadratmeter Filterfläche sinnvoll. In Abbildung 32 ist Unterschreitungshäufigkeit der berechneten spezifischen Zulauffracht von E.coli (BE.coli FZ) je Ereignis/Beschickung der Filteranlagen gegenübergestellt.


90

0102030405060708090

100

1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11Quantil BE.coli FZ [KBE*m-2]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung 32: Unterschreitungshäufigkeiten der flächenspezifischen Filterzulauffrachten je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter

Die geringeren Konzentrationen im Filterzulauf des RBF KB spiegelten sich in geringeren flächenspezifischen Zulauffrachten gegenüber dem RBF OE wieder. Der RBF OE besitzt verglichen mit dem RBF KB eine größere Filterfläche (vgl. Kapitel 4.2) und wies in ca. 30 % aller erfassten Ereignisse eine geringere hydraulische Belastung als der RBF KB auf (vgl. Abbildung 24 in Kapitel 5.1.2). Durch die Einbindung der Filterfläche und die hydraulische Belastung in die Betrachtungsweise gemäß Abbildung 32 fielen daher die Unterschiede zwischen den RBF OE und KB bezogen auf die flächenspezifischen Zulauffrachten je Ereignis geringer aus als die Unterschiede bezogen auf die mittleren Zulaufkonzentrationen je Ereignis gemäß Abbildung 30.

An den RBF nahm in der Regel die Zulauffracht mit der Beschickungshöhe zu. Am RBF OE wurde beispielsweise bei Gegenüberstellung der E.coli-Zulauffrachten mit den entsprechenden Beschickungshöhen je Ereignis ein Bestimmtheitsmaß von R2 = 0,85 (α = 0,05) festgestellt. Die geringe hydraulische Belastung je Ereignis des RBF FW führte dazu, dass die relativ großen Zulaufkonzentrationen nicht zu auffällig großen spezifischen Ereignisfrachten führten. Auch wenn nochmals zu bemerken ist, dass die geringe Grundgesamtheit an hygienisch erfassten Ereignissen an diesem Filter nur tendenzielle Aussagen zulässt.

Der Median der spezifischen Zulauffracht der RBF lag in einem Bereich von 2*108 KBE*m-2 bis 1*109 KBE*m-2. Demgegenüber war der Median an den Lysimetern mit 1*1010 KBE*m-2, nicht zuletzt durch die Beschickung im Schwall mit konstanter Zulaufbelastung, deutlich höher. Die Lysimeteranlage wurde hinsichtlich der Zulaufkonzentrationen und der spezifischen Zulauffrachten je Beschickung höher belastet als die großtechnischen RBF-Anlagen. Diese Herangehensweise wurde gewählt, um stoffliche Belastungsgrenzen von


91

RBF zu untersuchen. Des Weiteren zielte diese Strategie darauf ab, die bodenbiologischen Untersuchungen in Bezug auf Protozoen und Bdellovibrionen und die Untersuchungen auf extrazelluläre polymere Substanzen (EPS) gegen Ende des Untersuchungsbetriebes nach höherer stofflicher Gesamtbelastung durchzuführen, um im Hinblick auf die mikrobiologische Einarbeitung unterschiedlich stark belastete Anlagen miteinander vergleichen zu können (vgl. Kapitel 5.4.8.2 und Kapitel 5.4.8.3). Außerdem konnte durch die größere stoffliche Belastung der Lysimeter der endliche Prozess des Phosphorrückhaltes gegenüber der Großtechnik in verkürzter Zeit simuliert werden. Untersucht wurde diesbezüglich, ob der erwartete Rückgang der Phosphorsorption auch einen Einfluss auf den Keimrückhalt besitzt.

Trotz der Höherbelastung der Lysimeter traten die eingestellten Zulauffrachten überwiegend auch an den großtechnischen Filtern, jedoch seltener, auf. Somit besaßen die Belastungszustände der Lysimeter großtechnische Relevanz. Die unterschiedliche Filterbefrachtung wird anhand der flächenspezifischen CSB-Zulauffrachten (BCSB FZ) in Abbildung 33 verdeutlicht.

0102030405060708090

100

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Quantil BCSB FZ [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung 33: Unterschreitungshäufigkeiten der flächenspezifischen Filterzulauffrachten je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB), RBF und Lysimeter

Die flächenspezifische CSB-Belastung der RBF war in weiten Teilen vergleichbar, wohingegen die Zulauffracht der Lysimeter in den meisten Fällen deutlich erhöht war. Dasselbe gilt auch für die Abwasserparameter Feststoffe, Ammoniumstickstoff und Phosphor. Die entsprechenden Abbildungen befinden sich gemeinsam mit den ermittelten Werten für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A37 bis A50). Ergänzend dazu werden die Zulaufbelastungen (mittlere Ereigniskonzentration und Ereignisfracht) aller Filter mit der Angabe von Median, Mittelwert, Minimalwert und Maximalwert in einer Tabelle im Anschluss an die Darstellung aller Unterschreitungshäufigkeiten im Anhang (Tabelle A14) zusammengefasst.


92

Die deutlichen Unterschiede in den Filterzulaufkonzentrationen der RBF (v.a. auf den RBF FW bezogen) wurden durch die unterschiedliche hydraulische Belastung und die unterschiedlichen Filtergrößen hinsichtlich der spezifischen Flächenbelastung je Ereignis relativiert, was im Sinn einer (eines) den jeweiligen Randbedingungen angepassten Anlagenbemessung (und Anlagenbetrieb) ist.

Zur Beschreibung der Filterbelastung wurden die spezifischen Flächenbelastungen über die jeweiligen Untersuchungszeitraum aufsummiert und vereinfacht auf ein Jahr normiert, um die Jahreszulaufbelastung abzuschätzen. Dabei wird die Fracht an den RBF unterschätzt, weil nicht alle Ereignisse in den jeweiligen Untersuchungszeiträumen stofflich erfasst wurden (vgl. Kapitel 5.1.2). Für die Angabe von Größenordnungen ist diese Herangehensweise jedoch vertretbar. In Tabelle 19 sind die rechnerischen Frachten aufgelistet.

Tabelle 19: Spezifische Jahresfracht im Filterzulauf, RBF und Lysimeter

E.coli CSB

RBF Oberelsungen 7,6E+10 1.382

RBF Kleingladenbach 6,7E+10 1.125

RBF Fellenweg -1) 1.160

Lysimeter 1-8 4,7E+11 5.4411) Datenbasis zu gering

Filterbezeichnungspez. Jahresfracht im Filterzulauf BFZ,a [g*m-2*a-1]

Die rechnerische Jahreszulauffracht bzw. Entlastungsfracht je Quadratmeter Filterfläche lag an den RBF-Anlagen in vergleichbaren Größenordnungen. Im Gegensatz zur hydraulischen Belastung wurden die RBF in Bezug auf die Summe der stofflichen Belastung mit Kohlenstoff und Indikatorbakterien als gleichwertig belastet eingestuft. Deutlich wird demgegenüber die Höherbelastung der Lysimeteranlage, die sich über die Gesamtheit der untersuchten Parameter erstreckt.

Um zusätzlich das Emissionspotential der Mischwasserentlastungen (bzw. Filterzuläufe) abzuschätzen, wurden die ermittelten Entlastungsfrachten bzw. Zulauffrachten zum RBF Oberelsungen in Summe der Schmutzfracht aus dem Ablauf der Kläranlage Oberelsungen gegenübergestellt. Dazu wurden seitens des Betreibers das Abflussvolumen und die mittlere Ablaufkonzentration (wöchentliche Messung) der Kläranlage Oberelsungen aus den Jahren 2005 und 2006 zur Verfügung gestellt. Dadurch konnte von Juli 2005 (Inbetriebnahme RBF OE, vgl. Kapitel 4.8) bis Ende 2006 bilanziert werden.

In diesem Zeitraum wurden insgesamt 36 Entlastungsereignisse mit einer Beschickungshöhe von insgesamt 19,3 m gemessen, von denen mit 31 Ereignissen (∑ hFA = 18,1 m) der weitaus größte Teil der Emissionen stofflich (Standardparameter) erfasst werden konnte. In diesen Ereignissen wurde in dem angegebenen Zeitraum eine Fracht von 2.584 kg CSB auf den RBF OE geleitet.


93

Im gleichen Zeitraum konnte die Ablauffracht der Kläranlage OE über die mittlere Ablaufkonzentration mit 7.024 kg CSB abgeschätzt werden. Demnach wurde eine Schmutzfracht mit einem Anteil von ca. 36 % der Kläranlagenemission entlastet bzw. der Behandlung im RBF OE zugeführt. Dabei ist zu beachten, dass ca. ein Drittel der befestigten Fläche im Einzugsgebiet des RBF vorentlastet ist (vgl. Tabelle 6 in Kapitel 4.2.1). Die relativen Gesamtemissionen des Siedlungsgebietes aus Mischwasserentlastungen sind demnach noch größer als die angegebenen 36 %.

Für Indikatorbakterien lagen keine Konzentrationswerte des Kläranlagenablaufes Oberelsungen vor. Daher wurde vereinfachend die gemessene mittlere Trockenwetterkonzentration von 1,7*106 KBE*100 mL-1 (vgl. Kapitel 5.2.1) für den gesamten Kläranlagenzulauf und eine Eliminationsrate für Kläranlagen mit biologischer Stufe von 1,0 log-Stufe (90 %) gemäß ATV-M 205 (1998) angenommen. Bilanziert werden konnte von Mitte November 2005 bis Ende April 2006 sowie von August 2006 bis Ende 2006 (ca. 10 Monate). In diesen Zeiträumen wurden die Filterzuläufe des RBF Oberelsungen auch auf Hygieneparameter analysiert (siehe Zeitbalkendiagramm in Abbildung 17, Kapitel 4.8).

Der Anteil der Entlastungsfracht bzw. der Filterzulauffracht an der geschätzten Kläranlagenablauffracht betrug in diesem Zeitraum beispielsweise für E.coli ca. 26 %. Erfasst wurden alle Ereignisse stofflich und hydraulisch. Dabei handelt es sich um insgesamt 14 Ereignisse mit einer Gesamtbeschickungshöhe von 9,0 m. In diesen Ereignissen wurde eine Gesamtfracht von 8,4*1013 KBE E.coli, bei einer theoretischen Kläranlagenablauffracht von 3,3*1014 KBE E.coli, dem RBF OE zugeführt.

Werden vergleichbare Abschätzungen für die nicht vorentlasteten Einzugsgebiete der RBF Kleingladenbach und Fellenweg durchgeführt, ergeben sich erwartungsgemäß für jedes Gebiet deutlich unterschiedliche Relationen. Weil die Ortsteile über keine eigene Kläranlage verfügen, wurde jeweils eine fiktive Kläranlage mit den identischen Zu- bzw. Ablauffrachten der Kläranlage Oberelsungen, jedoch skaliert auf die jeweilige Einwohnerzahl, angenommen.

Für den RBF Kleingladenbach ergab sich dadurch eine relative Filterzulauffracht verglichen mit der fiktiven Kläranlagenablauffracht von ca. 52 % für CSB und ca. 59 % für E.coli. Am RBF Fellenweg besaß die auf den Filter geleitete CSB-Fracht einen Anteil von ca. 77 % der Emissionen einer fiktiven Kläranlage. Für Indikatorbakterien lagen am RBF FW zu wenig Daten für eine Abschätzung vor.

Trotz der Vereinfachungen, v.a. in Bezug auf die Kläranlagenemissionen von Indikatorbakterien, soll mit Hilfe dieser Abschätzungen veranschaulicht werden, dass die relativen Emissionen aus Mischwasserentlastungsfrachten von CSB und E.coli in der gleichen Größenordnung angesiedelt werden können.


94

5.2.3 Filterablaufbelastung

Wie im Filterzulauf konnten auch im Filterablauf aller Anlagen deutliche Korrelationen der untersuchten Bakterienarten festgestellt werden. Beispielsweise wurde für den RBF OE bezüglich aller Filterablauffrachten je Ereignis für den Bezug von E.coli zu Coli mittels linearer Korrelation ein Bestimmtheitsmaß von R2 = 0,72 (α = 0,05) und für den Bezug von E.coli auf I.E. von R2 = 0,79 (α = 0,05) berechnet. Intestinale Enterokokken wiesen in den meisten Fällen auch im Filterablauf die geringste Konzentration der Indikatorbakterien auf. Aufgrund der gleichen Verhältnisse wie im Filterzulauf wird auch die detaillierte Darstellung der Filterablaufbelastungen auf E.coli beschränkt.

In Abbildung 34 werden exemplarisch die Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Ablaufkonzentrationen von E.coli je Ereignis der RBF-Anlagen und orientierend von Lysimeter 1 gegenübergestellt. Ergänzend ist das Kriterium für eine ausreichende Qualität gemäß Badegewässerrichtlinie (EG 2006) für Binnengewässer von 900 KBE*100 mL-1 (90-Perzentil-Bewertung) in Form eines Punktes eingetragen (vgl. Tabelle 4 in Kapitel 3.2.3).

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06

Quantil CE.coli FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]

OE KB FW L1 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung 34: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterablaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter 1

In der Regel lagen die mittleren Ablaufkonzentrationen der untersuchten Filter unter den Zulaufkonzentrationen. Die mittlere Ereigniskonzentration von Indikatorbakterien lag im Großteil der erfassten Filterabläufe in einem Bereich von 103 KBE*100 mL-1 bis 2*105 KBE*100 mL-1. Dabei wies der RBF KB mit den, gegenüber dem RBF OE, überwiegend geringeren Filterzulaufkonzentration in der Regel auch im Ablauf die geringeren E.coli-Konzentrationen auf.

Demgegenüber wurden am RBF OE in der überwiegenden Ereignisanzahl deutlich erhöhte Ablaufwerte gemessen. Dies zeigt, dass der Keimrückhalt unter anderem von der


95

Filterzulaufbelastung abhängt, worauf in der Diskussion der Einflussvariablen in Kapitel 5.4 weiter eingegangen wird.

Diese Verhältnisse trafen auch auf die Parameter Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken zu. Die entsprechenden Ergebnisdarstellungen sind im Anhang zu diesem Kapitel ergänzt um die mittleren ereignisspezifischen Filterablauffrachten und die Ergebnisse aller Lysimeter dargestellt (Abbildungen A51 bis A71).

In einem Ereignis wurde am RBF OE im Ablauf eine E.coli-Konzentration von 900 KBE*100 mL-1 (Konzentrationswert für ausreichende Qualität ohne Betrachtung der Bewertungsstatistik) deutlich unterschritten. Hierbei handelte es sich um ein kleineres Ereignis mit einer Beschickungshöhe von 0,17 m mit nur wenigen Beprobungen, in denen das Ergebnis für Intestinale Enterokokken jedoch nicht bestätigt werden konnte. Diese lagen im Mittel mit 2,2*104 KBE*100 mL*-1 um fast drei log-Stufen höher, weshalb die vermeintliche Unterschreitung von 900 KBE*100 mL-1 eher als Analyse- und oder Probenahmefehler gewertet wurde. Dass nur eine Indikatorart im Filterablauf in großer Anzahl nachgewiesen werden kann, während eine andere gegen Null tendiert, erscheint aufgrund der gewonnen Erfahrung unmöglich.

Wie für die Keimkonzentration traten am RBF OE auch für den chemischen Sauerstoffbedarf im Vergleich mit dem RBF KB im Filterablauf oftmals größere mittlere Ereigniskonzentrationen auf. Diese sind im Anhang zu diesem Kapitel zusammen mit den weiteren untersuchten Standardparametern und den entsprechenden Ergebnissen für alle Lysimeter dargestellt (Abbildungen A72 bis A87).

Mit erhöhtem Kohlenstoffgehalt war im Ablauf wie im Zulauf der Anlagen auch mit erhöhten Konzentrationen von Indikatorbakterien zu rechnen. Über diesen qualitativen Zusammenhang hinaus korrelierten die Hygieneparameter im Filterablauf jedoch nicht in einer Weise mit dem CSB oder einem anderen der untersuchten Standardparameter, die eine quantitative Aussage zuließe. Hygieneuntersuchungen können daher nicht durch die Untersuchung von Standardparametern ersetzt werden.

Die wenigen ermittelten Ablaufkonzentrationen des RBF FW lagen in den Wertebereichen der nichtbindigen Filter. Das bindige Filtersubstrat wirkte sich im Vergleich mit den nichtbindigen Substraten anscheinend nicht negativ auf den Keimrückhalt aus. Im Vorfeld wurde vermutet, dass bindiges Material, infolge der Eigenschaft Makroporen auszubilden, schlechter für den Keimrückhalt geeignet ist (vgl. Kapitel 3.2.4).

Die Indikatorbakterien wurden an allen RBF deutlich zurückgehalten. Die Maßgaben für ausreichende Qualität gemäß Badegewässerrichtlinie (EG 2006) wurden jedoch nicht eingehalten. Die Unterschreitung einer E.coli-Ablaufkonzentration von 900 KBE*100 mL-1 war nur in Ausnahmefällen auf dem RBF KB (ca. 8-%-Perzentil) bei geringen Zulaufkonzentrationen der Fall. Dabei streuten an allen Filtern die mittleren Filterablaufkonzentrationen wie die Zulaufkonzentrationen in einem weiten Bereich.


96

Dies war ebenfalls für die halbtechnischen Lysimeter festzustellen. Die Ablaufwerte des beispielhaft dargestellten Lysimeters 1 deckten nahezu die gesamte Spannweite an ermittelten Ereigniskonzentrationen der Großtechnik ab. Auf Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken waren diese Ergebnisse übertragbar. Die entsprechenden Abbildungen sind inklusive den flächenspezifischen Ablauffrachten im Anhang aufgeführt (s.o.).

Für die Untersuchung der Einflussvariablen auf den Keimrückhalt war besonders die Betrachtung der Lysimeterergebnisse im relativen Vergleich untereinander von Bedeutung. In Abbildung 35 sind die entsprechenden mittleren Ablaufkonzentrationen aller Lysimeter als Unterschreitungshäufigkeit dargestellt.

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06Quantil CE.coli FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung 35: Unterschreitungshäufigkeiten der mittleren Filterablaufkonzentrationen je Ereignis von E.coli, Lysimeter 1 bis 8

Im Sinn des Versuchsaufbaus unterschieden sich die Ergebnisse für einige Lysimeter deutlich. Bei identischer Zulaufbelastung konnten deutliche Unterschiede in der Ablaufbelastung ermittelt werden, was sich in unterschiedlichen Wirkungsgraden widerspiegelte. Besonders auffällig waren die oftmals wesentlich geringeren Ablaufkonzentrationen und damit Frachten der nachträglich verdichtet eingebauten Lysimeter 2 und 4. Ausreichende Badegewässerqualität wurde jedoch an keinem Lysimeter erreicht.

Allerdings konnten mit den Lysimetern 2 und 4 schon in 30 % (L2) bis 40 % (L4) aller Beschickungen E.coli-Ablaufkonzentrationen von kleiner 900 KBE*100 mL-1 erzielt und somit eine deutlich größere Hygienisierungsleistung als an der Großtechnik erreicht werden.

E.coli-Ablaufwerte kleiner 900 KBE*100 mL-1 wurden an den restlichen Lysimetern nicht unterschritten, wobei die größten Indikatorkonzentrationen in der Regel in den Abläufen der Lysimeter 5, 6 und 8 auftraten, welche mit grobkörnigeren Filtersubsubstraten ausgestattet


97

waren (vgl. Kapitel 4.7.1). Auf die genauen Unterschiede wird in der Diskussion von Einflussvariablen detailliert eingegangen.

Für Gesamtcoliforme und Intestinalen Enterokokken stellen sich die relativen Verläufe der Unterschreitungshäufigkeiten in vergleichbarer Weise dar. Die entsprechenden Ergebnisdarstellungen sind gemeinsam mit den mittleren flächenspezifischen Ablauffrachten je Ereignis und den Unterschreitungshäufigkeiten der untersuchten Standardparameter im Anhang zu diesem Kapitel aufgeführt (s.o.).

Ergänzend werden im Anhang (Tabellen A15 und A16) statistische Angaben der Ablaufbelastungen aller Filter (RBF und Lysimeter) analog zur Darstellung der Zulaufbelastungen (Tabelle A14) gegeben.

5.2.4 Gesamtwirkungsgrad

5.2.4.1 Hygieneparameter

Aus der Summe der in den vorangegangenen Kapiteln dargestellten Frachten der Zu-, Ab- und Überläufe wurde der mittlere Gesamtwirkungsgrad über den gesamten Untersuchungszeitraum der Anlagen gemäß der in Kapitel 4.6 erläuterten Vorgehensweise bilanziert.

Der Vergleich zwischen den RBF erfolgt an dieser Stelle somit bezogen auf die Gesamtuntersuchung trotz variierender Betriebseinstellungen in Bezug auf die Drosselabflussspende (vgl. Kapitel 4.8). Die mittleren Wirkungsgrade je Betriebseinstellung werden im Rahmen der Diskussion von Einflussvariablen auf den Keimrückhalt in Kapitel 5.4.3 angegeben. Vorweggenommen werden kann, dass sich jedoch qualitativ keine wesentlichen Unterschiede zur Gesamtbetrachtung ergaben.

In Abbildung 36 sind die Gesamtwirkungsgrade ohne Filterüberläufe mit der Standardabweichung (σ) der Einzelwirkungsgrade vom Mittelwert für die RBF-Anlagen dargestellt. Für den RBF FW wird die Standardabweichung der Vollständigkeit halber trotz der geringen Fallzahl mit aufgeführt.

Zusätzlich werden in der Abbildung die jeweilige Ereignisanzahl mit zugehöriger Gesamtbeschickungshöhe je Filter (vgl. Tabelle 17 und Tabelle 18 in Kapitel 5.1.2) angegeben, aus denen die Datengrundlage zur Berechnung der Gesamtwirkungsgrade gewonnen werden konnte.


98

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

19,5 / 29 45,8 / 40 0,6 / 6

RBF OE RBF KB RBF FW

Beschickungshöhe hFA [m] / Ereignisanzahl n [-]RBF-Anlagenbezeichnung [-]

η Mitt

el [l

og-S

tufe

]E.coli Coli I.E. = ±σ

Abbildung 36: Mittlerer Gesamtwirkungsgrad ohne Filterüberlauf, RBF (Hygiene-Parameter)

Für den RBF KB wurde für E.coli ein mittlerer Wirkungsgrad von 1,2 log-Stufen ermittelt, was einem relativen Rückhalt von 93,9 % entsprach. Damit ist die mittlere Leistungsfähigkeit unter derer von Bodenfiltern zur Behandlung von Abwasser einzuschätzen, die von Hagendorf et al. (2003) mit 1,5 log-Stufen bis 2,5 log-Stufen angegeben werden (vgl. Kapitel 3.2.4). Die Ereigniswirkungsgrade des RBF KB schwankten im Wesentlichen in einem Bereich von 0,5 log-Stufen bis 1,7 log-Stufen. Rückhaltegrade außerhalb dieses Bereiches stellten mit drei Ereignissen kleiner 0,5 log-Stufen und zwei Ereignissen größer 1,7 log-Stufen Ausnahmen dar. Maximal wurde ein Wirkungsgrad von 3,3 log-Stufen erreicht. Der mittlere Rückhalt Gesamtcoliformer Bakterien (Coli) und Intestinaler Enterokokken (I.E.) war demgegenüber geringer. Dieser betrug für Coli 1,1 log-Stufen und für I.E. 0,9 log-Stufen. Die maximalen Ereigniswirkungsgrade waren auch für diese Parameter gegenüber dem Mittelwert mit 2,9 log (Coli) und 3,2 log (I.E.) deutlich überhöht.

Werden in die Bilanzierung des mittleren Gesamtwirkungsgrades die Emissionen der aufgetretenen Filterüberläufe am RBF KB einbezogen, verringert sich dieser beispielsweise für E.coli um 0,2 log-Stufen. Die entsprechenden Zahlenwerte für alle untersuchten Parameter sind im Anhang zu diesem Kapitel in einer zusammenfassenden Tabelle aller Wirkungsrade aufgeführt (Tabelle A17).

Gegenüber dem RBF KB wurde am RBF OE für E.coli mit 0,7 log-Stufen (79,5 %) ein deutlich geringerer mittlerer Wirkungsgrad ermittelt, wobei die Verminderung für Coli (0,8 log) und I.E. (0,7 log) nicht so deutlich ausfiel. Zudem wurden im Mittel Gesamtcoliforme Bakterien in diesem Filter geringfügig besser zurück gehalten als E.coli, so dass sich verglichen mit dem RBF KB kein einheitliches Bild in Bezug auf die Relationen der Hygieneparameter untereinander ergab. Für E.coli schwankten die Ereigniswirkungsgrade in einem Bereich von 0,3 log-Stufen bis 0,9 log-Stufen. Das im vorangegangenen Kapitel


99

erwähnte, vermutlich fehlerhaft bilanzierte Kleinereignis, ausgenommen lagen auch die maximal erreichten Ereigniswirkungsgrade von E.coli (1,3 log), Coli (1,6 log) und I.E. (1,4 log) deutlich unter denen des RBF KB. Die verminderte Hygienisierungsleistung konnte in erster Linie auf die geringere Filterkörperstärke (vgl. Kapitel 4.2.1) zurückgeführt werden. Hierauf wird in der Diskussion von Einflussvariablen auf den Hygienisierungsgrad (Kapitel 5.4) weiter eingegangen.

An den wenigen hygienisch erfassten Kleinereignissen zeigte der RBF FW mit bindigem Filtersubstrat gegenüber den anderen RBF relativ hohe Wirkungsgrade. Während E.coli im Mittel mit 1,1 log-Stufen (92,2 %) zurückgehalten wurden, lag der Wirkungsgrad für Coli bei 1,3 log-Stufen und für I.E. bei 1,4 log-Stufen. Wie bereits erwähnt, wird daher davon ausgegangen, dass sich der Einsatz von bindigem Filtersubstrat gegenüber sandigem Substrat nicht nachteilig auswirkt. Ob darüber hinaus eine verbesserte Hygienisierungsleistung gegenüber nicht bindigen Filtersubstraten zu erwarten ist, kann auf Grundlage der Datenbasis nicht beurteilt werden.

Der Rückhalt von Indikatorbakterien unterlag über den Untersuchungszeitraum großen Schwankungen, was die angegebene Standardabweichung vom Mittelwert des Wirkungsgrades verdeutlicht. Vergleichend zur Darstellung der mittleren Wirkungsgrade sind in Abbildung 37 zusätzlich die Mediane der Ereigniswirkungsgrade der RBF-Anlagen mit Angabe des 25-%-Quantils und des 75-%-Quantils dargestellt.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

19,5 / 29 45,8 / 40 0,6 / 6


Beschickungshöhe hFA [m] / Ereignisanzahl n [-]RBF-Anlagenbezeichnung [-]

η Med

ian [

log-

Stuf

e]

E.coli Coli I.E. = 1. bis 3. Quartil

Abbildung 37: Median der Ereigniswirkungsgrade ohne Filterüberlauf, RBF (Hygiene-Parameter)

Das grundlegende Ergebnis, wonach am RBF KB gegenüber dem RBF OE wesentlich bessere Wirkungsgrade erzielt wurden, und das tendenziell positive Ergebnis für den RBF FW bestätigen sich auch über das Lagemaß des Medians, der gegenüber dem Mittelwert


100

ausreißerrobuster ist. Für die Hygieneparameter untereinander ergab sich bezogen auf den Median ein einheitlicheres Bild. Dieser war für Gesamtcoliforme Bakterien an allen Anlagen am größten.

Insgesamt wurden die Verschiebungen zwischen Mittelwert und Median jedoch als gering bewertet. Die Leistungsunterschiede zwischen den RBF waren daher nicht auf einige wenige Ereignisse zurückzuführen. Die Schwankungen des Wirkungsgrades traten an allen RBF-Anlagen über den gesamten Untersuchungszeitraum mit vergleichbarer relativer Schwankungsbreite auf, ohne dass eindeutige Trends einer langfristigen Veränderung der Wirkungsgrade festgestellt werden konnten. Allen Filtern war grundsätzlich gemein, dass sie Indikatorbakterien zurück hielten. Ein negativer Wirkungsgrad wurde für E.coli nur einmal mit 0,2 log-Stufen am RBF KB ermittelt. Hierbei handelte es sich allerdings um ein extrem kleines Ereignis mit einer Beschickungshöhe von hFA = 0,03 m (Ereignis Nr. 25 vom 09.07.2006), an dem nur eine Zulaufprobeflasche gefüllt wurde. Ein Analyse- und/oder Probenahmefehler konnte hier aufgrund des seltenen Auftretens und der Probenanzahl (keine Vergleichsanalysen) nicht ausgeschlossen werden.

Allein aus den eher deskriptiven großtechnischen Untersuchungen wäre es nicht möglich, Einflussvariablen auf den Keimrückhalt zuverlässig zu bestimmen, um daraus Empfehlungen für Bau und Betrieb der Anlagen abzuleiten. Dies wurde vor allem mit den ergänzenden Versuchen an der halbtechnischen Versuchsanlage ermöglicht. In Anlehnung an die Ergebnisdarstellung der Großtechnik (Abbildung 36) sind die mittleren Wirkungsgrade der Lysimeter über den gesamten Untersuchungszeitraum mit 63 m Gesamtbeschickungshöhe (ohne Trinkwasserspülung) in Abbildung 38 dargestellt.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8Lysimeterbezeichung [-]

η Mitt

el [l

og-S

tufe

]

E.coli Coli I.E. = ±σ

Abbildung 38: Mittlere Gesamtwirkungsgrade, Lysimeter 1 bis 8 (Hygiene-Parameter)


101

Verglichen mit den RBF-Anlagen wurden an den Lysimetern vergleichbare oder höhere Wirkungsgrade erreicht, wobei die Standardabweichung geringer war. Der Grund für die geringeren Schwankungen wird in erster Linie in der immer gleichen Beschickungsweise (Schwall) und den daraus folgenden Einflüssen auf den Keimrückhalt (vgl. Kapitel 5.4.6) vermutet. Zudem war die Erfassung von Stoffströmen im halbtechnischen Maßstab durch die Möglichkeit der höher aufgelösten Beprobung bei gleichzeitig, vor allem im Filterzulauf, geringeren bzw. keinen Konzentrationsschwankungen gegenüber der Großtechnik, präziser.

Zwischen den Lysimetern konnten keine wesentlichen Unterschiede in der Schwankungsbreite der Einzelwirkungsgrade erkannt werden, womit ausgedrückt werden soll, dass auch die grobkörnigeren Filterkörper (L5, L6, L8) nicht durch häufige Einbrüche der Leistungsfähigkeit auffielen. Die relative standardisierte Abweichung vom mittleren Wirkungsgrad für E.coli betrug ca. 40 %, während die betraglich vergleichbare Abweichung aufgrund der deutlich erhöhten Wirkungsgrade der verdichteten Lysimeter 2 und 4 einen Relativwert von ca. 25 % erreichte.

An allen halbtechnischen Säulen wurden grundsätzlich für Coli und I.E. größere Wirkungsgrade erzielt als für E.coli, wobei die Rückhaltegrade der Bakterienarten untereinander je Lysimeter deutlich miteinander korrelierten. Der mittlere Wirkungsgrad der unverdichtet eingebauten Lysimeter 1 und 3 lag für E.coli bei 1,4 log-Stufen (L1: 95,8 %, L3: 96,4 %). Das Lysimeter 3 lag damit deutlich über dem repräsentierten RBF OE, während das Lysimeter 1 (= RBF KB ohne Eisenhydroxid) einen vergleichbaren mittleren Wirkungsgrad wie an dem RBF KB besaß. Maximal wurde am Lysimeter 1 ein Wirkungsgrad von 2,7 log-Stufen erreicht.

Aus der vergleichbaren Leistungsfähigkeit wurde gefolgert, dass die Abbildung von Teilprozessen der Großtechnik mit dem gewählten halbtechnischen Maßstab und der Betriebsweise der Lysimeter grundsätzlich möglich ist. Diesbezüglich ergaben sich grundsätzlich für den Parameter E.coli die plausibelsten Ergebnisse. Die Lysimeter wurden jedoch in erster Linie für den Vergleich untereinander betrieben, um Einflussvariablen auf die Hygienisierung zu erkennen und nicht, um die Behandlung von Mischwasserentlastungen in RBF-Anlagen exakt zu kopieren. In Bezug auf den Lysimetervergleich wurden in Anbetracht der Komplexität von Hygieneuntersuchungen deutliche und reproduzierbare Ergebnisse erzielt (vgl. Kapitel 5.4).

Die Lava in Lysimeter 7 erzielte für E.coli mit 1,4 log-Stufen (95,6%) das gleiche Resultat wie die Lysimeter 1 und 3, während die Wirkungsgrade der grobkörnigeren Substrate (vgl. Abbildung 16 in Kapitel 4.7.1) in den Lysimetern 5 (1,2 Log), 6 (1,0 Log) und 8 (1,1 Log) leicht abnahmen. Dennoch fielen die Wirkungsgrade für die gröberen Substrate verglichen zu den feineren Substraten der restlichen Lysimeter unerwartet hoch aus. Demgegenüber wurden, wie bereits im vorangegangenen Kapitel 5.2.3 erwähnt, an den Lysimetern 2 und 4 deutlich erhöhte Wirkungsgrade erzielt. Für E.coli lagen diese für beide Filter mit 2,4 log-Stufen (99,6 %) um 1,0 log-Stufe höher als beispielsweise der Rückhaltegrad des


102

Lysimeters 1. Die maximalen Rückhaltegrade aller Lysimeter traten ebenfalls an Säule 2 (4,1 log) und 4 (3,8 log) auf.

In IWW (2005) wird für fünf betriebene Lysimeter, die in einer Versuchsphase ebenfalls mit konditioniertem Abwasser betrieben wurden (vgl. Kapitel 3.2.4), für Fäkalcoliforme Wirkungsgrade mit einem Median von 0,9 log-Stufen bis 2,1 log-Stufen angegeben, die somit nahezu in der Spannweite der hier angegebenen mittleren E.coli-Wirkungsgrade der Lysimeteranlage von 1,0 log-Stufen (L6) bis 2,4 log-Stufen (L2 bzw. L4) liegen.

Wie an der Großtechnik wurden die Indikatorbakterien in den Lysimetern über den gesamten Untersuchungszeitraum zurückgehalten. In Ausnahmen konnten jedoch auch an der halbtechnischen Anlage sehr geringe Wirkungsgrade von bis zu 0,1 log-Stufen auftreten. Wirkungsgrade kleiner 0,5 log traten jedoch nur an den grobkörnigeren Lysimetern 5,6 und 8 auf.

Bei dem Vergleich der Lysimeter 2 und 4 untereinander konnte kein signifikanter Unterschied festgestellt werden. Die Melioration des Filtersubstrates mit Eisenhydroxid nach Vorbild des RBF KB (vgl. Kapitel 4.7) in Lysimeter 4 führte gegenüber dem nicht meliorierten Lysimeter 2 bei identischem Filtersand zu keinem erhöhten Wirkungsgrad bezüglich des Keimrückhaltes. Auf Grundlage dieses Ergebnisses wird die erhöhte Hygienisierungsleistung des RBF KB gegenüber dem RBF OE ebenfalls nicht auf den erhöhten Eisengehalt zurückgeführt. Zu bemerken ist diesbezüglich, dass für den im Wesentlichen baugleichen, jedoch nicht mit Eisenhydroxid meliorierten, RBF Wiesenbach (vgl. Kapitel 4.1) im Rahmen des zu Grunde liegenden Forschungsprojektes nahezu identische mittlere Wirkungsgrade wie am RBF KB ermittelt wurden (vgl. Frechen et al. 2007).

Hinsichtlich der Melioration zur Erhöhung des Calciumcarbonatgehaltes der Filtersubstrate konnten ebenfalls keine relevanten Zusammenhänge zur Hygienisierungsleistung gefunden werden. Die Wirkungsgrade der grobkörnigen Lysimeter 5 und Lysimeter 8 waren nahezu identisch. Lysimeter 5 wurde mit Kalkbrechsand melioriert, während Lysimeter 8 mit einem Calciumcarbonatgehalt unterhalb der Nachweisgrenze bewusst nicht melioriert wurde (vgl. Kapitel 4.7). Die Vermutung in LFU (2002), nach welcher karbonathaltige Sande gegenüber karbonatarmen Sanden besser für den Keimrückhalt geeignet seien (vgl. Kapitel 3.2.4) kann nicht bestätigt werden.

Darüber hinaus wies das Lysimeter 1 mit einem eigenbürtig hohen Anteil an Calciumcarbonat den vergleichbaren Wirkungsgrad auf wie das mit Kalkbrechsand meliorierte Lysimeter 3. Aus diesem Grund kann auch die erhöhte Hygienisierungsleistung des RBF KB mit eigenbürtig hohem Calciumcarbonatanteil gegenüber dem mit Kalkbrechsand versetzten RBF OE nicht auf die Substratmelioration zurückgeführt werden.

Auf die unterschiedlichen Wirkungsgrade und ihre Ursachen wird in den Folgekapiteln weiter eingegangen. Bezogen auf den Median der Wirkungsgrade ergaben sich keine wesentlichen Unterschiede zum mittleren Gesamtwirkungsgrad der Lysimeter. Die Darstellung der Mediane ist ergänzend im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A88) aufgeführt.


103

Grundsätzlich war festzustellen, dass die halbtechnischen Modelle der Großtechnik (Lysimeter 1 bis 4) entweder vergleichbare oder deutlich größere Wirkungsgrade erzielten, was die Interpretation von Einflüssen auf den Keimrückhalt in vielerlei Beziehungen, wie beispielsweise dem Einfluss von Protozoen auf die Keimelimination (vgl. Kapitel 5.4.8.2), erleichterte.

5.2.4.2 Standardparameter

Um die Leistungsfähigkeit der Filter bezogen auf die Hygieneparameter gemäß dem vorangegangenen Kapitel auch mit den untersuchten Standardparametern zu vergleichen, sind in Abbildung 39 die mittleren Gesamtwirkungsgrade der RBF-Anlagen je Filter für die Standardparameter dargestellt. Zusätzlich sind die Ereignisanzahl und die zugehörige Gesamtbeschickungshöhe, aus der die Datengrundlage gewonnen wurde, angegeben.

0102030405060708090

100

30,4 / 49 45,8 / 43 26,7 / 73


Beschickungshöhe hFA [m] / Ereignisanzahl n [-]RBF-Anlagenbzeichung [-]

η Mitt

el [%

]

CSB TS NH4 P = ±σ

Abbildung 39: Mittlere Gesamtwirkungsgrade ohne Filterüberlauf, RBF (Standard-Parameter)

Verglichen mit dem Keimrückhalt traten an den RBF-Anlagen geringere Schwankungen der Wirkungsgrade bezüglich der Standardparameter auf. Hinsichtlich CSB und NH4

+ konnten für alle RBF mittlere Wirkungsgrade zwischen ca. 80 % und 90 % festgestellt werden während der Rückhalt von Feststoffen im Mittel bei ca. 90 % lag und im Fall des RBF FW sogar einen Wert von weit über 95 % überschritt.

In wenigen Fällen waren Einbrüche des NH4+-Rückhaltes durch die Erschöpfung der

Sorptionskapazität der Filtersubstrate zu verzeichnen, die sich in Ereigniswirkungsgraden je nach Filter von bis zu 40 % äußerte. Mit einem Rückgang des Wirkungsgrades (beginnender Filterdurchbruch von NH4

+) war für die nichtbindigen Filtersubstrate je nach RBF, Ereignisverlauf und Länge der vorangegangenen Trockenphase ab einer flächenspezifischen Ereignisfracht von 3 g*m-2 NH4

+ bis 5 g*m-2 NH4+ zu rechnen. Derartige Belastungen traten


104

an den RBF OE und KB jedoch nur in ca. 10 % aller erfassten Ereignisse auf (vgl. Anhang zu Kapitel 5.2.2), so dass der mittlere Gesamtwirkungsgrad der Anlagen dennoch ca. 80 % betrug. Demgegenüber betrug der Median der Ereigniswirkungsgrade beider Anlagen über 90 %. Die Darstellung des Medians ist im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A89) ergänzt.

Am RBF FW wurden Ereignisfrachten mit Ammoniumstickstoff von größer 4 g*m-2 nicht erreicht, so dass Aussagen über die Sorptionskapazität des bindigen Filtersubstrates an dieser Stelle nicht möglich sind. Aufgrund der hohen Kationenaustauschkapazität bindiger Böden (Scheffer et al. 2002) gegenüber nichtbindigen Böden (vgl. auch Tabelle 15 in Kapitel 4.7.2) wird jedoch von einer vergleichbaren oder erhöhten Leistungsfähigkeit hinsichtlich des Rückhaltes von Ammoniumstickstoff gegenüber den sandigen Filtersubstraten ausgegangen.

Der zeitweise Rückgang der NH4+-Wirkungsgrade der RBF KB und OE hatte keine

Auswirkungen auf den Keimrückhalt der Anlagen. Gleiches konnte für den chemischen Sauerstoffbedarf und die Feststoffe im Mischwasser festgestellt werden. Die geringfügigen Schwankungen des CSB- und Feststoffwirkungsgrades korrelierten nicht mit dem Keimrückhalt. Bezogen auf die RBF untereinander war festzustellen, dass die Filter trotz vergleichbar hoher Wirkungsgrade für CSB, TS und NH4

+ unterschiedliche Leistungsfähigkeiten hinsichtlich der Hygienisierung zeigten.

Gleiches konnte für den Phosphorrückhalt gefolgert werden. Hier zeichnete sich für das nicht mit Eisenhydroxid meliorierte und nichtbindige Filtersubstrat des RBF OE ein Rückgang des P-Wirkungsgrades ab. Bezog der Wirkungsgrad bei Inbetriebnahme des Filters 80 % bis 90 % wurde gegen Ende des zweijährigen Untersuchungszeitraumes ein Wirkungsgrad von 40 % bis 50 % ermittelt.

Eine deutliche Abnahme des Wirkungsgrades war ab einer spezifischen Gesamtfracht von ca. 16 g*m-2 Phosphor nach ungefähr 10 Betriebsmonaten der Anlage erkennbar. Demgegenüber war für den mit Eisenhydroxid meliorierten RBF KB und den RBF FW kein Rückgang der Phosphorsorption zu verzeichnen. Der Rückgang am RBF OE spiegelte sich jedoch nicht in einer Verringerung der Hygienisierungsleistung über den Untersuchungszeitraum wieder.

Die Leistungsfähigkeit von RBF bezüglich der untersuchten Hygieneparameter ist unabhängig von den untersuchten Standard-Abwasserparameter zu betrachten. Es war nicht möglich, über den Wirkungsgrad bezüglich der untersuchten Standardparameter auf die Hygienisierungsleistung der Anlagen zu schließen.

Zur ergänzenden Beschreibung der Leistungsfähigkeit der Lysimeter hinsichtlich der Standardparameter sind die mittleren Wirkungsgrade mit Angabe der Standardabweichung in Abbildung 40 dargestellt.


105

0102030405060708090

100


η Mitt

el [%

] CSB TS NH4 P = ±σ

Abbildung 40: Mittlere Gesamtwirkungsgrade, Lysimeter 1 bis 8 (Standard-Parameter)

Alle Lysimeter zeigten für CSB, NH4+ und TS trotz der teilweise sehr unterschiedlichen

Filtersubstrate sehr hohe Wirkungsgrade verbunden mit nur geringen Schwankungen, was für die Qualität des halbtechnischen Modells spricht. Im Regelfall wurden an den deutlich höher belasteten Lysimetern etwas höhere Wirkungsgrade ermittelt als an der Großtechnik.

Im Vergleich der mittleren Wirkungsgrade mit dem Median der Wirkungsgrade bestanden an den Lysimetern keine relevanten Unterschiede. Die entsprechende Darstellung des Medians ist im Anhang aufgeführt (Abbildung A90).

Hervorzuheben ist die eingesetzte Lava in Lysimeter 7. Diese zeigte im Vergleich zu den anderen Filtersubstraten eine außergewöhnlich große Sorptionskapazität für NH4

+, die sich darin äußerte, dass auch bei simulierten Extrembelastungen von größer 20 g*m-2 Filterzulauffracht ein Wirkungsgrad von nahezu 100 % erreicht wurde, während an anderen Lysimetern Filterdurchbrüche provoziert wurden. Diese erhöhte Sorptionskapazität spiegelte sich jedoch nicht in einem verbesserten Wirkungsgrad hinsichtlich der Hygienisierung gegenüber den mineralischen Substraten wieder (s.o.).

Wie an den großtechnischen RBF verringerte sich auch an den Lysimetern ab einer für jeden Filter charakteristischen Gesamtfracht der Phosphorrückhalt kontinuierlich. Diese Gesamtfracht war an Lysimeter 3 (Filtersubstrat entspricht RBF OE) vergleichbar mit den bereits genannten Frachten der abgebildeten Großtechnik (s.o.). Weil die Lysimeter, wie bereits beschrieben, höher als die Großtechnik belastet wurden, konnten mit fortgeschrittenem Untersuchungsbetrieb Phosphorausträge und damit negative Wirkungsgrade an einigen Lysimetern ermittelt werden, während die Leistungsfähigkeit des mit Eisenhydroxid meliorierten Lysimeters 4 über den gesamten Versuchszeitraum nicht abnahm. Die vermuteten Desorptionserscheinungen an einigen Lysimetern gingen auch hier


106

nicht mit einer Abnahme der Leistungsfähigkeit hinsichtlich der Hygienisierung einher, was die obigen Ausführungen zur Unabhängigkeit des Eisenanteils im Filtersubstrat vom Keimrückhalt bestätigt.

Zu bemerken ist, dass die grobkörnigeren Substrate in Lysimeter 5, 6 und 8 im Gegensatz zu den Hygieneparametern nicht zu einer relevanten Verminderung der Leistungsfähigkeit hinsichtlich der untersuchten Standardparameter führten, so dass entgegen den bisherigen Empfehlungen (z.B. DWA 2005) grobkörnigere Substrate für den Einsatz in RBF nicht ausgeschlossen werden müssen, sofern die Hygienisierung nicht erklärtes Behandlungsziel des Filters ist.

5.2.5 Zusammenfassung und Diskussion

Hygieneuntersuchungen werden in der Siedlungsentwässerung üblicherweise nicht durchgeführt. Weil daher nur wenig Daten verfügbar sind, wurde im Rahmen dieser Arbeit eine Datenbasis geschaffen, um die Hygienebelastung von Mischwasser, Regenwasser und Trockenwetterabfluss beschreiben zu können.

Am Standort Oberelsungen wurde ein Trockenwettertagesgang aufgezeichnet mit dem Ergebnis, dass die Belastung des Trockenwetterabflusses mit Indikatorbakterien qualitativ einen ähnlichen Tagesgang aufwies wie die untersuchten Standardparameter. Dies wurde vor allem in Bezug auf den chemischen Sauerstoffbedarf (CSB) deutlich. Die mittlere Trockenwetterbelastung lag für die Indikatorbakterien größenordnungsmäßig bei 106 KBE*100 mL-1.

Das entlastete Mischwasser am Standort Oberelsungen war gegenüber dieser Konzentrationen in der Regel um bis zu einer log-Stufe niedriger belastet. Aufgrund dieser Konzentrationsverhältnisse und einer durchgeführten einfachen Mischrechnung ist davon auszugehen, dass das abgeleitete Regenwasser in der Regel nicht unerheblich belastet war bzw. nicht Badegewässerqualität besaß. Die mittlere Belastung wurde am Standort Oberelsungen in einer Größenordnung von fünf Zehnerpotenzen abgeschätzt.

Mischwasserbelastungen unterliegen starken Schwankungen, was auch für den Gehalt an Indikatorkeimen festzustellen war. Diese sind zudem, wie am Beispiel Oberelsungen und Kleingladenbach dargestellt, ortspezifisch, so dass eine Angabe der Belastung nur in Größenordnungen sinnvoll ist. Die mittlere Ereigniskonzentration von Indikatorbakterien lag im Großteil der erfassten Mischwasserentlastungen in einem Bereich von 104 KBE*100 mL-1 bis 106 KBE*100 mL-1.

In der Regel traten im Filterzulauf der Anlagen über den Untersuchungszeitraum weniger Intestinale Enterokokken (I.E.) als E.coli auf, wobei wiederum mehr Gesamtcoliforme Bakterien (Coli) als E.coli nachgewiesen wurden, was darauf zurückzuführen ist, dass E.coli zur physiologischen Gruppe der Gesamtcoliformen gehört. Generell korrelierten die Indikatorarten deutlich miteinander, weshalb nicht durchgängig die Ergebnisse aller


107

Indikatorbakterien dargestellt werden. Für eine durchgängige Darstellung wurde der Parameter E.coli gewählt.

Unterschiede in den Filterzulaufkonzentrationen der RBF glichen sich durch die unterschiedliche hydraulische Belastung und die unterschiedlichen Filtergrößen hinsichtlich der spezifischen Flächenbelastung je Einstauereignis geringfügig an. Die rechnerische mittlere jährliche Zulauffracht je Quadratmeter Filterfläche der untersuchten RBF ist, im Gegensatz zur hydraulischen Belastung, in Bezug auf CSB und Indikatorbakterien sehr ähnlich. Demgegenüber wurde die Lysimeteranlage deutlich höher belastet.

