Endbericht zum Projekt A :

Institut für Hygiene, Mikrobiologie und Umweltmedizin der Medizinischen Universität Graz Endbericht zum Projekt A27110000038: Die Reiningungsleistung einer kommunalen Abwasserreinigungsanlage im Hinblick auf bakterielle Fäkalindikatoren und die Auswirkungen auf den Vorfluter. Projektleiter: ao. Univ. Prof. Mag.Dr. Franz Mascher MitarbeiterInnen: Ing. Fahler Karl, BMA Bettina Folli, Dr. Clemens Kittinger, BMA Michaela Lipp, Mag. Wolfgang Mascher, BMA Bettina Pfeifer, BMA Sabine Platzer, Ing. Rainer Schmutz, TA Matthias Schwaiger Oktober 2012 bis September 2013 In Kooperation mit dem Abwasserverband Leibnitz/Wagna/Kaindorf Am Hochweg 40, 8435-Wagna Graz, September 2014

INHALT 1. ZUSAMMENFASSUNG Seite 3 2. EINLEITUNG Seite 4 3. MATERIAL UND METHODEN Seite 5 3.1. Beschreibung der Anlage Seite 5 3.2. Untersuchungsprogramm Seite 6 4. ERGEBNISSE UND DISKUSSION Seite 7 4.1. Abwasser Seite 7 4.2. Klärschlamm Seite 9 4.3. Einfluss auf den Vorfluter Seite 12 5. SCHLUSSFOLGERUNGEN Seite 14 5.1. Reinigungsleistung der Anlage Seite 14 5.2. Mischwasserentlastung Seite 14 5.3. Anaerobe Schlammstabilisierung Seite 15 6. LITERATUR Seite 16 2

1. ZUSAMMENFASSUNG Im Rahmen einer einjährigen Studie wurden die Reinigungsleistung einer kommunalen Abwasserreinigungsanlage im Hinblick auf bakterielle Fäkalindikatoren und der Einfluss des gereinigten Abwassers auf den Vorfluter untersucht. Die Reduktionsraten bzw. die Reinigungsleistung für die bakteriellen Fäkalindikatoren Fäkalcoliforme (FC), E. coli (EC) und Enterokokken (IE) betrugen 2,84 bis 2,93 Logarithmus-Stufen berechnet aus den Medianwerten von Zulauf und Ablauf. Durch die Einleitung der gereinigten Abwässer in den Vorfluter ergibt sich eine unerhebliche Erhöhung der Konzentrationen an bakteriellen Fäkalindikatoren im Bereich von 0,5/100ml für IE, 3,6/100ml für EC und 5,8/100ml für FC bei Berechnung aus den Medianwerten und dem mittleren Abfluss (QM) des Vorfluters. Selbst bei Annahme ungünstiger Bedingungen auf Grundlage der 90%-Perzentilen und Niedrigwasser (Q 95% ) beträgt die Aufstockung genannter bakterieller Fäkalindikatoren nur 3,8/100ml (IE), 22/100ml (EC) und 35/100ml (FC). Legt man einer derartigen Kalkulation die Daten des ungereinigten Abwassers zugrunde, so ergeben sich vergleichsweise dramatische Erhöhung der Fäkalindikatoren im Vorfluter von 436/100ml für IE (Median und MQ) bis 27.116/100ml für FC (90%-Perzentile und Q 95% ). Derartige Verhältnisse könnten bei einer Mischwasserentlastung gegeben sein, bei der der Abwasserzufluss des Mischsystems die Mengenkapazität der Anlage übersteigt und aus diesem Grunde ungereinigte bzw. mechanisch nur grob vorgereinigte Abwässer in den Vorfluter geleitet werden. In der gegenständlichen Anlage wurde über den gesamten Untersuchungszeitraum eine Mischwasserentlastung in einer Menge durchgeführt, die 4,3% der Durchflussmenge der Anlage entsprach. Neben den bereits oben angeführten Spitzenbelastungen errechnet sich daraus für die Jahresfrachten, dass durch Mischwasserentlastungen eine im Vergleich zum Anlagenablauf 30 bis 40-fache Belastung des Vorfluters erfolgte. Die Reduktionsraten bzw. die Reinigungsleistung für die untersuchten bakteriologischen Fäkalindikatoren im Klärschlamm betrugen auf Basis der Medianwerte 3,22 Logarithmus- Stufen für FC und EC, aber nur 2,20 Logarithmus-Stufen für IE, was auf die vergleichsweise höhere Umweltresistenz der Enterokokken zurückgeführt werden kann. Trotz der Inaktivierung von FC und EC um mehr als 3 Logarithmusstufen im Zuge der Klärschlammstabilisierung kann aber von keiner ausreichenden Hygienisierung bzw. keinem seuchenhygienisch unbedenklichen Endprodukt ausgegangen werden. 3

2. EINLEITUNG Im Rahmen einer 2013 publizierten Studie [9] wurde der anthropogene Einfluss auf die Mikrobiozönose der Mur durch den Nachweis der bakteriellen Fäkalindikatoren Fäkalcoliforme, Escherichia coli, Enterokokken und Salmonellen untersucht. Aufgrund der Analysenergebnisse war ein massiver anthropogener Einfluss auf den Gehalt bakterieller Fäkalindikatoren der Mur gegeben, wobei eine Zunahme der Belastungen mit der Fließrichtung und jahreszeitliche Schwankungen zu beobachten waren. Eine Bewertung auf Basis der Anforderungen für Badegewässer [4] weist die Mur als ungeeignet für Bade und vergleichbare Freizeitnutzungen aus. Die Untersuchungsergebnisse dokumentieren sehr gut den anthropogenen Einfluss auf die Wasserqualität der Mur und korrelieren mit den wichtigsten Immissionsquellen entlang der Fließstrecke. Für Aussagen in welchem Ausmaß die Belastungen einzelnen Faktoren, sowohl in Fließrichtung gesehen als auch in Bezug auf jahreszeitliche Schwankungen, im Detail zugerechnet werden können, war das Untersuchungsnetz nicht engmaschig genug. Die Steiermark ist seit Jahrzehnten bemüht durch geeignete Maßnahmen die Wassergüte der Mur permanent zu verbessern. Die nachweislichen Erfolge dieser Maßnahmen sind umfassend dokumentiert. Diese Bemühungen zur permanenten Verbesserung der Wasserqualität der Mur sind auch ganz im Sinne der in der Wasserrahmenrichtlinie dokumentierten Maßnahmen und Ziele. Mit der Feststellung, Wasser ist keine übliche Handelsware, sondern ein ererbtes Gut, das geschützt werden muss, gibt die Wasserrahmenrichtlinie, Richtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23. Oktober 2000 [3], weit reichende Zielvorstellungen bei der Sanierung und beim Schutz von Gewässern vor. Der Qualität von Fließgewässern kommt eine immer wichtigere Bedeutung zu, da Fließgewässer, nicht zuletzt auf Grund der zunehmend besseren Wasserqualität, auch immer mehr für Freizeitaktivitäten genutzt werden. Diesbezüglich sind Bootssport, Kajak, Rafting, Surfen und in zunehmendem Maße auch Baden und Schwimmen beispielhaft zu nennen. Es sind somit nicht allein ökologische Aspekte und Gedanken eines umfassenden Umwelt- und Naturschutzes im Vordergrund, sondern zunehmend seuchenhygienische Aspekte und Anfordernisse des Infektionsschutzes. Auch