Wie die mittleren Zulaufkonzentrationen wiesen auch die mittleren Ablaufkonzentrationen je Ereignis an den RBF eine große Schwankungsbreite auf. Die mittlere Ereigniskonzentration von Indikatorbakterien lag im Großteil der erfassten Filterabläufe in einem Bereich von 103 KBE*100 mL-1 bis 2*105 KBE*100 mL-1. Allen untersuchten Filtern (Großtechnik und Halbtechnik) war gemeinsam, dass sie die Belastung mit Indikatorbakterien im Mischwasser zuverlässig verringerten, ohne jedoch die Maßgaben der Badegewässerrichtlinie im Filterablauf einzuhalten.

Mit erhöhten CSB-Konzentrationen war im Ablauf wie im Zulauf der Anlagen auch mit erhöhten Konzentrationen von Indikatorbakterien zu rechnen. Über diesen qualitativen Zusammenhang hinaus ist jedoch keine quantitative Aussage zum Auftreten von Hygienebelastungen über den chemischen Sauerstoffbedarf möglich. Hygieneuntersuchungen können generell nicht durch Untersuchungen auf Standard-Abwasserparameter ersetzt werden.

Gleiches ist für die Anlagenwirkungsgrade zu folgern. Die Leistungsfähigkeit bezüglich der Standardparameter korrelierte nicht mit der Hygienisierungsleistung der Filter, so dass der Hygienisierungsprozess getrennt zu betrachten ist.

Am RBF KB konnte ein mittlerer Gesamtwirkungsgrad für E.coli von 1,2 log-Stufen (93,9 %) festgestellt werden. Demgegenüber war die mittlere Reduzierung am RBF OE mit 0,7 log-Stufen (79,5 %) deutlich verringert. Maximal wurden am RBF KB in Ausnahmefällen Wirkungsgrade größer 3,0 log-Stufen ermittelt.

In den orientierend durchgeführten Hygieneuntersuchungen am RBF FW wurden Wirkungsgrade ermittelt, die mit denen des RBF KB vergleichbar sind. Daher ist tendenziell durch den Einbau von bindigem Filtersubstrat kein Nachteil zu nichtbindigem Substrat zu erwarten. Für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken wurden die qualitativ gleichen Ergebnisse hergeleitet.

Die halbtechnischen Versuche an der Lysimeteranlage wurden durchgeführt, um Einflüsse auf die Hygienisierungsleistung zu untersuchen. Diesbezüglich deckten die mittleren Gesamtwirkungsgrade der acht Lysimeter bei identischer Zulaufbelastung für E.coli eine Spannweite von 1,0 log-Stufen bis 2,4 log-Stufen ab, so dass eine breite Interpretationsbasis zur Bestimmung von Einflussvariablen auf den Keimrückhalt geschaffen wurde.


108

Diesbezüglich konnte bei Betrachtung der Gesamtwirkungsgrade, aufgrund der gezielten Substratauswahl, ein Einfluss der Substratmelioration mit Eisenhydroxid oder Calciumcarbonat auf die Hygienisierungsleistung der Filter bereits ausgeschlossen werden.

Bezüglich der untersuchten Standardparameter wiesen die Filter in ihrer Leistungsfähigkeit verglichen mit den Hygieneparametern mit Ausnahme der Phosphorsorption geringere Unterschiede auf. Für CSB, TS und NH4

+ wurden an allen Filtern mittlere Gesamtwirkungsgrade von mindestens 80 % ermittelt, wohingegen der Phosphorrückhalt über den Untersuchungszeitraum nur in den mit Eisenhydroxid meliorierten Filtern und dem bindigen RBF FW auf konstant hohem Niveau verlief.

Aus der eher deskriptiven Betrachtung der Filterbelastungen und der Filterwirkungsgrade konnten bereits verschiedene Einflussvariablen auf den Keimrückhalt vermutet bzw. angedeutet oder potenzielle Einflüsse und Zusammenhänge ausgeschlossen werden. Auf die Hygienisierungseinflüsse und die Beschreibung des Hygienisierungsprozesses in RBF wird in den folgenden Kapiteln weiter eingegangen, wobei die labortechnischen und halbtechnischen Untersuchungen die grundlegenden Erkenntnisse zur Beschreibung des großtechnischen Prozesses lieferten. Wie bereits erwähnt, besteht keine Möglichkeit über die untersuchten Standardparameter auf die Hygienisierungsleistung der Filter zu schließen. Im Weiteren werden dennoch bei der Erläuterung von Einflussvariablen auf die Hygienisierung teilweise Standardparameter mit aufgeführt, um bestimmte Untersuchungen umfassender darstellen zu können.

5.3 Einflussvariablen auf die Keimentwicklung im Retentionsraum

5.3.1 Standzeitversuche zum Absterben von Indikatorbakterien

An den in Kapitel 4.4 beschriebenen Standzeitreaktoren wurden insgesamt 15 Versuchsreihen mit verschiedenen Verdünnungsstufen von konditioniertem Abwasser in unterschiedlichen Temperaturbereichen durchgeführt.

In Tabelle 20 sind die wesentlichen Ergebnisse ausgewählter Versuchsreihen dargestellt. Zu dem jeweiligen Reaktortyp werden die Ausgangskonzentrationen des CSB (in der homogenisierten Probe) und die gemessenen chemisch-physikalischen Eigenschaften des verwendeten konditionierten Abwassers über den jeweiligen Versuchsbetrieb in Spannweiten angegeben. Der Übersicht halber wird die Ergebnisdarstellung auf E.coli und Intestinale Enterokokken (I.E.) beschränkt. Für Gesamtcoliforme waren die Ergebnisse vergleichbar mit denen der Enterokokken. Angegeben wird jeweils die Zeit in Tagen bis eine E.coli-Konzentration von 500 KBE*100 mL-1 und eine I.E.-Konzentration von 200 KBE*100 mL-1 in den Reaktoren unterschritten war. Dies entspricht den Konzentrationen einer ausgezeichneten Qualität für Binnengewässer bei 90-Perzentil-Bewertung gemäß EU Badegewässerrichtlinie (EG 2006), (vgl. Kapitel 3.2.3). Orientierend wird somit an dieser


109

Stelle der reine Grenzwert herangezogen ohne auf die Statistik Richtlinie (Perzentil-Bewertung), die bei Batch-Versuchen nicht sinnvoll ist, einzugehen.

Zusätzlich wird die Zeit angegeben, nach der noch 10 % der Ausgangskonzentration von Indikatorbakterien bestimmt werden konnte (= Verringerung um 90 % bzw. 1 log-Stufe). Diese Zeit wird mit dem Kürzel t90 umschrieben.

Die Reaktoren wurden in der Regel zu Versuchsbeginn einmal täglich beprobt. Um den analytischen Aufwand möglichst gering zu halten wurde mit fortschreitender Versuchsdauer, nachdem ein deutlicher Konzentrationsrückgang zu verzeichnen war, die Beprobung auf zweimal pro Woche gekürzt. Die angegebenen Zeiten sind aus den ermittelten Werten linear interpoliert, sofern Beprobung und Unterschreitung der jeweiligen Zielkonzentration nicht auf den gleichen Tag fielen (vgl. Abbildung 41).

Tabelle 20: Ergebnisse von Standzeitversuchen

Nr. Reaktor CCSB T pH O2 t90 < 5001) t90 2002)

- Typ mg*L-1 °C - mg*L-1 d d d d1 I 298 5-10 7,4-7,9 0,0-0,5 19 36 18 372 I 326 20-25 7,0-7,8 0,2-0,9 6 16 6 173 I 160 20-25 7,8-8,3 0,7-3,3 4 12 3 184 I 6 20-25 7,6-8,3 3,3-4,2 5 4 6 55 II 160 20-25 7,8-8,4 4,2-7,6 5 15 3 166 III 160 20-25 8,4-8,7 7,3-8,8 5 13 3 217 IV 160 20-25 7,6-8,0 0,5-1,9 5 13 3 17

I = abgesetzt, II = gerührt, III = belüftetet, IV = verdunkelt1) E.coli < 500 KBE*100 mL-1 (= ausgez. Qualität gem. EG 2006 für Binnengewässer, hier ohne Perzentil-Bewertung)2) I.E. < 200 KBE*100 mL-1 (= ausgez. Qualität gem. EG 2006 für Binnengewässer, hier ohne Perzentil-Bewertung)

I.E.E.coliMedium

Der Rückgang von Indikatorbakterien in den Standzeitreaktoren wurde maßgeblich von der Temperatur bestimmt. Bei vergleichbaren Ausgangskonzentrationen (Versuch Nr. 1 und 2) verkürzten sich die ermittelten Zeitspannen bei einer Temperatur von 20°C bis 25°C gegenüber dem Temperaturbereich von 5°C bis 10°C um mehr als 50 %.

Dieses Ergebnis lässt sich ökologisch dadurch erklären, dass das verwertbare Nährstoffdepot von den Mikroorganismen bei höheren Temperaturen und damit erhöhtem Stoffwechsel schneller aufgebraucht wird, was wiederum zu einem schnelleren Rückgang der Populationsdichte führt.

Tiefere Temperaturen haben hingegen „konservierenden“ Charakter dadurch, dass Bakterien zunehmend Ihren Stoffwechsel einstellen. Nach Marthi et al. (1990) ist die Tenazität (Fähigkeit eines Bakteriums unter nicht optimalen Bedingungen zu überleben) für E.coli bei 12°C am größten.


110

Darüber hinaus kann bei erhöhten Temperaturen der Einfluss von Bakterienantagonisten, wie v.a. von Protozoen erhöht sein. Nach Beek et al. (2001) ist beispielsweise für Flagellaten ab einer Temperatur von größer 10°C mit erhöhter Aktivität und vermehrtem Wachstum zu rechnen. Allerdings beobachtete Galvao (1990) in Brackwassergebieten der Ostsee, dass es einer Mindestkonzentration von 6-8*103 Flagellaten pro Milliliter bedarf, bis ein Abweiden von Bakterien erkannt werden kann.

Vergleichend dazu wurde nur eine relativ geringe Gesamtzahl an Protozoen im Zulauf der Kläranlage Kassel im Zusammenhang mit den bodenbiologischen Untersuchungen (vgl. Kapitel 5.4.8.2) in einer Beprobung vom 30.05.2007 mit 1,4*102 KBE*100 mL-1 und am 12.06.2007 mit 1,0*103 KBE*100 mL-1 bestimmt. In den Standzeitreaktoren wird die Ausgangskonzentration noch niedriger gewesen sein, weil das Abwasser mit Trinkwasser auf eine gewünschte CSB-Konzentration verdünnt wurde. Unter der vereinfachenden Annahme, die Beobachtung von Galvao (1990) mit den Ergebnissen der Standzeitreaktoren vergleichen zu können, wird vermutet, dass ein Abweiden für den Rückgang der Indikatororganismen von untergeordneter Relevanz war. Anzunehmen ist demnach, dass das Absterben vornehmlich durch Nährstoffmangel und den natürlichen Tod erfolgte (vgl. Kapitel 3.2.4).

Unabhängig davon kann festgestellt werden, dass die im Abwasser mitgeführten Antagonisten auf jeden Fall nicht ausreichen, um einen sichtbaren Rückgang der Indikatororganismen in Zeiträumen zu bewirken, die für die Mischwasserbehandlung von Relevanz sind. Bis die Indikatorkonzentration um 90 % abnahm, vergingen unabhängig vom Versuchsaufbau mindestens 4 Tage, wobei es zu Beginn der Versuchsreihen in der Regel in den ersten Tagen zunächst zu einer Vermehrung in den Reaktoren kam (s.u.).

Weiterhin konnte festgestellt werden, dass die ermittelten Zeitspannen mit zunehmendem Abwasseranteil in den Reaktoren, hier ausgedrückt über die CSB-Konzentration, und damit erhöhten Ausgangskonzentrationen mit Indikatororganismen anstiegen. Diesbezüglich wurde in Versuch Nr. 4 der Filterablauf einer Standardbeschickung von Lysimeter 1 (Ausgangskonzentration 3,6*103 KBE*100 mL-1 E.coli / 8,1*102 KBE*100 mL-1 I.E.) in die entsprechenden Reaktor gegeben. Bemerkenswert ist, dass jedoch auch bei diesen geringen Konzentrationen 4 bis 5 Tage vergingen, bis die hier gesetzten Kriterien der Badegewässerrichtlinie unterschritten waren. Daraus kann wiederum gefolgert werden, dass die Passage des Filterkörpers keine nennenswerte Schwächung bzw. Schädigung der Indikatorkeime bewirkte und diese scheinbar kaum Bakterienantagonisten, wie Phagen oder Bdellovibrionen, mit sich führten. Bei den kurzen Generationszeiten für die untersuchten Bakterien (z.B. für E.coli unter optimalen Bedingungen 30 Minuten, vgl. Madigan et al. 2006) wäre andernfalls ein wesentlich schnellerer Rückgang zu vermuten gewesen.

Der Reaktortyp hatte keinen Einfluss auf die Verringerung der Indikatorbakterien. Relevante Unterschiede zwischen dem Absetzreaktor (Versuch Nr. 3) und dem Rührreaktor (Versuch Nr. 5) konnten nicht gefunden werden. Ein Absetzprozess von Bakterien durch die Adsorption an absetzbaren Stoffe erscheint daher für die Mischwasserbehandlung irrelevant.


111

Angenommen wird, dass eine potentielle Absetzwirkung durch erneutes Wachstum im Überstandswasser kompensiert wurde. Daraus wird gefolgert, dass die vorgeschaltete Absetzstufe von RBF keinen Einfluss auf den Keimrückhalt und / oder die Keimelimination hat (vgl. auch Folgekapitel 5.3.2).

Eine stark erhöhte Sauerstoffkonzentration und die vermutlich durch Ausstrippeffekte bewirkte pH-Wert-Anhebung bis auf einen Wert von 8,7 im kontinuierlich belüfteten Reaktor (Versuch Nr. 6) zeigten ebenfalls keinen Einfluss auf die Elimination der fakultativ anaeroben Indikatorbakterien (vgl. Kapitel 3.2.2). Für Intestinale Enterokokken konnte im Gegenteil bei gleicher Ausgangskonzentration eine längere Überlebenszeit im belüfteten Reaktor gegenüber den anderen Reaktortypen beobachtet werden. Eine Elimination der Indikatoren durch oxidative Schädigung kann daher ausgeschlossen werden.

Der pH-Wert lag in Bereichen, der für die Indikatororganismen keine physiologischen Schäden hervorruft. Nach Mitscherlich et al. (1984) sind zum Beispiel E.coli bei pH-Werten zwischen 4,7 und 9,5 wachstumsfähig.

Ein Einfluss durch die Verdunkelung eines Reaktors (Versuch Nr. 7) war nicht festzustellen. Die ermittelten Zeitspannen lagen in den Bereichen für die nicht abgedeckten Becken. Die sonneninduzierte UV-Strahlung führte demnach bei den unbedeckten Reaktoren nicht zu einer vermehrten Elimination.

Generell treffen diese Ergebnisse auf alle untersuchten Indikatorbakterien zu, wobei die Zeitspannen für das Erreichen von Badewasserqualität für die als umweltresistenter geltenden Intestinalen Enterokokken (vgl. Kapitel 3.2.2) gegenüber E.coli etwas länger waren.

Um den Verlauf der Bakterienkonzentration in den Standzeitreaktoren über die Zeit aufzuzeigen, wird in Abbildung 41 beispielhaft die Konzentration von E.coli in den Versuchsreihen 1,2 und 3 (vgl. Tabelle 20) im Reaktor I (Absetzbecken) dargestellt. Zusätzlich sind in das Diagramm die Konzentration von 500 KBE*100 mL-1 (ausgezeichnete Qualität für Binnengewässer) und der über die jeweilige Ausgangskonzentration berechnete t90-Wert eingetragen.


112

1,0E+00

1,0E+01

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Standzeit [d]

CE.

coli [

KB

E*10

0 m

L-1]

1 2 3 t_90 1 u. 2 t_90 2 500 KBE/100 mL

Abbildung 41: Beispielhafte Verläufe der E.coli-Konzentration über die Standzeit im Absetzreaktor (Reaktortyp I)

Deutlich zu erkennen ist bei den zu Beginn täglich beprobten Versuchsreihen 1 und 3, dass zunächst eine Zunahme der Bakterienkonzentration zu verzeichnen war, bevor die Konzentration stetig abnahm. Die Verläufe entsprachen der typischen Wachstumskurve von Bakterienkulturen, wonach die Absterbephase auf verschiedene Wachstumsphasen (exponentiell / verzögert) und einer kurzen stationären Phase folgt (vgl. Schink 2006), wobei an dieser Stelle aufgrund der zeitlichen Auflösung der Beprobung nicht definiert werden kann und soll, in welcher Wachstumsphase die Versuche begonnen wurden.

Von Interesse war vielmehr, dass die Versuchsreihen generell in einem Wachstumsstadium begannen. Bemerkenswerterweise muss demnach davon ausgegangen werden, dass der vorhergehende Aufenthalt der Indikatororganismen im Kanalnetz und der mechanischen Reinigung der Kläranlage Kassel zu keiner wesentlichen Schwächung der Bakterienpopulation führte, so dass in den Folgetagen ein Wachstum möglich war. Daraus wird ebenfalls geschlossen, dass eine Elimination der Hygieneindikatoren im Kanalnetz eher unwahrscheinlich ist (s.o.).

Um zu prüfen, ob die Ergebnisse aus den Untersuchungen auf die Lysimeteranlage übertragbar sind, wurde über die gesamte Dauer der Lysimeteruntersuchungen die Konzentration der Indikatorbakterien im Retentionsraum eines Lysimeters erfasst. Das Ergebnis wird im Folgenden dargestellt.

5.3.2 Konzentrationsänderung im Retentionsraum eines Lysimeters

Zusätzlich zu den Stichproben, die jeweils vor jeder Lysimeterbeschickung aus dem Mischbehälter entnommen wurden, stand ein automatischer Probenehmer zur Verfügung,


113

der kontinuierlich Proben aus dem Retentionsraum des Lysimeter 1 zog. Die Probenahmestelle befand sich in einer Höhe von 10 cm über der Filterkörperoberkante, um die Keimbelastung im Filterüberstand bis kurz vor der Infiltration zu messen. Es wurden jeweils 2-h-Mischproben erfasst (vgl. Kapitel 4.6).

In Abbildung 42 ist die Konzentrationsänderung abgebildet. Dargestellt ist der Unterschied der Indikatorkonzentration in log-Stufen der letzten zur ersten Probenahmeflasche als Unterschreitungshäufigkeit. Betrachtet wurden ausschließlich Standardbeschickungen mit hFA = 1,0 m.

0102030405060708090

100

-1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0Quanil ∆CRetention Lysimeter 1 [log-Stufe]

p [%

]

E.coli Coli I.E. n = 50

Abbildung 42: Konzentrationsänderung der Indikatorbakterien im Retentionsraum von Lysimeter 1 je Beschickung (Konzentrationsdifferenz zwischen 2-h-Misch-probe bis Infiltrationsende und 2-h-Mischprobe ab Infiltrationsbeginn)

Für E.coli und Coli überwog in ca. 80 % bzw. 75 % der betrachteten Fälle eine Zunahme im Retentionsraum, während für I.E. das Verhältnis von Zunahme zu Abnahme relativ ausgeglichen erschien.

Die wenigen betraglich großen negativen Werte für E.coli und Coli traten bei den gleichen Beschickungen (Nr. 9 / Nr. 12) auf. Die Minimalwerte für Intestinale Enterokokken standen dagegen in keinem zeitlichen Zusammenhang zu denen der Colibakterien. Aufgrund des seltenen Auftretens dieser Extremwerte werden diese als Ausnahmefall und/oder als Mess-/Probenahmefehler gewertet.

Mittels Regressionsanalyse wurde ein leichter Zusammenhang der Bakterienzunahme zur Ausgangskonzentration gefunden (z.B. für ∆ E.coli R2 = 0,33; α = 0,05, β = -0,573). Die β-Koeffizienten waren in diesem Zusammenhang für alle untersuchten Indikatorbakterienarten negativ. Das heißt, mit größerer Zulaufkonzentration wurde die Konzentrationsänderung kleiner. Anders ausgedrückt bedeutet dies, dass bei größeren


114

Zulaufkonzentrationen die Wahrscheinlichkeit größer ist, dass ein Konzentrationsrückgang von E.coli und Coli anstatt eines Zuwachses erfolgt. Ökologisch ist dies dadurch zu erklären, dass es in Bezug auf das Nährstoffangebot im Zulaufwasser eine Maximalkonzentration an Bakterien geben muss, die sich zwangsläufig einstellt.

In Bezug auf die mittlere Temperatur, den pH-Wert, die mittlere Sauerstoffkonzentration und die Aufenthaltszeit im Retentionsraum konnte kein signifikanter Zusammenhang zur Konzentrationsänderung gefunden werden. Vor allem Temperatureinflüsse sind jedoch generell nicht auszuschließen, zumal im Allgemeinen die Stoffwechselaktivität von Bakterien mit steigender Temperatur zunimmt (vgl. Kapitel 5.3.1). Zu bemerken ist, dass für E.coli und Coli im Gegensatz zu I.E. der Trend zu erkennen war, dass die Konzentrationen im Zulauf zur Vorklärung Kassel im Sommer bei höheren Wassertemperaturen gegenüber im Winter geringfügig erhöht waren. Durch die Verdünnung des Wassers und die Variation der Mischverhältnisse für den Lysimeterbetrieb wurde dieser Effekt jedoch kompensiert, so dass die Zulaufbelastung der Lysimeter über den Untersuchungszeitraum temperaturunabhängig eingestellt wurde.

Bezogen auf die Aufenthaltszeit im Retentionsraum – in Abhängigkeit von der eingestellten Drosselabflussspende konnte diese zwischen 5 und 22 Stunden betragen – wird ebenfalls ein gewisser Einfluss auf die Keimentwicklung nicht ausgeschlossen. Allerdings wird davon ausgegangen, dass die Aufenthaltszeit im Vergleich mit den Untersuchungszeiträumen der Standzeitreaktoren zu gering war, um signifikante Abhängigkeiten zu erkennen. Darüber hinaus kann eine Überlagerung und Kompensation durch andere Einflüsse auf die Keimentwicklung nicht ausgeschlossen werden.

Wichtig für die Übertragung auf die Großtechnik war jedoch lediglich, dass eine Änderung der Aufenthaltszeit des Mischwassers im Retentionsraum nicht zwangsläufig mit einer relevanten Zunahme oder Abnahme der Indikatorbakterien verbunden werden kann. Dies wiederum hat zur Folge, dass sich durch die Änderung der Aufenthaltszeit im Retentionsraum infolge der Änderung der Drosselabflussspende oder der Überstauhöhe keine kontinuierlich verbesserte Hygienisierungsleistung einstellen wird.

Ein Absetzeffekt konnte dadurch ausgeschlossen werden, dass kein statistischer Zusammenhang zwischen der Konzentrationsänderung der Bakterien und den Feststoffen im Mischwasser (konditioniertes Abwasser) gefunden werden konnte. Eine Aggregation von Indikatorbakterien mit Feststoffen und / oder anderen Bakterien hatte keinen nachweisbaren Effekt auf die Konzentrationserhöhung im Retentionsraum. Zudem wurde ein derartiger Effekt gerade für die unbeweglichen, Paare- und Kettenbildenden Enterokokken (vgl. Kapitel 3.2.2) zu vermuten gewesen. Für diese war jedoch das Verhältnis zwischen Konzentrationszunahme- und Abnahme ausgeglichen.

Ein relevanter schädigender Einfluss von sonnenbedingter UV-Strahlung auf die sich im Überstandswasser befindenden Indikatorbakterien wurde ebenfalls durch die überwiegende


115

Konzentrationserhöhung ausgeschlossen. Die Ergebnisse an den Standzeitreaktoren konnten diesbezüglich bestätigt bzw. übertragen werden.

Der Median (Mittelwert) der Konzentrationszunahme lag für E.coli bei 0,16 (0,20) log-Stufen und für Gesamtcoliforme bei 0,11 (0,12) log-Stufen. Dies spiegelte sich rechnerisch in einer geringfügigen Erhöhung des mittleren Gesamtwirkungsgrades der Lysimeter wieder, wenn dieser anstatt auf die Stichprobe aus dem Filterzulauf vor Beschickung, auf die Mischprobe aus dem Retentionsraum bezogen wurde (z.B. für E.coli 0,14 log-Stufen). Diese Tatsache wird als Qualitätssicherung für die durchgeführten bakteriologischen Untersuchungen gesehen, da unabhängig voneinander gewonnene Proben zu plausiblen Ergebnissen führten.

Vergleichend betrug über den gesamten Versuchszeitraum der Rückgang in der Retention für CCSB median 32,6 % und für XTS median 46,3 %. Durch die Schwallbeschickung der Lysimeter fungierte der Retentionsraum somit als statisches Absetzbecken.

Eine vergleichende Betrachtung an der Großtechnik war nicht möglich, weil die Zulaufbeprobung im Zulaufkanal erfolgen musste. Eine Beprobung im Retentionsraum war nicht sinnvoll. Zudem unterlag der großtechnische Filterzulauf ständigen Konzentrationsschwankungen, was vergleichbare Messungen nahezu unmöglich machen würde. Es wird davon ausgegangen, dass die biologischen Prozesse im Überstandswasser der Lysimeter auf den Retentionsraum der Großtechnik übertragbar sind.

Entsprechend zur Großtechnik wurden alle Wirkungsgrade an der Lysimeteranlage auf die Beprobung vor der Beschickung und nicht auf die Mischprobe aus dem Retentionsraum bezogen.

5.3.3 Zusammenfassung und Übertragung auf die Großtechnik

Die Zeitspannen zur Erreichung der anvisierten Kriterien für Badewasserqualität wurden in den Standzeitreaktoren vorrangig durch die Temperatur und die Ausgangskonzentration von Indikatorbakterien und Abwasserinhaltsstoffen bestimmt, wobei die Versuchsreihen im Regelfall zunächst mit einem Anstieg der Bakteriendichte begonnen. Daraus wird geschlossen, dass der vorangegangene Aufenthalt der Indikatorkeime in der Kanalisation und der mechanischen Reinigung der Kläranlage Kassel zu keiner für die Hygienisierung relevanten Vorschädigung der Bakterien führte.

Ein aus verfahrenstechnischer Sicht relevanter Einfluss auf die Elimination von Indikatorbakterien durch Antagonisten, UV-Licht, Sauerstoff, pH-Wert und Aggregation mit dem Effekt einer anschließenden Sedimentation wird für die Mischwasserbehandlung in der Vorstufe und dem Retentionsraum von RBF ausgeschlossen. Hinsichtlich eventueller Absetzeffekte wird davon ausgegangen, dass diese, sofern vorhanden, durch Wachstum freischwimmender oder an Kolloide gebundener Indikatorbakterien kompensiert werden. Die Retention des Mischwassers in der vorgeschalteten Absetzstufe und dem Retentionsraum


116

des Bodenfilters besitzt daher keinen relevanten Einfluss auf die Keimelimination. Demnach finden Keimrückhalt- und Elimination in relevanten Dimensionen ausschließlich im Filterkörper und der aufliegenden Sedimentschicht statt (vgl. Kapitel 3.2.4).

Dieses Ergebnis konnte über die Untersuchungen im Retentionsraum eines Lysimeters bestätigt werden. Im Retentionsraum von Lysimeter 1 kam es für E.coli und Gesamtcoliforme wesentlich häufiger zum Anstieg als zum Rückgang der Bakteriendichte, wobei für I.E. das Verhältnis zwischen Zu- und Abnahme über den Untersuchungszeitraum relativ ausgeglichen war. Das für E.coli und Gesamtcoliforme entgegen einer Elimination eher mit einer Zunahme im Retentionsraum zu rechnen ist, wird auf die großtechnischen RBF-Anlagen übertragen, ohne an diesen Vergleichsmessungen durchführen zu können.

Die Konzentrationszunahme der Indikatoren kann sich im Bereich von mehreren Zehntel log-Stufen bewegen und hängt nachweisbar von der Zulaufkonzentration und dem Nährstoffangebot ab. Darüber hinaus ist ein Temperatureinfluss im Retentionsraum nicht auszuschließen, wobei dieser auf Grundlage der durchgeführten Messungen nicht konkretisiert werden konnte. Die Aufenthaltszeit im Retentionsraum ist von untergeordneter Relevanz, so dass betriebliche und bauliche Änderungen diesbezüglich an der Großtechnik nicht zu veränderten Hygienisierungsleistungen der Gesamtanlage führen werden.

5.4 Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filterkörper

5.4.1 Filtersubstrat

Die physikalischen und chemischen Eigenschaften der eingesetzten Filtersubstrate wurden in Kapitel 4.7.1 beschrieben. Zunächst sei auf den Einfluss der Korngröße auf die Hygienisierungsleistung der Lysimeter eingegangen. Dazu wird in Abbildung 43 die Rückhalteleistung beispielhaft für E.coli in Abhängigkeit vom Median der Korngrößenverteilung (vgl. d50 in Tabelle 12, Kapitel 4.7.1) der Filtersubstrate dargestellt.

Weil die Wirkungsgrade von E.coli, Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken miteinander korrelierten (vgl. Kapitel 5.2.4), wird auf die analoge Darstellung der letzt genannten Indikatorbakterien verzichtet.


117

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8

Lysimeterbezeichung [-]

η Mitt

el [l

og-S

tufe

]

0,0

0,4

0,8

1,2

1,6

2,0

2,4

d [m

m]

η E.coli d_50

verd

icht

et

verd

icht

et

Abbildung 43: Mittlerer Wirkungsgrad zur Reduzierung von E.coli in Abhängigkeit vom Median der Korngrößenverteilung in Lysimeter 1 bis 8

Der Wirkungsgrad nahm mit erhöhter Korngröße ab, wobei die Unterschiede selbst zu dem grobkörnigsten Substrat in Lysimeter 6 (Körnung 0/4 mm) unerwartet gering ausfielen. Der mittlere Wirkungsgrad war verglichen mit Lysimeter 1 um ca. 25 % niedriger.

Wie bereits geschildert, waren die deutlichsten Unterschiede in Bezug auf die Wirkungsgrade an den verdichtet eingebauten Lysimetern 2 und 4 erkennbar, was zeigt, dass neben der Korngröße vor allem auch der Verdichtungsgrad der Filtersubstrate von Relevanz ist. Auf diesen Sachverhalt wird in dem folgenden Kapitel näher eingegangen. Die mittleren Wirkungsgrade von Lysimeter 2 und 4 waren gegenüber Lysimeter 1 um ca. 75 % erhöht.

Darüber hinaus ist für die Charakterisierung von Filtersubstraten auch die Kornform entscheidend, da diese die Größe der spezifischen Oberfläche der Sande beeinflusst. In Lysimeter 5 wurde entgegen den Empfehlungen in DWA-M 178, ausschließlich kantengerundete Filtersande zu verwenden, ein gebrochenes Substrat eingebaut (vgl. Kapitel 4.3).

In Anlehnung an Abbildung 43 ist in Abbildung 44 entsprechend der Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der Größe der spezifischen Kornoberfläche dargestellt.


118

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8

Lysimeterbezeichung [-]

η Mitt

el [l

og-S

tufe

]

0

30

60

90

120

150

A [c

m2 *g

-1]

η E.coli A_Filtersubstrat

verd

icht

et

verd

icht

et

Abbildung 44: Mittlerer Wirkungsgrad zur Reduzierung von E.coli in Abhängigkeit von der Größe der spezifischen Kornoberfläche in Lysimeter 1 bis 8

Das gebrochene Substrat in Lysimeter 5 weist trotz etwa doppelter Korngröße eine vergleichbare spezifische Oberfläche verglichen mit den kantengerundeten Substraten in den Lysimetern 1 und 3 auf. Die Hygienisierungsleistung war jedoch gegenüber diesen Lysimetern geringer. Dies legt den Schluss nahe, dass die Rückhalteleistung offensichtlich nicht wesentlich von der spezifischen Substratoberfläche bzw. der Kornform abhängt – maßgebender ist die Korngröße. Gestützt wird dieses Ergebnis dadurch, dass das Substrat in Lysimeter 4, welches durch die Melioration mit Eisenhydroxid eine wesentlich größere spezifische Oberfläche aufweist, die gleiche Wirkung erzielte wie das identische Substrat in Lysimeter 2 ohne Eisenhydroxid mit entsprechend geringerer spezifischer Oberfläche.

Darüber hinaus besaß das Lysimeter 6 mit dem grobkörnigsten Substrat und der dadurch geringsten spezifischen Oberfläche, wie bereits erwähnt, einen verminderten, aber dennoch relativ hohen mittleren Wirkungsgrad.

Der oberflächenintensive Lavasand in Lysimeter 7 erzielte vergleichbare Wirkungsgrade wie die mineralischen Substrate in Lysimeter 1 und 3, während die Leistungsfähigkeit von Lysimeter 8 trotz unterschiedlicher spezifischer Substratoberfläche mit Lysimeter 5 vergleichbar war.

Mit der Schlussfolgerung, dass die Rückhalteleistung nicht über die zur Verfügung stehende Substratoberfläche oder die Kornform erklärt werden kann, soll nicht ausgesagt werden, dass der Rückhalt von Bakterien völlig unabhängig von der Substratoberfläche im Filterkörper ist. Vielmehr erscheint es so, dass die untersuchten Filtersubstrate grundsätzlich ausreichend Fläche zur Verfügung stellten, so dass diesbezüglich keine wesentlichen Unterschiede zwischen den Lysimetern erkannt werden konnten, sondern erst bei noch


119

deutlich gröberen Substraten zum Tragen kommen. Auf diese Vermutung wird in Untersuchungen zur Substratbelegung mit Bakterien in Kapitel 5.4.8.1.2 und den Ausführungen zur Erhöhung der Leistungsfähigkeit der Lysimeter mit zunehmenden Filteralter in Kapitel 5.4.5 nochmals eingegangen.

Übertragen auf die Großtechnik ist aufgrund dieser Ergebnisse davon auszugehen, dass der größere mittlere Wirkungsgrad für E.coli des RBF KB verglichen mit dem RBF OE (vgl. Abbildung 36 und Abbildung 37 in Kapitel 5.2.4) nicht auf die physikalischen Eigenschaften (Größe, Form, spezifische Oberfläche) des Filtersubstrates zurückzuführen ist. Weil die Melioration keinen Einfluss auf den Keimrückhalt zeigte (vgl. Kapitel 5.2.4) können diesbezüglich Lysimeter 1 (RBF KB ohne Eisenhydroxid, unverdichtet) und Lysimeter 3 (RBF OE unverdichtet) direkt miteinander verglichen werden. Diese erzielten nahezu identische Wirkungsgrade.

Zusammenfassend ist festzuhalten, dass der Rückhalt von Indikatororganismen mit zunehmender Korngröße abnimmt und die Kornform sowie die spezifische Kornoberfläche von untergeordneter Relevanz sind. Wie bereits dargestellt, ist durch eine Veränderung der chemischen Substrateigenschaften mittels Melioration mit Calciumcarbonat oder Eisenhydroxid keine Veränderung des Wirkungsgrades zu erwarten. Lava zeigt keine wesentlichen Unterschiede zu den untersuchten mineralischen Filtersanden. Gleiches ist tendenziell für bindiges Filtersubstrat festzustellen (vgl. Kapitel 5.2.4).

Werden RBF zur Hygienisierung mit nichtbindigem Filtersubstrat ausgestattet, sollte dieses möglichst fein gewählt werden. In Anbetracht von bautechnischen Problemen und Problemen der mechanischen Filterstabilität, die extrem feine Substrate mit sich brächten, werden diesbezüglich die Maßgaben des DWA-M 178 als empfehlenswert betrachtet. Sofern jedoch die Hygienisierung nicht erklärtes Behandlungsziel des Filters ist, müssen, wie in Kapitel 5.2.4 hergeleitet, auf Grundlage der durchgeführten Lysimeteruntersuchungen (Standardparameter) grobkörnigere Substrate für den Einsatz in RBF nicht ausgeschlossen werden.

5.4.2 Hydraulische Eigenschaften des Filterkörpers

An der Lysimeteranlage wurden hydraulische Eigenschaften der Filterkörper über den gesamten Anlagenbetrieb intensiv untersucht. Konkret bezogen sich diese Untersuchungen auf die Erfassung der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit (kfb), die Infiltrationszeit (ti) und die im Rahmen dieser Arbeit so bezeichnete kapillare Saughöhe (hS), was durch die Aufzeichnung der Piezometerhöhe in der Dränage realisiert werden konnte (vgl. Abbildung 13 in Kapitel 4.3).

Anhand der folgenden Abbildung 45 werden das Messprinzip und die daraus hergeleiteten Größen erläutert.


120

020406080

100120140160180200

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Betriebszeit [h]

h p [c

m]

Retentionsraum L5 Dränageschicht L5 Dränageschicht L1

hS

∆hp

ti

Abbildung 45: Druckverhältnisse in der Dränageschicht und dem Retentionsraum in Lysimeter 1 und 5 während einer Schwallbeschickung

Dargestellt sind beispielhaft die Druckverläufe im Retentionsraum und der Dränageschicht von Lysimeter 5 und vergleichend dazu in der Dränageschicht von Lysimeter 1. Weil die Lysimeter zeitgleich mit baugleichen Zulaufpumpen beschickt wurden, waren die Druckverläufe in der Retention nahezu identisch. Die beispielhaft dargestellte Aufzeichnung erfolgte während eines Standardbetriebes (hFA = 1,0 m) der Lysimeter mit Schwallbeschickung und einer Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1. Das Bezugsniveau (BN) bezieht sich in dieser Darstellung auf den Behälterboden der Lysimetersäulen. Der Drucktransmitter in der Dränageschicht war in Höhe der Mittelachse des Dränagerohres (50 mm über BN) in jedem Lysimeterstandrohr angebracht (vgl. Abbildung 13 in Kapitel 4.3); der Transmitter im Retentionsraum befand sich auf Höhe der Oberkante des Filterkörpers (1.200 mm über BN). Die Skalierung beider Transmitter bezog sich auf das Bezugsniveau.

Mit Beschickungsbeginn (= Beginn Betriebszeit) stieg der Wasserspiegel im Retentionsraum nahezu linear an, während bereits Wasser in den Filterkörper infiltrierte. War der Filterkörper durchströmt, wurde dieser infolge der Abflussdrosselung weiter aufgefüllt, so dass der Druck (bzw. die Piezometerhöhe) im Dränagerohr gemäß dem Prinzip kommunizierender Röhren bis auf das Niveau im Retentionsraum anstieg. Hierbei wurde die Zeit, bis die Druckhöhe in der Dränage das Niveau der Filterkörperoberkante (1.200 mm über BN) erreichte, als Infiltrationszeit (ti [min]) definiert. Dieser Strömungszustand wird nach Dittmer (2006) als betriebliche Sättigung bezeichnet. Die Infiltrationszeit war charakteristisch für jedes Lysimeter bzw. jeden Filterkörper.

Mit dem Start der Drosselpumpen sank der Druck bzw. die Piezometerhöhe (hp) in der Dränage umgehend durch den hydraulischen Widerstand im Filterkörper zu Gunsten der


121

Filtergeschwindigkeit ab. Über das Maß dieser Verlusthöhe (∆hp), den konstanten Drosselabfluss (QDr), der Filterkörperstärke (tFK) und der Filterfläche (AF) wurde die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit (kfb) in Anlehnung an das Darcy-Gesetz zur Wasserleitfähigkeit bei laminarer Wasserbewegung und gesättigten Bedingungen in Verbindung mit der Kontinuitätsgleichung zum jeweiligen Betriebsbeginn gemäß der Beziehung

pF

FKDrb hΔ*A

t*Q=kf (Gl. 13)

mit kfb = betriebliche hydraulische Leitfähigkeit [m*s-1] QDr = Drosselabfluss [m3*s-1] tFK = Filterkörperstärke [m] AF = Filterfläche [m2] ∆hp = Piezometerhöhenänderung [m]

berechnet (vgl. „Durchlässigkeitsversuch“ in Hölting 1996). Dabei konnte während des Standardbetriebes der Lysimeter mit 1,0 m Beschickungshöhe keine Verringerung der Verlusthöhe (∆hp) und damit eine rechnerische Zunahme der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit mit zunehmender Sättigung des Filterkörpers erkannt werden. Die Drucklinien im Retentionsraum und der Dränage verliefen nahezu parallel. Es wird vermutet, dass die zunehmende Sedimentschicht und ihre Kompaktierung während des Filterbetriebes diesen Effekt überlagerte.

Bei großer Feststoffbelastung des Beschickungswassers konnte eher eine, wenn auch äußerst geringfügige, Zunahme von ∆hp (bzw. Abnahme kfb) über die Betriebsdauer ermittelt werden. Der Einfluss des Sättigungszustandes des Filterkörpers auf den Keimrückhalt wird in Kapitel 5.4.6 thematisiert. Die Bestimmung der Verlusthöhe wurde daher bewusst auf den Beginn des Filterbetriebes gelegt, um die bestehenden Unsicherheiten durch die Einflüsse der Filterkörpersättigung und der Sedimentschicht über den Filterbetrieb zu umgehen. Bei der Bestimmungsmethodik handelt es sich demnach um eine Momentaufnahme für den Vergleich der Lysimeter untereinander.

Die Verlusthöhe ∆hp und damit die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit war für jedes Lysimeter unterschiedlich und charakteristisch für den jeweiligen Filterkörper. In dem dargestellten Beispiel (Abbildung 45) war die Verlusthöhe für das feinkörnigere Substrat in Lysimeter 1 gegenüber dem grobkörnigeren Substrat in Lysimeter 5 größer. Das Lysimeter 1 wies in dem gegebenen Beispiel ungefähr die halbe betriebliche hydraulische Leitfähigkeit auf wie das Lysimeter 5.

Eine weitere charakteristische Größe für den Filterkörper der Lysimeter wurde in der so definierten „kapillaren Saughöhe“ (hS) erkannt. Mit zunehmender Betriebsdauer sanken der Wasserspiegel bzw. die Druckhöhe im Retentionsraum durch den konstanten Filterablauf linear ab bis die Filterkörperoberkante erreicht wurde und das Wasser aus dem Filterkörper


122

exfiltriert. An diesem Betriebspunkt sank der Druck in der Dränage erneut umgehend ab. Durch Kapillarkraft wird Wasser entgegengesetzt der Erdanziehung im Filterkörper gehalten. Gleichzeitig muss Luft von oben in den Filterkörper eindringen. Grahlow (2007) konnte in labormaßstäblichen Sandsäulen (Durchmesser 0,19 m, Höhe 2,15 m) des FG SiWaWi an diesem Betriebspunkt in der obersten Filterschicht kurzzeitig Unterdruck gegenüber der Atmosphäre messen. Dieser wird dadurch ausgeglichen, dass beim Abfallen des inneren Wasserspiegels die Umgebungsluft in den Filterkörper bildlich gesehen „eingesaugt“ wird.

Dabei tritt zu Beginn der Bodenentwässerung nicht sofort Luft in den Boden ein. Vielmehr muss der (gemessene) Unterdruck (auch „Saugspannung“ gemäß Kuntze et al. 1994), einen Schwellenwert überschreiten, der auch als Lufteintrittswert bezeichnet wird (Gisi et al. 1990). In dem dargestellten Beispiel wies das feinkörnigere Lysimeter 1 aufgrund dieses Phänomens in diesem Betriebspunkt mehr als den doppelten Druckabfall im Standrohr gegenüber dem grobkörnigeren Lysimeter 5 auf.

Über den Drucktransmitter in der Dränage wurden gleichzeitig die Ablaufpumpen gesteuert, um zu verhindern, dass diese trocken laufen. Sie starteten zeitgleich automatisch ab einer vorgebbaren Wasserstandshöhe im Standrohr und wurden gestoppt ab einer Druckhöhe kleiner 150 mm (über BN). Daraus ergab sich der dargestellte oszillierende Druckverlauf in der Dränageschicht während der Endphase des Betriebes, in welcher die eingestellte Leistung der Ablaufpumpen den Lysimeterabfluss überstieg. Zusätzlich wurde über den Druckverlauf der Betrieb der Drosselpumpen kontrolliert. Nichtlineare Verläufe oder unterschiedliche Steigungen wiesen auf Fehler der Pumpenanlage hin.

Über die beschriebene Methodik konnten nahezu alle Druckkurven (n > 400) der Lysimeter über den gesamten Untersuchungszeitraum ausgewertet werden. In Abbildung 46 sind beispielhaft die sich ergebenen Verläufe für die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit der Lysimeter 1 und 5, ergänzt um das verdichtet eingebaute Lysimeter 4, dargestellt. Für die Beschickungen mit hFA > 1,0 m (Abbildung 23 in Kapitel 5.1.2) wurde jeweils nur der berechnete Wert für den ersten Meter Beschickungshöhe abgebildet. Zusätzlich werden die Tagesmittelwerte der Lufttemperatur an den Tagen der Lysimeterbeschickung dargestellt (der Übersicht halber ohne Punktdarstellung).

In wenigen Fällen konnten Druckkurven nicht exakt ausgewertet werden, weil sich keine stationären Zustände ausbildeten, die sich in nicht eindeutigen Druckverläufen bei Start der Drosselpumpen äußerten. Aufgrund der großen zur Verfügung stehenden Datenbasis wurden derartige Beschickungen hydraulisch nicht weiter ausgewertet.


123

1,0E-05

1,0E-04

1,0E-03

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Beschickungsnummer [-]

kfb-

Wer

t [m

*s-1

]

-25-20-15-10-50510152025

T [°

C]

kf_b L1 kf_b L4 kf_b L5 T_Luft

Abbildung 46: Betriebliche hydraulische Leitfähigkeit der Lysimeter 1,4,5 (beispielhaft) und Lufttemperatur (Tagesmittelwerte) über die durchgeführten Lysimeter-beschickungen

Das Lysimeter 5 mit dem gröberen Filtersand wies über den gesamten Untersuchungszeitraum gegenüber den Lysimetern 1 und 4 die größere betriebliche hydraulische Leitfähigkeit auf. Zu bemerken ist an dieser Stelle, dass sich durch die gebrochene, raue Kornform dieses Substrates keinerlei verfahrenstechnische bzw. strömungsmechanische Nachteile ableiten ließen.

Das Lysimeter 4, dessen Filtersubstrat nach 3 Beschickungen erneut, aber verdichtet eingebaut wurde (vgl. Kapitel 4.7.1), wies nach erneutem Einbau in diesem Vergleich die geringste betriebliche Leitfähigkeit auf. Die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit konnte demnach über den Verdichtungsgrad beeinflusst werden.

Darüber hinaus ist ersichtlich, dass der kfb-Wert auch durch die Temperatur beeinflusst wurde. Im Winter war die hydraulische Leitfähigkeit der über den Untersuchungszeitraum gleichmäßig belasteten Lysimeter mit tiefen Temperaturen am geringsten. Mit steigenden Temperaturen stieg die hydraulische Leitfähigkeit an allen Lysimetern wieder an. Das Ausgangsniveau nach den ersten vier bis fünf Beschickungen wurde jedoch nicht ganz erreicht.

Nach dem Gesetz von Hagen und Poiseuille ist die Wasserleitfähigkeit (K) von Böden proportional zu der Fluidität des Wassers (f) und zu dem Quadrat der Porenkanäle (r2) der Kapillare, die in diesem Modell zylindrisch angenommen werden. Der Zusammenhang lässt sich in der einfachen Form wie folgt ausdrücken (Gisi et al. 1990):

8r*f

=K2

(Gl. 14)


124

mit

K = Wasserleitfähigkeit [m*s-1] f = Fluidität, hierin f = ρ*g*η-1 r = Porenkanalradius [m] ρ = Fluiddichte [kg*m-3] g = Erdbeschleunigung [m*s-2] η = Dynamische Viskosität [kg*m-1*s-1]

Durch unterschiedliche Verdichtungsgrade bzw. den Einsatz unterschiedlicher Substratkorngrößen wurde die Größe der Porenkanäle in den Lysimetern und damit die hydraulische Leitfähigkeit von Untersuchungsbeginn an variiert. Die dargestellten Leitfähigkeitsverläufe der gleichmäßig über den Untersuchungszeitraum belasteten Lysimeter werden neben der temperaturabhängigen Viskosität bzw. Fluidität des Wassers vor allem auf innere biologische Kolmation zurück zu führen sein (vgl. Kapitel 3.2.4).

Bei niedrigeren Temperaturen wachsen nach Honda et al. (1983) dichtere Biofilme, die zu einer stärkeren Verkleinerung der Porenkanaldurchmesser führen können. Zudem zeigten Schwarz et al. (2003), dass die biologische Kolmation in Bodenfiltern weitgehend reversibel ist, was das Erreichen des Ausgangszustandes erklärt. Weiterhin wird angenommen, dass bei niedrigeren Temperaturen in den Filterkörper eingetragene organische Substanzen langsamer abgebaut werden als bei hohen Temperaturen.

Feinere Substrate und / oder stark verdichtete Substrate werden eine Kolmation begünstigen, weil die kleineren Porenräume eher verblocken können, was am Beispiel der drei dargestellten Lysimeter erkennbar ist. Darüber hinaus wird im Fall des Lysimeters 4 zusätzlich ein Einfluss von chemischer Kolmation durch Verockerung des Eisenzuschlages auf die Wasserleitfähigkeit des Filterkörpers vermutet.

Ein deutlicher Einfluss durch äußere Kolmation, hier ausschließlich bezogen auf die Sedimentschicht, kann demgegenüber ausgeschlossen werden, weil die Lysimeter über den Versuchszeitraum gleichmäßig und untereinander in gleicher Weise belastet wurden, so dass sedimentschichtbedingte Abnahmen der hydraulischen Leitfähigkeit von Lysimetern mit vergleichbarer Korngröße in einer ähnlichen Größenordnung vermutet hätte werden können. Darüber hinaus wurde die Sedimentschicht zu drei Zeitpunkten während der Untersuchung aus den Lysimetern entnommen, ohne dass eine durchgehende wesentliche Erhöhung der hydraulischen Leitfähigkeit zu beobachten war.

Ergänzend ist in Abbildung 47 die mehrfache Entnahme der Sedimentschicht über den Untersuchungszeitraum mit der Vereinfachung dargestellt, dass die Summe der eingetragenen Feststofffracht vollständig entnommen werden konnte (ohne teilweisen Abbau des organischen Anteils). Dargestellt sind die Summenlinien der flächenspezifischen Zulauffrachten der gesamten abfiltrierbaren Feststoffe (TS), ergänzt um den gemessenen organischen Anteil (org_TS) und den rechnerischen anorganischen Anteil (anorg_TS).


125

0

500

1.000

1.500

2.000

2.500

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Beschickungsnummer [-]

∑ B

_FZ

[g*m

-2]

TS org_TS anorg_TS = Sedimententnahme

Abbildung 47: Summe der Zulauffracht an Feststoffen auf die Lysimeter mit Darstellung der Sedimententnahme

Eine Ausnahme in Bezug auf äußerliche Kolmation stellte die Beschickung Nr. 12 dar. Diese musste mit einer ursprünglich geplanten Beschickungshöhe von 4 m vorzeitig bei hFA = 3 m abgebrochen werden, weil ab einer flächenspezifischen Feststofffracht von ca. 250 g*m2 und 40 h konstantem Filterüberstau mit einer Überstauhöhe von 0,9 m einige Lysimeter total kolmatierten.

Mit der anschließenden Entnahme der Sedimentschicht konnte die hydraulische Ausgangsleitfähigkeit jedoch wieder hergestellt werden. In den weiteren Beschickungen mit hFA = 4 m gegen Ende der Untersuchungen (Beschickung Nr. 50/51) konnte dieses Problem durch das Aufbringen einer 5 cm starken Decklage aus Kies (Körnung 2/8 mm) vollständig behoben werden (vgl. Kapitel 5.1.2).

Für den Vergleich aller Lysimeter untereinander sind in Abbildung 48 die über den gesamten Untersuchungszeitraum gemittelten betrieblichen hydraulische Leitfähigkeiten der Lysimeter 1 bis 8 mit Angabe der Standardabweichung dargestellt. Zusätzlich wurde die entsprechende gemittelte „kapillare Saughöhe“ mit aufgetragen.


126

1,0E-05

1,0E-04

1,0E-03

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Lysimeterbezeichnung [-]

kfb [

m*s

-1]

0

5

10

15

20

25

30

h s [c

m]

kf_b h_s = +/-σ

verd

.

verd

.

(verd. = verdichtet)

Abbildung 48: Mittlere betriebliche hydraulische Leitfähigkeit und kapillare Saughöhe der Lysimeter 1 bis 8 über den gesamten Untersuchungszeitraum

Die verdichtet eingebauten Lysimeter 2 und 4 besaßen die geringste mittlere hydraulische Leitfähigkeit. Die kapillare Saughöhe bestätigte dieses Bild. Diese Lysimeter wiesen ebenfalls die größten Druckverluste bei Exfiltration auf. Die gleichen Verhältnisse konnten für die Infiltrationszeit festgestellt werden. Mit geringerer Durchlässigkeit nahmen die Infiltrationszeiten entsprechend zu.

Die grobkörnigeren Filter besaßen die größten Leitfähigkeiten, wobei die relativ feinkörnige Lava (L7) mit dem gleichzeitig größten absoluten Porenvolumen bei gleichzeitig größter spezifischer Oberfläche (vgl. Kapitel 4.7.1) eindeutig eine Sonderstellung gegenüber den dargestellten Eigenschaften der mineralischen Filtersande einnimmt.

Am Rande sei an dieser Stelle erwähnt, dass sich durch die ungleichförmige Zusammensetzung des Filtersubstrates in Lysimeter 6 (vgl. Kapitel 4.7.1) keinerlei verfahrenstechnische bzw. strömungsmechanische Nachteile ableiten ließen.

Mit Ausnahme der untersuchten Lava konnte im Vergleich der Lysimeter untereinander ein Zusammenhang der Rückhaltegrade der Indikatorbakterien von den erfassten hydraulischen Eigenschaften der jeweiligen Filterkörper festgestellt werden. Dazu sei beispielhaft der mittlere Wirkungsgrad zum Rückhalt von E.coli aller Lysimeter der jeweiligen mittleren kapillaren Saughöhe gegenübergestellt.


127

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0


η Mitt

el E

.col

i [lo

g-St

ufe]

10

15

20

25

30

h s [c

m]

η E.coli h_s

verd

icht

et

verd

icht

et

Abbildung 49: Rückhalt von E.coli und mittlere „kapillare Saughöhe“ in Lysimeter 1 bis 8

Die Lysimeter 2 und 4 mit der größten Rückhalteleistung zeigten auch die größten Druckverluste in der Dränage während der Exfiltration des Filterkörpers, während Lysimeter mit geringeren Wirkungsgraden auch geringere Druckunterschiede aufwiesen.

Für den Keimrückhalt sind die hydraulischen Eigenschaften in Bezug auf die bereits erläuterten Zusammenhänge zu den Porenkanalradien im Filterkörper von Interesse. Die Größe der stäbchenförmigen E.coli kann mit ca. 1*3 µm (Madigan et al. 2006) angenommen werden, der Durchmesser der kugelförmigen Enterokokken mit bis zu 2 µm (Schlegel 2006).

Nach Fehr et al. (2003) findet die Versickerung des Wassers in sandigen Filteranlagen hauptsächlich im Grobporensystem (Porenäquivalenzdurchmesser > 10 µm, vgl. Kapitel 3.2.4) statt. Diesbezüglich wurde der Durchmesser der 1 mm gesiebten und homogenisierten Sedimentschicht in Lysimeter 1 nach den ersten 12 Beschickungen mittels Lasergranulometrie im Median mit 36 µm bestimmt. Der Median des Durchmessers ausgetragener Partikel, die sich vermutlich durch Suffosion über den Untersuchungsbetrieb im Bereich des Standrohres des grobkörnigeren Lysimeters 5 angesammelt hatten, wurde demgegenüber mit 4,3 µm ermittelt.

Aufgrund dieser Größenverhältnisse können die Bakterien den Filterkörper grundsätzlich passieren (vgl. Kapitel 3.2.4). Die erzielten Lysimeterergebnisse zum Keimrückhalt zeigen jedoch, dass die Verkleinerung von Poren durch den Einbau von feineren und verdichteten Filtersanden scheinbar in einem Größenbereich statt fand, der sich positiv auf den Keimrückhalt durch eine effektivere Filtration und Adsorption auswirkte. Daraus wird gefolgert, dass mit geringerer hydraulischer Leitfähigkeit die Wahrscheinlichkeit zunimmt, dass die Indikatorbakterien auf oder zwischen Filtersubstratkörnern im Filterkörper zurückgehalten werden können.


128

Dabei sei angemerkt, dass die Unterschiede zwischen den Lysimetern 1 bis 4 (verdichtet / unverdichtet eingebaut) in Bezug auf die untersuchten Parameter zur Beschreibung der hydraulischen Eigenschaften verglichen zu den grobkörnigeren Lysimetern relativ gering waren. Allerdings konnten diese Unterschiede kontinuierlich über den gesamten Untersuchungszeitraum festgestellt werden, so dass aufgrund der großen Datenbasis davon ausgegangen wird, dass ein Einfluss der hydraulischen Eigenschaften auf den komplexen Hygienisierungsvorgang richtig erkannt werden konnte. In Bezug auf die durchgeführte multiple lineare Regression konnte unter Einbeziehung aller Lysimeterzulauf- und Ablaufkonzentrationen dieser Einfluss statistisch als signifikant gewertet werden (vgl. Kapitel 5.4.10).

An dieser Stelle ist jedoch weniger der genaue quantitative Zusammenhang der gemessenen hydraulischen Parameter vom Wirkungsgrad von Interesse, sondern die Tatsache, dass über die Variation der strömungsmechanischen Filtereigenschaften durch den unterschiedlichen Aufbau der Lysimeter unterschiedliche Keimrückhalte im Vergleich der Lysimeter untereinander erzielt werden konnten. Bei rein singulärer Betrachtung ist daraus zu folgern, dass der Rückhalt von Bakterien durch Filtration und Adsorption (vgl. Kapitel 3.2.4) gegenüber der Elimination während der Filterpassage den maßgebenden Mechanismus bzw. Verfahrenschritt zur Hygienisierung in RBF darstellt. Diese These wurde mit weiteren Untersuchungen, welche in den folgenden Kapiteln beschrieben werden, bestätigt.

Kontinuierliche Durchlässigkeitsbestimmungen wurden an den großtechnischen RBF nicht durchgeführt. Mit Ausnahme des RBF FW waren die Anlagen nicht mit einer Druckmessung in der Dränageleitung ausgestattet (vgl. Kapitel 4.5). Im Rahmen der Außerbetriebnahme des RBF KB aufgrund äußerer Kolmationserscheinungen zu Untersuchungsbeginn (vgl. Kapitel 4.8) wurden jedoch über mehrere Wochen ungestörte Proben nach DIN 18130 (1998) im Labor auf die hydraulische Leitfähigkeit untersucht (vgl. Frechen et al. 2007). Die Durchlässigkeitsversuche wurden für Proben mit und ohne Sedimentschicht durchgeführt. Ohne Sedimentschicht lagen die Durchlässigkeiten mit Werten um 1*10-4 m*s-1 im Bereich der Lysimeter 1 und 3 nach den ersten Beschickungen. Daher wird davon ausgegangen, dass die hydraulischen Eigenschaften der großtechnischen Filterkörper mit derer der unverdichtet eingebauten Lysimeter vergleichbar sind.

Weitere Aussagen über die Leitfähigkeitsverläufe der großtechnischen Filter infolge von Temperatureinflüssen und stofflicher Filterbelastung können nur auf Grundlage der Messungen am RBF FW (bindiges Filtersubstrat), der betriebsbedingt mit einer Druckmessung in der Dränage ausgestattet war (vgl. Kapitel 4.5), gemacht werden.

Für die hydraulische Leitfähigkeitsbestimmung ist ein ausgeprägter Überstau des Filterkörpers erforderlich, um den Druckunterschied zwischen Retentionsraum und Dränageschicht verlässlich zu erfassen. Dies war am RBF FW, der hydraulisch mit einer großen Anzahl relativ kleiner Beschickungen belastet wurde, in 40 der hydraulisch insgesamt 107 erfassten Ereignisse (vgl. Kapitel 5.1.2) der Fall. Die mittlere Leitfähigkeit des seit 1994


129

betriebenen RBF wurde mit 9,8*10-5 m*s-1 bestimmt und war damit identisch zu den Laborwerten des RBF KB. Dabei wiesen die Werte über den dreijährigen Untersuchungsbetrieb deutlich geringere Schwankungen auf als an den Lysimetern. Die ermittelten hydraulischen Leitfähigkeiten sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildung A91) dargestellt.

Nach derzeitiger Kenntnis wird dieses Ergebnis auf die nichtbindigen Filter KB und OE übertragen, weil diese bezogen auf die mittlere spezifische Jahresfracht vergleichbar stark belastet waren (vgl. Tabelle 19 in Kapitel 5.2.2). Die hydraulische Leitfähigkeit der Großtechnik wäre demnach weniger durch die stoffliche Belastung beeinflusst als die Leitfähigkeit der stärker belasteten Lysimeter.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Empfehlung möglichst feiner Filtersubstrate für die Hygienisierung in RBF (vgl. voriges Kapitel) auf Grundlage der hydraulischen Lysimeteruntersuchungen bestätigt werden kann. Ein verdichteter, setzungsfreier Einbau des Filtersubstrates wird für die Hygienisierung zusätzlich von Vorteil sein. Ob diese Verfahrensweise jedoch für RBF in Bezug auf erhöhte Einbaukosten und erhöhter Kolmationsgefahr praxisrelevant ist, wird zukünftig zu diskutieren sein.

5.4.3 Drosselabflussspende und Aufenthaltszeit

Die Drosselabflussspende (qDr) wurde sowohl an der Lysimeteranlage als auch an den großtechnischen RBF gemäß der in Abbildung 17 (Kapitel 4.8) dargestellten Abfolge variiert. Die in DWA-M 178 für RBF im Mischsystem empfohlene mittlere Drosselabflussspende beträgt 0,02 L*m-2*s-1 (vgl. Kapitel 3.1.2), was einer Filtergeschwindigkeit (vF) von 2*10-5 m*s-1 entspricht. Von dieser Empfehlung wurde mit den zusätzlichen Abflussspenden von 0,01 L*m-2*s-1 und 0,03 L*m-2*s-1 abgewichen. An der Lysimeteranlage wurden darüber hinaus Beschickungen mit der Drosselabflussspende 0,05 L*m-2*s-1 durchgeführt.

Die Lysimeter wurden so betrieben, dass im Großteil der Beschickungen die Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 eingestellt wurde. Diese Betriebsweise wurde um zwei Messkampagnen ergänzt, in denen zeitlich nacheinander für jeweils einen Monat der Drosselabfluss verändert wurde. Während dieser Kampagnen wurde die Zulauffracht nicht konstant gehalten, sondern durch entsprechende Konditionierung des Zulaufwassers über die gesamte Bandbreite an Belastungen, wie sie für die Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 eingestellt wurden, variiert, um vergleichbare Verhältnisse zu schaffen. Die Messkampagne mit Variation der Drossel wurde zweimal - in der ersten und der zweiten Untersuchungshälfte - durchgeführt (vgl. Abbildung 17 in Kapitel 4.8), um Effekte durch das zunehmende Filteralter bzw. zunehmender mikrobiologischer Einarbeitung der Filter (vgl. Kapitel 5.4.5) einzubeziehen.

Die Drosseleinstellung beeinflusst die Aufenthaltszeit (tA [h]) und die Abstandsgeschwindigkeit (vA) im Filterkörper. Um Größenordnungen anzugeben, wurden diese Parameter über das betrieblich effektive Porenvolumen (Ve) bzw. den effektiven


130

Porenanteil der Filterkörper (ne) gemäß Kapitel 4.3 (vgl. Tabelle 13) für den minimalen und maximalen Drosselabfluss (QDr) der Lysimeter über die Beziehungen

e

FA

Dr

eA n

v=vund

QV

=t (Gl. 15, Gl. 16)

mit tA = Aufenthaltszeit [h] Ve = Effektives Porenvolumen [m3] QDr = Drosselabfluss [m3*h-1] vA = Abstandsgeschwindigkeit [m*h-1] vF = Filtergeschwindigkeit [m*h-1] ne = Effektiver Porenanteil [%]

abgeschätzt. In Tabelle 21 sind die entsprechenden Werte beispielhaft für die minimale und maximale Drosseleinstellung (qDr = 0,01 L*m-2*s-1 bzw. 0,05 L*m-2*s-1) aufgelistet.

Tabelle 21: Geschätzte Aufenthaltszeit und Abstandsgeschwindigkeit in Lysimeter 1 bis 8

ne tA vA tA vA

% h m*h-1 h m*h-1

L 1 17,1 4,8 0,21 1,0 1,05L 2 14,7 4,1 0,24 0,8 1,22L 3 14,1 3,9 0,25 0,8 1,27L 4 11,6 3,2 0,31 0,6 1,55L 5 17,6 4,9 0,20 1,0 1,02L 6 13,7 3,8 0,26 0,8 1,32L 7 20,1 5,6 0,18 1,1 0,89L 8 21,2 5,9 0,17 1,2 0,85

qDr = 0,05 L*m-2*s-1qDr = 0,01 L*m-2*s-1

Lysimeter

Durch die Variierung der Drosselabflussspende und die unterschiedlichen Filteraufbauten wurde eine große Spannweite an Aufenthaltszeiten und Abstandsgeschwindigkeiten in den Filtern eingestellt, um den Einfluss dieser Parameter auf die Hygienisierungsleistung der Lysimeter zu untersuchen. Diesbezüglich wurde für die Aufenthaltszeit im Gegensatz zur Abstandsgeschwindigkeit kein relevanter Einfluss erkannt.

Die geschätzte Aufenthaltszeit betrug je nach Lysimeter und Drosselleistung zwischen 0,6 h und 5,9 h; die geschätzte Abstandsgeschwindigkeit betrug entsprechend 0,17 m*h-1 bis 1,55 m*h-1. Beispielsweise wurde für das Lysimeter 8 bei gleicher Drosselleistung nahezu die doppelte Aufenthaltszeit je Beschickung abgeschätzt wie in Lysimeter 4. Dennoch wies das Lysimeter 4 einen wesentlich größeren Keimrückhalt auf als Lysimeter 8 (vgl. Kapitel 5.2.4). Bei Durchführung dieses Vergleiches aller Lysimeter untereinander konnten keine Zusammenhänge der spezifischen Aufenthaltszeiten von der Hygienisierungsleistung


131

gefunden werden. Die Länge der eingestellten Aufenthaltszeiten des zu behandelnden Wassers im Filterkörper war demnach wie für die Aufenthaltszeit im Retentionsraum (vgl. Kapitel 5.3.2) für den Hygienisierungsgrad von untergeordneter Relevanz.

Wie bereits erwähnt, konnte jedoch im Gegensatz dazu eine Abhängigkeit von der Abstandsgeschwindigkeit bzw. der Filtergeschwindigkeit des Wassers während der Filterpassage festgestellt werden. Diesbezüglich sind in Abbildung 50 die mittleren Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der eingestellten Drosselabflussspende für die einzelnen Lysimeter dargestellt. Zusätzlich wird die Gesamtbeschickungshöhe bzw. die Beschickungsanzahl je Betriebseinstellung angegeben.

Im Fall der durchgeführten Extrembelastungen mit hFA = 4 m (vgl. Abbildung 23 in Kapitel 5.1.2) wurde für diese Betrachtung zur Schaffung vergleichbarer Verhältnisse nur der erste Beschickungsmeter ausgewertet. Beschickungshöhe und Beschickungsanzahl sind daher identisch. Leichte Abweichungen in der betrachteten Beschickungsanzahl mit der Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 treten für einige Lysimeter auf, weil an diesen vereinzelt gesonderte Untersuchungen (Reihenschaltung, Einstaubetrieb) durchgeführt wurden.

0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,5

9/30/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/31/8/4 9/31/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/28/8/4

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8Beschickungshöhe hFA [m] = Beschickungsanzahl [-]


η Mitt

el E

.col

i [lo

g-St

ufe]

0,01 0,02 0,03 0,05 = +/-σ

* ** *

* = eingestellter Drosselabfluss wurde an den verdichteten L 2 und L 4 nicht zuverlässig erreicht

Abbildung 50: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, Lysimeteranlage

Die Drosselabflussspende beeinflusste den Keimrückhalt in den Lysimetern eindeutig. Bei allen Lysimetern nahm der Wirkungsgrad mit Verringerung der Abflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 auf 0,01 L*m-2*s-1 deutlich zu. Mit Erhöhung des Drosselabflusses über 0,02 L*m-2*s-1 hinaus war scheinbar keine weitere deutliche Abnahme des Wirkungsgrades verbunden. Der Transport von Kolloiden ist unter anderem abhängig von der Filtergeschwindigkeit bzw. der Schubkraft auf die Kolloide (vgl. Kapitel 3.2.4). Anscheinend


132

ging in den Lysimetern der Bakterientransport durch den Filterkörper ab Filtergeschwindigkeiten von kleiner 2*10-5 m*s-1 verstärkt zurück. Dass mit höheren Filtergeschwindigkeiten (größer 2*10-5 m*s-1) und damit abnehmender Aufenthaltszeit des zu hygienisierenden Wassers im Filterkörper keine deutlich geringeren Wirkungsgrade einhergingen, bestätigt, dass die Aufenthaltszeit gegenüber Rückhaltemechanismen für den Hygienisierungsgrad von untergeordneter Relevanz zu sein scheint (s.o.).

Die Halbierung der Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 auf 0,01 L*m-2*s-1 bewirkte eine relative Erhöhung des mittleren Wirkungsgrades der Lysimeter 1 bis 4 um 10 % bis 20 % (absolut 0,3 –0,7 log). Demgegenüber konnte an den grobkörnigeren Lysimetern 5, 6, 8 und der Lava in Lysimeter 7 ein größerer Einfluss durch die Drosseländerung beobachtet werden, der sich mit einer Erhöhung des Wirkungsgrades von über 30 % (absolut 0,5 log bis 0,6 log) quantifizieren ließ. Dadurch glichen sich die Wirkungsgrade der unverdichtet eingebauten Lysimeter an, so dass beispielsweise das Lysimeter 6 mit dem gröbsten Filtersubstrat einen ähnlichen Wirkungsgrad aufwies wie die Lysimeter 1 und 3, deren Substrate in Bezug auf die Korngröße die Empfehlungen des DWA-M 178 einhielten. Scheinbar wurden demnach die Nachteile der gröberen Sande gegenüber den feinkörnigeren durch die Verringerung der Drosselabflussspende kompensiert.

Die überwiegende erhöhten Wirkungsgrade für die Drosseleinstellungen 0,03 L*m-2*s-1 und 0,05 L*m-2*s-1 der verdichtet eingebauten Lysimeter 2 und 4 ergaben sich wahrscheinlich dadurch, dass in mehreren Fällen die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit kleiner war als die eingestellte Filtergeschwindigkeit (vgl. Abbildung 46 in Kapitel 5.4.2). In diesen Fällen konnten die Ablaufpumpen das Niveau des eingestellten Abflusses nicht Aufrecht halten, weil die Ablaufleistung der Lysimeter zu gering war. Infolge der eingestellten Grenzdrücke in der Dränage zur Pumpenfreischaltung wurden die Drosselpumpen jeweils abgeschaltet, wenn die Dränageschicht entleert war und wieder eingeschaltet, wenn ausreichend Wasser aus dem Filterkörper ausgetreten war. In diesen Betriebsphasen wurden die Filter demnach ungedrosselt bei geringeren Filtergeschwindigkeiten als den anvisierten Geschwindigkeiten betrieben. Entsprechend war die Betriebszeit der Lysimeter 2 und 4 in diesen Beschickungen gegenüber den restlichen Lysimetern deutlich erhöht.

Für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken ergaben sich vergleichbare Ergebnisse. Die entsprechenden Wirkungsgrade der Lysimeter in Abhängigkeit von der Drosseleinstellung sind im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A92 und A93) dargestellt.

An der Großtechnik war ein Einfluss der Drosselabflussspende ebenfalls erkennbar. In Abbildung 51 sind die mittleren Wirkungsgrade für E.coli der RBF-Anlagen in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende inklusive Standardabweichung dargestellt. An den RBF-Anlagen wurde neben der Variation der Drosselabflussspende zusätzlich der Einfluss einer mittleren ungeregelten Drossel im Vergleich mit einer geregelten Drossel untersucht (vgl. Kapitel 4.8). Die entsprechenden Betriebsweisen sind mit „u“ (ungeregelt) und „g“ (geregelt) in der Abbildung markiert.


133

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

8,1 / 9 5,5 / 9 5,8 / 11 0,0 / 0 18,4 / 10 6,9 / 8 14,9 / 20 5,3 / 2

OE KB

Beschickungshöhe hFA [m] / Ereignisanzahl n [-]RBF-Anlage

η Mitt

el E

.col

i [lo

g-St

ufe]

0,01 u 0,01 g 0,02 g 0,03 g = ±σ

8,1/9 5,5/9 5,8/11 0,0/0 18,4/10 6,9/8 14,9/20 5,3/2

Abbildung 51: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, RBF-Anlagen

Für den RBF OE konnte ein Rückgang des mittleren Wirkungsgrades mit Erhöhung der Drosselabflussspende auf von 0,01 L*m-2*s-1 auf 0,02 L*m-2*s-1 um 40 % (0,3 log) ermittelt werden, wobei für die unterschiedlichen Betriebsphasen eine vergleichbare Datenbasis in Bezug auf die untersuchte Gesamtbeschickungshöhe und die Ereignisanzahl zu Grunde lag. Für den RBF KB wurde eine Verringerung des Wirkungsgrades erst ab einer Erhöhung auf 0,03 L*m-2*s-1 (> 50 % / 0,6 log) sichtbar; eine Drosselabflussspende, die nur an diesem Filter eingestellt wurde.

Für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken wurden ebenfalls rückläufige Wirkungsgrade an der Großtechnik mit größerem Drosselabfluss festgestellt. Am RBF KB wurde für diese Parameter im Gegensatz zu E.coli dieser Einfluss bereits ab der Erhöhung der Abflussspende auf 0,02 L*m-2*s-1 erkennbar. Die Verringerung betrug für Gesamtcoliforme ca. 30 % (ca. 0,4 log) und für Intestinale Enterokokken ca. 20 % (ca. 0,2 log). Die entsprechenden Darstellungen befinden sich im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A94 und A95).

Ein Einfluss von geregelter zu ungeregelter Drosselung auf den mittleren Wirkungsgrad konnte an beiden RBF nicht festgestellt werden. Allerdings zeigte sich am RBF KB in der ungeregelten Variante eine deutlich größere Schwankungsbreite der Wirkungsgrade und damit eine geringere Betriebsstabilität gegenüber der geregelten Drossel. Am RBF OE wurde in dieser Betriebsphase nur in einem Ereignis, hierbei handelte es sich um das in Kapitel 5.1.1 bereits dargestellte Ereignis Nr. 14, der eingestellte mittlere Drosselabfluss von 0,01 L*m-2*s-1 zeitweise überschritten. In den restlichen 8 Ereignissen war der maximale Wasserstand im Retentionsraum dafür zu niedrig. Am RBF KB wurde dahingegen in 4 von 10 Ereignissen der mittlere Abfluss deutlich überschritten (> 0,03 L*m-2*s-1), was mit


134

geringeren Wirkungsgraden einherging und die größere Schwankungsbreite der Wirkungsgrade in dieser Betriebsphase zur Folge hatte.

Wenn eine geregelte Drossel für RBF nicht vorgesehen ist, sollte daher das Drosselorgan auf eine maximale Drosselabflussspende und nicht auf eine mittlere Drosselabflussspende eingestellt werden.

Die relativ inhomogenen Ergebnisse zeigen, dass es an großtechnischen RBF äußerst schwierig ist, identische Betriebsbedingungen für den Vergleich veränderter Betriebseinstellungen vorzufinden. Gekoppelt mit der Komplexität und der Fehleranfälligkeit von Hygieneuntersuchungen ist es daher unerlässlich, Detailfragen im halbtechnischen Modell zu untersuchen.

Für die untersuchten Standardparameter wurde nur für Ammoniumstickstoff eine leichte Abnahme des Wirkungsgrades mit erhöhter Drosselabflussspende an den RBF-Anlagen und den Lysimetern festgestellt. Der Rückgang des mittleren Wirkungsgrades durch die Verdopplung der Abflussspende von 0,01 L*m-2*s-1 auf 0,02 L*m-2*s-1 betrug an den RBF OE und KB ca. 10 % und an dem bindigen Filter FW ca. 5 % bei einem Ausgangsniveau der Anlagen von 92 % bis 95 % Ammoniumrückhalt. Allerdings verringerte sich der Median der Ereigniswirkungsgrade an den RBF OE und KB um weniger als 5 %.

Die Abweichungen des mittleren Wirkungsgrades vom Median wurden in den Betriebsphasen mit einer Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 zufällig an beiden RBF durch wenige Extremereignisse hervorgerufen, deren Zulaufbelastung die Sorptionskapazität der Filter überschritt. Infolge dessen war der verminderte Wirkungsgrad nicht zwangsläufig auf die Drosseleinstellung zurück zu führen. An den Lysimetern, die je Betriebsphase vergleichbar belastet wurden, war der Einfluss der Abflussspendenverdopplung mit einer Verringerung des mittleren und medianen Wirkungsgrades von bis zu 4 % verbunden.

Demgegenüber fiel der Drosseleinfluss auf die Hygienisierungsleistung stärker aus. Auf Grundlage dieser Ergebnisse wird daher eine Drosselabflussspende von maximal 0,01 L*m-

2*s-1 für den Betrieb von RBF zur Hygienisierung empfohlen. Wird das Drosselorgan ungeregelt ausgeführt, sollte dieses zu Gunsten einer erhöhten Betriebsstabilität auf einen maximalen Abfluss und nicht auf einen mittleren Abfluss eingestellt werden. Das heißt, die Drosseleinstellung sollte bei maximalem Wasserstand im Retentionsraum und bei möglichst wassergesättigtem Filterkörper durchgeführt werden.

Werden RBF nicht für die Hygienisierung ausgelegt, können größere Drosselabflussspenden eingestellt werden.

An der Lysimeteranlage wurden die Nachteile gröberer Filtersubstrate auf den Hygienisierungsgrad offensichtlich durch die Verringerung der Drosselabflussspende auf 0,01 L*m-2*s-1 kompensiert. Allerdings wird diesbezüglich im Sinne einer sicherheitsbedachten Anlagenausführung von den gegebenen Empfehlungen zur Verwendung möglichst feiner Filtersubstrate gemäß Kapitel 5.4.1 nicht abgewichen.


135

5.4.4 Filterzulaufbelastung

Durch die Lysimeterversuche konnte ein Zusammenhang zwischen der Zulaufkonzentration bzw. der Zulauffracht und der Ablaufbelastung in Bezug auf die untersuchten Indikatorbakterien erkannt werden. Zur Erläuterung sind in Abbildung 52 beispielhaft die Zulauf- und Ablaufkonzentration von E.coli der Lysimeter 1 und 2 vergleichend über den gesamten Untersuchungszeitraum dargestellt, wobei das Lysimeter 2 mit gleichem Filtersubstrat nach dem erneuten, aber verdichteten, Einbau nach drei Beschickungen niedrigere Ablaufkonzentrationen aufwies als das Lysimeter 1.

Die angegebenen Werte beziehen sich auf den Standardbetrieb mit der Beschickungshöhe von 1,0 m. Daher kann die Konzentration direkt in die flächenspezifische Fracht umgerechnet werden. Dazu müssen die dargestellten Werte lediglich zur Umrechung auf die Einheit [KBE*m2] mit dem Faktor 104 multipliziert werden.

1,0E+01

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55Beschickungsnummer [-]

CE.

coli [

KB

E*10

0 m

L-1]

FZ L1,2 FA L1 FA L2

Abbildung 52: Zulauf- und Ablaufkonzentration von E.coli über den Untersuchungszeitraum, Lysimeter 1 und 2 (nicht standardisierte Beschickungen wie Reihenschaltung oder Trinkwasserspülung sind nicht dargestellt)

Im Großteil der Beschickungen folgte die Ablaufkonzentration (bzw. Ablauffracht) tendenziell der Zulaufkonzentration (bzw. Zulauffracht), wobei der Wirkungsgrad zum Keimrückhalt unabhängig der Belastung relativ konstant blieb. Daraus ergab sich, dass der absolute Rückhalt von Indikatorbakterien mit größerer Zulaufbelastung ebenfalls zunahm. Der Wirkungsgrad in log-Stufen kann je Ereignis aus obiger Darstellung über den vertikalen Abstand zwischen den Wertepunkten der Zulaufbelastung und der Ablaufbelastung abgeschätzt werden.

Die dargestellte Charakteristik bestätigte sich über die gesamte Untersuchung an allen Lysimetern für alle untersuchten Indikatorarten unabhängig vom Filtersubstrat und der


136

Einbauweise (verdichtet / unverdichtet). Mittels Korrelationsanalyse konnte ein signifikanter Zusammenhang der Bakterienkonzentration im Ablauf zur Zulaufkonzentration gefunden werden (z.B. E.coli für L1 R2 = 0,41 (α = 0,05)), wobei in den meisten Fällen keine signifikante Abhängigkeit des Wirkungsgrades zur Zulaufkonzentration bzw. Zulauffracht je Beschickung zu erkennen war.

Tendenziell erkennbar, aber statistisch nicht durchgängig für alle Lysimeter belegbar, war, dass der Wirkungsgrad mit größeren Belastungen leicht zunehmen konnte (positive Korrelation). Dieses Phänomen machte sich überwiegend an den Lysimetern 2 und 4 für Intestinale Enterokokken signifikant (p < 0,05) bemerkbar, wohingegen für E.coli kein Effekt zu erkennen war. Die Autoren von IWW (2005) machten in Lysimeteruntersuchungen ebenfalls diese Beobachtung für Fäkalstreptokokken und vermuteten die Ursache in einer erhöhten Auftreffwahrscheinlichkeit der Bakterien auf dem Filtersubstrat mit erhöhter Bakterienkonzentration im Filterzulauf.

Des Weiteren ist erwähnenswert, dass in den ersten ein bis zwei Beschickungen an allen Lysimetern ein deutlich größerer Wirkungsgrad erzielt wurde als in den direkt folgenden Beschickungen. Dieses Phänomen bestätigte sich nach dem erneuten Einbau der Lysimeter 2 und 4 mit neuem Substrat nach drei Beschickungen (vgl. Kapitel 4.7.1) und kann aus Abbildung 52 für Lysimeter 2 abgelesen werden. Es gibt anscheinend einen positiven Effekt durch die Primärbelegung der „rohen“ Filtersubstrate, die sich in einem relativ großen Keimrückhalt widerspiegelte. An der Großtechnik konnte dieses Ergebnis nicht belegt werden, weil mit Inbetriebnahme der Anlagen nicht auf Hygieneparameter untersucht wurde.

Die geschilderte Abhängigkeit der Ablaufbelastung von der Zulaufbelastung der Lysimeter konnte wiederum an den RBF bestätigt werden. Beispielhaft sei diesbezüglich nicht der Verlauf aller Zulaufbelastungen und Ablaufbelastungen dargestellt, sondern zeitlich höher aufgelöst der Konzentrationsverlauf von E.coli eines größeren repräsentativen Ereignisses auf dem RBF OE, um gleichzeitig Aussagen über Belastungsschwankungen im Filterzulauf über die Ereignisdauer machen zu können. Bei dem gewählten Beispiel handelt es um das Ereignis Nummer 46 (Beginn 22.03.2007) mit einer Beschickungshöhe von 2,8 m. Ein Datenpunkt repräsentiert die Keimkonzentration je Probenahmeflasche.


137

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Betriebszeit [h]

CE.

coli [

KB

E*10

0 m

L-1]

FZ RBF OE FA RBF OE

Abbildung 53: E.coli Zu- und Ablaufkonzentrationen, RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 46, 22.03.2007 bis 25.03.2007)

Trotz der Darstellungsweise bzw. der Beprobungsintervalle, die den zeitlichen Versatz zwischen Filterzulauf und Filterablauf durch die Aufenthaltszeit des Mischwassers im Retentionsraum und im Filterkörper nicht einbezieht, lässt sich die Abhängigkeit der Ablaufbelastung von der Zulaufbelastung erkennen.

Eine Filtererschöpfung bis hin zu einem Filterdurchbruch von Indikatorbakterien infolge zu großer stofflicher Zulaufbelastung konnte nicht festgestellt werden. Dies wurde zusätzlich mit den durchgeführten Extrembeschickungen der Lysimeter mit 4 m Beschickungshöhe bestätigt. Die Filterbelastung wurde dabei so eingestellt, dass sie mit den gemessenen Maximalbelastungen der RBF-Anlagen vergleichbar war, ohne, dass die „Filterkapazität“ überschritten wurde bzw. ein Filterdurchbruch provoziert werden konnte. Die Ergebnisse zu diesen Beschickungen sind in Kapitel 5.4.6 dargestellt. Im Rahmen der bodenbiologischen Untersuchungen (Kapitel 5.4.8) wird auf die „Kapazität“ der Filter zum Rückhalt von Bakterien weiter eingegangen.

Hinsichtlich der Konzentrationsschwankungen im Filterzulauf konnten wie für die Standardparameter an den RBF auch in Bezug auf die Hygieneparameter starke Schwankungen über die Zulaufdauer auftreten. In dem dargestellten Ereignis (Abbildung 53) traten mehrere ausgeprägte Zulaufwellen auf, die teilweise mit den deutlichen Schwankungen der Zulaufkonzentration einhergingen. Der Verlauf der hydraulischen Filterbelastung für dieses Ereignis ist im Anhang zu diesem Kapitel dargestellt (Abbildung A96). Zusätzlich wird vergleichend der Verlauf der von CCSB mit angegeben (Abbildung A97). Durch die Überlagerung des Filterzuflusses mit den Zulaufkonzentrationen konnten in mehreren Ereignissen an den RBF auch für die Konzentration von Indikatorbakterien vor


138

allem zu Einstaubeginn Spülstoßeffekte erkannt werden, sofern der Filterzufluss nicht zu stark in kurzen Zeitintervallen schwankte.

Bezüglich der hydraulischen Filterbelastung konnten für die Ereigniswirkungsgrade der Großtechnik und der Beschickungshöhe je Ereignis keine eindeutigen Zusammenhänge erkannt werden. Innerhalb der Ereignisse wiederum sind verlässliche Rückschlüsse auf Leistungsschwankungen der RBF mit großen Unsicherheiten verbunden, weil Zulauf- und Ablaufproben nicht direkt miteinander verglichen werden können. Aus diesem Grund wurden an den Lysimeterabläufen zusätzlich ein bis zwei automatische Probenehmer mit Flaschenwechsel (2-h-MP, vgl. Kapitel 4.6) betrieben, um ergänzend zu der Gesamtmischprobe aus dem pneumatischen Dreiwegehahnsystem auch den Konzentrationsverlauf im Filterablauf über die Betriebszeit zu erfassen.

Je Beschickung wurde mindestens ein zusätzlicher Probenehmer betrieben, so dass über den gesamten Untersuchungszeitraum (56 Beschickungen) insgesamt 71 Lysimeterabläufe zusätzlich in Zwei-Stunden-Intervallen beprobt wurden, wobei nach den ersten Beschickungen in der Regel nur noch die erste, mittlere und letzte Flasche analysiert wurde, um den analytischen Aufwand einzugrenzen. Im Wesentlichen wurden die Abläufe von Lysimeter 1 bis 4 in ungefähr gleicher Anzahl beprobt. In Abbildung 54 ist in Anlehnung an die Darstellung der Konzentrationsänderung der Indikatorbakterien im Retentionsraum (vgl. Abbildung 42 in Kapitel 5.3.2) vereinfachend die Konzentrationsänderung (log-Stufe) von der letzten zur ersten Flasche aller untersuchten Filterabläufe während der Standardbeschickungen mit hFA = 1,0 m als Unterschreitungshäufigkeit dargestellt.

0102030405060708090

100

-2,0 -1,5 -1,0 -0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0Quantil ∆CFA [log-Stufe]

p [%

]

E.coli Coli I.E. n = 71

Abbildung 54: Konzentrationsänderung der Indikatorbakterien im Filterablauf der Lysimeteranlage je Beschickung (2h-MP ab Exfiltrationsbeginn zu 2h-MP vor Exfiltrationsende)


139

Trotz der Schwallbeschickung zeigten sich im Ablauf der Lysimeter Schwankungen der Konzentration. Bei den meisten Beschickungen stieg die Konzentration von Indikatorbakterien lysimeter- und drosselunabhängig kontinuierlich an. In ca. 80 % der erfassten Abläufe war unabhängig von der Indikatorart ein Konzentrationsanstieg zu erkennen. Dieser war relativ gesehen oftmals gegenüber der Konzentrationserhöhung im Retentionsraum (Abbildung 42 in Kapitel 5.3.2) etwas größer, was sich besonders für Intestinale Enterokokken bemerkbar machte.

Beispielsweise lag der Median der Konzentrationserhöhung für E.coli bei 0,47 log-Stufen gegenüber 0,14 log-Stufen im Retentionsraum, während für I.E. median 0,63 log-Stufen festgestellt wurde, bei einem ausgeglichenen Verhältnis von Abnahme zu Zunahme in der Retention.

Daraus wurde gefolgert, dass die Erhöhung im Filterablauf nicht ausschließlich auf das Bakterienwachstum im Retentionsraum zurückzuführen ist, sondern dass sich die Filtereigenschaften der Lysimeter über die Betriebszeit veränderten, was im Widerspruch zum konstanten oder leicht steigenden Wirkungsgrad mit steigender stofflicher Filterbelastung (s.o.) stände. Es wurde jedoch vermutet, dass die Ablaufkonzentration über die Betriebsdauer nicht durch zunehmende stoffliche Sättigung, sondern mit zunehmender hydraulischer Sättigung durch Verdrängung von Bodenluft und damit steigender hydraulischer Leitfähigkeit des Filterkörpers zunahm (vgl. Kapitel 3.2.4).

Diese Vermutung lag letztlich nahe, weil eine Abhängigkeit des Keimrückhaltes von der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit bei dem Vergleich der Lysimeter untereinander erkannt wurde (vgl. Kapitel 5.4.2). Die Annahme wurde durch die Extrembeschickungen der Lysimeter (hFA = 4 m) bestätigt, mit welchen verschiedene Sättigungszustände der Filterkörper bei gleicher stofflicher Belastung miteinander verglichen werden konnten. Weil diese Untersuchungen mit der Erfassung der Sauerstoffkonzentration im Filterzulauf und Filterablauf zusammen hingen, werden die Ergebnisse in Kapitel 5.4.6 im Zusammenhang mit den inline erfassten Messwerten dargestellt.

An dieser Stelle lässt sich festhalten, dass die Ablaufbelastung mit Indikatorbakterien maßgeblich von der stofflichen Zulaufbelastung bestimmt wird, wobei der Wirkungsgrad relativ konstant bleibt. Eine Abnahme des Wirkungsgrades mit erhöhter stofflicher Belastung bzw. eine Erschöpfung des Keimrückhaltes in Extremereignissen kann ausgeschlossen werden.

In Bezug auf einen möglichst großen Wirkungsgrad wäre eine Begrenzung der stofflichen Ereignisbelastung für die Bemessung von RBF zur Hygienisierung, sofern diese der Bemessungspraxis entspräche (vgl. Kapitel 3.1.2), daher nicht erforderlich. Wobei natürlich geringere Zulaufbelastungen auch geringere Ablaufbelastungen mit sich führen. Demgegenüber wird für große hydraulische Belastungen, sofern sie mit einer deutlichen Änderung der Wassersättigung des Filterkörpers einhergehen, ein Rückgang des Rückhaltegrades vermutet. Auf den Einfluss der hydraulischen Belastung (Höhe und Verlauf


140

je Ereignis) wird im Weiteren durch die Entkopplung von hydraulischer und stofflicher Belastung eingegangen. Zunächst wird jedoch der Einfluss des Filteralters und längerer Trockenzeiten auf den Wirkungsgrad der Filter betrachtet.

5.4.5 Filteralter und Trockenzeiten

Mit zunehmendem Filteralter bzw. zunehmender Gesamtbelastung der Lysimeter ließ sich ein erhöhter Wirkungsgrad feststellen. Gegen Ende des Untersuchungszeitraumes wurden an der Lysimeteranlage 10 Beschickungen mit vergleichbarer Belastung und den identischen Betriebseinstellungen gefahren wie 10 Beschickungen zu Versuchsbeginn genau ein Jahr zuvor. Die klimatischen Verhältnisse waren dadurch ebenfalls vergleichbar.

In Abbildung 55 sind die ermittelten Wirkungsgrade vergleichend dargestellt.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8


η Mitt

el E

.col

i [lo

g-St

ufe]

Untersuchungsbeginn (n = 10) Untersuchungsende (n = 10) = +/-σ

Abbildung 55: Mittlerer E.coli-Wirkungsgrad zu Untersuchungsbeginn und zu Unter-suchungsende der Lysimeter 1 bis 8

Die Erhöhung des Wirkungsgrades konnte für alle Lysimeter festgestellt werden, wobei für die grobkörnigeren Filter (L5, L6, L8) die relative Zunahme etwas geringer gegenüber den feineren Filtern, mit Ausnahme von L2, ausfiel. Teilweise ging die Vergrößerung des Wirkungsgrades mit einer größeren Schwankungsbreite dieser einher, was bei Betrachtung der standardisierten Abweichung vom Mittelwert deutlich wird.

Die mittlere Zunahme des E.coli-Wirkungsgrades aller Lysimeter betrug 0,5 log-Stufen (27 %). Eine Erhöhung wurde in dieser Betrachtung auch für Gesamtcoliforme (0,6 log), für I.E. (0,3 log) und geringfügig für die untersuchten Standardparameter CSB (5,5 %) und NH4

+-N (2,5 %) festgestellt. Demgegenüber nahm der Wirkungsgrad im Mittel für


141

Gesamtphosphor (ohne Betrachtung von L4) um nahezu 100 % (48,3 %-Punkte) ab, während für den Feststoffrückhalt keine Veränderung zu verzeichnen war.

Mittels linearer Regression konnte ein signifikanter Zusammenhang zwischen der Ablaufbelastung und dem Filteralter bei negativem β-Koeffizienten nachgewiesen werden (z.B. R2 = 0,45 für L1, α = 0,05), wobei als Variable zur Beschreibung der Filterstandzeit die fortlaufende Beschickungsnummer als diskrete Zahl angesetzt wurde.

Demnach nahm mit zunehmender Gesamtbelastung der Lysimeter die Ablaufbelastung trotz des Einflusses anderer Variablen, wie die Drosselabflussspende, signifikant ab. Für die Filterzulaufbelastung war hingegen keine Abhängigkeit von der Beschickungsnummer belegbar, weil diese über den Untersuchungszeitraum möglichst konstant bzw. in wiederkehrenden Belastungsstufen über das Mischverhältnis eingestellt wurde. Durch die Abnahme der stofflichen Ablaufbelastung bei relativ gleich bleibender Zulaufbelastung ergaben sich somit zunehmend größere Wirkungsgrade.

Es wird davon ausgegangen, dass dieses Ergebnis auf die relativ hohe und über den Untersuchungszeitraum gleichmäßige stoffliche und hydraulische Belastung der Lysimeter zurückzuführen war, welche das Biofilmwachstum und dadurch die biotische Adsorption der Filter förderte (vgl. Kapitel 3.2.4). Schwächer belastete Filter würden demnach keine verbesserten Wirkungsgrade mit zunehmendem Betriebsalter erzielen. Zudem erscheint es nach obiger Darstellung auch möglich, dass hoch belastete grobkörnigere Filter die gleiche Leistungsfähigkeit erreichen können wie schwach belastete feinkörnigere Filter.

Hinsichtlich der Wirkungsgradentwicklung ist zu bemerken, dass sich bereits ab der ersten Beschickung ein relativ großer Wirkungsgrad bezüglich der Hygieneparameter (vgl. Kapitel 5.4.4), aber auch hinsichtlich des Kohlenstoffabbaus einstellte. Der Unterschied bestand jedoch darin, dass bezüglich der Hygienisierung der Wirkungsgrad nach den ersten ein bis zwei Beschickungen zunächst wieder abnahm, während für CSB mit einem anfänglichen Wirkungsgrad von 70 % bis 80 % an den Lysimetern nach den ersten ein bis zwei Beschickungen ein Wirkungsgrad von 80 % bis 90 % einstellte. Dieser steigerte sich im weiteren Verlauf auf Werte von bis zu 95 %. Die ersten zwei Beschickungen wurden in den Vergleich zwischen Untersuchungsbeginn und Untersuchungsende nicht mit einbezogen, um die Bilanz durch die anfänglichen Einfahreffekte nicht zu verfälschen.

An der Großtechnik ist es grundsätzlich aufgrund der großen Variabilität der Betriebsbedingungen und -zustände problematisch, zeitlich versetzte Betriebsphasen miteinander zu vergleichen, weshalb die Lysimeteranlage betrieben wurde. Das in Kapitel 5.4.3 dargestellte Ergebnis, wonach für die Betriebsphasen mit der Drosselabflussspende von 0,01 L*m-2*s-1 zu Untersuchungsbeginn (Drossel ungeregelt) und ein Jahr später zum Untersuchungsende (Drossel geregelt) die RBF OE und KB keine relevanten Unterschiede der Hygienisierungsleistung festgestellt werden konnten (vgl. Abbildung 51), weist jedoch darauf hin, dass sich an den RBF nicht der gleich ausgeprägte Effekt einstellte wie an den Lysimetern, oder durch andere Einflüsse auf den Hygienisierungsgrad kompensiert wurde.


142

Es wird davon ausgegangen, dass die Wirkungsgrade der RBF aufgrund ihrer Belastungssituation im Gegensatz zu den Lysimetern weniger vom Filteralter bzw. der Gesamtbelastung beeinflusst wurden.

Die Annahme, dass die Steigerung der Wirkungsgrade der Lysimeter mit der gleichmäßigen und guten Nährstoffversorgung der Filter zusammenhing, konnte über die mehrwöchigen Beschickungspausen (vgl. Kapitel 5.1.2) bestätigt werden. Die Filterbelastung und die Betriebseinstellungen wurden für die Beschickung vor der Pause und danach bei gleichen Temperaturverhältnissen identisch eingestellt, um die Wirkungsgrade vor und nach der Betriebsunterbrechung direkt miteinander vergleichen zu können.

Diese Versuchsreihen wurden unter den klimatischen Bedingungen im Winter und im Sommer durchgeführt. In Abbildung 56 werden beispielhaft die Wirkungsgrade der Lysimeter für E.coli vor und nach der Betriebspause vom 05.12.2006 bis zum 09.01.2007 dargestellt (Zeitraum zwischen Beschickung Nr. 30 und Nr. 31).

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8Lysimeterbezeichnung [-]

η E.

coli

[log-

Stuf

e]

vor Betriebsunterbrechung nach Betriebsunterbrechung

Winter

Abbildung 56: E.coli-Wirkungsgrade vor und nach 1-monatiger Beschickungspause der Lysimeteranlage

Die Beschickungspause führte zu einem deutlichen Rückgang des Wirkungsgrades aller Lysimeter. Für E.coli betrug der absolute Rückgang im Mittel 0,5 log-Stufen, wobei die Leistungsverhältnisse zwischen den Lysimetern erhalten blieben. Mit der entsprechenden Beschickungspause im Frühsommer wurde dieses Ergebnis bestätigt (vgl. Anhang zu diesem Kapitel, Abbildung A99), weshalb davon ausgegangen wird, dass die Abnahmen nicht durch andere Einflussvariablen, wie der Temperatur, hervorgerufen bzw. fehlinterpretiert wurden.

Für Coli und I.E. stellten sich vergleichbare Abnahmen ein, die auch für Kohlenstoffparameter festzustellen waren. Die relative Abnahme des Wirkungsgrades für


143

den homogenisierten CSB (CCSB) betrug in der betrachteten Winterpause im Mittel aller Lysimeter 8,2 % (7,4 %-Punkte) und für den filtrierten CSB (SCSB) 16,2 % (13,6 %-Punkte), wobei lysimeterabhängig Rückgänge von bis zu 25 %-Punkten zu beobachten waren.

In den darauf folgenden ein bis zwei Beschickungen stiegen die Wirkungsgrade wieder, so dass die Beschickungspausen in der Betrachtung der Leistungsentwicklung der Lysimeter über den gesamten Untersuchungszeitraum nicht durch irreversible Leistungsrückgänge auffielen. Darüber hinaus wurde beobachtet, dass sich die hydraulische Leitfähigkeit der verdichtet eingebauten Lysimeter durch längere Trockenzeiten vorübergehend erhöhte.

Die Filterbelastung und damit die Nährstoffversorgung der Biofilme im Filterkörper hatte einen Einfluss auf die Rückhaltewirkung der Filter. Wie bereits erwähnt, wird dieser Einfluss mit vermehrter biotischer Adsorption durch vermehrte Biofilmbildung in Verbindung gebracht. Im Rahmen der Bodenanalysen wurde daher untersucht, ob dieses Phänomen über die Konzentration an extrazellulären polymeren Substanzen (EPS) im Filterkörper erklärt werden kann (vgl. Kapitel 5.4.8.3) und ob auch antagonistische Effekte der Filterbiozönose (hier Beschränkung auf Protozoen und Bdellovibrionen) auf die Hygienisierung von der stofflichen Filterbelastung beeinflusst werden. Im Rahmen dessen wird neben der Nährstoffversorgung auch auf die Wasserversorgung der Biofilme (und Antagonisten) eingegangen.

Eine Übertragung der Lysimeteruntersuchung bezüglich der Beschickungspausen auf die Großtechnik war nicht möglich. An den RBF wurden insgesamt 24 Ereignisse (11 davon an den RBF OE und KB) registriert, bei denen die vorangegangene Trockenphase einen Zeitraum von 25 Tagen überschritt. Davon traten lediglich 3 Ereignisse auf, deren Belastung hydraulisch und stofflich vergleichbar mit der des vorangegangenen Ereignisses war, wovon wiederum nur eines in der Untersuchungsphase hinsichtlich Hygieneparameter lag. Hierbei handelte es sich um das Ereignis vom 12.11.2006 (Ereignis Nr. 34) auf dem RBF OE mit einer Beschickungshöhe von lediglich 0,3 m.

Bei diesem Ereignis wurde ein größerer Wirkungsgrad gegenüber dem vorangegangenen Ereignis vom 01.10.2006 ermittelt. Bei allen anderen betrachteten Ereignissen mit langen Trockenphasen konnten sowohl Erhöhungen als auch Verringerungen des Wirkungsgrades beobachtet werden, was auch auf die Standardparameter zutraf, ohne dass sich ein Trend ableiten ließ. Vermutlich war die Überlagerung unterschiedlicher Einflüsse an den RBF zu groß und/oder die Filterbelastung zu gering, um ähnliche Effekte zu belegen wie in den halbtechnischen Untersuchungen.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass RBF mit zunehmendem Filteralter einen besseren Wirkungsgrad erzielen können, wobei jedoch die stoffliche Filterbelastung ein kontinuierlich hohes Niveau besitzen muss, um eine erhöhte biotische Adsorption im Filterkörper durch vermehrtes Biofilmwachstum zu bewirken. Lange Trockenzeiten können dem entgegenwirken.

In Bezug auf einen möglichst großen Wirkungsgrad wäre demnach eine Begrenzung der stofflichen Gesamtbelastung wie die Begrenzung einer stofflichen Ereignisbelastung (vgl.


144

voriges Kapitel) für die Bemessung von RBF zur Hygienisierung, sofern diese der Bemessungspraxis entspräche, nicht erforderlich. Im Gegenteil können sich große stoffliche Belastungen positiv auf die Hygienisierungsleistung der Filter auswirken.

Die verminderten Hygienisierungsgrade des RBF Oberelsungen gegenüber dem gleich alten Filter Kleingladenbach können nicht mit der stofflichen Gesamtbelastung und deren Verteilung über den Untersuchungszeitraum erklärt werden.

Die RBF fielen im Vergleich untereinander nicht mit ungewöhnlich vielen und langen Trockenperioden oder einer stark unterschiedlichen Belastungsverteilung/ Ereignisverteilung über den Untersuchungsbetrieb auf (vgl. Abbildung 26 in Kapitel 5.1.3). Darüber hinaus war die stoffliche Gesamtbelastung über den Untersuchungszeitraum (vgl. Tabelle 19 in Kapitel 5.2.2) der Filter bei unterschiedlichen Gesamtwirkungsgraden vergleichbar hoch.

5.4.6 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Ionenstärke, Temperatur, Sauerstoff

5.4.6.1 Einführung

Gemäß den Erläuterungen in Kapitel 4.5 wurden an der Lysimeteranlage der pH-Wert (pH) und die elektrische Leitfähigkeit (LF) sowie die Temperatur (T) und die Sauerstoffkonzentration (O2) im Filterzulauf bzw. im Retentionsraum von Lysimeter 1 und im Filterablauf über den Untersuchungszeitraum inline aufgezeichnet. Die Messungen an der Halbtechnik wurden um Vergleichsmessungen am RBF Oberelsungen ergänzt.

Zur weiteren Erläuterung werden in Abbildung 57 die zeitlichen Verläufe der Messgrößen einer Standardbeschickung (hFA = 1,0 m, qDr = 0,02 L*m-2*s-1) von Lysimeter 1 beispielhaft dargestellt. Lysimeterunabhängig wurden über alle Schwallbeschickungen qualitativ gleiche Ganglinien der gemessenen Parameter aufgezeichnet.


145

0

5

10

15

20

25

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

T [°C

]

Filterzulauf Lysimeter Filterablauf Lysimeter

5

6

7

8

9

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

pH [-

]

0123456789

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

O2 [

mg*

L-1]

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Betriebszeit [h]

LF [µ

S*cm

-1]

Abbildung 57: Beispielhafter Verlauf inline aufgezeichneter Parameter im Filterzulauf und Filterablauf von Lysimeter 1 während einer Standardbeschickung


146

Die Temperatur und der pH-Wert veränderten sich durch die Filterpassage nur unwesentlich. Zur Darstellung wurde eine Beschickung aus dem Sommer gewählt, weshalb die Wassertemperatur mit ca. 20 C relativ hoch war.

Die Sauerstoffkonzentration im Filterzulauf nahm im Retentionsraum in Abhängigkeit von der Temperatur und der Konzentration von sauerstoffzehrenden Stoffen ab, wohingegen die Konzentration im Filterablauf ein relativ hohes Niveau beibehielt, was auf die Wiederbelüftung des Wassers durch die gefangene Bodenluft im Filterkörper zurückzuführen war. Die mittlere Sauerstoffkonzentration im Ablauf war dadurch stets größer als die mittlere Sauerstoffkonzentration im Zulauf. Die lediglich zu Betriebsbeginn niedrigere Konzentration im Ablauf wurde vermutlich durch die Verdrängung des sauerstoffarmen Kapillarwassers aus dem Filterkörper hervorgerufen.

Der Sauerstoffgehalt im Ablauf hing von der Sauerstoffkonzentration im Zulauf, sauerstoffzehrenden Stoffen im Zulauf und der Temperatur ab, wobei mit höheren Temperaturen die Sauerstoffzehrung zunimmt und die Löslichkeit der Bodenluftgase im Wasser abnimmt. Dadurch konnten bei hohen Temperaturen bei gleichen Mischungsverhältnissen etwas niedrigere Sauerstoffgehalte im Zulauf und im Ablauf gemessen werden als bei tiefen Temperaturen. Ein Einfluss der Drosselabflussspende auf die Ablaufkonzentration konnte nicht erkannt werden.

Mit vollständiger Diffusion und / oder Verdrängung der Bodenluft mit fortschreitender Betriebszeit fiel die Sauerstoffkonzentration im Ablauf stetig ab. Bei durchschnittlicher Zulaufbelastung, einer Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 und durchschnittlicher Temperatur war der Ablauf nach ca. 35 h Betriebszeit und einer Beschickungshöhe von ca. 2,5 m sauerstofffrei, sofern der Filterkörper während des Betriebes durch Trockenfallen nicht wiederbelüftet wurde und das Beschickungswasser ebenfalls sauerstoffarm war. Während des Regelbetriebes der Lysimeter mit 1,0 m Beschickungshöhe traten daher keine vollständig sauerstofffreien Abläufe auf.

Die elektrische Leitfähigkeit im Filterablauf war ebenfalls stets größer als die im Filterzulauf, was in erster Linie auf die Nitratausspülung des zuvor in der Trockenphase nitrifizierten Ammoniumstickstoffes zurückzuführen ist. Dieser Spüleffekt war deutlich an sehr ausgeprägten Erhöhungen mit anschließendem Rückgang der Leitfähigkeit zu Beginn des Filterbetriebes zu erkennen.

In acht Standardbeschickungen der Lysimeter (4 Konditionierungen mit Betriebswasser / 4 Konditionierungen mit Trinkwasser) wurden die mengenmäßig relevanten Kationen und Anionen im Filterzulauf und Filterablauf chromatographisch bestimmt (vgl. Kapitel 4.6). Es zeigte sich, dass neben Nitrat weitere Ionen wie vor allem Calcium (Ca2+) aus den Filtern ausgetragen wurden, die zur Erhöhung der Leitfähigkeit im Ablauf beitrugen. Im Mittel überschritt die Calciumablauffracht die Zulauffracht um ca. 30 %.

Lysimeter 8 wurde über drei Wochen (= 3 Standardbeschickungen) zusätzlich im Einstaubetrieb gefahren (vgl. Kapitel 4.8), d.h. nach jeder Beschickung blieb nach Entleerung


147

des Retentionsraumes der Filterkörper vollständig eingestaut. Dadurch wurde die Bodenbelüftung und damit auch der Wiederbelüftungseffekt des zu behandelnden Zulaufwassers vermieden, so dass der Filterablauf nach wenigen Betriebsstunden sauerstofffrei war.

Darüber hinaus traten durch anoxische Verhältnisse im Filterkörper und daraus resultierender Denitrifikation die Nitratausspülungen zu Betriebsbeginn nicht mehr auf, so dass entsprechend für die Leitfähigkeit im Filterablauf zu Betriebsbeginn kein Anstieg auftrat. Die Verläufe von Sauerstoffkonzentration und Leitfähigkeit infolge Einstaubetrieb sind beispielhaft für eine Beschickung des Lysimeters 8 im Anhang zu diesem Kapitel dargestellt (Abbildung A100). Auf den pH-Wert und die Temperatur hatte diese Betriebsweise keinen Einfluss verglichen zu der Betriebsweise mit trocken fallendem Filterkörper.

Für die Untersuchung von Einflüssen auf den Keimrückhalt wurden die aufgezeichneten Messwerte über die jeweilige Betriebszeit der 56 Lysimeterbeschickungen gemittelt. Zur Angabe von Größenordnungen sind in Tabelle 22 die berechneten Werte je Beschickung mittels einfacher statistischer Angaben über den gesamten Untersuchungsbetrieb zusammengefasst. Weil für die Lysimeter untereinander in Vergleichsmessungen keine relevanten Unterschiede auftraten, sind die angegebenen Größenordnungen auf alle Lysimeter übertragbar.

Tabelle 22: Zusammenfassung der inline aufgezeichneten Parameter über den Unter-suchungsbetrieb der Lysimeteranlage

Lysimeter

FZ FA FZ FA FZ FA FZ FA

Mittelwert 16,3 16,6 7,2 7,3 2,1 7,3 709 917

Median 16,6 17,2 7,2 7,3 1,6 7,5 677 907

Min 8,6 6,9 6,9 7,0 0,0 1,4 286 378

Max 22,6 24,1 7,7 7,7 6,1 10,6 1.137 1.281

T [°C] O2 [mg*L-1]pH [-] LF [µS*cm-1]

Die pH-Werte und die Temperaturen lagen in typischen Bereichen für kommunales Abwasser. Während der pH-Wert keine große Spannweite aufwies, konnte durch den ganzjährigen Anlagenbetrieb ein weiter Temperaturbereich abgedeckt werden.

Die mittlere Sauerstoffkonzentration im Retentionsraum war aufgrund des Schwallbetriebes, in dem je Beschickung kein neues sauerstoffreiches Zulaufwasser nachgeliefert wurde, relativ niedrig. Dadurch, dass die Zulaufbelastung variiert und die Beschickungen über einen weiten Temperaturbereich durchgeführt wurden, konnte eine relativ große Spannweite an mittleren Sauerstoffkonzentrationen erreicht werden, um den Einfluss der Sauerstoffkonzentration auf den Keimrückhalt zu untersuchen. Gleiches ist für die mittlere Konzentration im Filterablauf zu bemerken. Die Spannweite der elektrischen Leitfähigkeit im Filterzulauf wurde bewusst dadurch vergrößert, dass sowohl mit Betriebswasser der


148

Kläranlage Kassel als auch mit Trinkwasser, welches deutlich geringere Leitfähigkeiten aufweist als das Betriebswasser, angemischt wurde.

Am fachgebietsnächstgelegenen RBF OE wurden Vergleichsmessungen durchgeführt, wobei im Filterablauf über den gesamten Untersuchungsbetrieb die Temperatur und die Sauerstoffkonzentration nahezu störfallfrei aufgezeichnet wurden. Diese Messungen wurden im Februar / März 2007 im Filterzulauf ergänzt und um die Aufzeichnung des pH-Wertes sowie der elektrischen Leitfähigkeit erweitert. In Tabelle 23 sind die gemittelten Werte, ergänzt um die Angabe, aus wie vielen Einstauereignissen mit entsprechender Beschickungshöhe die Datenbasis gewonnen werden konnte, dargestellt.

Tabelle 23: Zusammenfassung der inline aufgezeichneten Parameter über den Unter-suchungsbetrieb des RBF Oberelsungen

RBF OE

Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf Zulauf Ablauf

Anzahl 6 57 6 18 5 50 6 18

hFA [m]*) 4,8 34,5 4,8 12,4 4,4 31,5 4,8 12,4

Mittelwert 6,7 11,3 7,6 7,2 6,4 7,9 277 294

Median 6,6 11,7 7,6 7,2 7,3 7,8 260 292

Min 5,9 2,0 7,3 7,1 2,8 6,3 181 203

Max 7,8 19,1 7,9 7,3 10,0 9,9 452 413*) hFA,ges. = 34,5 m

LF [µS*cm-1]pH [-]T [°C] O2 [mg*L-1]

In den Lysimeteruntersuchungen wurden Zulauf- und Ablaufeigenschaften der Großtechnik weitestgehend erfasst, wobei auf Unterschiede in der folgenden Beschreibung von Einflüssen auf die Keimelimination eingegangen wird. Dabei sind die Temperaturmessungen im Zulauf auszuklammern, weil diese nicht den Temperaturverlauf eines ganzen Jahres repräsentieren.

Durch die Mittelwertbildung der Lysimeterdaten je Beschickung entstand ein Datensatz an Inline-Messwerten, der mit den analytisch ermittelten Messwerten, den daraus berechneten Wirkungsgraden und den hydraulischen Kennwerten je Beschickung vergleichbar war, um Abhängigkeiten aller Parameter bzw. Variablen untereinander mittels Korrelations- und Regressionsanalyse zu finden.

5.4.6.2 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit und Ionenstärke

Es konnte kein Zusammenhang des Keimrückhaltes bzw. der Keimelimination zum pH-Wert erkannt werden, was für die Entwicklung der Indikatorbakterien im Retentionsraum ebenfalls festgestellt wurde (vgl. Kapitel 5.3). Aufgrund der vergleichbaren pH-Werte an der Großtechnik (s.o.) ist dieses Ergebnis direkt übertragbar.


149

Für die elektrische Leitfähigkeit konnte ebenfalls kein Einfluss erkannt werden. Matthess et al. (1991) belegten in Filtrationsversuchen in labormaßstäblichen Säulen (Sandfüllung) zur Simulation von Grundwasserströmungen einen positiven Einfluss der Ionenstärke (I) auf die Haftwahrscheinlichkeit von E.coli an Sandsubstrate durch elektrostatische Bindung bis zu einem Wert von I = 0,001 mol*L-1 (vgl. Kapitel 3.2.4). Bei größeren Werten zeigte die Ionenstärke keinen zunehmenden Einfluss. Demnach könnte mit geringerer Ionenkonzentration und damit geringerer Leitfähigkeit des zu behandelnden Wassers der Keimrückhalt abnehmen.

Die mittlere elektrische Leitfähigkeit war an den Lysimetern erwartungsgemäß größer als an der Großtechnik, weil nicht mit ionenarmem Regenwasser konditioniert werden konnte. Durch die Konditionierung mit Trinkwasser konnten jedoch zu mehreren Beschickungen Leitfähigkeiten im Beschickungswasser erreicht werden, die den mittleren Werten am RBF OE entsprachen (vgl. Tabelle 22 mit Tabelle 23). In diesen Beschickungen wurden keine Einbrüche des Rückhaltes festgestellt. Aus diesem Grund wurde davon ausgegangen, dass die Lysimeterergebnisse auf die Großtechnik übertragbar sind.

Über die ionenchromatographischen Messungen wurde im Filterzulauf und Ablauf der Lysimeter die Ionenstärke (I) abgeschätzt, indem diese über die mengenmäßig am stärksten vertretenen Ionen berechnet wurde. Die Berechung erfolgte über die Beziehung (vgl. Atkins et al. 2006):

∑n

1=i

2ii z*C*5,0=I (Gl. 17)

mit I = Ionenstärke [mol*L-1] Ci = Molare Konzentration der einzelnen Ionenarten [mol*L-1] zi = Ladung der Ionenart [-]

Je nach Konditionierung ergaben sich Ionenstärken von 0,007 mol*L-1 bis 0,014 mol*L-1 bei mittleren Leitfähigkeiten von ca. 300 µS*cm-1 bis 900 µS*cm-1. Die Überschreitung des Wertes nach Matthess et al. um ein Vielfaches bestätigte, dass die Ionenkonzentration den Keimrückhalt aus Mischwasser nicht maßgeblich beeinflussen wird. Matthess et al. stellten fest, dass der Bakterienrückhalt in ihren Versuchen im Wesentlichen von der Filtergeschwindigkeit und dem Filterkorndurchmesser beeinflusst wurde (vgl. Kapitel 3.2.4). Sie führten die Filtrationsversuche mit Filtergeschwindigkeiten von vF = 0,7 m*d-1 bis 7,5 m*d-1 in Filtersanden mit median Korndurchmessern von 0,3 mm bis 4,0 mm durch.

Verglichen dazu lagen die eingestellten Filtergeschwindigkeiten an den Lysimetern mit vF = 1*10-5 m*s-1 ≈ 0,9 m*d-1 bis vF = 5*10-5 m*s-1 ≈ 4,3 m*d-1 (vgl. Kapitel 5.4.3) bei median Filterkorndurchmessern 0,4 mm bis 2,0 mm (vgl. Tabelle 12 in Kapitel 4.7.1) in vergleichbaren Größenordnungen. Diesbezüglich werden die Untersuchungen als vergleichbar und die Ergebnisse zur Ionenstärke als übertragbar angesehen.


150

5.4.6.3 Temperatur und Sauerstoff

Bezüglich der Temperatur konnte mittels linearer Regression ein geringfügiger Einfluss auf den Keimrückhalt mit positivem β-Koeffizienten an den Lysimetern erkannt werden. Für die untersuchten Standardparameter wurde demgegenüber keine Temperaturabhängigkeit festgestellt. Mit größeren Zulauftemperaturen bzw. Ablauftemperaturen nahm statistisch die Konzentration bzw. Fracht der Indikatorbakterien im Ablauf der Lysimeter zu (z.B. R2 = 0,3 für L1, α = 0,05) und damit die Rückhalteleistung ab, weil die Zulaufkonzentration bzw. Zulauffracht nicht mit der Temperatur korrelierte (vgl. Kapitel 5.3.2).

In Anlehnung an den Vergleich zwischen Untersuchungsbeginn und Untersuchungsende (Kapitel 5.4.5) wurden die mittleren Wirkungsgrade aus 10 Beschickungen bei niedrigeren Temperaturen im Winter 10 Beschickungen im Sommer mit vergleichbarer Belastung und identischer Drosseleinstellung (0,02 L*m-2*s-1) gegenübergestellt. Vergleichbar waren 10 Beschickungen in etwa zur Untersuchungsmitte (durchschnittliche Zulauftemperatur 10,7°C) mit 10 Beschickungen zum Untersuchungsende (durchschnittliche Zulauftemperatur 18,5°C). Für E.coli waren je nach Lysimeter die Wirkungsgrade bis zu 0,3 log-Stufen (bis zu 16 %) in den Winterbeschickungen größer. Allerdings war dieser Vergleich nicht exakt, weil der Temperatureinfluss von dem Einfluss des zunehmenden Filteralters (vgl. Kapitel 5.4.5) überlagert wurde.

Der Temperatureinfluss wird in erster Linie auf die veränderten Filtrations- und Adsorptionseigenschaften des Filterkörpers bei niedrigen Temperaturen zurückgeführt (vgl. Kapitel 5.4.2). Darüber hinaus wird vermutet, dass sich die EPS, von denen auch frei schwimmende Bakterien umgeben sind (vgl. 3.2.4), bei niedrigen Temperaturen in der Weise ändern kann, dass sich die Haftfähigkeit von Biofilmen und von freischwimmenden Bakterien an das Filtersubstrat erhöht. Die EPS der freischwimmenden Bakterien können bildlich als Hülle, die je nach physiologischem Zustand bzw. Milieubedingung mehr oder weniger „klebrig“ ist, beschrieben werden (IWW 2005).

Ein Einfluss durch erhöhte Stoffwechseltätigkeit bei höheren Temperaturen und eventuell damit verbundener erhöhter Eigenbewegung der Bakterien wurde nicht vermutet, weil der Temperatureinfluss auch für die unbeweglichen Kokken (I.E.) an der Lysimeteranlage bemerkbar war. Darüber hinaus weist Michels (2005) der Eigenbewegung von Mikroorganismen bei dem Transport durch poröse Medien gegenüber der „passiven Verschleppung“ eine untergeordnete Rolle zu.

Erhöhte Stoffwechselaktivität bei höheren Temperaturen und dadurch auch vermehrte antagonistische Wirkungen der Filterbiozönose ließ im Vorfeld der Unersuchungen gemäß den Betriebserfahrungen von Hagendorf et al. (2002) an Bodenfiltern von Pflanzenkläranlagen (vgl. Kapitel 3.2.4) höhere Wirkungsgrade im Sommerbetrieb vermuten. Derartige Effekte scheinen jedoch für RBF von untergeordneter Relevanz zu sein.

Für den Retentionsraum konnte eine deutlich erhöhte Teilungsrate der Bakterien bei höheren Temperaturen nicht belegt werden (vgl. Kapitel 5.3.2). Aus diesem Grund wurde davon


151

ausgegangen, dass auch im Filterkörper während des Filterbetriebes keine verstärkte Vermehrung der Indikatorbakterien bei höheren zu tieferen Temperaturen stattfand, die eventuell im Ablauf zu erhöhten Konzentrationen geführt hätten. Dass ein derartiger Effekt auch für die Trockenphasen ausgeschlossen werden konnte, der unter Umständen dazu geführt hätte, dass im Filterkörper akkumulierte Bakterien mit der nächsten Beschickung ausgetragen werden, zeigten die Konzentrationsverläufe im Filterkörper im Rahmen der bodenbiologischen Untersuchungen (vgl. Kapitel 5.4.8.1.2), die bei relativ hohen Temperaturen durchgeführt wurden.

Der Temperatureinfluss konnte statistisch aufgrund einer ausreichenden und vergleichbaren Datenmenge an der Lysimeteranlage hergeleitet werden. Dieser Einfluss wird grundsätzlich auch auf die großtechnischen RBF übertragbar sein. Die Vergleichsmessungen im Ablauf des RBF OE zeigten zwar, dass die Temperaturen an der Großtechnik in der Gesamtheit um mehrere Grad Celsius niedriger waren als an der Lysimeteranlage (vgl. Tabelle 22 mit Tabelle 23), die absolute Spannweite an Werten von Groß- und Halbtechnik war jedoch nahezu identisch.

Eine Quantifizierung war an der Großtechnik jedoch nicht durchgängig möglich. In Anlehnung an die Lysimeteruntersuchung konnten am RBF KB Ereignisse innerhalb der Betriebsphase mit der Drosselabflussspende von 0,02 L*m-2*s-1 (20 Ereignisse), von Sommer 2006 bis in das Frühjahr 2007 verglichen werden. Während der ersten 10 Ereignisse dieser Betriebsphase von Juli bis Oktober ergab sich ein um 0,3 log-Stufen geringerer mittlerer Wirkungsgrad für die Indikatorbakterien als in den folgenden 10 Ereignissen von November bis Ende Februar. Am RBF OE wurde bei gleicher Betrachtung, verglichen wurde der Sommer- und Winterbetrieb mit einer Drosselabflussspende von 0,01 L*m-2*s-1 (vgl. Abbildung 17 in Kapitel 4.8), eine Verringerung für I.E. um 0,3 log-Stufen im Winter berechnet, während für E.coli und Gesamtcoliforme keine jahreszeitlichen Änderungen erkannt werden konnten. Derart einfache singuläre Vergleiche erscheinen an RBF durch die Überlagerung zu vieler Einflüsse nicht exakt durchführbar.

In Bezug auf den Sauerstoffgehalt wurde an der Lysimeteranlage beobachtet, dass mit sehr geringen Sauerstoffkonzentrationen im Filterzulauf und daraus folgend geringeren Sauerstoffgehalten im Ablauf die Ablaufbelastung mit Indikatorbakterien leicht zunahm, während die Zulaufbelastung unabhängig von der Sauerstoffkonzentration war. Mittels linearer Regression wurde für die Ablaufkonzentration bzw. Fracht von Indikatoren eine geringfügige signifikante Abhängigkeit von der mittleren Sauerstoffkonzentration im Filterzulauf/Retentionsraum und im Filterablauf (z.B. R2 = 0,3 für L1, α = 0,05) bestätigt.

Es konnte jedoch nicht ausgeschlossen werden, dass sich diesbezüglich lediglich der Temperatureinfluss bemerkbar machte, der die Sauerstoffkonzentration beeinflusste (s.o.). Bei höheren Temperaturen träten demnach geringere Keimrückhalte und geringere Sauerstoffkonzentrationen unabhängig voneinander oder in Wechselwirkung miteinander


152

auf. Durch die Untersuchungen an den Standzeitreaktoren und im Retentionsraum (vgl. Kapitel 5.3) konnte ein Einfluss der Sauerstoffkonzentration auf die Keimentwicklung durch oxidative Schädigung ausgeschlossen werden. Sofern die Überlagerung mit dem Temperatureinfluss auszuschließen wäre, wurde vermutet, dass der Gehalt an Bodenluft im Filterkörper, welcher die Sauerstoffkonzentration im Filterablauf beeinflusste (s.o.), ebenfalls Einfluss auf den Keimrückhalt besaß. Die Sauerstoffkonzentration im Filterablauf könnte demnach als qualitativer Indikator für den Gehalt von Bodenluft im Filterkörper verwendet werden, unter der Annahme, dass die Sauerstoffkonzentration in der Bodenluft über den Filterbetrieb annähernd konstant ist.

Um diesen Sachverhalt zu überprüfen und darüber hinaus zu untersuchen, ob bei Extrembelastungen ein Filterdurchbruch der Keime erwartet werden muss (vgl. Kapitel 5.4.4), wurden auf der Lysimeteranlage zwei Extrembeschickungen durchgeführt (Beschickung Nr. 50 / 25.06.2007 und Nr. 51 / 09.07.2007), deren stoffliche Belastung untereinander identisch und vergleichbar mit den gemessenen Maximalbelastungen der großtechnischen RBF-Anlagen war (vgl. Abbildung 32 in Kapitel 5.2.2). Die Beschickungshöhe betrug jeweils 4 m.

Die Variablen Temperatur und Sauerstoff wurden dadurch entkoppelt, dass bei gleichen Temperaturverhältnissen der Filterablauf in einer Beschickung möglichst sauerstoffreich und in der anderen Beschickung möglichst sauerstoffarm gehalten wurde. Realisiert wurde dies dadurch, dass in Beschickung Nr. 50 nach jedem Meter Beschickungshöhe (Schwallbeschickung) und vollständiger Exfiltration des Filterkörpers eine Betriebspause eingelegt wurde, um den Filterkörper zu belüften. Beschickung Nr. 51 wurde dagegen in der Weise durchgeführt, dass der Filterkörper während der gesamten Betriebszeit nicht trocken fiel.

Die Betriebspause in Beschickung Nr. 50 sollte nicht zu lang sein, um keinen zu großen Trockenstress auf die Filterbiozönose auszuüben (vgl. Kapitel 3.2.4). Andererseits musste genügend Zeit vergehen, um den Filterkörper ausreichend zu belüften und darüber für die Folgebeschickung ausreichend Sauerstoff bereit zu stellen. In Voruntersuchungen zur Bestimmung des Sauerstoffgehaltes im Filterkörper mittels optischer Sauerstoffsonden (vgl. Wozniak et al. 2006) während und nach einer Standardbeschickung wurde dahingehend die Pause von 1,5 Stunden als ausreichend bewertet, weil nach dieser Zeit in den oberen 10 cm des Filterkörpers bereits 100 % Sauerstoffgehalt gemessen wurden, während die unteren Schichten noch nicht entwässert waren. Ein Auszug dieser Messung mit einer Abbildung des Messaufbaus befindet sich im Anhang zu diesem Kapitel (Abbildungen A101 und A102).

Durch die Betriebsweise konnte in Beschickung Nr. 50 über den Großteil der Betriebszeit eine Sauerstoffkonzentration von größer 6,0 mg*L-1 gehalten werden, während in Beschickung Nr. 51 nach ca. der Hälfte der Betriebszeit die Sauerstoffkonzentration unter 1,0 mg*L-1 lag. Die Konzentrationsverläufe sind im Anhang dargestellt (Abbildung A103). In Beschickung Nr. 50 betrug die mittlere Zulauftemperatur 16,2°C gegenüber 16,7°C in Beschickung Nr. 51.


153

In Abbildung 58 sind die Wirkungsgrade zum Rückhalt von E.coli der beiden Beschickungen gegenübergestellt, wobei Beschickung Nr. 50 mit „sauerstoffreich“ und Beschickung Nr. 51 mit „sauerstoffarm“ in Bezug auf den Filterablauf umschrieben wird.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8Lysimeterbezeichnung

η E.c

oli [l

og-S

tufe

]

FA sauerstoffreich FA sauerstoffarm

Abbildung 58: E.coli-Wirkungsgrad der Langzeitbeschickungen Nr. 50, Beginn 25.06.07 („sauerstoffreich“) und Nr. 51, Beginn 09.07.07 („sauerstoffarm“), Lysimeter

Die Betriebsweise „sauerstoffarm“ führte verglichen mit der Betriebsweise „sauerstoffreich“ trotz gleicher Temperatur zu deutlich verringerten Rückhaltegraden für E.coli an allen Lysimetern. Der Wirkungsgrad war im Mittel um 1,0 log-Stufe (relativ ca. 40 %) gegenüber der Betriebsweise „sauerstoffreich“ vermindert. Die generellen Leistungsunterschiede zwischen den Lysimetern blieben jedoch vollständig erhalten. Für Gesamtcoliforme und I.E. ergab sich qualitativ das gleiche Ergebnis. Der Wirkungsgrad für CSB (CCSB) war lysimeterabhängig in Beschickung Nr. 51 bis zu 26 % und für Ammoniumstickstoff bis zu 41 % gegenüber Beschickung Nr. 50 vermindert.

Auf Grundlage dieses Ergebnisses wurde davon ausgegangen, dass im Fall der Lysimeter der Sauerstoffgehalt im Filterablauf ein Indikator war, der zeitlich verzögert, den Sättigungsgrad bzw. den Anteil an Gasblasen im Filterkörper anzeigte. Mit zunehmendem Sättigungsgrad nimmt die hydraulische Leitfähigkeit zu, weil weniger Gasblasen die Porenkanäle verengen (vgl. Radny 2006). In Kapitel 5.4.2 wurde gezeigt, dass der Keimrückhalt unter anderem von der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit des Filterkörpers abhängt. Demnach würden mit zunehmender Sättigung des Filterkörpers weniger Bakterien zurück gehalten (vgl. Kapitel 3.2.4).

In Abbildung 59 ist der Verlauf der Ablaufkonzentration für E.coli der Beschickungen Nr. 50 und Nr. 51 für Lysimeter 4 gegenübergestellt, an welchem sich dieser Einfluss am deutlichsten ausprägte.


154

1,0E+01

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Betriebszeit [h]

E.co

li [K

BE*

100

mL-1

]FZ L4, sauerstoffreich FA L4, sauerstoffreich

FZ L4, sauerstoffreich FA L4, sauerstoffarm

Abbildung 59: Zu- und Ablaufkonzentration von E.coli in den Langzeitbeschickungen Nr. 50 („sauerstoffreich“) und 51 („sauerstoffarm“), Lysimeter 4

Deutlich erkennbar ist die stetige Zunahme der Ablaufkonzentration, welche bereits in den Standardbeschickungen mit einer Betriebszeit von ca. 14 Stunden festgestellt wurde (vgl. Kapitel 5.4.4). Diese stieg mit fortschreitender Betriebszeit ohne Entleerung des Filterkörpers weiter an, während die Konzentration unter „sauerstoffreichen“ Bedingungen auf relativ konstantem Niveau verlief, wodurch ein Wirkungsgrad erreicht wurde wie in den vorangegangen Beschickungen mit 1,0 m Beschickungshöhe. Der Keimrückhalt war an den Lysimetern daher nicht von der Höhe der hydraulischen Belastung, ausgedrückt durch die Beschickungshöhe, sondern vom Verlauf der Belastung und den davon abhängenden Sättigungsverhältnissen im Filterkörper abhängig.

Hinsichtlich der stofflichen Belastung ist zu bemerken, dass an den Lysimetern kein „Filterdurchbruch“ provoziert werden konnte, in dessen Folge die Ablaufkonzentration die Zulaufkonzentration überschritten hätte, was die Ausführungen zur Filterbelastung in Kapitel 5.4.4 bestätigt.

Der Einfluss der Wassersättigung des Filterkörpers auf die Rückhalteleistung gab einen Hinweis auf den Betrieb der Filter im Dauerstau. Der beschriebene Einstaubetrieb von Lysimeter 8 führte zu einem Rückgang des Wirkungsgrades auf 0,5 log-Stufen im Gegensatz zum mittleren Rückhaltegrad von 1,1 log-Stufen der gesamten Untersuchungsphase, was in erster Linie auf den Sättigungszustand des Filterkörpers in Folge von Dauerstau zurückgeführt wird.

Des Weiteren ist nicht auszuschließen, dass die Indikatorbakterien im Einstaubetrieb bessere Überlebens- bzw. Wachstumsbedingungen vorfinden. So kann beispielsweise die Elimination durch Austrocknung ausgeschlossen werden (vgl. Kapitel 5.4.8.1.2) und


155

geringere Sauerstoffgehalte im Filterkörper (s.o.) können aerob vorkommenden Antagonisten wie dem Großteil der Protozoen schaden/hemmen (vgl. Kapitel 3.2.4). Ausspüleffekte in der Feuchtigkeit akkumulierter Indikatorbakterien waren allerdings zu Beginn jeder Exfiltration im Einstaubetrieb nicht zu erkennen.

Nach Gisi et al. (1990) ist die Menge an gefangener Luft um so größer, je schneller die Bewässerung von Bodenkörpern erfolgt, weil viele Grobporen mit Wasser gefüllt werden, bevor die Luft aus den Feinporen verdrängt werden konnte. Mit weiterer Auffüllung des Filterkörpers infolge des gedrosselten Filterablaufes verbleibt ein Großteil dieser Luft im Filter. Demnach hängt der Sättigungsgrad des Filterkörpers neben der Einstaulänge auch von der Beschickungsweise der Filter ab. Die Lysimeter wurden zur Schaffung konstanter Randbedingungen im Schwall beschickt. Dabei war der Befüllvorgang nach ungefähr 25 Minuten abgeschlossen (vgl. Abbildung 45 in Kapitel 5.4.2). Es wird davon ausgegangen, dass durch die immer gleiche Beschickungsweise die Menge an Bodenluft im Filterkörper je Beschickung im Sinne des Versuchsaufbaus nur geringfügig schwankte. Zudem wird die Menge durch die schnelle Befüllung relativ groß sein, was die teilweise erhöhten mittleren Wirkungsgrade gegenüber der Großtechnik neben anderen Einflüssen erklären kann.

Demgegenüber wird die Luftmenge im Filterkörper von RBF durch die unregelmäßigen Filterzuflüsse stärkeren Schwankungen unterworfen sein. Außerdem wird davon ausgegangen, dass Bodenluft im Gegensatz zu den Lysimetern mit kleinerer Filterfläche auch in horizontaler Richtung verdrängt werden kann und an anderen Stellen entweicht bzw. zu stark unterschiedlicher Sättigungsverteilung im Filterkörper führt. Dadurch könnten im Filter temporär Stellen auftreten, die gegenüber anderen Filterteilen durchlässiger gegenüber Bakterien sind. Dennoch traten auch an den RBF Beschickungsverhältnisse auf, die mit denen der Lysimeter vergleichbar waren.

Um diese Aussage zu quantifizieren wurden die Ganglinien des Filterzuflusses und des Wasserstandes im Retentionsraum über den Untersuchungszeitraum darauf hin gesichtet, ob eine „Schwallbeschickung“ vorlag. Als einfaches Kriterium wurde festgelegt, dass mit Beginn einer Zuflusswelle die ganze Filterfläche überstaut sein musste, bevor der vollständige Drosselabfluss auftrat. Das in Abbildung 18 (Kapitel 5.1.1) dargestellte Ereignis Nr. 50 (Beginn 26.05.2007) auf dem RBF OE ist ein Beispiel für diese Kategorie. Zur Visualisierung sind der Filterzufluss, der Filterabfluss und der Wasserstand im Retentionsraum skaliert auf die erste Stunde dieses Ereignisses im Anhang zu diesem Kapitel ergänzt (Abbildung A104). In derartigen Belastungsfällen traten filterabhängig flächenspezifische Zuflüsse von bis zu qFZ = 5,5 L*m-2*s-1 auf, die dazu führten, dass der Filterkörper in wenigen Minuten vollständig überstaut war. Im Vergleich dazu leisteten die Beschickungspumpen der Lysimeteranlage relativ konstant 0,7 L*m-2*s-1 über den Befüllvorgang.

Am RBF OE konnten 30 und am RBF KB nahezu identisch 32 der jeweils 57 hydraulisch erfassten Ereignisse zu Ereignisbeginn in die Kategorie „Schwall“, unabhängig des weiteren Ereingisverlaufes eingruppiert werden, so dass diesbezüglich keine wesentlichen


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Unterschiede zwischen den Anlagen zu verzeichnen waren. In den restlichen Ereignissen kam es zu keinem Überstau oder der Filterkörper wurde zu Ereignisbeginn über längere Zeit von bis zu mehreren Stunden aufgefüllt. In diesen Fällen wird davon ausgegangen, dass weniger Bodenluft die Filterporen in ihrer Durchlässigkeit verengten bzw. verschlossen als im Schwall. Die Beschickungsweise der Lysimeter erscheint diesbezüglich für ungefähr die Hälfte der großtechnischen Ereignisse repräsentativ, so dass davon ausgegangen wird, dass die an der Halbtechnik beobachteten Phänomene grundsätzlich auch an der Großtechnik auftreten.

Aufgrund der eindeutigen Lysimeterergebnisse wird in der Übertragung auf die Großtechnik davon ausgegangen, dass derartige Phänomene ein Grund für die relativ große Schwankungsbreite der Wirkungsgrade an der Großtechnik sind. Allerdings ist dieser Einfluss kaum bilanzierbar, zumal der Sauerstoffgehalt im Ablauf des RBF OE im Gegensatz zu den Lysimetern nicht genutzt werden konnte, um indirekt auf Sättigungsverhältnisse zu schließen bzw. Abhängigkeiten zum Keimrückhalt zu erkennen.

Über den Untersuchungszeitraum konnten in Oberelsungen in 50 von insgesamt 57 Ereignissen seit Inbetriebnahme die Sauerstoffkonzentration aufgezeichnet werden. Dabei trat kein Ereignis auf, deren mittlere Ablaufkonzentration unter 6,3 mg*L-1 lag (vgl. Tabelle 23). Sauerstofffreie Verhältnisse traten nicht auf, was aus Sicht der Gewässergüte als äußerst positiv zu bewerten ist. Einflüsse wie die Sauerstoffanreicherung durch starke Turbulenz im Filterablauf, gegenüber den Lysimetern wesentlich höhere und schwankende Konzentrationen im Filterzulauf und mögliche Pflanzeneinflüsse auf den Sauerstoffhaushalt im Filterkörper ließen es jedoch nicht zu, auf Wiederbelüftungseffekte des Beschickungswassers während der Filterpassage und damit auf mögliche Anteile von Bodenluft zu schließen. Zur Visualisierung sind im Anhang dieses Kapitels beispielhaft die Zu- und Ablaufkonzentrationen des Sauerstoffes des bereits in Kapitel 5.4.4 in Bezug auf die Filterzulaufbelastung betrachteten Ereignis auf dem RBF OE (Ereignis Nr. 46, Beginn 22.03.2007) dargestellt (Abbildung A105).

5.4.6.4 Zusammenfassung

Zusammenfassend ist festzustellen, dass der Keimrückhalt mit höherer Zulauftemperatur und zunehmender Bodenwassersättigung infolge erhöhter hydraulischer Leitfähigkeit abnimmt. Dabei hängt der Keimrückhalt nicht grundsätzlich von der Höhe der hydraulischen Belastung ab, sondern vom Verlauf dieser. Schwallartige Filterzuflüsse, die zum umgehenden Überstau der Filterfläche führen, werden durch ein Maximum an gefangener Bodenluft eher positiv für den Keimrückhalt bewertet, während lange Überstauzeiten ohne zwischenzeitliche Wiederbelüftung des Filterkörpers eher negativ bewertet werden. Der Forderung nach Schwallbeschickungen könnte theoretisch durch eine variable Gestaltung der Filtergröße in kleinräumigen Mehrkammersystemen entgegengekommen werden, was jedoch nicht mit vertretbarem Aufwand empfohlen werden kann.


157

Lange Überstauzeiten ohne zwischenzeitliche Wiederbelüftung des Filterkörpers von über einem Tag Länge traten an den RBF nur selten in Extremereignissen mit außerordentlicher hydraulischer Belastung auf, in deren Folge die stoffliche Belastung im Filterzulauf über die Ereignisdauer stark abnahm, so dass nicht zwangsläufig relevante Rückgänge des Ereigniswirkungsgrades auftraten. Gegenmaßnahmen zur Vermeidung langer Überstauzeiten werden daher an der Großtechnik nicht zwangsläufig zu einem deutlich verminderten Gesamtkeimrückhalt führen.

Eine Begrenzung der hydraulischen Gesamtbelastung für RBF zur Hygienisierung über die allgemeinen Empfehlungen hinaus ist wiederum nicht sinnvoll, weil diese keinen direkten Einfluss auf den Keimrückhalt besitzt.

Ein Anlagenbetrieb mit dauerhaftem Einstau des Filterkörpers ist in Bezug auf den Keimrückhalt zu vermeiden.

Eine relevante Prozessbeeinflussung durch den pH-Wert und die elektrische Leitfähigkeit bzw. der Ionenstärke von Filterzulauf und Filterablauf kann ausgeschlossen werden.

5.4.7 Beprobungen über das vertikale Filterprofil

Die Lysimeter wurden mit den in Kapitel 4.6 beschriebenen Probenahmestellen ausgestattet, die es erlaubten, über horizontal in den Filterkörper eingeschobene Dränageröhren das vertikale Filterprofil zu beproben. Insgesamt wurde an Lysimeter 1 eine Anzahl von 20 Beprobungen (während 20 Beschickungen) über die Filtertiefe durchgeführt. Die Messkampagnen waren über den gesamten Untersuchungszeitraum verteilt, wobei alle Betriebseinstellungen (Drosselabflussspenden) in gleicher Anzahl einbezogen wurden. Ergänzend dazu wurden vereinzelt an den weiteren Lysimetern Vergleichsmessungen betrieben.

Die Beprobung aller Probenahmestellen erfolgte zeitgleich, nachdem drosselabhängig nach Betriebsbeginn rechnerisch ein effektives Porenvolumen des Filterkörpers ausgetauscht war. Beprobungen, die zeitlich versetzt gemäß der geschätzten Abstandsgeschwindigkeit im Filterkörper bzw. der Aufenthaltszeit in den jeweiligen Filterschichten (vgl. Tabelle 21 in Kapitel 5.4.3) durchgeführt wurden, erzielten vergleichbare Ergebnisse wie die zeitgleiche Beprobung.

Rückhalt und Elimination der Indikatorbakterien wurden, wie in Kapitel 5.4.3 dargestellt, nicht maßgeblich von der Aufenthaltszeit beeinflusst, so dass auf den enormen (zeitlichen) Mehraufwand einer aufenthaltsabhängigen Beprobung verzichtet wurde. Darüber hinaus wurde mit Kenntnis der Abhängigkeit des Bakterienrückhaltes vom Sättigungsgrad des Filterkörpers eine Momentaufnahme zu einer fest vorgegebenen Zeit (relativ früh zu Betriebsbeginn) im Hinblick auf möglichst gleiche Randbedingungen (Sättigungsverhältnisse) je Beprobung positiv bewertet.


158

In Abbildung 60 sind die Konzentrationsverläufe je Beprobung beispielhaft für E.coli über das vertikale Filterprofil dargestellt.

0,0E+00

1,0E+06

2,0E+06

3,0E+06

4,0E+06

5,0E+06

Retention 10 cm 30 cm 50 cm 70 cm 95 cm Ablauf

Filterprofil

CE.

coli [

KB

E*10

0 m

L-1]

Mittelwertn = 20

Abbildung 60: Konzentrationsverläufe von E.coli über die Filtertiefe, Lysimeter 1

Es konnte bei jeder Beprobung eine stetige Verringerung der Konzentration über die Filtertiefe festgestellt werden. Für die Schwankungen dürften die bereits dargestellten Einflussvariablen für den gesamten Filterkörper (Temperatur, Filteralter, Wassersättigung, Drosselabflussspende) verantwortlich sein.

An dieser Stelle sind jedoch nicht die Konzentrationsverläufe der Indikatorbakterien in Abhängigkeit bereits diskutierter Einflüsse von Interesse, sondern die Darstellung mittlerer Ergebnisse aus der Gesamtmesskampagne. Dazu wurde die mittlere relative Abnahme über die Filtertiefe relativ zur Konzentration in der Retention, interpretiert als Wirkungsgrad für die jeweilige Filtertiefe, berechnet.

In Abbildung 61 sind diese mit Angabe der standardisierten Abweichung vom Mittelwert der 20 Messkampagnen für die untersuchten Indikatorbakterien dargestellt.


159

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

10 cm

30 cm

50 cm

70 cm

95 cm

Ablauf

Filte

rpro

filηMittel [%]

E.coli Coli I.E. = +/-σ

n =20

Abbildung 61: Mittlere Abnahme der Konzentration von Indikatorbakterien über die Filtertiefe in Relation zur Bakterienkonzentration im Retentionsraum, Lysimeter 1

In einer Filterkörpertiefe von 10 cm war die E.coli-Konzentration im Mittel um ca. 40 % gegenüber dem Retentionsraum, 10 cm oberhalb der Filterkörperoberkante, vermindert. Zum Zeitpunkt der Probenahme besaß demnach die oberste Filterschicht einen mittleren Wirkungsgrad von ca. 40 %. Dies entsprach einem mittleren Rückhaltegrad von 0,22 log-Stufen. Im Anhang ist die entsprechende Abbildung in logarithmischer Darstellung aufgeführt (Abbildung A106). Über die Tiefe nahm der Rückhalt kontinuierlich zu, wobei die Rückhaltegrade für Coli und I.E. im Vergleich mit E.coli deutlich höher waren, was mit den Gesamtwirkungsgraden der Lysimeter korrelierte (vgl. Kapitel 5.2.4).

Mit zunehmender (hydraulischer) Sättigung ist davon auszugehen, dass sich der Rückhalt in den einzelnen Schichten, zeitlich versetzt und beginnend in den oberen Schichten, verringerte. Die im vorangegangenen Kapitel erwähnten Sauerstoffmessungen über das Filterprofil ließen während des Filterbetriebes einen deutlichen zeitlichen Abstand der Sauerstoffabnahme zwischen den einzelnen Filterschichten erkennen. Der Sauerstoffgehalt wurde in dieser Betrachtung vereinfachend mit dem Gehalt an Bodenluft und darüber mit der Wassersättigung des Filterkörpers in Verbindung gesetzt (vgl. Anhang zu Kapitel 5.4.6).

Unabhängig von einer solchen Dynamik ist die wesentliche Erkenntnis, dass in den oberen Filterschichten absolut gesehen der Großteil an Bakterien zurückgehalten wurde. Gleichzeitig muss jedoch auch betont werden, dass der gesamte Filterkörper maßgeblich filterwirksam war. Mit zunehmender Filtertiefe sind daher generell größere Wirkungsgrade zu erwarten. Auch die Vergleichmessungen an den Lysimetern 2 bis 8 bestätigten dieses Resultat (nicht dargestellt).


160

Dieses Ergebnis ist wesentlich für die Konstruktion von RBF für die Hygienisierung, wonach diese mit einem möglichst starken Filterkörper ausgestattet werden sollten. Hier wird der Hauptgrund dafür gesehen, dass der Rückhalt von Indikatorbakterien am RBF OE gegenüber dem RBF KB verringert war (vgl. Kapitel 5.2.4).

Der Filterkörper des RBF KB besitzt inklusive der 0,2 m starken Stützschicht eine Mächtigkeit von 1,15 m (vgl. Tabelle 7 in Kapitel 4.2.2). Die Stützschicht der Körnung 0/4 mm wird hierbei als filterwirksam angerechnet, weil das Lysimeter 6 mit der größten untersuchten Kornweite (ebenfalls 0/4 mm) unerwartet hohe Wirkungsgrade erzielte (vgl. Kapitel 5.2.4).

Demgegenüber beträgt die mittlere Tiefe des RBF OE 0,7 m (vgl. Tabelle 6 in Kapitel 4.2.1). Am RBF Oberelsungen wurde für E.coli ein mittlerer Wirkungsgrad von 0,7 log-Stufen (79,5 %) gegenüber dem RBF Kleingladenbach von 1,2 log-Stufen (93,9 %) ermittelt. Dies ist ein Unterschied, der bei Gegenüberstellung der Filtertiefen und einem logarithmischen Rückgang der E.coli-Konzentration über das Filterkörperprofil plausibel erscheint.

Für pauschale Ansätze zur Beschreibung des mittleren E.coli-Wirkungsgrades kann in Anlehnung an die Ergebnisse am RBF KB mindestens 1,0 log-Stufe (90 %) angenommen werden, sofern der RBF mit einem Filterkörper von mindestens 1,0 m Stärke ausgestattet ist und die weiteren Forderungen der vorangegangen Kapitel in Bezug auf das Filtersubstrat und die Drosselabflussspende erfüllt sind. Dieser Hygienisierungsgrad entspräche dann dem in DWA-M 205 (DWA 1998) angenommenen Grad von biologischen Kläranlagen zur Behandlung von kommunalem Abwasser.

In der durchgeführten Messkampagne wurde auch auf Standardparameter analysiert. Um eine qualitative Aussage über das Nahrungsangebot für die zurückgehaltenen Indikatorbakterien im Filterkörper zu machen, wird in Abbildung 45 der Wirkungsgrad für den chemischen Sauerstoffbedarf (CCSB) in gleicher Weise wie für die Indikatorbakterien dargestellt.

Ergänzt wurde in 10 Beschickungen die Analytik des fünftägigen biologischen Sauerstoffbedarfs (CBSB), die aufgrund der eindeutigen Ergebnisse nicht über die gesamte Messkampagne durchgeführt wurde.


161

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

10 cm

30 cm

50 cm

70 cm

95 cm

Ablauf

Filte

rpro

filηMittel [%]

CSB (n = 20) BSB (n = 10) = +/-σ

Abbildung 62: Mittlere Abnahme der Konzentration von CCSB und CBSB über die Filtertiefe in Relation zur Konzentration im Retentionsraum, Lysimeter 1

Im Gegensatz zu den Indikatorbakterien wurde Kohlenstoff stärker in den oberen Filterschichten zurückgehalten bzw. abgebaut. Der Prozess war zum Zeitpunkt der Beprobung in einer Tiefe von 50 cm bis 70 cm für CSB weitestgehend abgeschlossen, was erklärt, dass sich die geringere Filterschicht des RBF OE nicht nachteilig auf den Gesamtwirkungsgrad der Anlage auswirkte.

Für leicht abbaubaren Kohlenstoff, der mit dem Parameter BSB assoziiert wird, ist eine wesentlich geringere Tiefe erforderlich. In einer Tiefe von maximal 30 cm betrug der Rückhalte/Abbaugrad bereits mehr als 90 %. Für die Indikatorbakterien und andere heterotrophe Organismen stehen demnach in ungefähr 2/3 des Filterkörpers deutlich weniger Kohlenstoffverbindungen dieser Kategorie zum Überleben zu Verfügung als in dem darüber liegenden Drittel. Auf diesen Sachverhalt wird im Rahmen der bodenbiologischen Untersuchungen im folgenden Kapitel nochmals eingegangen.

Zusätzlich zum regulären Lysimeterbetrieb wurde eine Trinkwasserspülung im Anschluss (1,5 h Pause) an eine Beschickung mit konditioniertem Abwasser durchgeführt (vgl. Abbildung 23 in Kapitel 5.1.2). Die Trinkwasserbeschickung erfolgte mit den gleichen Betriebseinstellungen wie die vorherigen Standardbeschickungen mit konditioniertem Abwasser (hFA = 1,0 m, qDr = 0,02 L*m-2*s-1). Während der Trinkwasserdurchsickerung des Filterkörpers wurde ebenfalls eine Profilbeprobung durchgeführt. Dahinter stand die Frage, ob direkt nach Entwässerung des Filterkörpers die zurückgehaltenen Mikroorganismen lebensfähig bzw. kultivierbar sind und ob diese in tiefere Schichten transportiert werden können oder irreversibel an das Filtersubstrat anhaften.


162

In Abbildung 63 ist der Konzentrationsverlauf in Lysimeter 1 für E.coli des vorangegangen Betriebes mit konditioniertem Abwasser dem Verlauf während des anschließenden Trinkwasserbetriebes gegenübergestellt.

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

Retention 10 cm 30 cm 50 cm 70 cm 95 cm Ablauf

Filterprofil

E.co

li [K

BE*

100

mL-1

]

L1 (konditioniertes Abwasser) L1 (Trinkwasser)

Abbildung 63: Konzentrationsverlauf von E.coli über die Filtertiefe während des Betriebs mit konditioniertem Abwasser und anschließender Trinkwasserspülung, Lysimeter 1

Deutlich erkennbar war eine Verkeimung des durch den nicht sterilen Vorlagebehälter schwach vorbelasteten Trinkwassers in der obersten Filterschicht. Zum Ablauf hin nahm die Konzentration wieder ab. Es wurden die üblichen Ablaufwerte bei Beschickung mit konditioniertem Abwasser erreicht. Daraus war ein Spüleffekt ableitbar, der dazu führte, dass ein Teil der zuvor zurückgehaltenen Bakterien aus den oberen Filterschichten in tiefere verlagert oder ganz aus dem Filterkörper ausgetragen wurden.

Bei vereinfachter Annahme konstanter Zu- und Ablaufverhältnisse betrug der Anteil des Frachtaustrages über das Trinkwasser an der zuvor zurückgehaltenen Fracht aus konditioniertem Abwasser nur ca. 1 %. Wird diese Abschätzung für die ersten 10 cm des Filterkörpers vorgenommen, ergab sich, dass ca. 30 % der zuvor zurückgehaltenen Bakterien vom Trinkwasser aufgenommen und in die Tiefe verlagert wurden. Es wird vermutet, dass bei ungedrosselter Trinkwasserspülung dieser Effekt wesentlich deutlicher zu erkennen ist. Demnach haftet ein nicht unbeträchtlicher Teil von Indikatorbakterien direkt nach dem Filterbetrieb nur locker am Filtersubstrat im Haftwasser und ist lebensfähig bzw. kultivierbar. Aufgrund dieser Erkenntnis wurden für weitere Bilanzierungen bodenbiologische Untersuchungen auch direkt vor und direkt nach Beschickungen durchgeführt, um neben weiteren Erkenntnissen zum Rückhalt auch Erkenntnisse zur Elimination von Indikatorbakterien zu gewinnen. Die Ergebnisse zu diesen Untersuchungen werden im Weiteren dargestellt.


163

Zusammenfassend ist festzustellen, dass der gesamte Filterkörper für die Indikatorbakterien filterwirksam ist. Somit sind mit größerer Filterkörpertiefe erhöhte Wirkungsgrade für den Keimrückhalt zu erwarten. Die verminderten Wirkungsgrade des RBF OE gegenüber dem RBF KB werden auf die geringere Filterkörperstärke zurückgeführt. Für die Erreichung eines mittleren Wirkungsgrades von 1,0 log-Stufe (90 %) sollte die Filterschicht in Anlehnung an den RBF KB mindestens 1,0 m betragen.

5.4.8 Bodenuntersuchungen

5.4.8.1 Indikatorbakterien und Gesamtkeimzahl

Im Filtersubstrat wurden dieselben Indikatorbakterien wie in den Untersuchungen in wässriger Phase untersucht. Um die Filterbiozönose besser charakterisieren zu können, wurde zusätzlich auf die Gesamtkeimzahl (GKZ, Summe kultivierbarer Bakterien) und die Gesamtkeimzahl gramnegativ (GKZ gr-) kultiviert. Diese Untersuchungen wurden im Gegensatz zu den Untersuchungen auf Protozoen und Bdellovibrionen (vgl. Kapitel 5.4.8.2) nur an der Lysimeteranlage durchgeführt. Die Bodenuntersuchungen konzentrierten sich im Wesentlichen auf die Lysimeter 1 und 2 mit identischem Filtersubstrat, wobei ein Teil von Lysimeter 2 künstlich beregnet wurde (s.u.).

Voruntersuchungen fanden nach der Beschickung vom 19.04.2007 (Beschickung Nr. 43) statt, um Erfahrungen (bezüglich Beprobungstechnik, erforderlicher Probenmenge, Probenkonservierung, Probentransport, Analytik, Untersuchungsparameter, u.a.) für die Hauptmesskampagne zu gewinnen. Diese wurde vor und während der Betriebsunterbrechung vom 22.05.2007 (Beschickung Nr. 47) bis zum 18.06.2007 (Beschickung Nr. 48) durchgeführt.

In den Voruntersuchungen und im Hinblick auf die Profilbeprobung (vgl. vorangegangenes Kapitel) stellte es sich als sinnvoll heraus, bezogen auf den vertikalen Schnitt der Filterkörper, die Tiefen 0 cm bis 5 cm und 30 cm bis 60 cm, sowie die Sedimentschicht zu beproben. Aus den Tiefenbeprobungen wurden Mischproben hergestellt. Beprobt wurde mit einem Schlitzstab, der einen Durchmesser von 30 mm besaß. Die Bohrlöcher wurden nach der Beprobung mit neuem Filtersubstrat aufgefüllt und zur Vermeidung von Mehrfachbeprobungen entsprechend markiert. Alle bodenbiologischen Analysen wurden an das Institut für Bakteriologie und Mykologie an der Universität Leipzig vergeben. Die jeweiligen Proben wurden umgehend nach der Entnahme in autoklavierten Glasflaschen gekühlt verschickt.

Im Rahmen der Voruntersuchungen wurde auch auf Hefe- und Schimmelpilze untersucht. Die Konzentrationen von Hefen lagen im Filterkörper unter 103 KBE*gTR-1 (n = 8) und von Schimmelpilzen im Mittel bei 3,0*103 KBE*gTR-1 (n = 8). Im Sediment waren die Konzentrationen in der gleichen Potenz unwesentlich größer, was als extrem gering zu bewerten ist. Nach Gisi et al. (1990) liegt die Anzahl lebender Organismen gewöhnlich


164

zwischen 104 und 107 pro Gramm Boden. Die geringe Anzahl von Pilzen zeigte die gute Sauerstoffversorgung der Filter an.

Ein positiver Einfluss auf das Überdauern von Gesamtcoliformen - ein großer Hefenanteil kann Coliforme Bakterien vor physiologischem Stress schützen - oder antagonistische Wirkungen von Pilzen (vgl. Kapitel 3.2.4) konnten ausgeschlossen werden, so dass keine weiteren mykologischen Untersuchungen durchgeführt wurden.

5.4.8.1.1 Tiefenabhängige Konzentration

Für Lysimeter 1 und den unbewässerten Teil von Lysimeter 2 wurden in Bezug auf die tiefenabhängige Konzentration von Indikatorbakterien und der GKZ keine wesentlichen Unterschiede festgestellt, weshalb an dieser Stelle die Mittelwerte der Gesamtuntersuchung dargestellt werden. In Abbildung 64 ist die mittlere Belegung des Filtersubstrates über die geschilderte Messkampagne dargestellt.

(NWG = 103 KBE*gTR-1)

1,0E+03 1,0E+05 1,0E+07 1,0E+09

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

Filte

rpro

fil

[KBE*gTR-1]

E. coli Coli I.E.

1,0E+03 1,0E+05 1,0E+07 1,0E+09

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

Filte

rpro

fil

[KBE*gTR-1]

GKZ GKZ gr -

L 1,2n = 8

L 1,2n = 8

Abbildung 64: Gesamtkeimzahl und Indikatorbakterien über das Filterkörperprofil von Lysimeter 1 und 2


165

Deutlich zu erkennen war die Abnahme über das Filterkörperprofil für alle Parameter, wodurch das Ergebnis der Profilbeprobung (vgl. Kapitel 5.4.7) in der wässrigen Phase bestätigt wurde. Die Gesamtkeimzahl (GKZ) war naturgemäß größer als die Gesamtkeimzahl der gramnegativen Bakterien (GKZ gr-). In der Filterschicht 0 cm bis 5 cm betrug der mittlere Anteil von GKZ gr- an GKZ 24 %, in der Filterschicht 30 cm bis 60 cm 34 % und im Sediment ca. 14%. Im Filterkörper änderte sich damit der Aufbau der Biozönose über die Tiefe. Im Sediment und der oberen Filterschicht war der Anteil gramnegativer Bakterien verringert, was einen Hinweis auf erhöhten Trockenstress im Sediment gab (vgl. Folgekapitel).

Im Filterzulauf wurde in der entsprechenden Beschickung vor der betrachteten Betriebspause die GKZ mit einer Konzentration von 7,2*107 KBE*100 mL-1 und die GKZ gr- mit 2,8*107 KBE*100 mL-1 bestimmt, was einem Anteil von ca. 39 % entsprach. Die Relationen im tieferen Filterkörper spiegelten demnach die Verhältnisse im Filterzulauf am ehesten wieder. Am Rande sei bemerkt, dass der Rückhalt von Lysimeter 1 und Lysimeter 2 von GKZ im Mittel mit 2,7 log-Stufen und GKZ gr- mit 2,5 log-Stufen ermittelt wurde.

Die Gesamtkeimzahl in der Schicht 0 cm bis 5 cm betrug im Mittel 1,6*106 KBE*gTR-1 und lag damit im Konzentrationsbereich natürlicher Böden. Ehrlich (1996) gibt diesbezüglich je nach chemischen und physikalischen Bedingungen eine Anzahl von 105 bis 108 pro Gramm Boden an. Von einer übermäßigen Anreicherung von Bakterien bezogen auf die GKZ im Filterkörper kann daher nicht ausgegangen werden. Weil die Lysimeter sowohl stofflich als auch hydraulisch höher belastet wurden als die großtechnischen RBF wurde davon ausgegangen, dass die Bakteriendichte in den Großfiltern aus dieser Sichtweise nicht größer war, wobei jedoch keine Aussage über die Organismendichte infolge Pflanzeneinfluss an der Großtechnik gemacht werden kann.

Für die Indikatorbakterien war die Konzentrationsabnahme über das Filterkörperprofil ebenfalls deutlich erkennbar. Im Sediment und der obersten Filterschicht war die höchste Bakteriendichte zu finden. Die tiefenabhängige Beprobung in der flüssigen Phase, wonach der Rückhalt in den obersten Filterschichten am größten war, wurde bestätigt. Allerdings war die Bodenbelegung mit Gesamtcoliformen und Intestinalen Enterokokken und somit die Wiederfindung gegenüber E.coli entgegen des generell besseren Rückhaltes geringer.

Mit der Vereinfachung, dass die Beprobung der ersten 5 cm als repräsentativ für die ersten 10 cm Filterschicht angesehen wurde, und die Beprobung der Schicht 30 cm bis 60 cm für den restlichen Filterkörper, wurden die Anteile an Bakterien in den Filterschichten an der Gesamtanzahl im Filterkörper über die Masse des Filtersubstrates, welche über die Lagerungsdichte (vgl. Tabelle 14 in Kapitel 4.3) und die Lysimetergeometrie bestimmt wurde, abgeschätzt. Dabei wurde vereinfachend davon ausgegangen, dass die Bakterien homogen im Filterkörper verteilt sind. Außerdem wurde die Masse der Sedimentschicht über die Zulauffracht an Feststoffen berechnet und über die Substratbelegung die absolute Anzahl der Bakterien auch im Sediment abgeschätzt.


166

Diese Schätzung ergab für die Gesamtkeimzahl, dass der rechnerische Anteil an allen kultivierbaren Keimen in den Lysimetern in der Sedimentschicht ca. 2 %, in der Filterschicht 0 cm bis 10 cm ca. 48 % und in der Schicht 10 cm bis 100 cm ca. 50 % betrug. Für E.coli ergab diese Abschätzung mit ca. 2 % (Sediment), ca. 41 % (0 cm bis 10 cm) und ca. 57 % (10 cm bis 100 cm) vergleichbare Relationen. Bestätigt wurde dadurch, dass der Bakterienrückhalt und damit der Eintrag in den Filterkörper, eine Akkumulation der Bakterien im Filterkörper ausgeschlossen (vgl. Folgekapitel), über das gesamte Filterkörperprofil geschah. Weiterhin wurde gefolgert, dass in der Sedimentschicht zwar die weitaus größte Bakteriendichte zu finden war, dass jedoch aufgrund der geringen Masse des Sedimentes der Anteil am Rückhalt relativ gering war.

Zu ergänzen ist, dass die mehrmalige Entnahme der Sedimentschicht während der gesamten Untersuchungszeit (vgl. Kapitel 5.4.2) nicht zu einem erkennbaren Rückgang der Leistungsfähigkeit in der nachfolgenden Beschickung der Lysimeter führte. Aufgrund dieser Ergebnisse wird davon ausgegangen, dass sich die Hygienisierungsleistung von RBF durch die Ausbildung einer ausgeprägten Sedimentschicht nicht maßgeblich verbessert.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Gesamtkeimzahl im Filterkörper in der Spannweite natürlicher Böden liegt. Demnach findet keine übermäßige Anreicherung kultivierbarer Bakterien im Filterkörper statt. Der Anteil am gesamten Bakterienrückhalt nimmt über die Tiefe des Filterkörpers ab. Ein Anteil der Sedimentschicht am Rückhalt ist deutlich erkennbar, im Vergleich mit dem Filterkörper ist dieser Anteil jedoch relativ gering.

5.4.8.1.2 Zeitlicher Verlauf

In den vorangegangen Kapiteln wurde herausgestellt, dass die Hygienisierungsleistung der Filter eher durch Filtration und Adsorption bestimmt wurde als durch direkte Elimination während der Filterpassage, weil unter anderem die Aufenthaltszeit des zu behandelnden Wassers im Filterkörper von untergeordneter Relevanz war. Dies gab Grund zu der Vermutung, dass es sich bei der Hygienisierung von Mischwasser in RBF um einen vornehmlich zweistufigen Prozess handelt, in dem die Pathogenen zunächst abfiltriert und adsorbiert werden, um in der anschließenden Trockenphase zu lysieren.

Mit der Aufzeichnung des zeitlichen Verlaufs der Gesamtkeimzahl und der Indikatorbakterien sollte diese Vermutung geprüft werden. Im Umkehrschluss sollte geprüft werden, ob die Indikatorbakterien im Filterkörper akkumulieren.

Wie bereits erwähnt, wurde diese Untersuchung an Lysimeter 1 und 2 durchgeführt. Lysimeter 2 wurde jedoch nach der Beschickung vom 22.05.2007 (Beschickung Nr. 47) durch das Eintreiben einer Edelstahlplatte bis auf eine Tiefe von 70 cm in 2 Teile getrennt und anschließend überdacht. Über einen Teil des Lysimeters wurde eine Berieselungsanlage (Trinkwasser) installiert, während der andere Teil über die anschließende Betriebspause trocken fallen sollte, um die Auswirkungen des Bodenwassergehaltes auf die Bakterien zu untersuchen.


167

In Abbildung 65 ist der sich daraus ergebende Verlauf des Wassergehaltes in den Lysimeterteilen vergleichend gegenübergestellt. Im Anhang zu diesem Kapitel ist der Versuchsaufbau illustriert (Abbildung A107).

L2 nach Beschickung überdacht

0

10

20

30

40

50

0 7 14 21Zeit [d]

Sediment 0-5 cm 30-60 cm

L2 nach Beschickung künstlich beregnet

0

10

20

30

40

50

0 7 14 21Zeit [d]

w [%

]


BeschickungBeschickung

Abbildung 65: Verlauf des Wassergehaltes bei künstlicher Beregnung und ohne äußere Wasserzugabe vor und nach der Beschickung vom 22.05.07, Lysimeter 2

In dem unberegneten Lysimeterteil („überdacht“) lag der Wassergehalt im Filterkörper 7 Tage nach der Beschickung auf dem Niveau des Ausgangswertes vor der Beschickung, während der Gehalt in der Sedimentschicht weit unter dieses Niveau fiel. In den darauf folgenden 14 Tagen sank der Wassergehalt in der oberen Filterschicht und im Sediment bis auf ca. 1,0 % ab. In der tieferen Filterschicht blieb jedoch das Ausgangsniveau von ca. 6,0 % erhalten. Dies zeigt, dass die Filter auch bei hohen Umgebungstemperaturen nicht gänzlich „austrocknen“. Die Lufttemperatur betrug im Mittel über die 21 Untersuchungstage 18,2°C (vgl. Anhang zu Kapitel 5.1.2).

Demgegenüber konnten durch die Beregnung im gesamten Filterprofil über den Versuchszeitraum konstante Verhältnisse erzielt werden. Im Filterkörper wurden ca. 12 % Wassergehalt erreicht, im Sediment ca. 26%, was durch die bessere Wasserhaltefähigkeit der feineren Sedimentschicht begründet war.

Weil der Verlauf der Bakterienkonzentration in Lysimeter 1 einen ähnlichen Verlauf zeigte wie in dem nicht beregneten Teil des Lysimeters 2, werden der Übersicht halber im Folgenden nur die Ergebnisse von Lysimeter 2 erläutert. In Abbildung 66 ist der Verlauf von GKZ, GKZ grund E.coli vergleichend über die Versuchsphase dargestellt.


168

1,E+03

1,E+04

1,E+05

1,E+06

1,E+07

1,E+08

1,E+09

1,E+10

0 7 14 21Zeit [d]

1,0E+03

1,0E+041,0E+05

1,0E+06

1,0E+071,0E+08

1,0E+09

1,0E+10

0 7 14 21Zeit [d]

E.co

li [K

BE*

gTR

-1]

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

1,0E+09

1,0E+10

00.01.00 07.01.00 14.01.00 21.01.001,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

1,0E+09

1,0E+10

00.01.00 07.01.00 14.01.00 21.01.00

GK

Z gr

- [K

BE*

gTR-1

]


1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

1,0E+09

1,0E+10

00.01.00 07.01.00 14.01.00 21.01.00



1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

1,0E+08

1,0E+09

1,0E+10

0 7 14 21

GK

Z [K

BE*

gTR

-1]


Beschickung Beschickung(NWG = 103 KBE*gTR-1)

Abbildung 66: Belegung des Filtersubstrates mit GKZ, GKZ grund E.coli vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2

Grundsätzlich ergab sich ein überraschend eindeutiges Ergebnis. Im Verlauf der Bodenbelegung mit Bakterien konnte eine große Dynamik festgestellt werden. Eindeutig war der Bakterieneintrag in den Filterkörper erkennbar. Die Konzentration stieg stark an und erreichte nach spätestens 7 Tagen für alle Bakteriengruppen das Ausgangsniveau vor der Beschickung.

Demnach wurde nach spätestens 7 Tagen die Anzahl an eingetragenen Bakterien eliminiert oder gingen in ein Stadium über, die eine Kultivierbarkeit nicht mehr zuließ (Viable But Not Culturable Stadium – VBNC), wobei eine zeitlich höher aufgelöste Beprobung für die exakte Aufzeichnung dieser Kinetik für weitere Untersuchungen wünschenswert ist.


169

Deutlich wurde zudem, dass sich die Elimination über das gesamte beprobte Filterkörperprofil vollzog. Eine Akkumulation von Indikatorbakterien bzw. Krankheitserregern wurde daher für den gesamten Filterkörper ausgeschlossen. Eine derartige Akkumulation war im Vorfeld nicht grundsätzlich auszuschließen. Aus der Trinkwasserversorgung ist beispielsweise bekannt, dass Indikatoren und Pathogene Biofilme besiedeln können, welche durch die erhöhten Nährstoffkonzentrationen und die schützende Umgebung Überlebens- und teilweise sogar Wachstumsmöglichkeiten bieten können (Szewzyk et al. 2003). Dass diese Mechanismen für die RBF-Anlagen nicht von Relevanz zu sein scheinen, ist als äußerst positiv zu bewerten, weil dadurch der Hygienisierungsprozess nicht endlich ist.

Für die GKZ konnte kein eindeutiger Unterschied zwischen dem trockenen und bewässerten Lysimeterteil festgestellt werden. Erkennbar war, dass in beiden Teilen eine Grundpopulation im Filterkörper und im Sediment erhalten blieb. Für die weniger resistenten gramnegativen Bakterien wurde demgegenüber ein eindeutiger Einfluss der Trockenheit erkannt. Die Abnahme im Sediment und der Schicht 0 cm bis 5 cm war größer als in denselben Schichten des beregneten Lysimeterteils. In der Sedimentschicht wurde die Nachweisgrenze des angewandten Verfahrens von GKZ gr- = 103 gTR-1 erreicht. Der Verlauf für die ebenfalls gramnegativen E.coli bestätigte das Ergebnis für GKZ gr-. Auch hier war der Einfluss der trockenen Verhältnisse zu erkennen. Für Gesamtcoliforme ergab sich ein vergleichbarer Verlauf (nicht weiter dargestellt).

Für die grampositiven Intestinalen Enterokokken ist der Verlauf vergleichbar mit der GKZ (nicht dargestellt). Der Einfluss von Trockenstress auf die Elimination war gegenüber E.coli und Gesamtcoliformen geringer einzuschätzen (vgl. auch Kapitel 3.2.2).

Aufgrund der geringeren Wassergehalte bei gleichzeitig deutlich erhöhtem Nahrungsangebot im oberen Filterbereich (vgl. Kapitel 5.4.7) gegenüber den tieferen Bereichen wird jedoch für die untersuchten Bakterienarten und Bakteriengruppen generell vermutet, dass die Elimination neben dem natürlichen Tod im oberen Filterkörper eher durch Trockenstress bestimmt wird und in den unteren Schichten eher durch Nahrungsmangel. Dazu kommen antagonistische Effekte der Filterbiozönose. Allerdings sind diese Mechanismen nicht klar voneinander trennbar, weil sie sich gegenseitig bedingen, parallel auftreten und zudem temperaturabhängig sind (vgl. Kapitel 3.2.4).

Um eine Aussage über den zeitlichen Ablauf des Rückhalte-/Eliminationsprozesses machen zu können, wurde die Änderung des Bakteriengehaltes im Boden durch die Beschickung der zurückgehaltenen Fracht gegenübergestellt. Dazu wurde der gesamte Bakteriengehalt im Boden nach der gleichen Vorgehensweise wie in dem vorangehenden Kapitel 5.4.8.1 über die Bakterienkonzentration und die Masse des Filterkörpers sowie der Sedimentschicht abgeschätzt. Die Differenz des Bakteriengehaltes im Filter nach der Beschickung zu dem Bakteriengehalt vor der Beschickung ergab die absolute Bakterienzunahme im gesamten Filter, die mit der zurückgehaltenen Fracht verglichen wurde.


170

Selbst unter der pessimistischen Annahme, dass die Filterschicht 30 cm bis 60 cm (mit der geringsten Bakterienkonzentration) den gesamten Filterkörper ab einer Tiefe von größer 5 cm repräsentiert, wurden im Filterkörper und der Sedimentschicht nach Ende des Betriebes für alle analysierten Bakteriengruppen mehr Bakterien abgeschätzt als zuvor durch Rückhalt eingetragen wurden. Je nach Art betrug die Differenz zwischen Eintrag und Wiederfindung 0,2 log-Stufen bis 1,0 log-Stufen.

Auch wenn diese Abschätzung sehr vereinfachend war, wurde daraus gefolgert, dass während des Filterbetriebes keine wesentliche Elimination der Indikatorbakterien zum Beispiel durch direkte Prädation zu erwarten ist und / oder dass sich die Bakterien im Filterkörper wie im Retentionsraum zunächst vermehren können. Daraus wurde geschlossen, dass es sich, wie zu Beginn des Kapitels bereits erwähnt, bei der Hygienisierung von Mischwasser in RBF im Wesentlichen um einen zweistufigen Prozess handelt, wobei die Elimination hauptsächlich in der Trockenphase geschieht. Aus mikrobiologischer Sicht werden Indikatorbakterien natürlich auch während des Betriebes eliminiert bzw. durch natürlichen Tod dezimiert und dies vermutlich mit zunehmender Betriebszeit in steigendem Maße. Aus rein verfahrenstechnischer Betrachtung erscheint jedoch dieser Einfluss auf die Hygienisierungsleistung von untergeordneter Bedeutung zu sein.

Mit diesem Ansatz ist aus verfahrenstechnischer Sicht eher entscheidend, ob die „Kapazität“ der RBF zur Aufnahme von Bakterien bei sehr langen Ereignissen oder bei schnell aufeinander folgenden Ereignissen erschöpfbar ist. Die Betrachtung von Extremereignissen zeigte bereits, dass ein „Filterdurchbruch“ von Indikatorbakterien, in dessen Folge die Ablaufkonzentration betraglich größer oder gleich der Zulaufkonzentration wird, nicht zu erwarten ist (vgl. Kapitel 5.4.4). Mit der vereinfachten Annahme, dass die Elimination der Indikatorbakterien in der Trockenphase stattfindet, wird demnach in der Modellvorstellung eines endlichen Rückhalteprozesses die „Kapazität“ der Filter nicht voll ausgeschöpft.

Um diese Vorstellung zu veranschaulichen, wurde die Fläche von einem Gramm Filtersubstrat der Fläche gegenübergestellt, die theoretisch von den analysierten Bakterien bedeckt werden kann. Dabei wurde vereinfachend davon ausgegangen, dass die Bakterien nur auf der Oberseite der Sandkörner und nur auf den Sandkörnern selbst (nicht auf organischem Material im Filter, u.a.) festgehalten werden. Zudem wurde lediglich die Ausbildung einer Monoschicht an Bakterien auf dem Filtersubstrat angenommen und alle weiteren Mechanismen zur Hygienisierung unbeachtet gelassen.

In Anlehnung an die Ausführungen zur Größe der Indikatorbakterien in Kapitel 5.4.2 wurde für Intestinale Enterokokken eine Kreisfläche mit einem Durchmesser von 2 µm und für alle anderen betrachteten Bakteriengruppen stark vereinfachend eine Fläche von 1*3 µm angenommen, wobei eine Koloniebildende Einheit vereinfachend als eine Bakterie betrachtet wurde. Die so abgeschätzten Flächen sind der halben Oberfläche von einem Gramm Filtersubstrat in Lysimeter 1 bzw. 2 mit 58 cm2 (vgl. Tabelle 13 in Kapitel 4.7.1) maßstabsgetreu gegenübergestellt. Betrachtet in Bezug auf die Filterbelegung wurde der


171

Zeitpunkt nach der Beschickung vom 22.05.2007 (Beschickung Nr. 47). Der Übersichtlichkeit halber wurden Gesamtcoliforme nicht dargestellt.

Abbildung 67: Vergleich der halben Oberfläche pro Gramm Filtersubstrat und theoretisch belegte Fläche mit Bakterien nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2

Ungeachtet dessen, welche weiteren Mikroorganismen auf dem Filtersand anheften, war festzustellen, dass vermutlich nur ein Bruchteil der zur Verfügung stehenden Flächen belegt war. Werden die Verhältnisse vereinfachend linear hoch skaliert, könnten theoretisch je Gramm Filtersubstrat ca. 2*109 KBE GKZ und zum Beispiel ca. 5*107 KBE E.coli adsorbiert werden.

Für einen Filter wie beispielsweise das Lysimeter 1 wäre ab einer Zulauffracht von 8*1013 KBE*m2 E.coli die innere Filteroberfläche belegt. Demgegenüber wurde die größte ereignisspezifische E.coli-Zulauffracht an der Großtechnik auf dem RBF Kleingladenbach mit 5,5*1010 KBE*m2 ermittelt (vgl. Abbildung 32 in Kapitel 5.2.2). Diese Zulauffracht unterschritt die geschätzte „Filterkapazität“ um mehr als 3 Zehnerpotenzen. Die größte an den Lysimetern eingestellte Beschickungsfracht bewegte sich in der gleichen Größenordnung mit 8*1010 KBE*m2. Diese Verhältnisse können erklären, warum eine Erschöpfung der Filter nicht zu erkennen war.

Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Indikatorbakterien nicht im Filterkörper akkumulieren, sondern im Wesentlichen in der Trockenphase eliminiert werden. Aus verfahrenstechnischer Sicht ist der Vorgang der Hygienisierung von Mischwasser in RBF ein zweistufiger Prozess. Aus makroskopischer Sicht verlaufen Rückhalt und Elimination zeitlich nacheinander. In Bezug auf Milieubedingungen im Filterkörper wird vermutet, dass in oberen Filterschichten Trockenstress maßgebenden Einfluss auf die Elimination hat, während in den unteren Schichten ein stärkerer Einfluss von Nahrungsmangel vermutet wird. Eine Filtererschöpfung durch extreme Zulaufbelastungen kann ausgeschlossen werden.


172

5.4.8.2 Protozoen und Bdellovibrionen

Während der im vorangehenden Kapitel beschriebenen Messkampagne an der Lysimeteranlage wurde in den gewonnenen Bodenproben auch auf Protozoen und Bdellovibrionen mittels kultureller Verfahren analysiert. Zusätzlich wurden die großtechnischen RBF vergleichend untersucht.

Die durchgeführten Untersuchungen bestanden aus der Quantifizierung der Gesamtzahlen, nicht in einer Spezifizierung. Es handelte sich daher um eine vereinfachte Betrachtungsweise. Die dahinter stehende Fragestellung war, ob die Anzahl der untersuchten Organismen in der Lysimeteranlage größer ist als in den großtechnischen RBF. Die einfache Strategie bestand darin, die Lysimeteranlage stofflich wie hydraulisch höher zu belasten als die RBF. Sollten in den Lysimetern bei vergleichbarer oder größerer Hygienisierungsleistung deutlich mehr potentielle Antagonisten im Bereich mehrerer log-Stufen gefunden werden, wäre in der verbesserten Nährstoffversorgung ein Grund dafür zu suchen. Wenn nicht, dann läge ein für RBF, ob schwach oder stark belastet, orientierendes Ergebnis vor.

Die Beprobung der RBF musste aufgrund des analytischen Aufwandes und der damit verbundenen Herstellung der Nährmedien zeitlich fest geplant werden und konnte dadurch nur bedingt von der jeweiligen Belastungssituation (vor/nach Ereignissen) abhängig gemacht werden. Daher wurde zunächst auf der Lysimeteranlage der Konzentrationsverlauf über die in Kapitel 5.4.8.1 beschriebene Messkampagne bestimmt, um genügend Vergleichswerte in Abhängigkeit von der Beschickungssituation für die Großtechnik zu besitzen. Dadurch konnten die aufwendige Beprobung und Analytik der RBF reduziert werden.

Diese Untersuchungen wurden nach schon weit fortgeschrittenem Untersuchungsbetrieb (an der Lysimeteranlage ein Jahr) durchgeführt, um eventuelle Einfahreffekte der Anlagen zu umgehen.

Erwähnt sei, dass ebenfalls auf Coliphagen analysiert wurde. Die Anzahl lag in den Proben unterhalb oder knapp oberhalb der Nachweisgrenze von 10 KBE*100 mL-1 des angewendeten Verfahrens. Die Untersuchungen besitzen jedoch aufgrund zu großer Unsicherheiten in der Analytik nur orientierenden Charakter und werden daher nicht in der Ergebnisdarstellung mit aufgeführt.


Der RBF KB wurde am 27.08.2007 einen Tag nach einem größeren Ereignis beprobt (hFA = 2,7 m). Der RBF OE konnte am 09.07.2007 neun Tage nach einem kleinen Ereignis mit der Beschickungshöhe von 0,2 m beprobt werden. Die Beprobung der Filter wurde in horizontaler Ausdehnung über die Mittelachse zulaufnah auf 1/6-tel, auf der Filtermitte und zulauffern auf 5/6-tel der Mittelachsenlänge durchgeführt. In vertikaler Ausrichtung wurden wie in den Lysimetern die Filterschichten 0 cm bis 5 cm und 30 cm bis 60 cm sowie die Sedimentschicht beprobt.


173

Da sich herausstellte, dass die Bodenkonzentration der untersuchten Organismen in allen gewonnenen Proben durchgängig als relativ gering einzuschätzen war und daher keine extremen Schwankungen auftraten, werden in der Ergebnisdarstellung die Werte der RBF den Werten der Lysimeters 1 und 2 (unberegneter Teil) gemittelt gegenübergestellt. In Anlehnung an die Betriebssituation der Großfilter wurden dahingehend die Analysenergebnisse der Lysimeter direkt und 7 Tage nach der Beschickung vom 22.05.2007 eingerechnet. Zwischen den Lysimetern ergaben sich keine wesentlichen Unterschiede. Am RBF OE waren die Konzentrationen gegenüber dem RBF KB leicht erhöht. In Abbildung 68 ist die Bodenbelegung mit Protozoen und Bdellovibrionen dargestellt.

[KBE*g-1]

0 200 400 600 800 1.000 1.200

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

Protozoen Bdellovibrionen

[KBE*g-1]0 200 400 600 800 1.000 1.200

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

Filte

rpro

fil

Protozoen Bdellovibrionen


L1, 2n = 4

RBF OE,KBn = 6

Abbildung 68: Tiefenabhängige Konzentration von Protozoen und Bdellovibrionen, RBF und Lysimeteranlage

Im Filterkörper der großtechnischen RBF wurden zum Zeitpunkt der Beprobung höhere Konzentrationen von Protozoen und Bdellovibrionen gefunden als in den höher belasteten Lysimetern. Tiefenabhängig traten Protozoen an den RBF vermehrt in der obersten Filterschicht auf, wohingegen die extrem beweglichen Bdellovibrionen relativ gleichmäßig über den gesamten Filterkörper verteilt waren. Die geringe Probenanzahl und die grundsätzlichen Unsicherheiten bei Bodenbeprobungen, vor allem in der heterogenen Sedimentschicht von RBF, erlaubten diesbezüglich jedoch keine tiefergehenden Interpretationen.

Die Konzentration von Protozoen stieg bis über 1.000 KBE*gTR-1 an, was im Vergleich mit natürlichen Böden relativ gering ist. Protozoen sind mit einer Anzahl von 104 bis 106 pro Gramm Boden die häufigsten Bodentiere und als wichtigster Antagonist von Bakterien durch Prädation dieser zu sehen. Vor dem Hintergrund dieser Größenordnung wurden die Unterschiede zwischen den Lysimetern und den RBF als geringfügig bewertet, zumal in Voruntersuchungen an den Lysimetern ebenfalls vereinzelt Konzentrationen von über 1.000 KBE*gTR-1 nachgewiesen werden konnten.

Ergänzend ist zur Visualisierung im Anhang dieses Kapitels der Ausschnitt einer mikroskopischen Aufnahme des Eluats einer Bodenprobe aus Lysimeter 1 dargestellt (Abbildung A108), auf dem eine Protozoe (sehr wahrscheinlich Zooflagelate) und Wirtbakterien erkennbar sind.


174

Die Anzahl der Bdellovibrionen bewegte sich im Bereich von bis zu mehreren Hundert KBE*gTR-1 und lag damit in der Größenordnung ubiquitärer Vorkommen, die Edao (2000) mit 200 bis 1.200 KBE pro Gramm angibt. Die Anzahl war dadurch als zu gering einzuschätzen, um einen relevanten Einfluss auf die Elimination Pathogener zu besitzen2, obwohl theoretisch die Belastung im Filterzulauf mit GKZ gr- von 2,8*107 KBE*100 mL-1 (vgl. 5.4.8.1.1) für den Aufbau einer dichteren Population als ausreichend zu bewerten war. Bdellovibrionen stellen erst ab einer Konzentration von GKZ gr- < 104 KBE*100 mL-1 ihre Aktivität ein (Edao 2000).

Um eine relative Einschätzung der Quantität mit eigenen Analysen machen zu können, wurde auf dem Gelände der Lysimeteranlage jeweils ein Teil (ca. 300 kg) der dort eingebauten Filtersubstrate parallel zum Lysimeterbetrieb in Regentonnen gelagert, deren Abdeckung mit wenigen Löchern perforiert wurde. Die so gelagerten Sande waren demnach in geringem Maß der Witterung ausgesetzt, kamen jedoch nicht in Kontakt mit Abwasser. Zeitgleich wurden zu den Lysimetern 1 und 2 auch deren so gelagertes Rohsubstrat analysiert. Es wurden im Mittel 3.000 KBE*gTR-1 Protozoen und 600 KBE*gTR-1 Bdellovibirionen nachgewiesen.

Die Protozoen wurden, wie bereits erwähnt, nicht spezifiziert. Ein direkter Vergleich mit der Biozönose in den Filtern ist daher nicht möglich. Die Angabe der Größenordnung soll jedoch zeigen, dass die Anzahl der untersuchten Protozoen und Bdellovibrionen in den Filtern als relativ gering einzuschätzen ist. Zu vermuten ist, dass die Lebensbedingungen in Bezug auf Nahrung, Feuchtigkeit und Temperatur in RBF zu wechselhaft sind, als das sich stabile Populationen ausbilden könnten. Damit soll jedoch nicht ausgedrückt werden, dass antagonistische Wirkungen durch die untersuchten Organismen keine Rolle spielen. Zur genaueren Bestimmung antagonistischer Wirkungen wären weitere mikrobiologische und molekularbiologische Untersuchungen, auch im Hinblick auf Bakteriophagen, nötig.

Zusammenfassend wird jedoch davon ausgegangen, dass während der Filterpassage antagonistische Effekte der Filterbiozönose auf die Indikatorbakterien gering sind und daher aus verfahrenstechnischer Sicht, wie im Retentionsraum (vgl. Kapitel 5.3), untergeordnete Relevanz besitzen.


Während der in Kapitel 5.4.8.1.2 beschriebenen Messkampagne wurde der zeitliche Konzentrationsverlauf von Protozoen und Bdellovibrionen im Filtersubstrat und der Sedimentschicht erfasst.

In Abbildung 69 ist das Ergebnis von Lysimeter 2 in Anlehnung an die Darstellungsweise von Abbildung 66 dargestellt.

2 Auskunft durch das Institut für Bakteriologie und Mykologie an der Universität Leipzig


175

0

200

400

600

800

1000

0 7 14 21Zeit [d]


0

200

400

600

800

1000

0 7 14 21


0

200

400

600

800

1000

0 7 14 21Zeit [d]

Bde

llovi

brio

nen

[KB

E*gT

R-1

]L2 nach Beschickung künstlich beregnet

0

200

400

600

800

1000

0 7 14 21

Prot

ozoe

n [K

BE*

gTR

-1]



Beschickung Beschickung

Abbildung 69: Konzentrationsverlauf von Protozoen und Bdellovibrionen im Filtersubstrat vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2

Grundsätzlich war eine große Dynamik festzustellen. Für Protozoen kam es nach der Beschickung in der obersten Schicht und im Sediment zunächst zu einem Rückgang, während in den unteren Schichten eine leichte Zunahme registriert werden konnte. Da es durch die Beschickung vom 22.05.2007 zu keinem Austrag kam, wurde ein Verdünnungs- und/oder Verlagerungseffekt vermutet. Im Filterzulauf der Lysimeter wurden 1,2*104 KBE*100 m*L-1 Protozoen gezählt, während im Filterablauf von Lysimeter 1 und 2 keine Protozoen gefunden werden konnten.

Im weiteren zeitlichen Verlauf stieg die Konzentration von Protozoen im Boden wieder an, wobei die Verläufe unerwarteter Weise für die dargestellten Lysimeterteile qualitativ vergleichbar waren. Der Anstieg in der Trockenphase lies ein Räuber-Beute-Schema vermuten, welches dem zeitlichen Konzentrationsverlauf der Indikatorbakterien (vgl. Kapitel 5.4.8.1.2) näherungsweise folgt.

Zu bemerken ist, dass es zu keiner wesentlichen Anreicherung von Protozoen kam, sondern dass das Erreichen eines Gleichgewichtszustandes vermutet werden kann. Für Beprobungen von RBF ist daher zu empfehlen, nicht direkt nach Ende von Ereignissen zu beproben, um die Grundpopulation an Protozoen erfassen zu können.


176

Für Bdellovibrionen war im Sediment und in der tieferen Filterschicht nach der Beschickung ein Anstieg, vermutlich durch Eintrag, zu erkennen, wobei die Konzentration in der oberen Filterschicht mit der Beschickung abnahm. Dabei stand die Konzentrationserhöhung in der Tiefe im Widerspruch dazu, dass während des Lysimeterbetriebes Bdellovibrionen im Filterablauf ausgetragen wurden. Im Filterzulauf der Lysimeter wurden Bdellovibrionen mit 4*103 KBE*100 mL-1 bestimmt. Im Filterablauf konnten 8,5*104 KBE*100 mL-1 (Lysimeter 2) bzw. 6,3*105 KBE*100 mL-1 (Lysimeter 1) Bdellovibrionen quantifiziert werden.

Mit der anschließenden Trockenphase sank mit Ausnahme der Filterschicht 30 cm bis 60 cm des unbewässerten Lysimeterteils die Konzentration im Boden im Gegensatz zu den Protozoen weiter ab. Da sich diese Prozesse, wie bereits erwähnt, auf einem sehr geringen quantitativen Konzentrationsniveau bewegten, wurde davon ausgegangen, dass es auch für Bdellovibrionen keine wesentlichen Unterschiede zwischen den dargestellten Lysimeterteilen gab. Deutlich wurde, dass die Anzahl von Bdellovibrionen im Filterkörper stärker durch die Mangelversorgung mit Filterzufluss beeinflusst zu sein schien als die Anzahl an Protozoen.

Die Protozoen mussten demnach hoch spezialisiert und den extremen Schwankungen der Milieu– und Nahrungsbedingungen in den Filtern angepasst sein. Es ist zu vermuten, dass sich die Population mit fortschreitendem Filterbetrieb immer perfekter auf diese Bedingungen einstellte. So fielen die Protozoen bei der Auszählung auch in den Proben, die nach drei Wochen Trockenheit genommen wurden, mit einer sehr großen „Agilität“ auf. Aufgrund des geringen Vorkommens wurde hier jedoch nicht der wesentliche Grund gesehen, dass die Lysimeter mit zunehmendem Untersuchungsbetrieb eine verbesserte Rückhalteleistung erzielten (vgl. Kapitel 5.4.5).

Zusammenfassend ist festzustellen, dass die Konzentration im Filtersubstrat von Protozoen und Bdellovibrionen der untersuchten Lysimeter von der Versorgung mit konditioniertem Abwasser abhängt. Während sich für Protozoen unabhängig vom Wassergehalt im Filterkörper in Abhängigkeit von der Nahrungssituation ein Gleichgewichtszustand vermuten lässt, der sich in den Trockenphasen einstellt, wird die Bdellovibrionendichte vermutlich eher vom Filtereintrag und Filteraustrag sowie dem Absterben in Abhängigkeit von der jeweiligen Beschickungssituation dominiert.

5.4.8.3 Extrazelluläre polymere Substanzen (EPS)

In Kapitel 5.4.5 wurde herausgestellt, dass RBF mit zunehmendem Filteralter einen besseren Wirkungsgrad bezüglich des Keimrückhaltes erzielen können, sofern die stoffliche Filterbelastung ein kontinuierlich hohes Niveau besitzt. Vermutet wird, dass dieser Effekt durch zunehmende biotische Adsorption im Filterkörper durch vermehrtes Biofilmwachstum bewirkt wurde. Diesbezüglich wurde untersucht, ob es einen Zusammenhang zwischen der Konzentration an extrazellulären polymeren Substanzen und den teilweise unterschiedlichen mittleren Hygienisierungsleistungen der Filter gab. Von besonderem Interesse war dabei der direkte Vergleich zwischen den Lysimetern und den großtechnischen RBF-Anlagen.


177

Aufgrund des großen analytischen Aufwandes der EPS-Bestimmung und der Forderung, dass die Bodenproben umgehend nach Entnahme extrahiert werden sollten (vgl. Linden 2007), musste die Beprobung der RBF-Anlagen wie für die bodenbiologischen Untersuchungen zeitlich fest geplant werden. Um die Lysimeter mit den großtechnischen Filtern vergleichen zu können, wurde daher die gleiche Beprobungsstrategie verfolgt wie bei den zuvor dargestellten bodenbiologischen Untersuchungen.

An der Lysimeteranlage wurde die EPS-Konzentration im Boden vor und nach Beschickungen sowie in darauf eingeplanten Trockenphasen in einem zeitlichen Abstand von je 7 Tagen bestimmt, um genügend Vergleichswerte in Abhängigkeit von der Beschickungssituation für die Großtechnik zu besitzen. Untersucht wurden die Lysimeter 1 bis 4. An diesen wurden zwei Messkampagnen durchgeführt. Im Winter vor und während der Beschickungspause vom 22.01.2007 (Beschickung Nr. 33) bis zum 20.02.2007 (vgl. Abbildung 23 in Kapitel 5.1.2) und im Sommer parallel zu den bodenbiologischen Untersuchungen vom 22.05.2007 (Beschickung Nr. 47) bis zum 18.06.2007. Analysiert wurden analog zur Bodenbiologie die Sedimentschicht und die Filterschichttiefen 0 cm bis 5 cm und 30 cm bis 60 cm.

Die RBF-Anlagen wurden einmal jeweils im Winter und im Sommer beprobt. Im Winter konnte der RBF OE ein Tag nach einem Kleinereignis mit hFA = 0,1 m (Ereignis Nr. 39, Ereignisbeginn 21.01.2007) und im Sommer am 14.05.2007 fünf Tage nach Ereignis Nr. 47 mit hFA = 0,6 m beprobt werden. Der RBF KB wurde im Winter einen Tag nach Ereignis Nr. 45 (Ereignisbeginn 17.01.2007) mit hFA = 6,8 m und im Sommer direkt nach einem kleineren Ereignis am 09.05.2007 beprobt (Ereignis Nr. 53, hFA = 0,4 m). Die Probenahmestellen waren mit denen der bodenbiologischen Untersuchungen identisch. Die Proben wurden ohne Rhizome genommen.


Um zunächst Aussagen über die tiefenabhängige Konzentration der RBF machen zu können und gleichzeitig die Lysimeteranlage generell mit den großtechnischen Anlagen zu vergleichen, werden in Abbildung 70 die tiefenabhängigen gemittelten EPS-Konzentrationen der Lysimetern 1 bis 4 nach den Beschickungen im Winter und Sommer den ermittelten Werten aus den RBF-Beprobungen gegenübergestellt. Dabei werden die analysierten Fraktionen Proteine, Kohlenhydrate und Huminsäuren einzeln dargestellt.

Um zu zeigen, dass die jeweilige Betriebssituation, in welcher die Proben genommen wurden, für Lysimeter und RBF in Bezug auf Trockenzeiten vergleichbar waren, wird die Darstellung um die Angabe des Wassergehaltes (w) und den Gehalt an organischem Trockenrückstand (oTR) ergänzt.


178

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Sediment

0-5 cm

30-60 cm

Filte

rpro

fil

[M.-% von TR]w oTR

0 ,0 1

0 ,0 9

3,39

0 ,0 6

0,12

2,91

0 ,0 4

0,07

1,71

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0

Sediment

0-5 cm

30-60 cmFilte

rpro

fil

[mg*gTR-1]

Proteine Huminsäuren Kohlenhydrate

RBF OE,KBn = 12

L 1-4n = 8

L 1-4n = 8

RBF OE,KBn = 12

Abbildung 70: Tiefenabhängige EPS-Konzentration, Lysimeter und RBF

EPS war über das gesamte Filterkörperprofil nachweisbar, was ergänzende Beprobungen bis auf eine Tiefe von 90 cm bestätigten (hier nicht weiter dargestellt). Deutlich erkennbar war die wesentlich höhere Konzentration in der Sedimentschicht im Gegensatz zum Filtersubstrat, wobei die Abnahme über die Mächtigkeit des Filterkörpers wesentlich geringer war als der Gradient zwischen Sediment und oberster Filterschicht.

Generell konnte in allen Lysimeterproben eine geringfügige Erhöhung der EPS gegenüber denen aus RBF festgestellt werden, wobei die Werte der Lysimeter untereinander stark voneinander abwichen (vgl. Abbildung 72). Besonders auffällig waren jedoch die wesentlich höheren Gehalte in den Sedimentschichten der Lysimeter. Wichtig ist zu bemerken, dass Wassergehalt und organischer Trockenrückstand (oTR) für die Filter vergleichbar waren. Über den oTR konnten daher keine Rückschlüsse auf die unterschiedlichen Wirkungsgrade der Filter gezogen werden.

Vergleichswerte für RBF wurden in der Literatur nicht gefunden. In IWW (2005) wird für vergleichbare Lysimeter eine EPS-Konzentration zwischen 0,7 mg*gTR-1 und 1,87 mg*gTR-1 in der obersten Filterschicht angeben, wobei keine klare Trennung zwischen der Sandschicht und der Sedimentschicht vorgenommen wird. Die Autoren schätzen die analysierten Konzentrationswerte als gering ein.

Um weitere Vergleichswerte zu generieren, wurde während der zweiten Messkampagne im Sommer der gelagerte Rohsand (vgl. Kapitel 5.4.8.2) der Lysimeter 1 und 2 ebenfalls auf den Gehalt an EPS untersucht. Direkt an der Oberfläche des gelagerten Sandes wurde eine Konzentration von 0,09 mg*gTR-1 (oTR = 0,7 %) gemessen und in der Tiefe 0 cm bis 5 cm


179

sowie in 30 cm bis 60 cm Tiefe eine Konzentration von jeweils 0,08 mg*gTR-1 (oTR = 0,3 %) ermittelt.

Diese Konzentrationen entsprachen den Gehalten an EPS der RBF (im Mittel 0,08 mg*gTR-1) und der Lysimeter (im Mittel 0,11 mg*gTR-1), jeweils in der Filterschicht 30 cm bis 60 cm. Der untere Filterkörper schien demnach nur unwesentlich durch vermehrte EPS-Bildung oder EPS-Eintrag geprägt zu sein, wobei die Sedimentschicht und der obere Filterkörper eindeutig erhöhte EPS-Gehalte besaßen. Generell waren die Konzentrationen im Filterkörper jedoch als gering einzustufen.

An den RBF war im Gegensatz zur vertikalen Verteilung die horizontale Verteilung der EPS – mit Ausnahme der Sedimentschicht – relativ homogen über die Filterfläche verteilt. In Abbildung 71 sind beispielhaft die ermittelten Konzentrationen aus der Beprobung vom 09.05.2007 (RBF OE) und vom 14.05.2007 (RBF KB) dargestellt. Für die erste Beprobung der Filter im Winter ergab sich ein vergleichbares Ergebnis.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

I II III I II III

RBF OE RBF KBBeprobungsort / Filterbezeichnung [-]

EPS

[mg

* gTR

-1]


I = ZulaufnahII = FiltermitteIII = Zulauffern

Abbildung 71: EPS-Verteilung im Filterkörper der untersuchten RBF-Anlagen

Die Tatsache, dass beispielsweise zwischen den zulaufnahen und zulauffernen Beprobungsstellen der Filter keine eindeutigen Konzentrationsunterschiede erkennbar waren, gab Grund zu der Vermutung, dass über die EPS-Konzentration nicht direkt auf die Filterbelastung und damit die Nährstoffversorgung der Biofilme geschlossen werden kann, weil davon ausgegangen wird, dass die zulaufnahen Filterbereiche höher belastet wurden als die zulauffernen Bereiche. Auf diese Vermutung wird im folgenden Kapitel 5.4.8.3.2 weiter eingegangen.

Zum Vergleich aller untersuchten Filter miteinander ist die Filterschicht 0 cm bis 5 cm am aussagefähigsten, nicht zuletzt dadurch, dass die oberste Filterschicht maßgeblich am Keimrückhalt beteiligt ist (vgl. Kapitel 5.4.7). In Abbildung 72 wird beispielhaft das Ergebnis


180

der Beprobung vom 09./14.05.2007 der RBF den entsprechenden Beprobungen an den Lysimetern 1 bis 4 gegenübergestellt.

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

RBF OE RBF KB L 1 L2 L3 L4

Filterbezeichnung [-]

[mg*

gTR

-1]

Proteine Huminsäuren Kohlenhydrate

Filterschicht 0-5 cm

Abbildung 72: Proteine, Huminsäuren und Kohlenhydrate in der Filterschicht 0 cm bis 5 cm, Lysimeter und RBF-Anlagen

Es zeigten sich keine wesentlichen Unterschiede der RBF-Anlagen untereinander. Auch die Konzentrationen der unverdichtet eingebauten Lysimeter 1 und 3 waren nur geringfügig größer als die der RBF, trotz deutlich größerer stofflicher Belastung. Auffällig waren jedoch die Konzentrationen in den verdichtet eingebauten Lysimetern 2 und 4, die über den gesamten Untersuchungszeitraum den weitaus größten Keimrückhalt bewirkten (vgl. Kapitel 5.2.4). Diese Erhöhung war über die gesamten Messphasen zu erkennen. Demnach lieferten die verdichtet eingebauten Substrate bei gleicher Filterbelastung bessere Möglichkeiten zur Etablierung von Biofilmen als die unverdichtet eingebauten, was mit vermehrter innerer Kolmation einherging (vgl. Kapitel 5.4.2).

Einschränkend muss jedoch grundsätzlich festgehalten werden, dass es sich bei der Bodenbeprobung immer nur um eine Momentaufnahme handelt, die zeitlich wie räumlich extrem gering aufgelöst ist. Aus diesem Grund wurde in der nur geringfügigen Erhöhung der EPS-Konzentrationen in den Lysimeter 1 und 3 kein Beweis darin gesehen, dass die erhöhten Wirkungsgrade dieser Lysimeter gegenüber den großtechnischen RBF über die EPS-Konzentration im Filterkörper erklärt werden kann.

Neben der gebundenen EPS wurde auch auf Proteine, Huminsäuren und Kohlenhydrate in den Filterzuläufen und Filterabläufen analysiert, um zu untersuchen, inwiefern die Konzentration im Filtersubstrat durch Eintrag und Austrag in der flüssigen Phase bestimmt wurde. Vereinfachend wird an dieser Stelle die Summe der drei Fraktionen in den


181

Stoffströmen, unabhängig mikrobieller oder abwasserbürtiger Herkunft, als gelöste EPS (EPSgel) bezeichnet.

Insgesamt wurde in den Zu- und Abläufen von Lysimeter 1 bis 4 während fünf Beschickungen und somit einer Beschickungshöhe von insgesamt 5 m (Beschickung Nr. 44 bis Nr. 49) auf EPSgel analysiert. Die Beschickungen waren in Bezug auf die eingestellte Zulaufbelastung und die Betriebseinstellungen vergleichbar. Da die Ergebnisse an den Lysimetern sehr eindeutig waren, wurden an den RBF für einen orientierenden quantitativen Vergleich lediglich jeweils die erste, mittlere und letzte Probenflasche im Filterzulauf und Filterablauf von insgesamt 5 kleineren Ereignissen mit einer Beschickungshöhe von insgesamt 3,2 m beprobt (RBF KB Nr. 53, 54 / RBF OE Nr. 48, 51 ,52).

Um die Größenordnungen für gelöste EPS im Filterzulauf- und Ablauf anzugeben werden in Tabelle 24 vereinfachend die gemittelten Konzentrationen der Lysimeteranlage den RBF-Anlagen gegenübergestellt. Orientierend werden die entsprechenden CSB-Konzentrationen (in der homogenisierten Probe) mit angegeben.

Tabelle 24: CSB, Proteine, Huminsäuren und Kohlenhydrate im Filterzulauf und Filterablauf, Lysimeter und RBF

FZ/FA Filter Anzahl CSB Proteine Huminsäuren Kohlenhydrate ∑ EPSgel

- Bez. - mg*L-1 mg*L-1 mg*L-1 mg*L-1 mg*L-1

FZ 5 128,0 4,0 11,4 4,8 20,2

FA 20 7,2 1,8 6,7 6,7 15,3

FZ 30 100,5 4,6 4,9 6,6 16,2

FA 30 17,4 2,3 3,3 5,9 11,5

Lysi 1-4

RBF OE, KB

Grundsätzlich wurden Proteine und Huminsäuren im Gegensatz zu Kohlenhydraten in den Filtern geringfügig zurückgehalten, woraus sich für die Lysimeter 1 bis 4 für die Summe an EPSgel mittlere Rückhaltegrade zwischen 20 % und 25 % ergaben. An den RBF waren die mittleren Konzentrationen im Ablauf gegenüber dem Zulauf um ca. 30 % vermindert. Daraus war zu folgern, dass EPS grundsätzlich in die Filter (Lysimeter und RBF) über den Filterzulauf eingetragen werden.

Hinsichtlich des Wirkungsgrades konnte zwischen den Lysimetern kein wesentlicher Unterschied festgestellt werden, weshalb die eindeutige Erhöhung der EPS-Konzentration in den Lysimetern 2 und 4 verglichen mit den Lysimetern 1 und 3 nicht über einen erhöhten Eintrag an EPSgel, sondern über eine vermehrte EPS-Bildung in diesen Filtern zu erklären war. Festzustellen ist demnach, dass für die verdichtet und unverdichtet eingebauten Lysimeter untereinander ein Rückschluss von der EPS-Konzentration im Filterkörper auf die unterschiedlichen Wirkungsgrade gezogen werden kann. Für den Vergleich der unverdichteten Lysimeter mit den großtechnischen RBF-Anlagen trifft dies jedoch nicht zu. Der tendenziell höhere Rückhalt von Indikatorbakterien in den Lysimetern gegenüber den RBF bzw. die Erhöhung des Wirkungsgrades über den laufenden Lysimeterbetrieb (vgl.


182

Kapitel 5.4.5) kann mit der vorhandenen Datenbasis nicht eindeutig über den Parameter EPS im Filterkörper erklärt werden. Zur Verdeutlichung der Komplexität dieser Thematik wird im folgenden Kapitel das Ergebnis einer Messkampagne zum zeitlichen Verlauf der EPS in den Lysimetern dargestellt.


Wie zu Beginn des Kapitels erwähnt, wurden an den Lysimetern 1 bis 4 zwei Messkampagnen im Januar/Februar 2007 und im Mai/Juni 2007 zur Untersuchung des zeitlichen Verlaufs der EPS-Konzentration im Filterkörper und der Sedimentschicht durchgeführt. An dieser Stelle sei der Übersicht halber lediglich der Verlauf in Lysimeter 2 während der Kampagne im Mai/Juni 2007 aufgeführt, in welcher das Lysimeter nach der Beschickung vom 22.05.2007 (Beschickung Nr. 47) baulich getrennt in einem Teil künstlich beregnet wurde, während der andere Teil durch Überdachung einer verstärkten Trocknung ausgesetzt war (vgl. Abbildung 65 in Kapitel 5.4.8.1.2). Auf EPS wurde wie in den bodenbiologischen Untersuchungen direkt vor und nach der Beschickung, sowie 7, 14 und 21 Tage nach der Beschickung untersucht. In Abbildung 73 sind die analysierten EPS-Konzentrationen als Summe aus Proteinen, Kohlenhydraten und Huminsäuren dargestellt.

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0 7 14 21Zeit [d]

0-5 cm 30-60 cm

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0 7 14 21Zeit [d]

EPS

[mg*

g TR

-1]

0-5 cm 30-60 cm


0

2

4

68

10

12

14

0 7 14 21

Sediment


0

2

4

6

8

10

12

14

0 7 14 21

EPS

[mg*

g TR

-1]

Sediment

Beschickung Beschickung

Abbildung 73: Konzentrationsverlauf von EPS im Filtersubstrat und der Sedimentschicht vor und nach der Beschickung vom 22.05.2007, Lysimeter 2


183

Eindeutig erkennbar war die Erhöhung der EPS-Konzentration im Filterkörper und in der Sedimentschicht durch die Beschickung mit konditioniertem Abwasser, die nach derzeitiger Kenntnis auf den Eintrag gelöster EPS über den Filterzulauf zurückgeführt wird (s.o.). In dem künstlich beregneten Lysimeterteil näherte sich die EPS-Konzentration im Filterkörper nach mehreren Tagen der Ausgangskonzentration an und verblieb anschließend auf einem relativ konstanten Niveau. In der Sedimentschicht wurde das Ausgangsniveau unterschritten. In dieser Betriebsphase wurde demnach keine EPS gebildet, sondern eingetragene und/oder vorhandene EPS abgebaut. Da ein vermehrter Stress der Mikroorganismen durch Trocknung aufgrund des hohen Wassergehaltes in diesem Lysimeterteil ausgeschlossen werden konnte, war zu vermuten, dass EPS infolge Nährstoffmangel abgebaut wurde.

Demgegenüber stellte sich der Verlauf der EPS-Konzentration in dem überdachten Lysimeterteil anders dar. Während in der tieferen beprobten Filterschicht mit vergleichbarem Wassergehalt gegenüber dem bewässerten Lysimeterteil auch ein ähnlicher Verlauf der EPS zu erkennen war, überstieg im Sediment und der oberen Filterschicht die EPS auch 7 Tage nach der Beschickung das Ausgangsniveau vor der Beschickung bei Weitem. Im Sediment war darüber hinaus ein weiterer Anstieg zu verzeichnen, auf den in den Folgewochen ein Rückgang folgte. Zu vermuten ist, dass die Mikroorganismen unter erhöhtem Stress (hier Trockenstress) vermehrt EPS für einen erhöhten physiologischen Schutz bildeten. Nach Barker et al. (1999) und Namkung et al. (1986) kann physiologischer Stress zu einer Zunahme der EPS-Konzentration führen (vgl. auch Kapitel 3.2.4).

Dieses Ergebnis zeigt eindeutig die Problematik hinsichtlich der Aussagefähigkeit von EPS-Analysen in RBF. Die EPS-Konzentration im Filtersubstrat und im Sediment hängt vom Eintrag an gelöster EPS über den Filterzulauf und von der EPS-Bildung durch Mikroorganismen ab. Letztere kann in Stressphasen jedoch erhöht sein. Aufgrund der ständig wechselnden Milieubedingungen (v.a. Nährstoffversorgung, Temperatur, Feuchtigkeit) von RBF werden die Mikroorganismen im Filterkörper und dem Sediment der Anlagen ständig unterschiedlichen Stresssituationen ausgesetzt. Daraus wird gefolgert, dass in stärker belasteten Filtern nicht generell auch erhöhte EPS-Konzentrationen nachweisbar sein müssen.

Wie bereits im vorigen Kapitel erwähnt wird festgestellt, dass in dieser Untersuchung die ständig gleich belasteten und zeitgleich beprobten Lysimeter in Bezug auf die Argumentationskette EPS – biotische Adsorption – Keimrückhalt miteinander vergleichbar sind. Ein Vergleich zwischen Lysimetern und RBF ist jedoch auf Grundlage der vorhandenen Datenbasis kritisch zu bewerten. Schwarz et al. (2003) konnten über die molekularbiologische Bestimmung mikrobieller Biomasse (Nucleinsäurebestimmung) Zusammenhänge zur hydraulischen Leitfähigkeit in Bodenfiltern herleiten. Abgesehen von dem großen Aufwand wäre die Anwendung / Prüfung dieser Methode zur weiteren Erforschung von Hygienisierungsprozessen wünschenswert.


184

5.4.9 Pflanzeneinfluss

Der Einfluss einer Bepflanzung auf die Hygienisierungsleistung wurde an den Lysimetern nicht explizit untersucht. In IWW (2005) wird angeben, dass im direkten Vergleich bepflanzte Lysimeter bei Beschickung mit konditioniertem Abwasser größere Rückhalte gegenüber Indikatorbakterien bewirkten als ein unbepflanztes Lysimeter mit identischem Filtersubstrat. Vermutet wurden verstärkte antagonistische Effekte in den bepflanzten Lysimetern (vgl. Kapitel 3.2.4.1), die zu der größeren Hygienisierungsleistung führen. Allerdings konnte aufgrund einer geringen Untersuchungsanzahl parameterabhängig keine statisch abgesicherte Aussage getroffen werden.

Die Tatsache, dass in dieser Untersuchung die Lysimeter von Beginn an große Wirkungsgrade erzielten, die darüber hinaus mit zunehmendem Filteralter gegenüber den bepflanzten RBF zunahmen (vgl. Kapitel 5.4.5) lässt jedoch vermuten, dass eine Bepflanzung aus verfahrenstechnischer Sicht keinen relevanten Einfluss auf den Keimrückhalt besitzt. Im Gegenteil kann bislang nicht ausgeschlossen werden, dass durch die zunehmende Durchwurzelung die Durchlässigkeit der Filterkörper in Bezug auf den Filtrationsprozess gegenüber Bakterien auch erhöht werden könnte. Dieser Vorstellung nach könnten sich entlang stärkerer oder innerhalb abgestorbener Rhizome vorübergehend präferenzielle Fließwege in Sekundärporen ausbilden, die in den eingesetzten nichtbindigen Filtersubstraten in der Regel nicht vorkommen (vgl. Kapitel 3.2.4). Vier der acht Lysimeter wurden nach dem Untersuchungsbetrieb bepflanzt. Nach Etablierung des Schilfes werden zukünftig Vergleichsmessungen Aufschluss diesbezüglich geben.

5.4.10 Zusammenfassung und Diskussion erkannter Einflussvariablen

Um den Anteil der einzelnen Variablen am Einfluss aller erkannten Variablen auf die Hygienisierungsleistung der Lysimeter quantifizieren zu können, wurden die als signifikant gewerteten Einflussvariablen in einer multiplen linearen Regression zusammengefasst und die standarisierten ß-Koeffizienten des linearen Gleichungssystems prozentual skaliert (vgl. Kapitel 4.9). In der Regressionsanalyse wurde die mittlere Konzentration bzw. Fracht der Indikatorbakterien im Filterablauf der Lysimeter je Beschickung als Zielgröße gesetzt.

Es wurden alle Beschickungen an den Lysimetern mit der Beschickungshöhe von 1,0 m eingerechnet, daher entsprechen sich die Größenordnungen von mittlerer Konzentration und Fracht. In Abbildung 74 ist die relative Gewichtung der erkannten Einflussvariablen, wie sie sich für die gesamte Lysimeteranlage über den Untersuchungszeitraum ergaben, beispielhaft für E.coli dargestellt. Die Summe der Einzelgewichtungen ergibt 100 %. Nur für die dargestellten Variablen ergab sich ein signifikantes Ergebnis für die multiple Regressionsanalyse.


185

0%

10%

20%

30%

40%E.coli_FZ

T_FZ

BeschickungsanzahlDrosselabflussspende

kf_b

Lysimeter 1-8R2 = 0,41α = 0,05n = 416

Beschickungshöhe = konstantFilterkörperstärke = konstant

Abbildung 74: Lineare Gewichtung der quantifizierbaren Einflussvariablen auf die Ablaufbelastung mit E.coli der Lysimeteranlage

Im relativen Vergleich der erkannten und quantifizierbaren Einflüsse wurde die Anzahl an Bakterien im Filterablauf der Lysimeter am stärksten von der Anzahl im Filterzulauf (E.coliFZ), der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit (kfb) des Filterkörpers und der eingestellten Drosselabflussspende beeinflusst.

Ihr Einfluss konnte für den Versuchsaufbau und den Betrieb der Lysimeter mit jeweils mehr als 20 % gewichtet werden. Die Einflüsse von der mittleren Temperatur des zu hygienisierenden Wassers (TFZ) und von dem Filteralter, ausgedrückt über die Beschickungen als diskrete Zahl, waren demgegenüber mit ca. 15 % etwas verringert.

Die Filterkörperstärke wurde in dem gewählten Versuchsaufbau mit 1,0 m konstant gehalten und war damit nicht Teil der Regressionsanalyse. Gleiches galt für die Beschickungshöhe von jeweils 1,0 m (s.o.). Hinzu kommen nicht quantifizierbare Einflüsse antagonistischer Effekte der Filterbiozönose und der natürliche Tod, wobei diese aus verfahrenstechnischer Sicht für den reinen Bakterienrückhalt im Filter, der die Hygienisierungsleistung in erster Linie bestimmt, von untergeordneter Relevanz eingestuft werden (vgl. Kapitel 5.4.8).

Wurde die Regression für die Lysimeter einzeln durchgeführt, verschoben sich die Anteile entsprechend den Lysimetereigenschaften. Dies bezog sich im Wesentlichen auf den Einfluss der Drosselabflussspende und das Filteralter. Die Drosselabflussspende besaß bei den Lysimetern mit gröberem Substrat einen größeren Einfluss gegenüber den feineren Filtersubstraten (vgl. Kapitel 5.4.3), wohingegen das Filteralter einen stärkeren Einfluss auf die feineren Substrate gegenüber den gröberen besaß (vgl. Kapitel 5.4.5).

Die β-Koeffizienten waren außer für die Einflussvariable Beschickungsanzahl / Filteralter positiv. Die Einflüsse können daher wie folgt verbalisiert werden. Die Anzahl an E.coli im


186

Ablauf stieg an mit zunehmender Anzahl im Zulauf, zunehmender hydraulischer Leitfähigkeit, größerer Drosselabflussspende und zunehmender Temperatur – und nahm ab mit zunehmendem Filteralter (Beschickungsanzahl). Dieses Ergebnis ergab sich für alle untersuchten Indikatorbakterien. Entsprechend änderte sich der Wirkungsgrad der Filter wie in den vorangegangenen Kapiteln beschrieben.

Zur Modellvalidierung wurden die Regressionsanalysen der einzelnen Lysimeter für die erste Untersuchungshälfte (Beschickung Nr. 1 bis 28) getrennt durchgeführt, um über die linearen Zusammenhänge der Einflussvariablen die Ablaufbelastung und darüber die Wirkungsgrade der Lysimeter in der zweiten Versuchshälfte zu berechnen bzw. vorherzusagen. Im Vergleich mit den gemessenen Ablaufwerten zeigte sich, dass Extremwerte erwartungsgemäß unter- bzw. überschätzt wurden. Die Vorhersage der mittleren Wirkungsgrade war jedoch auf Basis des einfachen Modells in der Weise möglich, dass die Unterschiede zwischen den Lysimetern richtig berechnet wurden. Zur Visualisierung sind die auf der Messung der Bakterienkonzentration im Filterablauf beruhenden mittleren E.coli-Wirkungsgrade denen auf Grundlage der berechneten Ablaufkonzentrationen im Anhang zu diesem Kapitel gegenübergestellt (Abbildung A109).

Mit den angegebenen Variablen konnten betriebliche Einstellungen/Bedingungen und bauliche Eigenschaften der Lysimeter zusammengefasst werden. Diese stehen teilweise in Wechselwirkung zueinander. Die hydraulische Leitfähigkeit stellte sich dabei als Parameter heraus, mit dem ein Großteil von Einflüssen auf die Hygienisierungsleistung erklärt werden konnte, weil diese mit Ausnahme der Drosselabflussspende mit den anderen Variablen in Verbindung steht. Die hydraulische Leitfähigkeit wurde beeinflusst vom Filteraufbau (Substrat, Lagerungsdichte), von der Wassersättigung des Filterkörpers und von der Biofilmbildung im Filterkörper, die wiederum durch die Zulaufbelastung, das Filteralter, die Länge von Trockenzeiten und die Temperatur beeinflusst wurde. Mit dem gewählten Versuchsaufbau und der Betriebsweise der Lysimeter konnten demnach mit Ausnahme der Temperatur der Großteil der komplexen Einflüsse bzw. Einflussketten auf den Hygienisierungsgrad kontrolliert und dadurch erkannt werden.

Übertragen auf die Großtechnik ist die Kontrollierbarkeit von Hygienisierungseinflüssen in Bau und Betrieb in erster Linie durch die Ausbildung des Filterkörpers (möglichst feinkörniges Substrat, möglichst große Filterkörperstärke, evtl. Erhöhung der Lagerungsdichte) und betrieblich durch die Einstellung einer möglichst geringen Drosselabflussspende sowie der Vermeidung des Filtereinstaus während Trockenphasen möglich. Zur Erreichung eines mittleren Hygienisierungsgrades von 1,0 log-Stufe (90 %) wird auf Grundlage der Messungen an Groß- und Halbtechnik empfohlen, das Filtersubstrat in Bezug auf die Korngröße gemäß den Empfehlungen des DWA-M 178 zu wählen, den Filterkörper mindestens 1,0 m stark auszubilden, und die Drosselabflussspende auf 0,01 L*m-2*s-1 zu begrenzen.

In Bezug auf die Höhe der stofflichen und hydraulischen Belastung von RBF sind, sofern vorhanden, über die generellen Empfehlungen hinaus keine Begrenzungen erforderlich.


187

Bezogen auf den Verlauf der hydraulischen Belastung werden schwallartige Filterzuflüsse, die zum schnellen Überstau der Filterfläche führen, durch ein Maximum an gefangener Bodenluft als positiv für einen erhöhten Keimrückhalt bewertet. Der Forderung kann jedoch in der Praxis mit vertretbarem Aufwand nicht nachgekommen werden. Lange Überstauzeiten ohne zwischenzeitliche Wiederbelüftung des Filterkörpers werden durch zunehmende hydraulische Sättigung des Filterkörpers hingegen negativ für einen erhöhten Keimrückhalt bewertet.

Die beschriebenen Einflüsse trafen auf den Rückhalt aller untersuchten Indikatorarten zu. Weil sich die Indikatoren in Bezug auf die Rückhaltung ähnlich verhielten, wird für Untersuchungen zur Hygienisierung in RBF, in Anlehnung an die Empfehlung von Hagendorf et al. (2002) zur Überwachung von Bodenfiltern zur Abwasserbehandlung, empfohlen, den Arbeitsaufwand auf E.coli zu beschränken. Dafür sollte jedoch eine möglichst große Beprobungsdichte realisiert werden. Sind Anlagenwirkungsgrade von Interesse, sollten diese aufgrund der stofflichen und hydraulischen Schwankungen nur frachtbezogen ermittelt werden. Dies erfordert eine gleichzeitige Messung der jeweiligen Durchflüsse.

5.5 Halbtechnische Untersuchungen zur Verfahrensoptimierung

5.5.1 Einführung

In RBF werden Indikatorbakterien zurückgehalten und eliminiert. Der Grad der Rückhaltung ist jedoch nicht ausreichend, um im Filterablauf Kriterien der geltenden Badegewässerrichtlinie einzuhalten (vgl. Kapitel 5.2.3). Darüber hinaus unterliegt die Hygienisierungsleistung teilweise großen Schwankungen (vgl. Kapitel 5.2.4). Aus diesem Grund wurden im halbtechnischen Maßstab an der Lysimeteranlage Verfahrensoptimierungen untersucht. Wesentliche Ergebnisse dieser Untersuchungen werden folgend kurz dargestellt.

5.5.2 Filteranimpfung mit Bakterienantagonisten

Die Einflüsse auf den Hygienisierungsgrad durch antagonistische Effekte der Filterbiozönose (Prädation, Antibiose) während der Filterpassage erscheinen aus verfahrenstechnischer Sicht von untergeordneter Relevanz. Aus diesem Grund wurde im Speziellen untersucht, ob die Population von Protozoen und Bdellovibrionen in den Filtern durch die Animpfung der Filterkörper mit einer Laborkultur dauerhaft manipuliert und vergrößert werden kann, um nach Möglichkeit den Einfluss der „biologischen Hygienisierung“ während der Filterpassage zu erhöhen und zu stabilisieren.

Diesbezüglich wurde versucht, eine Impfkultur aus räuberischen Arten mit Kasseler Abwasser als Nahrungsquelle herzustellen. Dazu wurden im Filterkörper der Lysimeter gefundene Bdellovibrionen und Protozoen von der Kultivierungsplatte entnommen, in


188

Abwasser gegeben und bei 37° C stetig geschüttelt. Im weiteren Verlauf wurden die Bakterien und Protozoen abfiltriert und wiederum in Abwasser gegeben, um erneut Wirtbakterien als Nahrungsquelle zur Verfügung zu stellen. Allerdings war es nicht möglich, auf diese Weise konzentrierte Mengen von Bdellovibrionen und Protozoen herzustellen. Die Kulturen konnten nicht auf einem stabilen Niveau gehalten werden, so dass der Versuch nach 6 Wochen abgebrochen wurde und somit eine Filteranimpfung bereits bei Herstellung der Impfkultur scheiterte.

Desweiteren wurden in die Lysimeter sogenannte „effektive Mikroorganismen“ der Produktbezeichnung EM1 (Hersteller EMIKO Gesellschaft für Umwelttechnologie mbH) eingesetzt. Dabei handelt es sich um ein aus ca. 80 verschiedenen Mikroorganismen zusammengesetztes Präparat in Lösung. Die Mischung umfasst Milchsäurebakterien, Aktinomyceten, photothrophe Bakterien und Hefen, wobei Milchsäurebakterien und Aktinomyceten durch die Ausscheidung antagonistischer Ausscheidungsprodukte eine antibiotische Wirkung (vgl. Kapitel 3.2.4) besitzen können (Mau 2002, Madigan et al. 2006).

Effektive Mikroorganismen werden seit einigen Jahren weltweit vornehmlich als Bodenhilfsstoff in der Landwirtschaft eingesetzt. Allerdings ist ihre Wirksamkeit in der Fachwelt umstritten (Mayer et al. 2007). Zur Aktivierung der EM1-Bakterien werden diese über sieben Tage bei 30 C bis 35° C anaerob kultiviert. Als Substrat wird Zuckerrohrmelasse verwendet. Das Endprodukt weist nach dieser Zeit einen pH-Wert kleiner 3,5 auf. Die saure Lösung wird im Verhältnis 1 : 10 mit Wasser verdünnt und kann auf den jeweiligen Boden gegeben werden. Über die Filterkörper der Lysimeter 5 und 6 wurden jeweils vor und nach zwei Standardbeschickungen 10 L dieser Verdünnung gegeben. Dies entsprach einer Menge, die in der landwirtschaftlichen Anwendung für 100 m2 Ackerfläche vier bis sechs Mal pro Jahr empfohlen wird.

Allerdings konnten keine Veränderungen in der Ablaufqualität der Lysimeter bezogen auf Hygiene- und Standardparameter registriert werden. Die Versuche wurden zusätzlich auf die Standzeitreaktoren (vgl. Kapitel 4.4) ausgeweitet. In einer Versuchsreihe wurden zwei Absetzbecken mit dem gleichen konditionierten Abwasser parallel betrieben, wobei ein Reaktor mit einem Liter der fertigen EM-Lösung versetzt wurde, ohne dass in Bezug auf die Reduzierung von Indikatorbakterien ein Effekt verglichen zum Reaktor ohne effektive Mikroorganismen zu erkennen war.

Eine Animpfung von RBF erscheint auf Grundlage dieser Ergebnisse, unabhängig davon, ob sie wirtschaftlich tragbar wäre, unmöglich.

5.5.3 Zweistufige Filteranlagen

Der Rückhalt von Indikatorbakterien hängt in RBF maßgeblich von der Stärke des Filterkörpers ab (vgl. Kapitel 5.4.7). Mit zunehmender Filterkörpertiefe sind größere Rückhalteleistungen zu erwarten. An der Lysimeteranlage wurde daher die zur Hygienisierung genutzte Filterkörpermächtigkeit durch Reihenschaltung verdoppelt. Systeme


189

mit zwei Bodenfiltern kommen seit kurzer Zeit vermehrt in Pflanzenkläranlagen zum Einsatz, wobei die zweite Stufe vornehmlich für die Denitrifikation genutzt wird, aber auch deutlich verbesserte Hygienisierungsleistungen der Gesamtanlage bewirkt (Hagendorf et al. 2002).

An der Lysimeteranlage wurden in einer Beschickung mit der Beschickungshöhe von 1,0 m jeweils zwei Filter in Reihe geschaltet, in dem der mit 0,02 L*m-2*s-1 gedrosselte Filterablauf eines Lysimeters mit der Drosselpumpe auf ein zweites Lysimeter gepumpt wurde. An den acht Lysimetern wurden dadurch vier Reihenschaltungen in einer Beschickung parallel durchgeführt.

In Abbildung 75 sind die mittleren E.coli-Konzentrationen der Filterabläufe und des Anlagenzulaufs dieser Betriebsführung dargestellt. Orientierend ist zusätzlich die Konzentration für eine ausreichende Qualität gemäß EU-Badegewässerrichtlinie (EG 2006) für Binnengewässer von 900 KBE*100 mL-1 (vgl. Tabelle 4 in Kapitel 3.2.3) eingetragen.

1,0E+00

1,0E+01

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

FZ (FZ 5) (FZ 1) (FZ 4) (FZ 8)

2,3,6,7 FA 2 FA 5 FA 3 FA 1 FA 6 FA 4 FA 7 FA 8

Filterzulauf/Filterablauf Lysimeternummer

E.co

li [K

BE*

100

mL-

1]

900 KBE/100 mLAnlagenzulaufAblauf 1. StufeAblauf 2. Stufe

Abbildung 75: E.coli-Konzentration im Filterzulauf und Filterablauf bei Reihenschaltung von jeweils zwei Lysimetern

Durch die gewählte Anordnung wurde in allen Konstellationen mit dem nachgeschalteten Lysimeter eine weitere Reduzierung von E.coli erreicht, so dass eine Konzentration von 900 KBE*100 mL-1 nach der zweiten Filterstufe unterschritten wurde. Für Gesamtcoliforme und Intestinale Enterokokken wurden ebenfalls die Grenzwerte bzw. Orientierungswerte der entsprechenden Richtlinien unterschritten.

Besonders die Kombination des grobkörnigen Lysimeters 6 mit dem feinkörnigen und verdichtet eingebauten Lysimeter 4 erschien diesbezüglich am effektivsten. Der Gesamtwirkungsgrad betrug 4,4 log-Stufen (1,1 log durch Lysimeter 6 und 3,1 log durch Lysimeter 4), so dass auch eine Konzentration von 500 KBE*100 mL-1 unterschritten werden konnte (Wert für ausgezeichnete Badegewässerqualität).


190

Bezogen auf die Großtechnik kann eine derartige Anordnung praktikabel sein, wenn die zweite Stufe wesentlich kleiner ausfällt als die Vorstufe. Aus diesem Grund wurden in einer zweiten Beschickung (hFA = 1,0 m) die ebenfalls mit 0,02 L*m-2*s-1 gedrosselten Filterabläufe von fünf Lysimetern auf das ungedrosselt betriebene Lysimeter 1 gepumpt. In Abbildung 76 sind die mittleren E.coli-Konzentrationen der Filterzuläufe und Filterabläufe dieser Betriebsführung dargestellt.

1,0E+00

1,0E+01

1,0E+02

1,0E+03

1,0E+04

1,0E+05

1,0E+06

1,0E+07

FZ (FZ 1)

2,3,4,5,7 FA 2,3,4,5,7 FA 1

Filterzulauf / Filterablauf Lysimeternummer

E.co

li [K

BE*

100

mL-1

] Reihe2 900 KBE/100 mLAnlagenzulaufAblauf 1. StufeAblauf 2. Stufe

Abbildung 76: E.coli-Konzentration im Filterzulauf und Filterablauf bei Reihenschaltung von fünf gedrosselten Lysimetern auf ein ungedrosseltes Lysimeter

Trotz des ungedrosselten Betriebes des Lysimeter 1 bei der Beaufschlagung mit resultierend 5,0 m Beschickungshöhe war dennoch ein Effekt auf die Keimreduktion zu erkennen. Die Konzentration wurde durch das Lysimeter 1 um weitere 0,5 log-Stufen verringert.

Die orientierenden Versuche haben gezeigt, dass sich eine zweistufige Anlage positiv auf den Keimrückhalt auswirkt. Diesbezüglich könnte auf eine hoch belastete erste Stufe mit gröberem Filtersubstrat (kolmationsfrei) für den Rückhalt und Umsatz von Kohlenstoff, Stickstoff und Feststoff eine kleinere Stufe mit verdichtet eingebauten Feinsand folgen, die ungedrosselt betrieben wird.

Es ist zu prüfen, ob eine derartige Anlagenkonzeption praktikabel und mit vertretbaren Mitteln großtechnisch umsetzbar ist. Grundsätzlich wäre jedoch denkbar, dass RBF, die bereits aus zwei oder mehreren Filterbeeten bestehen, anstatt parallel in Reihe betrieben werden. Eine andere Möglichkeit, die prinzipiell einer Reihenschaltung gleich käme, wäre die teilweise Rückführung des Filterablaufes in Abhängigkeit des Wasserstandes im Retentionsraum in das Filterbecken. Eine derartige Betriebsweise wäre vor allem für RBF, die hydraulisch nur schwach belastet sind, wie der RBF Oberelsungen (vgl. Kapitel 5.1), denkbar.


191

In weiteren Untersuchungen wurden nachgeschaltete Sorptionsstufen unterschiedlicher Größe mit dem im RBF Kleingladenbach zum Einsatz kommenden Eisenhydroxid (vgl. Kapitel 4.7) im Ablauf von Lysimeter 2 betrieben. Im Anhang zu diesem Kapitel ist die eingesetzte Filtereinheit dargestellt (Abbildung A110). Die Grundidee besteht darin, die aufwendige Substratmelioration von RBF für den Phosphorrückhalt zu umgehen und den Zuschlagstoff effektiver einzusetzen, indem kompakte Sorptionsfilter im Ablauf von RBF aufgestellt werden, die nach Erschöpfung ihrer Sorptionskapazität getauscht werden können. Zudem wurde untersucht, ob mit derartigen Einheiten gleichzeitig ein zusätzlicher Rückhalt von Indikatorbakterien bewirkt werden kann.

Die erforderliche Aufenthaltszeit, um eine durchschnittliche Phosphorkonzentration im Filterablauf des Lysimeters über fünf Standardbeschickungen gegen Ende des Untersuchungszeitraumes von 0,7 mg*L-1 auf durchschnittlich 0,1 mg*L-1 zu reduzieren betrug wenige Sekunden, was für eine wirtschaftliche Bemessung derartiger Stufen viel versprechend ist. Die Größe war jedoch nicht ausreichend, um einen Rückhalteeffekt auf die Indikatorbakterien zu bewirken, so dass eine derartige Stufe nicht für eine weitergehende Hygienisierung zu nutzen sein wird.

5.5.4 Diskussion

Sollte gefordert werden, dass im Filterablauf von RBF Maßgaben der Badegewässerrichtlinie dauerhaft eingehalten werden müssen, wird dies mit einstufiger Verfahrensführung mit vertretbaren Aufwand nicht zu realisieren sein. Hierzu müsste die übliche Filterkörperstärke drastisch erhöht werden. Zweistufige Filter könnten entsprechend erhebliche Leistungssteigerungen mit sich bringen. Allerdings scheinen derartige Systeme in der Praxis kaum umsetzbar, sofern nicht bei bereits vorhandenen Mehrkammerfiltern die Möglichkeit zur Änderung der Verfahrensführung besteht.

Dennoch werden auch bei derartigen Anlagen Schwankungen der Ablaufqualität auftreten, weil der Bakterienrückhalt unter Anderem durch die inkonstanten hydraulischen Eigenschaften der Filterkörper in Bezug auf den Sättigungszustand beeinflusst wird, so dass eine zuverlässige Einhaltung von Grenzwerten nicht zwangsläufig gewährleistet werden kann.

Auch eine Stärkung räuberischer Arten durch Animpfung der Filter erscheint nicht umsetzbar, so das für derart hohe Anforderungen an die Mischwasserhygienisierung höher technisierte physikalische oder chemische Maßnahmen nachgeschaltet erforderlich sein werden. Diese scheinen grundsätzlich als zweite Stufe möglich, weil der Filterablauf von RBF gedrosselt und feststofffrei ist. Die UV-Bestrahlung des Filterablaufes könnte diesbezüglich eine Lösung darstellen, was in zukünftigen Anwendungsstudien zur technischen Machbarkeit, Wartungsintensität und Kosten zu untersuchen sein wird.


192

6 ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK

Ziel dieser Dissertation war es, die Hygienisierungsleistung von Retentionsboden-filteranlagen für die Mischwasserbehandlung zu bestimmen und die maßgebenden Einflüsse auf den Hygienisierungsvorgang zu erkennen, um daraus Empfehlungen für die bauliche und betriebliche Praxis von RBF abzuleiten. Gleichzeitig war die bislang unzureichend bekannte Belastung von Mischwasser mit Indikatorbakterien zu erfassen. Mit den zu erarbeitenden Empfehlungen sollte ein möglichst hoher Wirkungsgrad zur Mischwasserhygienisierung mit vertretbaren Mitteln auf der Basis von praxisrelevanter Technologie in Abwägung der Erfordernisse für einen zuverlässigen Kohlenstoff-, Stickstoff- und Phosphorrückhalt gewährleistet werden.

Um dieses Ziel zu erreichen wurde eine Literaturstudie zu Transport, Rückhalt und Elimination pathogener und apathogener Mikroorganismen in Bodenfiltern, Langsamsandfiltern der Trinkwasseraufbereitung und Grundwasserleitern durchgeführt, um die erforderlichen Untersuchungsschritte abzuleiten. Die Untersuchungsschritte wurden in ein umfassendes und Zielführendes Untersuchungsprogramm zusammengeführt.

Die Untersuchungen wurden auf allen Skalen des wissenschaftlichen Arbeitens - an drei großtechnischen RBF, einer Lysimeteranlage im halbtechnischen Maßstab mit acht Lysimetersäulen und vier Standzeitreaktoren im labortechnischen Maßstab - durchgeführt. Bei den großtechnischen Anlagen handelte es sich um die neu erstellten RBF Oberelsungen und RBF Kleingladenbach, sowie den seit 1994 betriebenen und mit bindigem Filtersubstrat aufgebauten RBF Fulda-Fellenweg. In den Lysimetern wurde der großtechnische Filteraufbau bei hoher Variation zu untersuchender Filtersubstrate nachgeahmt. Die Lysimeteranlage wurde auf dem Gelände der Zentralkläranlage Kassel errichtet. Die Standzeitreaktoren bestanden aus Rechteckbecken, in denen verschiedene Milieubedingungen simuliert wurden, die in der vorgeschalteten Absetzstufe und im Retentionsraum von RBF auftreten können. Sie waren vor Witterungseinflüssen geschützt in Räumlichkeiten des Fachgebietes SiWaWi aufgestellt.

An den RBF und an den Lysimetern wurden Frachtbilanzen für die hygienerelevanten Indikatorbakterien E.coli, Gesamtcoliforme Bakterien und Intestinale Enterokokken erstellt. Zusätzlich wurde auf Feststoff- Kohlenstoff-, Stickstoff- und Phosphorparameter analysiert, um zu untersuchen, ob Abhängigkeiten zwischen Hygieneparametern und Standard-Abwasserparametern bestehen. Die Frachtbilanzen wurden um biologische, chemische und physikalische Bodenuntersuchungen ergänzt. In den Standzeitreaktoren wurde das Absterbeverhalten der Indikatorbakterien in der flüssigen Phase unter verschiedenen Milieubedingungen erfasst.

Insgesamt wurden 75 Einstauereignisse an der Großtechnik und 56 Beschickungen an der halbtechnischen Lysimeteranlage hinsichtlich des Hygienisierungsgrades und der Einflüsse auf diesen ausgewertet. An den Standzeitreaktoren wurden insgesamt 15 Versuchsreihen durchgeführt.


193

Die wesentlichen Erkenntnisse aus diesen Untersuchungen können wie folgt zusammengefasst werden:

Belastung der Stoffströme

Mischwasserentlastungen unterliegen in ihrer stofflichen Belastung starken Schwankungen, was auch für den Gehalt mit Indikatorbakterien zutrifft. Diese sind zudem ortspezifisch. Die frachtgemittelten Ereigniskonzentrationen von Indikatorbakterien in Mischwasserentlastungen liegen im Großteil aller erfassten Ereignisse im Bereich von 104 KBE*100 mL-1 bis 106 KBE*100 mL-1.

Die mittlere Belastung des Schmutzwassers mit Indikatorbakterien liegt größenordnungsmäßig bei 106 KBE*100 mL-1. Grundlage für diese Angabe ist die stoffliche Erfassung eines Trockenwettertagesganges am Standort Oberelsungen.

Das abgeleitete Regenwasser führt zur Verdünnung des Schmutzwassers. In der Regel ist davon auszugehen, dass das abfließende Regenwasser nicht unerheblich belastet ist und nicht die Kriterien der Badegewässerrichtlinie einhält. Mittels einfacher Mischrechnung wird die mittlere Regenwasserbelastung beispielsweise am Standort Oberelsungen in einer Größenordnung von fünf Zehnerpotenzen abgeschätzt.

Die mittleren Ereignisablaufkonzentrationen von RBF unterliegen wie die mittleren Ereigniszulaufkonzentrationen ebenfalls einer großen Schwankungsbreite. Die mittlere Ablaufkonzentration von Indikatorbakterien kann im Großteil der erfassten Filterabläufe in einem Bereich von 103 KBE*100 mL-1 bis 2*105 KBE*100 mL-1 angegeben werden.

In der Regel treten in den Filterzuläufen und Filterabläufen mehr E.coli als Intestinale Enterokokken auf, wobei wiederum mehr Gesamtcoliforme Bakterien als E.coli nachgewiesen werden, was darauf zurückzuführen ist, dass E.coli zur physiologischen Gruppe der Gesamtcoliformen gehört. Generell korrelieren die Konzentrationen der Indikatorarten deutlich miteinander.

In Bezug auf die untersuchten Standard-Abwasserparameter bestehen in erster Linie Zusammenhänge zwischen der Konzentration von Indikatorbakterien mit dem chemischen Sauerstoffbedarf (CSB) in der homogenisierten Probe. Im Mischwasser (Filterzulauf) und im Filterablauf von RBF ist bei erhöhter CSB-Konzentration auch mit erhöhten Konzentrationen von Indikatorbakterien zu rechnen. Über diesen qualitativen Zusammenhang hinaus ist jedoch keine quantitative Aussage zum Auftreten von Hygienebelastungen über den CSB möglich. Untersuchungen auf Standard-Abwasserparameter können daher Hygieneuntersuchungen nicht ersetzen.

Hygienisierungsleistung von RBF

Die Mischwasserbelastung mit Indikatorbakterien wird in RBF deutlich verringert, allerdings ohne im Filterablauf die Maßgaben der Badegewässerrichtlinie einzuhalten. Die Kriterien der


194

Badegewässerrichtlinie wurden als Orientierungshilfe herangezogen, weil keine generellen mikrobiologischen bzw. hygienischen Anforderungen an Gewässereinleitungen bestehen.

RBF verringern die Indikatorfracht im Mittel um 1,0 log-Stufe (90 %), wobei Schwankungen des Ereigniswirkungsgrades im Wesentlichen zwischen 0,5 log-Stufen bis 1,5 log-Stufen auftreten. Diese Leistungsfähigkeit kann pauschal angenommen werden, sofern die im Weiteren mit Unterstrich hervorgehobenen, Empfehlungen für Bau und Betrieb der Anlagen eingehalten werden.

Die Leistungsfähigkeit der Filter bezüglich der untersuchten Hygieneparameter korreliert nicht mit der Leistungsfähigkeit in Bezug auf die untersuchten Standard-Abwasserparameter. Der Hygienisierungsprozess ist daher getrennt von Prozessen des Feststoff-, Kohlenstoff-, Stickstoff-, und Phosphorrückhaltes zu betrachten.

Hygienisierungseinflüsse und Empfehlungen für Bau und Betrieb von RBF

Retention

Die Retention von Mischwasser vor der Filterpassage hat keinen Einfluss auf die Keimelimination. Es kann im Gegenteil eher zum Anstieg als zum Rückgang der Indikatordichte kommen. Der Aufenthalt im Kanalnetz führt zu keiner relevanten Vorschädigung der Hygieneindikatoren.

Ein relevanter Einfluss von der vorgeschalteten Absetzstufe und dem Retentionsraum von RBF kann ausgeschlossen werden. Folglich findet der maßgebliche Rückhalt und die Elimination von Indikatorbakterien im Filterkörper einschließlich der aufliegenden Sedimentschicht der Bodenfilter statt. Betriebliche und bauliche Änderungen an der Vorstufe oder am Retentionsraum werden daher nicht zu veränderten / verbesserten Hygienisierungsleistungen führen.

Eigenschaften von Filtersubstrat und Filterkörper

Durch die Melioration von Filtersubstraten mit Calciumcarbonat oder Eisenhydroxid ist keine Verbesserung der Hygienisierungsleistung zu erwarten.

Bindiges Filtersubstrat zeigt tendenziell keine wesentlichen Unterschiede zu nichtbindigem Substrat und ist nach derzeitiger Kenntnis gleichermaßen für die Hygienisierung geeignet.

Lavasand ist in gleichem Maß für die Hygienisierung in RBF geeignet wie mineralischer Sand. Ein darüber hinaus erhöhter Wirkungsgrad ist durch den Einsatz von Lava jedoch nicht zu erwarten.

Der Rückhalt von Indikatororganismen nimmt mit zunehmender Korngröße nichtbindiger Filtersubstrate ab. In Bezug auf die Korngröße wird die folgende Empfehlung gegeben:


195

In RBF zur Hygienisierung sollte das Filtersubstrat möglichst fein gewählt werden. In Anbetracht bautechnischer Probleme und Problemen der mechanischen Filterstabilität, die extrem feine Substrate mit sich brächten, werden bezogen auf die Korngröße die Maßgaben des DWA-M 178 empfohlen. Sofern die Hygienisierung bzw. der Hygienisierungsgrad von 1,0 log-Stufe nicht erklärtes Behandlungsziel des Filters ist, können auch grobkörnigere Substrate in RBF eingesetzt werden.

Die Kornform und damit die spezifische Kornoberfläche sind für die Hygienisierung und den Abbau bzw. Rückhalt der weiteren untersuchten Abwasserinhaltsstoffe nach den durchgeführten Untersuchungen nicht von Relevanz. Gebrochene und kantengerundete Substrate sind gleichermaßen geeignet.

Der Keimrückhalt hängt nicht nur von der Korngröße, sondern generell von der betrieblichen hydraulischen Leitfähigkeit des Filterkörpers ab. Diese wird im Wesentlichen durch die Korngröße, die Lagerungsdichte des Filtersubstrates und innere (biologische) Kolmation beeinflusst. Je kleiner die Porenkanalradien, desto weniger Indikatorbakterien können den Filterkörper passieren. Daher nimmt der Keimrückhalt mit feinerem Material, größerer Lagerungsdichte und vermehrter innerer Kolmation zu.

Die Art des Substrateinbaus in verdichteter oder unverdichteter Weise beeinflusst den Keimrückhalt im halbtechnischen Maßstab deutlich. Ein verdichteter, setzungsfreier Einbau des Filtersubstrates führte an den Lysimetern zu einer deutlichen Erhöhung der Hygienisierungsleistung um 1,0 log-Stufe im Vergleich zu unverdichtetem Einbau. Ob diese Verfahrensweise jedoch für RBF wegen erhöhter Einbaukosten und erhöhter Kolmationsgefahr praxisrelevant ist, sollte zukünftig diskutiert werden.

Eine Verengung der Porenkanäle erhöht die Auftreffwahrscheinlichkeit der Bakterien auf das Filtersubstrat, während innere Kolmation, hervorgerufen durch vermehrtes Biofilmwachstum, zusätzlich die Anheftwahrscheinlichkeit der Bakterien am Substrat über extrazelluläre polymere Substanzen (EPS) durch biotische Adsorption erhöht. In den Filterkörpern von Lysimetern mit erhöhter Hygienisierungsleistung konnten gegenüber anderen Lysimetern auch erhöhte Konzentrationen gebundener EPS nachgewiesen werden.

Die betriebliche hydraulische Leitfähigkeit und darüber der Keimrückhalt wird zudem maßgeblich von der Wassersättigung des Filterkörpers beeinflusst. Mit zunehmender Wassersättigung des Filterkörpers nimmt der Rückhalt von Indikatorbakterien ab, was im halbtechnischen Modell abgebildet werden kann. Mit zunehmender Sättigung verengen weniger Gasblasen die Porenkanäle des Filterkörpers, was zu einem erhöhten Bakterientransport durch den Filterkörper führt. Entsprechend wirkt sich ein Anlagenbetrieb mit dauerhaftem Einstau des Filterkörpers negativ auf den Keimrückhalt unter anderem aufgrund der resultierenden Zunahme der Wassersättigung des Filterkörpers aus. Für den Filterbetrieb wird die folgende Empfehlung gegeben:

Im Hinblick auf eine möglichst große Hygienisierungsleistung sollte der Filterkörper von RBF nach Einstau trocken fallen bzw. ein dauerhafter Einstau vermieden werden.


196

Der gesamte Filterkörper ist für die Indikatorbakterien filterwirksam. Mit größerer Filterkörpertiefe von RBF und / oder zweistufigen Filtern vergrößert sich der Wirkungsgrade für den Keimrückhalt. In Bezug auf die Filterkörperstärke wird die folgende Empfehlung gegeben:

Für die Erreichung eines mittleren Wirkungsgrades von 1,0 log-Stufe sollte die Stärke des Filterkörpers von RBF zur Hygienisierung mindestens 1,0 m betragen. Werden RBF nicht für die Hygienisierung bzw. diesen Hygienisierungsgrad ausgelegt, kann die Filterkörperstärke verringert werden.

Drosselabflussspende

Der Keimrückhalt nimmt mit verringerter Drosselabflussspende zu, wobei dies in erster Linie auf hydraulische Transportkriterien und nicht auf die vergrößerte Aufenthaltszeit im Filter zurückgeführt wird. In Bezug auf die Drosselabflussspende wird die folgende Empfehlung gegeben:

Für den Betrieb von RBF zur Hygienisierung wird eine Drosselabflussspende von maximal 0,01 L*m-2*s-1 empfohlen. Werden RBF nicht für die Hygienisierung bzw. einen Hygienisierungsgrad von 1,0 log-Stufe ausgelegt, können größere Drosselabflussspenden eingestellt werden.

Das Drosselorgan kann ungeregelt ausgeführt werden. Allerdings sollte die Drossel zu Gunsten einer erhöhten Betriebsstabilität auf einen maximalen Abfluss und nicht auf einen mittleren Abfluss in Abhängigkeit vom Wasserstand im Retentionsraum und von der Wassersättigung des Filterkörpers eingestellt werden. Das heißt, die Drosseleinstellung sollte bei maximalem Wasserstand im Retentionsraum und bei möglichst wassergesättigtem Filterkörper durchgeführt werden.

Filterbelastung, Filteralter und Trockenzeiten

Die Ablaufbelastung mit Indikatorbakterien wird maßgeblich von der Zulaufbelastung bestimmt, wobei der Wirkungsgrad bei schwankenden Zulaufbelastungen relativ konstant bleibt. Infolgedessen nimmt der absolute Rückhalt mit erhöhter Zulaufbelastung zu.

Eine Abnahme des Wirkungsgrades mit erhöhter stofflicher Ereignisbelastung bzw. eine Erschöpfung des Keimrückhaltes in Extremereignissen kann ausgeschlossen werden. Die „Kapazität“ der Filter zum Bakterienrückhalt übersteigt die maximal möglichen Zulauffrachten bei Weitem. In Bezug auf einen möglichst großen Wirkungsgrad wäre eine Begrenzung der stofflichen Ereignisbelastung für die Bemessung von RBF zur Hygienisierung, sofern diese der Bemessungspraxis entspräche, daher nicht erforderlich, wobei natürlich geringere Zulaufbelastungen auch geringere Ablaufbelastungen mit sich bringen.

Der Keimrückhalt wird nicht von der hydraulischen Belastungshöhe (Beschickungshöhe), sondern vom Verlauf der hydraulischen Belastung beeinflusst. Eine Begrenzung der hydraulischen Gesamtbelastung über die generellen Empfehlungen hinaus ist daher speziell


197

für RBF zur Hygienisierung nicht sinnvoll. In Bezug auf den Belastungsverlauf werden schwallartige Filterzuflüsse, die zu einem schnellen Überstau der Filterfläche führen, infolge eines Maximums an gefangener Bodenluft und dadurch geringerer Wassersättigung des Filterkörpers für den Keimrückhalt positiv eingeschätzt. Allerdings sind Empfehlungen für den Bau und den Betrieb von RBF, die dieser Betriebsweise gerecht werden, nicht praxisrelevant. Lange Überstauzeiten ohne zwischenzeitliche Wiederbelüftung des Filterkörpers werden durch zunehmende hydraulische Sättigung des Filterkörpers negativ für einen erhöhten Keimrückhalt bewertet.

Mit zunehmendem Filteralter können RBF einen geringfügig besseren Keimrückhalt erzielen, wobei jedoch die stoffliche Filterbelastung ein kontinuierlich hohes Niveau besitzen muss, um eine erhöhte biotische Adsorption und innere Kolmation im Filterkörper durch vermehrtes Biofilmwachstum (EPS-Bildung) zu bewirken. Lange Trockenzeiten wirken dem entgegen. In Bezug auf einen möglichst großen Wirkungsgrad wäre auch aus diesem Grund eine Begrenzung der stofflichen Gesamtbelastung wie die Begrenzung einer stofflichen Ereignisbelastung (s.o.) für die Bemessung von RBF zur Hygienisierung nicht erforderlich. Im Gegenteil können sich große stoffliche Belastungen positiv auf die Hygienisierungsleistung der Filter auswirken. Zudem ist es möglich, dass hoch belastete grobkörnige Filter die gleiche Leistungsfähigkeit erreichen können wie schwach belastete feinkörnigere Filter, weil der Nachteil von gröberem Filtersubstrat durch erhöhte biotische Adsorption und vermehrten Eintrag von Feinstoffen kompensiert werden kann.

Der Einfluss von Biofilmwachstum auf den Hygienisierungsgrad kann über die Bestimmung der EPS-Konzentration im Filtersubstrat von gleich belasteten und zeitgleich beprobten Lysimetern nachvollzogen werden. Für den Vergleich von Filtern unterschiedlicher hydraulischer und stofflicher Belastungssituation, wie es für großtechnische RBF der Regelfall ist, wird der Parameter EPS jedoch als ungeeignet bewertet.

Temperatur, pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Ionenstärke und Sauerstoff

Der Keimrückhalt nimmt mit höherer Temperatur ab, was im Wesentlichen auf eine erhöhte betriebliche hydraulische Leitfähigkeit des Filterkörpers durch verminderte biologische Kolmation zurückgeführt wird.

Der Rückhalt und die Elimination von Indikatorbakterien wird nicht maßgeblich von den üblichen pH-Werten, der elektrischen Leitfähigkeit bzw. der Ionenstärke oder dem Sauerstoffgehalt im Filterzulauf und Filterablauf von RBF beeinflusst.

Prozessbeschreibung

Der Hygienisierungsgrad wird maßgeblich durch den Bakterienrückhalt infolge Filtration und Adsorption im Filterkörper bestimmt. Dabei findet entweder während der Filterpassage keine Leistungsbestimmende Elimination der Indikatorbakterien beispielsweise durch Prädation statt oder die Bakterien vermehren sich zunächst, wie im Retentionsraum, auch im


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Filterkörper, so dass Eliminationsprozesse durch Wachstum kompensiert werden. Aus mikrobiologischer Sicht ist davon auszugehen, dass Indikatorbakterien und Pathogene auch während des Filterbetriebes eliminiert werden und dies vermutlich mit zunehmender Betriebszeit in steigendem Maße. Aus rein verfahrenstechnischer Betrachtung erscheint dieser Einfluss jedoch bezogen auf die gesamte Hygienisierungsleistung der Filter vernachlässigbar.

Eine längerfristige Akkumulation von Indikatorbakterien im Filterkörper kann ausgeschlossen werden. Diese werden vornehmlich in der Trockenphase binnen weniger Tage eliminiert. Aus verfahrenstechnischer Sicht kann der Vorgang der Hygienisierung von Mischwasser in RBF daher als zweistufiger Prozess angesehen werden. Rückhalt und Elimination verlaufen aus makroskopischer Sicht zeitlich nacheinander. Es wird vermutet, dass nach der Exfiltration des Filterkörpers neben dem natürlichen Tod und antagonistischen Effekten in den oberen Filterschichten Trockenstress maßgebenden Einfluss auf die Keimelimination hat, während in den unteren Schichten ein stärkerer Einfluss von Nahrungsmangel anzunehmen ist. Auch bezüglich der Gesamtkeimzahl im Filterkörper findet keine längerfristige Akkumulation (kultivierbarer) Bakterien im Filterkörper statt.

Wie bereits erwähnt übersteigt die „Kapazität“ der Filter zum Bakterienrückhalt die maximal möglichen Zulauffrachten bei Weitem. Ein endliches Rückhaltevermögen, welches - unabhängig davon, wann die zurückgehaltenen Indikatorbakterien absterben - nicht voll ausgeschöpft wird, erscheint daher als praktikable Modellverstellung zur Prozessbeschreibung.

Der Anteil am gesamten Bakterienrückhalt nimmt über die Tiefe des Filterkörpers ab, was über die Wiederfindung der Indikatorbakterien im Filterkörper der Lysimeter belegt werden kann. In der Sedimentschicht ist die größte Bakteriendichte nachweisbar. Ein Anteil dieser Schicht am Keimrückhalt ist deutlich vorhanden. Im Vergleich mit dem Filterkörper ist dieser Anteil jedoch gering, so dass der Anlagenwirkungsgrad nicht maßgeblich durch die Sedimentschicht beeinflusst wird. Die Ausbildung einer ausgeprägten Sedimentschicht führt in RBF daher nicht zu relevanten Verbesserungen der Hygienisierungsleistung.

Die Elimination von Indikatorbakterien und Pathogenen während des Filterbetriebes durch die quantitativ untersuchten Protozoen und Bdellovibrionen wird als wenig relevant eingeschätzt. Verglichen mit dem Vorkommen in natürlichen Böden sind die Konzentrationen gering. Der Versuch daher die Antagonistendichte in den Lysimetern durch Animpfung der Filterkörper mit räuberischen Arten zu erhöhen, scheiterte jedoch bereits an der Herstellung der Impfkultur.

Die Konzentration von Protozoen und Bdellovibrionen im Filtersubstrat hängt deutlich vom Betriebszustand des Filters ab. Während sich für hoch spezialisierte Protozoen ein Gleichgewichtzustand vermuten lässt, der sich in den Trockenphasen in Abhängigkeit vom Nahrungsangebot einstellt, wird die Bdellovibrionendichte eher vom Filtereintrag und


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Filteraustrag sowie dem Absterben in Abhängigkeit von der jeweiligen Beschickungs-situation dominiert.

Ein verfahrenstechnisch relevanter positiver Einfluss auf das Überdauern von Gesamtcoliformen durch Hefen und antagonistische Wirkungen von Pilzen können ausgeschlossen werden, weil Hefen und Schimmelpilze im Filterkörper nur geringfügig vorkommen.

Ausblick

Die beschriebenen Prozesse und Einflüsse treffen für den Rückhalt aller untersuchten Indikatorbakterienarten zu. Aus diesem Grund wird für zukünftige Untersuchungen zur Überprüfung der Hygienisierungsleistung von RBF empfohlen, den Arbeitsaufwand auf E.coli zu beschränken und dafür eine möglichst große Beprobungsdichte und Beprobungsanzahl zu realisieren, weil die Belastungen im Filterzulauf und Filterablauf von RBF stark schwanken. Die Ermittlung des Anlagenwirkungsgrades sollte aufgrund der stofflichen und hydraulischen Schwankungen nur frachtbezogen durchgeführt werden, so dass eine gleichzeitige Messung der jeweiligen Durchflüsse erforderlich ist.

Zur weiteren Erforschung des Hygienisierungsprozesses in RBF sind grundsätzlich weitere Untersuchungen zum Pflanzeneinfluss und antagonistischen Effekten, vor allem durch Protozoen und Bakteriophagen, auf die Elimination von Indikatorbakterien und Pathogenen wünschenswert. Weiterhin sind Untersuchungen zum Rückhalt weiterer Krankheitserreger sinnvoll, um die über die Analytik der gewählten Indikatorbakterien gewonnenen Erkenntnisse zu prüfen und zu vertiefen.

Indikatorbakterien werden in RBF aus Mischwasser zurückgehalten und eliminiert, ohne jedoch im Filterablauf Kriterien der Badegewässerrichtlinie einzuhalten. Sollten über einen mittleren Hygienisierungsgrad von 1,0 log-Stufe hinaus größere Anforderungen an die Hygienisierungsleistung gestellt werden, sind durch die Vergrößerung der Filterkörperstärke über 1,0 m oder eine zweistufige Anlagenführung Leistungssteigerungen zu erwarten. Auf das Potential eines verdichteten Substrateinbaus wurde bereits hingewiesen. Für eine zuverlässige Einhaltung von Grenzwerten wird jedoch ein zweiter, höher technisierter Verfahrensschritt erforderlich sein. Dabei kann es sich z.B. um die UV-Bestrahlung des Filterablaufes handeln, was in Anwendungsstudien zu untersuchen ist.

Mit Kenntnis des Emissionspotentials von Mischwasserentlastungen und RBF-Abläufen sollte in zukünftigen Untersuchungen aus immissionsorientierter Sicht erforscht werden, ob eine Forderung von Grenzwerten im Filterablauf von RBF und damit ein weiterer Verfahrensschritt zielführend ist, oder die Leistungsfähigkeit von einstufigen Systemen für den Gewässerschutz als ausreichend bewertet werden kann und die weitere Konzentration auf Kläranlagenabläufe und diffuse Quellen gelenkt werden sollte.


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213

8 ANHANG

Anhang zu Kapitel 3 – Grundlagen und Kenntnisstand Grundlagen zur Hygienisierung – Rechtliche Anforderungen

Tabelle A1: Mikrobiologische Qualitätsanforderungen an Badegewässer gemäß Anhang I der EG Richtlinie 76/160/EWG (EG 1976)

Parameter Leitwert Grenzwert

Gesamtcoliforme Bakterien [in 100 mL] 500 10000

Fäkalcoliforme Bakterien [in 100 mL] 100 2000

Streptococcus faecalis1) [in 100 mL] 100 -

Salmonellen1) [in 1 L] - 0

Darmviren1) [PFU * 10L-1] - 01) Der Gehalt ist von den zuständigen Behörden zu überprüfen, wenn eine Untersuchung in dem Badegebiet das Vorhandensein möglich erscheinen oder auf eine Verschlechterung der Wasserqualität schließen lässt.

Anhang zu Kapitel 4 – Material und Methoden

RBF-Anlagen – RBF Oberelsungen

Abbildung A1: Erstellen der Basisabdichtung, RBF Oberelsungen


214

Abbildung A2: Herstellen des Dränagesystems, RBF Oberelsungen

Abbildung A3: Einbau des Filtersubstrates, RBF Oberelsungen


215

Abbildung A4: Bepflanzung der Filteroberfläche, RBF Oberelsungen

RBF-Anlagen – RBF Kleingladenbach

Abbildung A5: Erstellen der Basisabdichtung, RBF Kleingladenbach


216

Abbildung A6: Herstellen des Dränagesystems, RBF Kleingladenbach

Abbildung A7: Melioration mit Eisenhydroxid und Einbau des Filtersubstrates, RBF Kleingladenbach


217

Abbildung A8: Bepflanzung der Filteroberfläche, RBF Kleingladenbach

RBF-Anlagen – RBF Fellenweg

Abbildung A9: Erstellen der Basisabdichtung, RBF Fellenweg


218

Abbildung A10: Einbau des Filtersubstrates, RBF Fellenweg

Abbildung A11: Bepflanzung der Filteroberfläche, RBF Fellenweg


219

Abbildung A12: Verringerung des Drosselabflusses der Vorstufe mittels Schütztafel, RBF-Anlage Fellenweg

Lysimeteranlage

Abbildung A13: Melioration des Filtersubstrates, Lysimeteranlage


220

Abbildung A14: Drosselpumpen im Messcontainer der Lysimeteranlage

Abbildung A15: Ansicht der Lysimeteranlage


221

Messtechnik – RBF-Anlagen

0

50

100

150

200

250

300

350

0 100 200 300 400 500 600 700

Q [L*s-1]

h [m

m]

Abbildung A16: Q-h-Kennlinie zur Bestimmung des Überfallbeiwertes für das Lamellenfeinsiebwehr im Filterzulauf der RBF Oberelsungen und Kleingladenbach

0100200300400500600700800900

100011001200

0 100 200 300 400 500

Q [L*s-1]

h [m

m] OK Krone Messwehr (800 mm)

Abfluss durch Rohr (DN 50) an der Sohle des Messwehres zur Entleerung des Umlenkbauwerkes

Abbildung A17: Q-h-Kennlinie der Überlaufschwelle im Filterzulauf des RBF Fellenweg


222

0

50

100

150

200

250

300

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

Q [L*s-1]

h [m

m]

RBF OE, KB RBF FW

Abbildung A18: Q-h-Kennlinien des Trapezmesswehres im Filterablauf der RBF Oberelsungen und Kleingladenbach und des Dreiecksmesswehres im Filterablauf des RBF Fellenweg

0

50

100

150

200

250

300

350

400

0 200 400 600 800 1.000 1.200 1.400 1.600 1.800 2.000Q [L*s-1]

h [m

m]


Abbildung A19: Q-h-Kennlinien der Filterüberlaufschwellen, RBF Oberelsungen, Kleingladenbach und Fellenweg


223

Tabelle A2: Übersicht Messtechnikprofil RBF Oberelsungen

Messstelle Parameter Messgerät Aufzeichnungs-intervall Zielgröße

Überlauf FB

hFZ,o [mm] hFZ,u [mm] TFZ [°C]

O2FZ [mg·L-1] LFFZ [μS·cm-1]

pHFZ [-]

Echolot Echolot

Inline-Sonden

QFZ Inline-Messung

Ablauf RBF

hFA [mm] TFA [°C]

O2FA [mg·L-1] LFFA [μS·cm-1]

pHFA [-]

Echolot Inline-Sonden

QFA Inline-Messung

Filterbecken RBF

hRR [mm] hFÜ [mm]

Echolot Beckenfüllung

QFÜ

Peripherie RBF

hN [mm] TL [°C)

Regenschreiber Temperaturfühler

1 min

Niederschlags- und Temperaturganglinien

Tabelle A3: Übersicht Messtechnikprofil RBF Kleingladenbach

Messstelle Parameter Messgerät Aufzeichnungs-intervall

Zielgröße

Überlauf SKO

hFZ,o [mm] hFZ,u [mm]

Echolot Echolot

Inline-Sonden

QFZ Inline-Messung

Ablauf RBF

hFA [mm] Echolot

Inline-Sonden QFA

Inline-Messung

Filterbecken RBF

hRR [mm] hFÜ [mm]


QFÜ

Peripherie RBF

hN [mm] TL [°C)


1 min



224

Tabelle A4: Übersicht Messtechnikprofil RBF Fellenweg


Zielgröße

Zulauf RBF

hFZ [mm] Echolot QFZ

Ablauf RBF

hFA [mm] hpFA [mm]

Echolot Drucksonde

QFA kfb-Wert

Filterbecken RBF

hRR [mm] hFÜ [mm]


QFÜ

Peripherie RBF

hN [mm] TL [°C)


1 min



225

Abbildung A20: Flussdiagramm Messtechnik und Steuerung des RBF Oberelsungen


226

Abbildung A21: Flussdiagramm Messtechnik und Steuerung des RBF Kleingladenbach


227

Messtechnik – Lysimeteranlage

Tabelle A5: Übersicht Messtechnikprofil Lysimeteranlage


Zielgröße

Zulauf Lysimeter

QFZ [m3] TFA [°C]


pHFA [-]

IDM Inline-Sonden

QFZ VQFZ

Inline-Messung

Ablauf Lysimeter

QFA [m3] TFA [°C]


pHFA [-]

IDM Inline-Sonden

QFA VQFA

Inline-Messung

Retention Lysimeter

hpRR [mbar] Drucksonde Wasserstand

Retention

Standrohr Lysimeter

hpDrän [mbar] Drucktransmitter

1 min

Infiltrationszeit ti Kap. Saughöhe hs

kfb-Wert

Beprobungsstrategie und Analytik

Abbildung A22: Automatische Probenahme mittels pneumatisch betriebener Dreiwegehähne (beispielhaft eingekreist), Lysimeterablauf


228

Abbildung A23: Flaschen der Probenahme mittels pneumatisch betriebener Dreiwegehähne, Lysimeterablauf

Abbildung A24: Automatische Probenahme in autoklavierte Borosilikatglasflaschen, RBF-Anlagen und Lysimeterzulauf


229

Abbildung A25: Probenahme über das vertikale Profil des Filterkörpers, Lysimeteranlage

Wahl der Methoden zur Bestimmung/Quantifizierung der Indikatorbakterien:

Generell erfolgt die klassische Bestimmung von Koloniezahlen durch Anreicherung und Selektion der gesuchten Keime auf ausgewählten Medien sowie einer spezifischen Identifikation. Die alte Badegewässerrichtlinie (EG 1976) lässt sowohl eine Anreicherung im MPN- als auch mittels Membranfiltrationsverfahren zu und verweist auf verschiedene „geeignete“ Nährmedien, so dass ein gewisses Maß an Auswahl möglich ist.

Die neue EU-Richtlinie (EG 2006) weist den Parametern ein Referenzverfahren zu, vor allem, um europaweit Ergebnisse verschiedenster Gewässer miteinander vergleichbar zu machen. Bei der ISO 9308-3, dem Referenzverfahren für E.coli, werden die Keime auf Mikrotiterplatten in MUG (4-Methylumbelliferyl-ß-D-Glucuronid) kultiviert; es handelt sich im Wesentlichen um ein miniaturisiertes MPN-Verfahren, das nur die Identifikation von E.coli, aber nicht die der Gesamtcoliformen Bakterien erlaubt.

In der Konsequenz musste zur Bestimmung von E.coli und Gesamtcoliformen auf methodische Vorgaben beider Richtlinien zurückgegriffen werden. Für die Bestimmung der Intestinalen Enterokokken wurde im Sinne beider Richtlinien die ISO 7899 als Membranfiltrationsverfahren angewendet.


230

Für die Methodik wurden im Wesentlichen folgende Ansprüche abgewogen:

- Enge Anlehnung der Methoden an die o.g. rechtlichen Vorgaben

- Genauigkeit

- Zeitlicher Aufwand

Vor allem im Hinblick auf den großen erwarteten/geplanten Probenumfang wurden Verfahren mit möglichst kurzer Kultivierungs- und Identifizierungszeit gesucht. Eine Literaturrecherche und Voruntersuchungen führten zur Wahl der Membranfiltration als einheitliches Anreicherungsverfahren. Dazu wurden geeignete Nährmedien gewählt und geprüft, die eine gleichzeitige Keimvermehrung und Identifikation innerhalb von 24 h zuließen.

Bestimmungsmethode für Escherichia coli und Gesamtcoliforme Bakterien:

Nährmedium: Chromocult

Durchführung:

- Vorverdünnung der gut durchmischten Probe in sterilem Wasser, je nach erwartetem Ergebnis

- Membranfiltration über 0,45 μm Filter (Cellulosenitrat)

- Ansatz von 2 Parallelplatten mit zwei unterschiedlichen Teilvolumina (1 mL bis 6 mL). Bebrütung in Chromocult-Medium bei 37 °C

- Auszählung von blauen Kolonien als E.coli und von lachsrosa Kolonien als Gesamtcoliforme nach 20+/- 4 h

Chromocult ist nach Kümmerer et al. (2002) ein geeignetes Medium für die selektive Kultivierung von E. coli und Gesamtcoliformen. Neben dem eigentlichen Nährsubstrat enthält das Medium sogenannte Chromogene, die über Enzymreaktionen eine Färbung der E.coli bzw. Gesamtcoliformen verursachen. Somit kann innerhalb von 24 h sowohl die Anreicherung als auch die Identifikation erfolgen. Verwendet wurden Nährkartonscheiben der Fa. Dr. Möller&Schmelz (Colichrom-NKS).

Zu Beginn der Messungen und in einer zweiten Probenserie im Verlauf des Projektes wurde die Identifikation der Kolonien weitergehend abgesichert (Qualitätssicherung). Diese erfolgte für E.coli durch Ausstriche verdächtiger Kolonien auf MUG-Nährkartonscheiben (Dr. Möller&Schmelz, MUG-NKS) und für Gesamtcoliforme durch eine Prüfung mittels der so genannten bunten Reihe (BBL Enterotubes II, Becton Dickinson).

Im Vorfeld wurden außerdem Vergleichsmessungen mit anderen Nährmedien durchgeführt. Tergitol- und Endo-Agar sind in der Hessischen Badegewässerverordnung als geeignete Nährmedien aufgeführt. Tergitol erwies sich trotz Übereinstimmung der Messergebnisse als ungeeignet für hohe Keimzahlen, weil eine Unterscheidung in E.coli und Gesamtcoliforme Keime nicht eindeutig war. Tergitol empfiehlt sich daher für niedrige bis gar keine


231

Keimbelastung. Endo-Agar wird oft in Umweltlaboren zur Bestimmung der Gesamtcoliformen eingesetzt; ein Vergleich mehrerer Proben ergab eine zufrieden stellende Übereinstimmung der Ergebnisse. Vom Laborpersonal wurde jedoch das Auszählen der Kolonien auf Endo-Agar aufgrund ihres Erscheinungsbildes als schwierig empfunden, deshalb wurde dieses Verfahren nicht weiter verfolgt.

Ergänzt wurden diese Vorversuche durch Vergabe von 2 ausgewählten Misch-wasserproben an zwei Umweltlabore zur Untersuchung auf E.coli und Gesamtcoliforme. Das Labor Siedlungswasserwirtschaft lag mit beiden Proben und beiden Parametern am nächsten an den jeweiligen Mittelwerten, während die Ergebnisse des einen Labors die minimalen Werte und die des anderen Labors die maximalen Werte zeigten.

Bestimmungsmethode für Intestinale Enterokokken:

Nährmedium: Nährmedium nach Slanetz und Bartley

Durchführung:

- Vorverdünnung der gut durchmischten Probe in sterilem Wasser, je nach erwartetem Ergebnis

- Membranfiltration über 0,45 μm (Cellulosenitrat)

- Ansatz von 2 Parallelplatten mit zwei unterschiedlichen Teilvolumina (2 mL bis 8 mL). Bebrütung in Slanetz und Bartley-Medium bei 37 °C

- Auszählung von roten bis rostbraunen Kolonien als I.E. nach 24 h.

Für I.E. kann die Membranfiltration oder das MPN-Verfahren angewandt werden. Das Slanetz und Bartley-Nährmedium ist in der Referenzmethode der neuen EU-Richtlinie als geeignetes Medium ausgewiesen.

Weitere Voruntersuchungen wurden nicht durchgeführt, weil die Methode zur Bestimmung Intestinaler Enterokokken aufgrund der geringen Anzahl der Spezies hochselektiv ist.


232

Tabelle A6: Analysemethoden (flüssige Phase)

Parameter Einheit Methode Norm BSG1) NWG2)

CCSB mg*L-1 Küvettentest Dr. Lange DIN ISO 15705 (H45) 5 -

SCSB mg*L-1 Filtration über Glasfaserfilter (0,45 µm), Küvettentest Dr. Lange

DIN ISO 15705 (H45) 5 -

CBSB mg*L-1 Verdünnung DIN EN 1899 (H51) 1 -

XTS mg*L-1 Filtration über Glasfaserfilter (0,45 µm) DIN 38409 (H2-3) 1 -

XorgTS mg*L-1 Glühen bei 550 °C DIN 38409 (H2-3) - -

SNH4 mg*L-1 Photometrische Bestimmung als Indophenol DIN 38406 (E5-1) 0,05 0,01

CP mg*L-1 Photometrische Bestimmung mittels Ammoniummolybdat nach Aufschluss

EN ISO 6878 (D11) 0,04 0,01

Kationen mg*L-1 Ionenchromatographie EN ISO 14911 - -

Anionen mg*L-1 Ionenchromatographie EN ISO 10304-2 - -

Proteine mg*L-1 Photometrische Bestimmung nach Lowry ohne Kupfersulfat 5 1

Huminsäuren mg*L-1 Photometrische Bestimmung nach Lowry mit Kupfersulfat 5 1

Kohlenhydrate mg*L-1 Photometrische Bestimmung mit Anthron 2,5 0,6

E.Coli KBE*100 mL-1 Filtration u. Kultivierung auf Chromocult-Agar, Identifikation mit X-Glucuronid

3) 3)

Coliforme KBE*100 mL-1 Filtration u. Kultivierung auf Chromocult-Agar, Identifikation mit SALMON-GAL

3) 3)

I.E. KBE*100 mL-1 Filtration u. Kultivierung auf Slanetz und Bartley EN ISO 7899-2 3) 3)

GKZ KBE*100 mL-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Blut-Agar - 3) 3)

GKZgr- KBE*100 mL-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Gassner-Agar - 3) 3)

Protozoen KBE*100 mL-1 - 3) 3)

Bdellovibrionen KBE*100 mL-1 - 3) 3)

Coliphagen KBE*100 mL-1 - 3) 3)

Hefen- und Schimmelpilze KBE*100 mL-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren,

Sabouraud-Agar - 3) 3)

1) Bestimmungsgrenze, 2) Nachweisgrenze, 3) je nach Verdünnung

Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Doppelschichtmethode (Unter-und Oberschichtagar nach Methode von Seidler et al. 1969)

in Anlehnung an B. Frólund et al. (1995)

In Anlehnung an Hess. Badege- wässer-VO und 76/160/EWG


233

Tabelle A7: Analysemethoden (feste Phase)

Parameter Einheit Methode Norm

d mm Siebung DIN 18123

d µm Lasergranulometrie (Gerät: Coulter LS) -

A cm2*g-1 Verfahren nach Fischer -

ρS g*cm-3 Pyknometermessung DIN 18124

min. ρd g*cm-3 Trichtermethode DIN 18126

max. ρd g*cm-3 Schlaggabelversuch DIN 18126

D g*cm-3 Denistometermessung -

pH - VD LUFA Methodenbuch Band 1 A5.1.1 -

CaCO3 M.-% VD LUFA Methodenbuch Band 1, A 5.3.1 -

Reaktivität % VD LUFA Methodenbuch Band 2, 6.4 -

Fe,d mg*kg-1 Mehra O.P., Jackson M.L. (1960) -

Fe,o mg*kg-1 DIN 19684-6 DIN 19684-6

KAKpot mmolc*100 g-1 DIN ISO 13536 DIN ISO 13536

Proteine mg*g-1 Photometrische Bestimmung nach Lowry ohne Kupfersulfat

Huminsäuren mg*g-1 Photometrische Bestimmung nach Lowry mit Kupfersulfat

Kohlenhydrate mg*g-1 Photometrische Bestimmung mit Anthron

w M.-% von TR Trocknung bei 105 °C in Anlehng. an EN 12880-S2a EN 12880

oTR M.-% von TR Glühen bei 550 °C in Anlehng. an EN 12879-S3a EN 12879

E.Coli KBE*g-1 Filtration u. Kultivierung auf Chromocult-Agar, Identifikation mit X-Glucuronid

Coliforme KBE*g-1 Filtration u. Kultivierung auf Chromocult-Agar, Identifikation mit SALMON-GAL

I.E. KBE*g-1 Filtration u. Kultivierung auf Slanetz und Bartley EN ISO 7899-2

GKZ KBE*g-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Blut-Agar -

GKZgr- KBE*g-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Gassner-Agar -

Protozoen KBE*g-1 -

Bdellovibrionen KBE*g-1 -

Coliphagen KBE*g-1 -

Hefen- und Schimmelpilze KBE*g-1 Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Sabouraud-Agar -

in Anlehnung an Frólund et al.

(1995)

In Anlehnung an Hess. Badege- wässer-VO und

76/160/EWG

Koch’sches Plattenguss-Verfahren, Doppelschichtmethode (Unter-und Oberschichtagar nach Methode von Seidler et al. 1969)


234

Tabelle A8: Extraktionsmethoden zur Überführung von fester in flüssige Phase

Extraktionsmethode

Bodenchemie CaCO3 VD LUFA Methodenbuch Band 1 A5.1.1

Reaktivität VD LUFA Methodenbuch Band 1, A 5.3.1

KAKpot VD LUFA Methodenbuch Band 2, 6.4

pH Mehra O.P., Jackson M.L. (1960)

Fe,d DIN 19684-6 (1997)

Fe,o DIN ISO 13536 (1997)

Bodenbiochemie EPS In Anlehung an Frølund et al. (1996) mit DOWEX Kationenaustauscherharz

Bodenbiologie GKZ

E.Coli

Coliforme

I.E.

Protozoen

Bedellovibrionen

Coliphagen

Hefen- und Schimmelpilze

Parameter

In PBS (pH 7,2) 1 Minute auf höchster Stufe geschüttelt

Eigenschaften der eingesetzten Filtersubstrate

Tabelle: Korngrößenverteilung der eingesetzten Filtersubstrate (roh und melioriert)

Ton + Schluff Feinsand Mittelsand Grobsand Feinkies MittelkiesT+U fS mS gS fG mG

< 0,06 mm 0,06-0,2 mm 0,20-0,6 mm 0,6-2,0 mm 2,0-6,3 mm 6,3-20,0 mmM.-% M.-% M.-% M.-% M.-% M.-%

DWA M 178 Mittel 0 15 70 15 0 0DWA M 178 Min 0 10 60 10 0 0DWA M 178 Max 1 25 80 25 1 0RBF WB = L1 = L2 WB (0/2) 0 19 61 17 4 0

nicht melioriertRBF OE = L3 OE (0/2) 0 11 69 16 4 0

OE (0/2) + 20% Kalk 0 11 64 21 4 0RBF KB = L4 KB (0/2) 0 19 61 17 4 0

KB (0/2) + 10% Eisen 0 17 56 21 7 0L 5 L5 (0/2) 0 8 34 49 10 0

L5 (0/2) + 20% Kalk 0 9 32 51 8 0L 6 L6 (0/4) 0 4 13 24 55 5

L6 (0/4) + 20% Kalk 0 5 19 26 47 3L 7 L7 (0/1,4) + 20% Kalk 0 9 59 32 0 0

L7 (0/1,4) + 20% Kalk 0 10 51 38 2 0L 8 L8 (0/2) 0 8 22 61 9 0Kalkzuschlag Kalk (0/2) 0 11 24 58 7 0Eisenzuschlag Eisen (0,15/2,0) 0 11 71 18 1 0Stützchicht L1,2,4 (0,1/4) 0 9 34 36 20 1Dränagekies Kies (2/8) 0 0 0 0 64 36Bestimmung: Siebung gemäß DIN 18123 (1996)

Sollwerte

Filter / Regelwerk Filtersubstrat (FS)


235

Tabelle A9: Einbauart, Kornform, Oberfläche, Porenanteil und Dichte der eingesetzten Filtersubstrate (roh und melioriert), Lysimeteranlage

Obe

r-flä

che

Por

e ab

solu

tP

ore

effe

ktiv

Roh

-di

chte

Lock

erst

e La

geru

ngD

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La

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ρ sm

in.ρ

dm

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dD

cm2 *g

-1%

%g*

cm-3

g*cm

-3g*

cm-3

g*cm

-3

L 1

KB

(0/2

)un

verd

icht

etge

rund

et, g

latt

117

33,9

17,1

2,67

1,43

71,

718

1,60

0ni

cht m

elio

riert

L 2

KB

(0/2

)ve

rdic

htet

geru

ndet

, gla

tt11

733

,914

,72,

671,

437

1,71

81,

705

nich

t mel

iorie

rtL

3O

E (0

/2)

geru

ndet

, gla

tt11

030

,62,

661,

578

1,76

7O

E (0

/2) +

20%

Kal

kun

verd

icht

et11

329

,814

,12,

671,

525

1,76

41,

579

L 4

KB

(0/2

)ge

rund

et, g

latt

117

33,9

2,67

1,43

71,

718

KB

(0/2

) + 1

0% E

isen

verd

icht

et14

738

,511

,62,

761,

286

1,53

31,

505

L 5

L5 (0

/2)

Kan

tig, r

au10

833

,12,

651,

435

1,66

5L5

(0/2

) + 2

0% K

alk

unve

rdic

htet

111

31,9

17,6

2,67

1,29

41,

709

1,37

5L

6L6

(0/4

)ge

rund

et, g

latt

6729

,92,

671,

637

1,83

3L6

(0/4

) + 2

0% K

alk

unve

rdic

htet

7929

,313

,72,

681,

600

1,80

91,

716

L 7

L7 (0

/1,4

)ka

ntig

, rau

149

46,6

20,1

2,94

1,26

51,

485

L7 (0

/1,4

) + 2

0% K

alk

unve

rdic

htet

144

42,7

20,1

2,90

1,22

41,

553

1,37

5L

8L8

(0/2

)un

verd

icht

etka

ntig

, rau

9732

,521

,22,

731,

468

1,72

81,

494

nich

t mel

iorie

rtK

alkz

usch

lag

Kal

k (0

/2)

kant

ig, r

au12

426

,88

19,8

02,

741,

451,

71n.

b.E

isen

zusc

hlag

Eis

en (0

,15/

2,0)

-41

879

,93

20,7

03,

540,

610,

68n.

b.S

tütz

schi

cht

L1,2

,4 (0

,1/4

)ge

rund

et, g

latt

9329

,80

n.b.

2,69

1,53

1,77

n.b.

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spez

. Obe

rfläc

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Fisc

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Verfa

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0)n a

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02)

n e:

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imm

ung

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D:

Den

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IN 1

8124

(199

7)m

in.ρ

d / m

ax. ρ

d:ge

mäß

DIN

181

26 (1

989)

Filte

rFi

lters

ubst

rat (

FS)

Ein

baua

rtK

ornf

orm


236

Anhang zu Kapitel 5 – Ergebnisse und Diskussion Hydraulische Filterbelastung – Beispielhafter Ereignisverlauf

0100200300400500600700800900

10001100

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50Betriebszeit [h]

h [m

m]

0510152025303540455055

Q [L

*s-1

]

h_RR Q_FA

Abbildung A26: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (1), Filterabfluss und Wasserstandshöhe im Retentionsraum, RBF OE (Ereignis Nr 50)

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240

Betriebszeit [h]

h [m

m]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

Q [L

*s-1

]

h_RR Q_FA

Abbildung A27: Beispielhafter Ereignisverlauf der hydraulischen Filterbelastung (2), Filterabfluss und Wasserstandshöhe im Retentionsraum, RBF OE (Ereignis Nr. 14)


237

0102030405060708090

100

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500QFZ,max [L*s-1]

p [%

]OE KB FW

Abbildung A28: Unterschreitungshäufigkeit der maximalen Filterzuflüsse je Einstau-ereignis, RBF


238

Hydraulische Filterbelastung – Ereignisübersicht

Tabelle A10: Ereignisübersicht RBF Oberelsungen E-Nr Datum Q_FZ V_FA h_FA h_FÜ q_Dr

gesamt max hydraul.- - L·s-1 m3 m m L*m-2*s-1 hFA Standard Hygiene1 28.07.2005 476 808 0,6 - 0,01 u x x2 03.08.2005 530 393 0,3 - 0,01 u x x3 08.08.2005 211 274 0,2 - 0,01 u x x4 12.08.2005 132 87 0,1 - 0,01 u x x5 14.08.2005 263 628 0,5 - 0,01 u x x6 01.10.2005 101 298 0,2 - 0,01 u x x7 22.10.2005 824 1032 0,8 - 0,01 u x x8 15.11.2005 15 19 0,0 - 0,01 u x x x9 21.11.2005 28 31 0,0 - 0,01 u x x x10 16.12.2005 174 646 0,5 - 0,01 u x x x11 20.12.2005 21 234 0,2 - 0,01 u x x x12 17.02.2006 39 127 0,1 - 0,01 u x x x13 09.03.2006 99 2692 2,1 - 0,01 u x x x14 25.03.2006 660 6450 5,1 - 0,01 u x x x15 22.04.2006 136 109 0,1 - 0,01 u x x x16 23.04.2006 13 36 0,0 - 0,01 u x x x17 13.05.2006 269 97 0,1 - 0,01 u x x18 19.05.2006 6 4 0,0 - 0,01 u x19 20.05.2006 344 281 0,2 - 0,01 u x x20 26.05.2006 154 2080 1,6 - 0,01 u x x21 29.05.2006 259 313 0,2 - 0,01 u x x22 31.05.2006 101 196 0,2 - 0,01 u x23 01.06.2006 111 429 0,3 - 0,01 u x24 16.06.2006 2083 2011 1,6 - 0,02 g x x25 25.06.2006 646 1443 1,1 - 0,02 g x x26 08.07.2006 617 323 0,3 - 0,02 g x x27 27.07.2006 95 15 0,0 - 0,02 g x x28 01.08.2006 1439 893 0,7 - 0,02 g x x29 15.08.2006 359 406 0,3 - 0,02 g x30 18.08.2006 357 524 0,4 - 0,02 g x31 20.08.2006 549 697 0,5 - 0,02 g x x32 26.08.2006 97 226 0,2 - 0,02 g x x x33 01.10.2006 271 205 0,2 - 0,02 g x x x34 12.11.2006 154 351 0,3 - 0,02 g x x x35 23.11.2006 73 121 0,1 - 0,02 g x x x36 01.01.2007 271 163 0,1 - 0,02 g x x x37 11.01.2007 366 623 0,5 - 0,02 g x x x38 18.01.2007 606 2829 2,2 - 0,02 g x39 21.01.2007 179 162 0,1 - 0,02 g x x x40 13.02.2007 132 930 0,7 - 0,02 g x x x41 27.02.2007 144 1078 0,8 - 0,02 g x x x42 28.02.2007 109 579 0,5 - 0,02 g x43 03.03.2007 118 483 0,4 - 0,02 g x x44 09.03.2007 83 378 0,3 - 0,02 g x x45 18.03.2007 31 41 0,0 - 0,02 g x x x46 22.03.2007 123 3537 2,8 - 0,02 g x x x47 07.05.2007 466 813 0,6 - 0,01 g x x x48 15.05.2007 146 174 0,1 - 0,01 g x x x49 26.05.2007 281 219 0,2 - 0,01 g x x x50 26.05.2007 754 1779 1,4 - 0,01 g x x x51 29.05.2007 223 2084 1,6 - 0,01 g x x x52 09.06.2007 779 504 0,4 - 0,01 g x x x53 11.06.2007 211 105 0,1 - 0,01 g x x x54 12.06.2007 983 1445 1,1 - 0,01 g x x55 18.06.2007 456 332 0,3 - 0,01 g x x x56 21.06.2007 417 989 0,8 - 0,01 g x x x57 25.06.2007 300 272 0,2 - 0,01 g x

Messtechnisch erfasste Ereignissestofflich


239

Tabelle A11: Ereignisübersicht RBF Kleingladenbach E-Nr Datum Q_FZ V_FA h_FA h_FÜ q_Dr

gesamt max hydraul.- - L·s-1 m3 m m L*m-2*s-1 hFA Standard Hygiene1 28.07.2005 424 52 0,1 - 0,01 u x2 06.08.2005 57 6 0,0 - 0,01 u x3 12.08.2005 655 161 0,3 - 0,01 u x4 15.08.2005 25 7 0,0 - 0,01 u x5 10.09.2005 - 0,01 u6 22.10.2005 982 208 0,4 - 0,01 u x x x7 03.11.2005 - 0,01 u8 04.11.2005 - 0,01 u9 04.12.2005 - 0,01 u10 16.12.2005 131 24 0,0 - 0,01 u x11 21.01.2006 34 145 0,3 - 0,01 u x x x12 08.02.2006 51 201 0,4 - 0,01 u x x x13 15.02.2006 128 4926 9,4 0,04 0,01 u x x x14 09.03.2006 32 572 1,1 - 0,01 u x15 26.03.2006 602 4792 9,1 - 0,01 u x16 30.03.2006 157 2211 4,2 - 0,01 u x17 18.05.2006 70 20 0,0 - 0,01 u x x18 19.05.2006 448 247 0,5 - 0,01 u x x x19 20.05.2006 304 317 0,6 - 0,01 u x x x20 25.05.2006 29 81 0,2 - 0,01 u x x x21 26.05.2006 321 3393 6,5 1,7 0,01 u x x x22 16.06.2006 43 7 0,0 - 0,01 u x23 25.06.2006 51 10 0,0 - 0,01 u x24 07.07.2006 101 100 0,2 - 0,01 u x x x25 09.07.2006 187 14 0,0 - 0,01 u x x x26 20.07.2006 1177 624 1,2 - 0,02 g x x x27 22.07.2006 405 61 0,1 - 0,02 g x x x28 26.07.2006 752 107 0,2 - 0,02 g x x x29 05.08.2006 199 28 0,1 - 0,02 g x x x30 18.08.2006 199 388 0,7 - 0,02 g x x x31 19.08.2006 81 34 0,1 - 0,02 g x x x32 21.08.2006 133 275 0,5 - 0,02 g x x x33 29.08.2006 173 44 0,1 - 0,02 g x x x34 17.09.2006 2094 932 1,8 0,8 0,02 g x x x35 12.11.2006 63 42 0,1 - 0,02 g x x x36 21.11.2006 9 2 0,0 - 0,02 g x37 23.11.2006 26 36 0,1 - 0,02 g x x x38 03.12.2006 85 12 0,0 - 0,02 g x x x39 06.12.2006 191 120 0,2 - 0,02 g x x x40 01.01.2007 249 151 0,3 - 0,02 g x x x41 06.01.2007 49 315 0,6 - 0,02 g x x x42 08.01.2007 26 5 0,0 - 0,02 g x43 10.01.2007 172 178 0,3 - 0,02 g x x x44 11.01.2007 189 1066 2,0 0,7 0,02 g x45 17.01.2007 537 3547 6,8 14,3 0,02 g x x x46 11.02.2007 27 38 0,1 - 0,02 g x x x47 12.02.2007 130 809 1,5 - 0,02 g x x x48 24.02.2007 141 76 0,1 - 0,02 g x x x49 27.02.2007 57 99 0,2 - 0,03 g x x50 28.02.2007 323 1863 3,6 - 0,03 g x x x51 03.03.2007 123 925 1,8 - 0,03 g x x x52 29.03.2007 214 22 0,0 - 0,03 g x x53 08.05.2007 413 233 0,4 - 0,01 g x x x54 12.05.2007 43 10 0,0 - 0,01 g x x x55 16.05.2007 155 152 0,3 - 0,01 g x x x56 26.05.2007 803 242 0,5 - 0,01 g x x x57 26.05.2007 1100 846 1,6 - 0,01 g x x x58 09.06.2007 2031 1505 2,9 4,1 0,01 g x x x59 14.06.2007 677 80 0,2 - 0,01 g x x x60 21.06.2007 321 572 1,1 - 0,01 g x x x61 25.06.2007 582 338 0,6 - 0,01 g x



240

Tabelle A12: Ereignisübersicht RBF Fulda-Fellenweg E-Nr Datum Q_FZ V_FA h_FA h_FÜ q_Dr

gesamt max hydraul.- - L·s-1 m3 m m L*m-2*s-1 hFA Standard Hygiene1 15.10.2002 194 88 0,1 - 0,01 g x2 16.10.2002 1568 749 1,2 - 0,01 g x x3 18.10.2002 48 29 0,0 - 0,01 g x x4 22.10.2002 82 53 0,1 - 0,01 g x5 23.10.2002 388 484 0,8 - 0,01 g x x6 25.10.2002 737 1127 1,8 - 0,01 g x x7 11.11.2002 82 413 0,7 - 0,01 g x8 29.11.2002 31 37 0,1 - 0,01 g x x9 01.01.2003 296 1544 2,4 - 0,01 g x x

10 28.01.2003 48 56 0,1 - 0,01 g x11 02.03.2003 99 76 0,1 - 0,01 g x12 09.05.2003 209 0,6 - 0,01 g x13 09.05.2003 824 162 0,3 - 0,01 g x14 14.05.2003 373 223 0,4 - 0,01 g x x15 19.05.2003 118 133 0,2 - 0,01 g x x16 19.05.2003 373 133 0,2 - 0,01 g x x17 21.05.2003 296 139 0,2 - 0,01 g x x18 31.05.2003 1385 493 0,8 - 0,01 g x x19 08.06.2003 1465 417 0,7 - 0,01 g x x20 10.06.2003 183 129 0,2 - 0,01 g x21 18.06.2003 564 178 0,3 - 0,01 g x x22 30.06.2003 70 13 0,0 - 0,01 g x x23 01.07.2003 201 40 0,1 - 0,01 g x x24 02.07.2003 305 59 0,1 - 0,01 g x25 03.07.2003 415 279 0,4 - 0,01 g x26 21.07.2003 846 405 0,6 - 0,01 g x x27 24.07.2003 105 76 0,1 - 0,01 g x x28 27.07.2003 53 45 0,1 - 0,01 g x x29 28.07.2003 257 77 0,1 - 0,01 g x x30 19.08.2003 110 36 0,1 - 0,01 g x x31 29.08.2003 348 300 0,5 - 0,01 g x x32 07.10.2003 261 118 0,2 - 0,01 g x x33 14.12.2003 334 83 0,1 - 0,01 g x34 14.12.2003 115 39 0,1 - 0,01 g x35 21.12.2003 169 101 0,2 - 0,01 g x x36 11.01.2004 28 52 0,1 - 0,01 g x x37 12.01.2004 212 369 0,6 - 0,01 g x x38 21.03.2004 458 163 0,3 - 0,02 g x x39 23.04.2004 162 119 0,2 - 0,02 g x x40 07.05.2004 133 1150 1,8 - 0,02 g x x41 11.05.2004 363 165 0,3 - 0,02 g x x42 21.05.2004 165 62 0,1 - 0,02 g x x43 04.06.2004 831 471 0,8 - 0,02 g x x44 11.06.2004 85 20 0,0 - 0,02 g x45 23.06.2004 232 41 0,1 - 0,02 g x46 02.07.2004 373 168 0,3 - 0,02 g x x47 08.07.2004 270 756 1,2 - 0,02 g x x48 11.07.2004 802 190 0,3 - 0,02 g x49 15.07.2004 47 27 0,0 - 0,02 g x x50 17.07.2004 270 138 0,2 - 0,02 g x x51 17.07.2004 893 305 0,5 - 0,02 g x x52 18.07.2004 3426 1156 1,8 - 0,02 g x x53 22.07.2004 1741 383 0,6 - 0,02 g x54 24.07.2004 244 72 0,1 - 0,02 g x x55 26.07.2004 87 29 0,0 - 0,02 g x x56 26.07.2004 48 16 0,0 - 0,02 g x x57 11.08.2004 589 481 0,8 - 0,02 g x x



241

Tabelle A12: Ereignisübersicht RBF Fulda-Fellenweg (Fortsetzung) E-Nr Datum Q_FZ V_FA h_FA h_FÜ q_Dr

gesamt max hydraul.- - L·s-1 m3 m m L*m-2*s-1 hFA Standard Hygiene

58 13.08.2004 1233 508 0,8 - 0,02 g x x59 14.08.2004 348 175 0,3 - 0,02 g x x60 17.08.2004 27 67 0,1 - 0,02 g x x61 18.08.2004 30 86 0,1 - 0,02 g x x62 19.08.2004 787 404 0,6 - 0,02 g x x63 21.08.2004 1005 295 0,5 - 0,02 g x x64 24.08.2004 343 175 0,3 - 0,02 g x x65 26.08.2004 236 56 0,1 - 0,02 g x66 30.08.2004 127 134 0,2 - 0,02 g x x67 03.09.2004 82 26 0,0 - 0,02 g x x68 12.09.2004 17 20 0,0 - 0,02 g x69 22.09.2004 283 248 0,4 - 0,02 g x70 23.09.2004 130 138 0,2 - 0,02 g x x71 02.10.2004 51 20 0,0 - 0,02 g x x72 19.11.2004 139 167 0,3 - 0,02 g x73 20.01.2005 278 260 0,4 - 0,02 g x x74 12.02.2005 201 64 0,1 - 0,02 g x75 25.03.2005 130 225 0,4 - 0,01 g x76 29.03.2005 113 150 0,2 - 0,01 g x77 07.04.2005 608 275 0,4 - 0,01 g x78 19.04.2005 310 137 0,2 - 0,01 g x79 24.04.2005 87 113 0,2 - 0,01 g x80 27.04.2005 127 46 0,1 - 0,01 g x81 21.05.2005 169 237 0,4 - 0,01 g x x82 22.05.2005 36 27 0,0 - 0,01 g x x83 03.06.2005 216 41 0,1 - 0,01 g x x84 06.06.2005 528 169 0,3 - 0,01 g x x85 25.06.2005 425 210 0,3 - 0,01 g x x86 30.06.2005 270 64 0,1 - 0,01 g x x87 19.07.2005 455 68 0,1 - 0,01 g x88 20.07.2005 1114 474 0,8 - 0,01 g x89 22.07.2005 60 56 0,1 - 0,01 g x x90 27.07.2005 87 25 0,0 - 0,01 g x x91 29.07.2005 87 97 0,2 - 0,01 g x x92 30.07.2005 236 106 0,2 - 0,01 g x93 06.08.2005 39 20 0,0 - 0,01 g x x94 07.08.2005 352 242 0,4 - 0,01 g x x95 08.08.2005 464 130 0,2 - 0,01 g x96 12.08.2005 78 23 0,0 - 0,01 g x97 14.08.2005 301 281 0,4 - 0,01 g x x98 26.09.2005 1090 485 0,8 - 0,01 g x x99 22.10.2005 165 56 0,1 - 0,01 g x

100 22.10.2005 674 575 0,9 - 0,01 g x101 25.10.2005 44 20 0,0 - 0,01 g x x

Hygieneuntersuchung 2006 -111 17.05.2006 274 86 0,1 - 0,01 g x x x112 18.05.2006 58 30 0,0 - 0,01 g x x x113 18.05.2006 228 64 0,1 - 0,01 g x x x119 19.06.2006 244 69 0,1 - 0,01 g x x x127 28.07.2006 107 92 0,1 - 0,01 u x x x128 02.08.2006 69,6 39,8 0,1 - 0,01 u x x x

stofflichMesstechnisch erfasste Ereignisse


242

Tabelle A13: Beschickungsübersicht Lysimeteranlage Beschickung Datum VFZ hFA qDR

hydraulisch- - m3

m L*m-2*s-1 hFA Standard Hygiene1 09.05.06 1,13 1,0 0,02 x x x2 16.05.06 1,13 1,0 0,02 x x x3 23.05.06 1,13 1,0 0,02 x x x4 30.05.06 1,13 1,0 0,02 x x x5 06.06.06 1,13 1,0 0,02 x x x6 13.06.06 1,13 1,0 0,02 x x x7 20.06.06 1,13 1,0 0,02 x x x8 27.06.06 1,13 1,0 0,02 x x x9 03.07.06 1,13 1,0 0,02 x x x

10 10.07.06 1,13 1,0 0,02 x x x11 17.07.06 1,13 1,0 0,02 x x x12 23.07.06 3,39 3,0 0,02 x x x13 08.08.06 1,13 1,0 0,02 x x x14 15.08.06 1,13 1,0 0,01 x x x15 21.08.06 1,13 1,0 0,01 x x x16 27.08.06 1,13 1,0 0,01 x x x17 05.09.06 1,13 1,0 0,01 x x x18 12.09.06 1,13 1,0 0,01 x x x19 19.09.06 1,13 1,0 0,03 x x x20 26.09.06 1,13 1,0 0,03 x x x21 04.10.06 1,13 1,0 0,03 x x x22 10.10.06 1,13 1,0 0,03 x x x23 18.10.06 1,13 1,0 0,05 x x x24 24.10.06 1,13 1,0 0,05 x x x25 30.10.06 1,13 1,0 0,05 x x x26 06.11.06 1,13 1,0 0,05 x x x27 13.11.06 1,13 1,0 0,02 x x x28 23.11.06 1,13 1,0 0,02 x x x29 29.11.06 1,13 1,0 0,02 x x x30 05.12.06 1,13 1,0 0,02 x x x31 09.01.07 1,13 1,0 0,02 x x x32 15.01.07 1,13 1,0 0,02 x x x33 22.01.07 1,13 1,0 0,02 x x x34 20.02.07 1,13 1,0 0,02 x x x35 26.02.07 1,13 1,0 0,02 x x x36 27.02.07 1,13 1,0 0,02 x x x37 06.03.07 1,13 1,0 0,02 x x x38 13.03.07 1,13 1,0 0,03 x x x39 19.03.07 1,13 1,0 0,03 x x x40 26.03.07 1,13 1,0 0,03 x x x41 02.04.07 1,13 1,0 0,03 x x x42 11.04.07 1,13 1,0 0,01 x x x43 19.04.07 1,13 1,0 0,01 x x x44 24.04.07 1,13 1,0 0,01 x x x45 04.05.07 1,13 1,0 0,01 x x x46 14.05.07 1,13 1,0 0,02 x x x47 22.05.07 1,13 1,0 0,02 x x x48 18.06.07 1,13 1,0 0,02 x x x49 25.06.07 1,13 1,0 0,02 x x x50 09.07.07 4,52 4,0 0,02 x x x51 23.07.07 4,52 4,0 0,02 x x x52 30.07.07 1,13 1,0 0,02 x x x53 06.08.07 1,13 1,0 0,02 x x x54 14.08.07 1,13 1,0 0,02 x x x55 20.08.07 1,13 1,0 0,02 x x x56 27.08.07 1,13 1,0 0,02 x x x

Messtechnische Erfassungstofflich


243

Hydraulische Filterbelastung – Witterung

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40


T [°

C]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

h N [m

m]

T h_N

Abbildung A29: Temperatur- und Niederschlagsverlauf am Standort Oberelsungen im den Untersuchungszeitraum

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40


T [°

C]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

h N [m

m]

T h_N

Abbildung A30: Temperatur- und Niederschlagsverlauf am Standort Kleingladenbach im Untersuchungszeitraum


244

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Okt.02

Jan.03

Apr.03

Jul.03

Okt.03

Jan.04

Apr.04

Jul.04

Okt.04

Jan.05

Apr.05

Jul.05

Okt.05

Jan.06

T [°

C]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

h N [m

m]

T h_N

Abbildung A31: Temperatur- und Niederschlagsverlauf am Standort Fulda-Fellenweg im Untersuchungszeitraum

-10

-5

0

5

10

15

20

25

30

35

40

Apr. 06 Jul. 06 Okt. 06 Jan. 07 Apr. 07 Jul. 07

T [°

C]

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

h N [m

m]

T h_N

Abbildung A32: Temperatur- und Niederschlagsverlauf am Standort der Lysimeteranlage im Untersuchungszeitraum


245

Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad – Trockenwettertagesgang

0,0E+00

1,0E+06

2,0E+06

3,0E+06

4,0E+06

08-10

10-12

12-14

14-16

16-18

18-20

20-22

22-24

24-02

02-04

04-06

06-08

Zeitspanne [h]

C [K

BE*

100m

L-1]

E.coli Coli I.E.

Abbildung A33: Trockenwettertagesgang der Konzentration von Indikatorbakterien im Beckenüberlaufgerinne des RBF Oberelsungen (28.08.07 – 29.08.07)

Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad – Filterzulaufbelastung

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07

Quantil CFZ RBF KB [KBE*100 mL-1]

p [%

]

E.coli Coli I.E.

Abbildung A34: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von E.coli, Coliformen und Intestinalen Enterokokken, RBF Kleingladenbach


246

0102030405060708090

100

1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07Quantil CFZ RBF FW [KBE*100 mL-1]

p [%

]E.coli_FZ Coli_FZ I.E._FZ

Abbildung A35: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von E.coli, Coliformen und Intestinalen Enterokokken, RBF Fellenweg

0102030405060708090

100

1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08

Quantil CE.coli FZ Lysimeter [KBE*100 mL-1]

p [%

]

E.coli Coli I.E.

Abbildung A36: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von E.coli, Coliformen und Intestinalen Enterokokken, Lysimeteranlage


247

0102030405060708090

100

1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07

Quantil CE.coli FZ [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A37: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11Quantil BE.coli FZ [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A38: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter


248

0102030405060708090

100

1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08Quantil CColi FZ [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A39: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von Coliformen, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11 1,0E+12Quantil BColi FZ [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A40: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von Coliformen, RBF und Lysimeter


249

0102030405060708090

100

1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07Quantil CI.E. FZ [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A41: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11Quantil BI.E. FZ [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB Lysi FW

Abbildung A42: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, RBF und Lysimeter


250

0102030405060708090

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000Quantil CCSB FZ [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A43: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600

Quantil BCSB FZ [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A44: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarfs, RBF und Lysimeter


251

0102030405060708090

100

0 100 200 300 400 500 600 700 800 900 1000 1100 1200Quantil XTS FZ [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A45: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von Feststoffen, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

0 200 400 600 800 1000 1200Quantil BTS FZ [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A46: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von Feststoffen, RBF und Lysimeter


252

0102030405060708090

100

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30Quantil SNH4 FZ [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A47: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von Ammoniumstickstoff, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30 32 34 36 38Quantil BNH4 FZ [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A48: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von Ammoniumstickstoff, RBF und Lysimeter


253

0102030405060708090

100

0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 6,0 7,0 8,0Quantil CP FZ [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW Lysi

Abbildung A49: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulaufkonzentration je Ereignis von Gesamtphosphor, RBF und Lysimeter

0102030405060708090

100

0 1 2 3 4 5 6 7Quantil BP FZ [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW Lysi

Abbildung A50: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterzulauffracht je Ereignis von Gesamtphosphor, RBF und Lysimeter


254

Tabelle A14: Statistische Angaben zur stofflichen Filterzulaufbelastung RBF und Lysimeter Filter C/B Einheit Statistik E.coli Coli I.E. CSB TS NH4 POE Mittel 4,9E+05 7,2E+05 3,6E+05 109 147 3,3 1,3

Median 4,3E+05 6,0E+05 3,0E+05 89 92 2,5 1,3Min 3,7E+04 1,2E+05 5,3E+04 13 26 1,0 0,5Max 1,7E+06 2,2E+06 1,5E+06 416 697 14,2 3,0

KB Mittel 1,3E+05 3,7E+05 1,1E+05 80 97 0,8 0,5Median 6,2E+04 2,2E+05 5,6E+04 54 55 0,7 0,4Min 7,1E+03 9,0E+03 5,1E+03 16 4 0,2 0,1Max 1,3E+06 3,0E+06 1,2E+06 444 471 2,0 1,5

FW Mittel 6,4E+05 1,6E+06 8,3E+05 243 308 2,8 2,0Median 4,2E+05 1,7E+06 5,0E+05 168 286 1,6 1,4Min 5,2E+04 3,7E+05 1,3E+05 36 36 0,1 0,3Max 1,4E+06 3,2E+06 1,9E+06 982 1182 29,3 7,6

Lysi Mittel 1,5E+06 3,6E+06 8,7E+05 171 105 6,5 2,1Median 1,1E+06 2,7E+06 6,5E+05 146 95 5,5 1,8Min 1,8E+05 4,8E+05 8,5E+04 63 26 1,8 0,7Max 7,2E+06 1,7E+07 3,6E+06 471 228 17,7 5,1

OE Mittel 3,5E+09 4,1E+09 1,9E+09 56 80 2,2 0,7Median 1,0E+09 1,3E+09 7,8E+08 32 41 0,8 0,4Min 6,3E+07 5,5E+07 2,2E+07 1 1 0,0 0,0Max 4,5E+10 2,9E+10 1,3E+10 443 1101 36,1 5,8

KB Mittel 3,5E+09 4,7E+09 1,8E+09 58 89 0,9 0,5Median 2,2E+08 9,5E+08 2,4E+08 16 22 0,3 0,1Min 1,3E+06 2,4E+06 9,4E+05 1 1 0,0 0,0Max 5,5E+10 8,5E+10 2,6E+10 340 879 8,9 4,3

FW Mittel 7,6E+08 1,9E+09 8,9E+08 60 101 0,6 0,5Median 4,2E+08 2,1E+09 6,3E+08 39 75 0,4 0,3Min 2,5E+07 2,2E+08 6,1E+07 1 3 0,0 0,0Max 2,0E+09 4,7E+09 1,9E+09 305 417 3,7 2,0

Lysi Mittel 1,6E+10 3,8E+10 9,6E+09 194 118 7,3 2,3Median 1,0E+10 2,7E+10 6,4E+09 148 98 5,8 1,8Min 6,5E+06 3,9E+07 4,7E+06 63 26 1,8 0,7Max 7,8E+10 2,2E+11 6,4E+10 582 368 21,8 6,6

BFZg*m-2

KBE*m-2

mg*L-1

KBE*100 mL-1CFZ


255

Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad – Filterablaufbelastung

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06

Quantil CE.coli FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW L1 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung A51: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11

Quantil BE.coli FA [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A52: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von E.coli, RBF und Lysimeter 1


256

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06Quantil CE.coli FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung A53: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von E.coli, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10Quantil BE.coli FA [KBE*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A54: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von E.coli, Lysimeter 1 bis 8


257

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06

Quantil CColi FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW L1 Leitwert (EG 1976)

Abbildung A55: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Coliformen, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10 1,0E+11

Quantil BColi FA [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A56: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Coliformen, RBF und Lysimeter 1


258

0102030405060708090

100

1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06Quantil CColi FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8 Leitwert (EG 1976)

Abbildung A57: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Coliformen, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10

Quantil BColi FA [KBE*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A58: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Coliformen, Lysimeter 1 bis 8


259

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06

Quantil CI.E. FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]OE KB FW L1 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung A59: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10

Quantil BI.E. FA [KBE*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A60: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, RBF und Lysimeter 1


260

0102030405060708090

100

1,0E+01 1,0E+02 1,0E+03 1,0E+04 1,0E+05 1,0E+06

Quantil CI.E. FA [KBE*100 mL-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8 ausreichende Qualität (EG 2006)

Abbildung A70: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

1,0E+05 1,0E+06 1,0E+07 1,0E+08 1,0E+09 1,0E+10Quantil BI.E. FA [KBE*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A71: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Intestinalen Enterokokken, Lysimeter 1 bis 8


261

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50Quantil CCSB FA [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW L1

Abbildung A72: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis des chemischem Sauerstoffbedarfs, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110

Quantil BCSB FA [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A73: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis des chemischen Sauerstoffbedarf, RBF und Lysimeter 1


262

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80Quantil CCSB FA [mg*L-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A74: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis des chemischem Sauerstoffbedarfs, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130Quantil BCSB FA [g*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A75: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis des chemischem Sauerstoffbedarfs, Lysimeter 1-8


263

0102030405060708090

100

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70

Quantil XTS FA [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW L1

Abbildung A76: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Feststoffen, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50Quantil BTS FA [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A77: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Feststoffen, RBF und Lysimeter 1


264

0102030405060708090

100

0 5 10 15 20 25 30 35 40Quantil XTS FA [mg*L-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A78: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Feststoffen, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

0 5 10 15 20 25 30 35 40Quantil BTS FA [g*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A79: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Feststoffen, Lysimeter 1 bis 8


265

0102030405060708090

100

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5

Quantil SNH4 FA [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW L1

Abbildung A80: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Ammoniumstickstoff, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13Quantil BNH4 FA [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A81: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Ammoniumstickstoff, RBF und Lysimeter 1


266

0102030405060708090

100

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5 6,0 6,5 7,0Quantil SNH4 FA [mg*L-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A82: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Ammoniumstickstoff, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13Quantil BNH4 FA [g*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A83: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Ammoniumstickstoff, Lysimeter 1 bis 8


267

0102030405060708090

100

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0 1,1 1,2 1,3 1,4 1,5

Quantil CP FA [mg*L-1]

p [%

]OE KB FW L1

Abbildung A84: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Gesamtphosphor, RBF und Lysimeter 1

0102030405060708090

100

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5Quantil BP FA [g*m-2]

p [%

]

OE KB FW L1

Abbildung A85: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Gesamtphosphor, RBF und Lysimeter 1


268

0102030405060708090

100

0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0Quantil CP FA [mg*L-1]

p [%

]L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A86: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablaufkonzentration je Ereignis von Gesamtphosphor, Lysimeter 1 bis 8

0102030405060708090

100

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5Quantil BP FA [g*m-2]

p [%

]

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8

Abbildung A87: Unterschreitungshäufigkeit der mittleren Filterablauffracht je Ereignis von Gesamtphosphor, Lysimeter 1 bis 8


269

Tabelle A15: Statistische Angaben zur stofflichen Filterablaufbelastung der RBF Filter C/B Einheit Statistik E.coli Coli I.E. CSB TS NH4 POE Mittel 1,5E+05 1,2E+05 7,9E+04 15,4 15,7 0,36 0,35

Median 1,3E+05 6,9E+04 5,6E+04 15,3 10,7 0,16 0,36Min 5,0E+01 5,0E+01 5,7E+03 5,0 2,6 0,02 0,10Max 5,2E+05 6,8E+05 2,9E+05 46,7 65,7 2,56 0,70

KB Mittel 1,2E+04 3,9E+04 2,1E+04 8,0 7,3 0,09 0,07Median 6,5E+03 1,4E+04 7,3E+03 7,0 7,0 0,06 0,06Min 1,0E+02 1,0E+02 1,0E+02 5,0 1,0 0,01 0,04Max 9,4E+04 4,3E+05 2,6E+05 20,6 24,4 0,65 0,47

FW Mittel 6,0E+04 8,9E+04 2,8E+04 13,7 3,9 0,19 0,20Median 4,4E+04 2,8E+04 1,4E+04 11,7 3,4 0,08 0,12Min 1,2E+04 5,4E+03 2,8E+03 5,0 1,0 0,04 0,04Max 1,5E+05 2,7E+05 1,0E+05 43,5 10,0 2,30 1,38

OE Mittel 7,2E+08 4,7E+08 3,0E+08 8,6 8,4 0,50 0,22Median 2,6E+08 2,4E+08 1,6E+08 4,1 4,1 0,05 0,08Min 8,6E+04 8,6E+04 7,3E+06 0,1 0,1 0,00 0,00Max 5,7E+09 2,0E+09 1,5E+09 91,0 45,4 12,59 1,56

KB Mittel 2,1E+08 3,8E+08 2,7E+08 8,5 5,5 0,15 0,07Median 2,7E+07 6,5E+07 1,9E+07 2,3 2,7 0,02 0,02Min 1,2E+05 3,1E+04 1,1E+05 0,1 0,0 0,00 0,00Max 2,7E+09 4,5E+09 3,1E+09 85,2 25,6 3,14 0,63

FW Mittel 5,9E+07 8,8E+07 3,5E+07 4,4 1,6 0,05 0,07Median 5,2E+07 3,1E+07 1,5E+07 2,6 0,7 0,02 0,03Min 7,6E+06 2,6E+06 1,3E+06 0,0 0,0 0,00 0,00Max 1,4E+08 2,8E+08 1,5E+08 21,4 13,1 0,48 0,75

BFAg*m-2

KBE*m-2

mg*L-1

KBE*100 mL-1CFA

Tabelle A16: Statistische Angaben zur stofflichen Filterablaufbelastung Lysimeter 1 bis 8

Filter C/B Einheit Statistik E.coli Coli I.E. CSB TS NH4 PL1 Mittel 6,3E+04 5,8E+04 8,5E+03 17,9 1,5 0,18 0,50


L2 Mittel 5,3E+03 8,2E+03 1,7E+03 15,1 1,8 0,21 0,35Median 1,9E+03 4,5E+03 5,8E+02 14,3 1,0 0,08 0,36Min 8,8E+01 5,0E+02 1,0E+02 5,4 0,0 0,00 0,00Max 3,8E+04 7,6E+04 1,5E+04 30,8 19,1 3,45 1,30







CFAmg*L-1

KBE*100 mL-1


270

Tabelle A16: Statistische Angaben zur stofflichen Filterablaufbelastung Lysimeter 1 bis 8 (Fortsetzg.)

Filter C/B Einheit Statistik E.coli Coli I.E. CSB TS NH4 PL1 Mittel 7,8E+08 7,1E+08 1,3E+08 21,1 1,8 0,42 0,67









BFAg*m-2

KBE*m-2

Stoffliche Filterbelastung und Wirkungsgrad – Gesamtwirkungsgrad

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0


η Med

ian [

log-

Stuf

e]

E.coli Coli I.E. = 1. bis 3. Quartil

Abbildung A88: Median der Ereigniswirkungsgrade, Lysimeter (Hygiene-Parameter)


271

0102030405060708090

100

30,4 / 49 45,8 / 43 26,7 / 73


Beschickungshöhe hFA [m] / Ereignisanzahl n [-]RBF-Anlagenbzeichung [-]

η Med

ian [

%]

CSB TS NH4 P = 1. bis 3. Quartil

Abbildung A89: Median der Ereigniswirkungsgrade ohne Filterüberlauf, RBF (Standard-Parameter)

0102030405060708090

100


η Med

ian [

%]

CSB TS NH4 P = 1. bis 3. Quartil

Abbildung A90: Median der Ereigniswirkungsgrade, Lysimeter (Standard-Parameter)


272

Tabelle A17: Zusammenfassung der Gesamtwirkungsgrade (Mittelwert und Median) für Hygiene- und Standardparameter, RBF und Lysimeter

Filter Wirkungsgrad Statistik Einheit E.coli Coli I.E. CSB TS NH4 P

RBF OE Mittel 79,5 (0,7) 85,6 (0,8) 79,9 (0,7) 84,8 89,5 77,6 68,8

Median 75,3 (0,6) 87,4 (0,9) 78,3 (0,7) 83,8 87,8 93,9 77,2

RBF KB Mittel 93,9 (1,2) 91,6 (1,1) 88,1 (0,9) 80,4 91,4 80,6 82,2

Median 90,5 (1,0) 94,4 (1,3) 88,3 (0,9) 85,4 91,2 91,2 82,7

RBF FW Mittel 92,2 (1,1) 95,4 (1,3) 96,1 (1,4) 92,5 98,4 91,6 87,9

Median 93,0 (1,2) 98,2 (1,8) 97,6 (1,6) 93,1 98,7 94,3 91,3

RBF KB η mit FÜ Mittel 90,5 (1,0) 88,3 (0,9) 85,5 (0,8) 59,7 65,9 70,7 66,1

Median 90,2 (1,0) 93,5 (1,2) 88,2 (0,9) 85,4 88,4 90,6 80,8

L1 Mittel 95,8 (1,4) 98,4 (1,8) 99,0 (2,0) 89,6 98,5 97,2 73,2

Median 97,5 (1,6) 98,6 (1,9) 99,3 (2,2) 88,8 98,7 99,1 65,7

L2 Mittel 99,6 (2,4) 99,8 (2,6) 99,8 (2,7) 91,2 98,3 96,7 81,5

Median 99,8 (2,7) 99,8 (2,8) 99,9 (3,0) 90,5 98,6 98,8 87,0

L3 Mittel 96,4 (1,4) 98,6 (1,9) 99,2 (2,1) 90,1 98,1 89,5 65,2

Median 97,8 (1,7) 98,9 (2,0) 99,4 (2,2) 89,4 98,1 96,1 55,0

L4 Mittel 99,6 (2,4) 99,8 (2,8) 99,9 (3,1) 91,9 98,3 98,4 98,1

Median 99,9 (2,9) 99,9 (3,1) 99,9 (3,4) 92,0 98,4 99,0 98,1

L5 Mittel 93,3 (1,2) 97,3 (1,6) 98,0 (1,7) 89,8 97,1 89,9 53,8

Median 95,7 (1,4) 98,3 (1,8) 98,8 (1,9) 89,2 97,4 95,1 44,6

L6 Mittel 90,8 (1,0) 96,4 (1,4) 97,2 (1,6) 89,4 97,4 97,2 59,7

Median 91,7 (1,1) 97,4 (1,6) 97,9 (1,7) 88,2 97,8 98,7 45,3

L7 Mittel 95,6 (1,4) 97,9 (1,7) 98,1 (1,7) 91,9 97,8 99,4 77,5

Median 97,2 (1,6) 98,5 (1,8) 98,9 (2,0) 91,6 97,7 99,4 75,6

L8 Mittel 92,8 (1,1) 97,0 (1,5) 96,8 (1,5) 88,9 96,9 97,3 82,0

Median 92,7 (1,1) 97,9 (1,7) 97,6 (1,6) 88,7 98,0 99,3 84,5

η

η

% (log)


273

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filter-körper – Hydraulische Eigenschaften den Filterkörpers

1,0E-05

1,0E-04

1,0E-03

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Ereignisnummer [-]

kfb [

m*s

-1]

-25-20-15-10-50510152025

T [°

C]

kf_b T_Luft

Abbildung A91: Betriebliche hydraulische Leitfähigkeit auswertbarer Einstauereignisse und Lufttemperatur (Tagesmittelwerte) über den Untersuchungszeitraum

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filter-körper – Drosselabflussspende

0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,5

9/30/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/31/8/4 9/31/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/28/8/4

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8

Beschickungshöhe hFA [m] = Beschickungsanzahl [-] Lysimeterbezeichnung [-]

η Mitt

el C

oli [

log-

Stuf

e]

0,01 0,02 0,03 0,05 = +/-σ

* ** *


Abbildung A92: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von Coliformen in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, Lysimeteranlage


274

0,00,51,01,52,02,53,03,54,04,5

9/30/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/31/8/4 9/31/8/4 9/32/8/4 9/32/8/4 9/28/8/4

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8Beschickungshöhe hFA [m] = Beschickungsanzahl [-]


η Mitt

el I.

E. [l

og-S

tufe

]0,01 0,02 0,03 0,05 = +/-σ

* ** *


Abbildung A93: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von Intestinalen Enterokokken in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, Lysimeteranlage

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

8,1 / 9 5,5 / 9 5,8 / 11 0,0 / 0 18,4 / 10 6,9 / 8 14,9 / 20 5,3 / 2

OE KB


η Mitt

el C

oli [

log-

Stuf

e]

0,01 u 0,01 g 0,02 g 0,03 g = ±σ

8,1/9 5,5/9 5,8/11 0,0/0 18,4/10 6,9/8 14,9/20 5,3/2

Abbildung A94: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von Coliformen in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, RBF-Anlagen


275

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

8,1 / 9 5,5 / 9 5,8 / 11 0,0 / 0 18,4 / 10 6,9 / 8 14,9 / 20 5,3 / 2

OE KB


η Mitt

el I.

E. [l

og-S

tufe

]0,01 u 0,01 g 0,02 g 0,03 g = ±σ

8,1/9 5,5/9 5,8/11 0,0/0 18,4/10 6,9/8 14,9/20 5,3/2

Abbildung A95: Mittlere Wirkungsgrade zum Rückhalt von Intestinalen Enterokokken in Abhängigkeit von der Drosselabflussspende, RBF-Anlagen

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filterkörper – Filterzulaufbelastung

0

100

200

300

400

500

600

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Betriebszeit [h]

Q [L

*s-1

]

Q_FZ h_RR

Abbildung A96: Hydraulische Filterbelastung, RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 46, Beginn 22.03.2007)


276

0

20

40

60

80

100

120

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Betriebszeit [h]

CC

SB [m

g*L-1

]FZ RBF OE FA RBF OE

Abbildung A97: Zu- und Ablaufkonzentrationen des chemischen Sauerstoffbedarfs (CCSB), RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 46, Beginn 22.03.2007)

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100Betriebszeit [h]

Q [L

*s-1

]h

[mm

]

Q_FZ h_RR

Abbildung A98: Hydraulische Filterbelastung, RBF Kleingladenbach (Ereignis Nr. 45, Beginn 17.01.2007)


277

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filter-körper – Filteralter und Trockenzeiten

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

L1 L2 L3 L4 L5 L6 L7 L8Lysimeterbezeichnung [-]

η E.

coli

[log-

Stuf

e]vor Betriebsunterbrechung nach Betriebsunterbrechung

Sommer

Abbildung A99: E.coli-Wirkungsgrad vor und nach 1-monatiger Beschickungspause der Lysimeteranlage im Mai / Juni 2007

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filterkörper – Temperatur, Sauerstoff, pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

Betriebszeit [h]

LF [µ

S*cm

-1]

0123456789

10

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14

O2 [

mg*

L-1]

Filterzulauf Lysimeter Filterablauf Lysimeter

Abbildung A100: Beispielhafter Verlauf von O2 und LF im Filterzulauf und Filterablauf von Lysimeter 8 einer Standardbeschickung im Dauerstaubetrieb


278

Abbildung A101: Optische Sauerstoffmessung über das vertikale Filterkörperprofil, Lysimeter

0102030405060708090

100110120

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14Betriebszeit [h]

O2 [

%]

10 cm Tiefe 30 cm Tiefe 50 cm Tiefe 70 cm Tiefe

Abbildung A102: Sauerstoffkonzentration in unterschiedlichen Filterkörpertiefen während einer Standardbeschickung, Lysimeter 2


279

0123456789

10

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Betriebszeit [h]

O2 [

mg*

L-1]

Ablauf Sauerstoffreich Ablauf Sauerstoffarm

Abbildung A103: Sauerstoffkonzentration im Filterablauf in Beschickung Nr. 50 (sauerstoffreich) und Nr. 51 (sauerstoffarm), Lysimeter 2 (die kurzeitigen Erhöhungen der Konzentration ergaben sich durch die Rückspülungen der automatischen Probenehmer in den Messbehälter).

0

100

200

300

400

500

600

700

800

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Betriebszeit [h]

QFZ

[L*s

-1]

h RR [m

m]

0

2

4

6

8

10

12

14

16

QFA

[L*s

-1]

Q_FZ h_RR Q_FA

Abbildung A104: Schwallartiger Filterzufluss, Drosselabfluss und Wasserstandshöhe im Retentionsraum zu Ereignisbeginn, RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 50, Beginn 26.05.2007)


280

0123456789

10

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60Betriebszeit [h]

O2 [

mg*

L-1]

0

200

400

600

800

1000

h [m

m]

O2,FZ O2,FA h_RR

Abbildung A105: Sauerstoffkonzentration im Filterzulauf und Ablauf sowie Wasserstandshöhe im Retentionsraum, RBF Oberelsungen (Ereignis Nr. 46, Beginn 22.03.2007)

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filter-körper – Beprobungen über das vertikale Filterprofil

0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0

10 cm

30 cm

50 cm

70 cm

95 cm

Ablauf

Filte

rpro

fil

ηMittel [log-Stufe]

E.coli Coli I.E.

n =20

= +/-σ

Abbildung A106: Mittlere Abnahme von Indikatorbakterien über die Filtertiefe in Relation zur Bakterienkonzentration im Retentionsraum in Log-Stufen, Lysimeter 1


281

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filterkörper – Bodenuntersuchungen

Abbildung A107: Abtrennung eines Lysimeterteils zur künstlichen Beregnung, Lysimeter 2

Abbildung A108: Protozoon (sehr wahrscheinlich Zooflagellate) und Wirtbakterien (hellere Punkte, beispielhaft eingekreist) aus dem Filterkörper von Lysimeter 1. Weiterhin ist ein Abwasserpartikel erkennbar


282

Einflussvariablen auf den Keimrückhalt und die Keimelimination im Filter-körper – Zusammenfassung und Diskussion erkannter Einflussvariablen

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

L 1 L 2 L 3 L 4 L 5 L 6 L 7 L 8Lysimeterbezeichnung [-]

η E.

coli

[Log

]

Messung Statistisches Modell = +/-σ

Abbildung A109: Gegenüberstellung der auf Messung beruhenden mittleren E.coli-Wirkungsgrade mit den auf linearerer Regression basierenden Wirkungsgrade in der zweiten Untersuchungshälfte der Lysimeter

Halbtechnische Untersuchungen zur Verfahrensoptimierung – Nachgeschalteter Sorptionsfilter

Abbildung A110: Nachgeschaltete Sorptionsfilter (dreistufig in Reihe), Lysimeteranlage

Verzeichnis der Schriftenreihe WASSER • ABWASSER • UMWELT

Stand 01/2009

In der Schriftenreihe WASSER • ABWASSER • UMWELT des Fachgebietes Siedlungswasserwirtschaft 1)

der Universität Kassel sind bisher folgende Bände erschienen:

Preis € Band 1: Stickstoff und Phosphor in Fließgewässern – Wissensstand vergriffen

und Folgerungen für die Abwasserreinigung (1986) 1. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 2: Planungshilfen zur weitergehenden Abwasserreinigung und vergriffen Klärschlammentsorgung (1988) 2. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 3: Betrieb und Wirtschaftlichkeit der Kraft-Wärme-Kopplung vergriffen auf kleinen und mittelgroßen Kläranlagen in Hessen (1988) Wolf, P., Eck-Düpont, M.

Band 4: Behandlung von Deponiesickerwasser (1988) 25,-- € 1. Abfallseminar des Fachgebietes Siedlungswasserwirtschaft

Band 5: Stand der Technik bei der Vermeidung gefährlicher Stoffe in 25,-- € der Abwasserbeseitigung (1989) 3. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 6: Phänomene der hydraulischen Leitfähigkeit dauernd 25,-- € hydromorpher Bodenmatrices – Untersuchungen einer Randbedingung bei Wurzelraumanlagen (1990) Lüken, Bernd O.

Band 7: Anforderungen an die Regenwasserbehandlung bei vergriffen Mischwasserkanalisation (1991) 4. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 8: Messen und Regeln in der Abwassertechnik 25,-- € Planung – Ausführung – Betrieb (1992) 5. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 9: Wachstum und Abtrag der Sielhaut in Mischwasserkanälen vergriffen (Ende 1992) Reiff, H.

Band 10: Wirkungen stoßartiger Belastungen auf ausgewählte Fließ- 25,-- € gewässerorganismen – Ein Beitrag zur Beurteilung ökologischer Schäden durch Niederschlagswassereinleitungen aus Kanalisationen (1992) Borchardt, D.

Band 11: Ökologische Gewässersanierung im Spannungsfeld zwischen 25,--€ Natur und Kultur (1993) 6. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

1) Band 1 bis Band 22: Schriftenreihe WASSER-ABWASSER-ABFALL der Fachgebiete Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik


Stand 01/2009

Band 12: Großtechnische Untersuchungen zur vorgeschalteten und 25,-- € kaskadenförmigen Denitrifikation im Vergleich zur Bemessung nach A 131 und zum Einfluß der Kalk-Phosphat-Fällung auf den Schlamm (1995) Bendzuck, Chr.

Band 13: Thermische Klärschlammbehandlung – Planung, Technologie 25,-- € und Erfahrungen – (1994) 7. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 14: Vergleichende Untersuchungen zur erhöhten biologischen 25,-- € Phosphorelimination (1995)

Band 15: Beitrag zur Planung und Bemessung der Stickstoffelimination 25,-- € bei Tropfkörperanlagen (1996) Mehlhart, G.

Band 16: Ökologische und technische Hinweise zur Abwasser und 25,-- € Klärschlammbehandlung bei knappen Kassen (1996) 8. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 17: Untersuchungen zur Abhängigkeit der erhöhten biologischen 25,-- € Phosphatelimination von Temperatur und Substratversorgung (1997) Bendzuck, Chr.

Band 18: Abwasserbehandlung, Gewässerschutz und Wasserwirtschaft 25,-- € an der Schwelle zum 21. Jahrhundert (1997) 9. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium

Band 19: Einfluß von Mischwassereinleitungen auf den Stoffhaushalt und vergriffen die Biozönose kleiner Fließgewässer im ländlichen Raum (1998) Fischer, J.

Band 20: Integrierte Planung von Anlagen zur Niederschlagswasserbe- 25,-- € handlung mit Hilfe von Simulationsmodellen – Lösungsansätze und Handlungsanleitungen (2002) Mang, J.

Band 21: Weitergehende Mischwasserbehandlung in Bodenfilter- 25,-- € becken (2002) Born, W.

Die Bände 1 bis 21 sind, soweit nicht vergriffen, zu beziehen über Verein zur Förderung der Fachgebiete Siedlungswasserwirtschaft und Abfalltechnik e.V. der Universität Kassel Kurt-Wolters-Str. 3, 34125 Kassel Tel. 0561/804-2869, Fax 0561/804-3642 www.uni-kassel.de/fb14/siwawi


Stand 01/2009

Ab Band 22 erfolgt der Vertrieb über kassel university press GmbH Diagonale 10 34127 Kassel Tel. 0561/804-2159, Fax 0561/804-3429 www.upress.uni-kassel.de Band 22: Ein exemplarischer Ansatz zur Einbindung neuer 25,-- €

Bemessungswege und neuer Reinigungstechnologien bei der Ertüchtigung von Kläranlagen (2003) ISBN 3-89958-039-7 Schier, W.

Band 23: Membranfiltration in Hessen – Teil 1 (2005) 25,-- € ISBN 3-89958-040-0

Band 24: Membranfiltration in Hessen – Teil 2, Zusammenfassung 25,-- € und Ausblick (2008) ISBN 978-3-89958-158-4

Band 25: Bau eines einfachen Membranfiltrationsgerätes (Prototyp) zur 30,-- € Aufbereitung von Trinkwasser aus Oberflächenwasser für kleine Personengruppen in Notsituationen ohne Fremdenergie (2008) ISBN 978-3-89958-159-1

Band 26: Foulingverhalten des Membranbelebungsverfahrens und 25,-- € Auswirkungen auf die Leistungsfähigkeit (2005) ISBN 3-89958-160-1 Wett, M.

Band 27: Forschung für die Praxis am Fachgebiet 25,-- € Siedlungswasserwirtschaft (2005) 10. Kasseler Siedlungswasserwirtschaftliches Symposium ISBN 3-89958-161-X

Band 28: Untersuchungen zur Sulfidbildung und zur Effizienz der 30,-- € Geruchsminimierung durch Zugabe von Additiven in Abwasserkanalisationen (2008) ISBN 978-3-89958-453-0 Frey, M.

Band 29: Retentionsbodenfilter zur Mischwasserbehandlung 30,-- € in Hessen (2008) ISBN 978-3-89958-604-2

Band 30: Hygienisierung von Mischwasser in 30,-- € Retentionsbodenfiltern (2008) ISBN 978-3-89958-606-0 Waldhoff, A.


Stand 01/2009

Band 31: Odours and VOCs: Measurement, Regulation and 35,-- € Control (2009) – In Vorbereitung/in preparation – ISBN 978-3-89958-608-5

Alle Preise brutto incl. Ust, zzgl. Porto

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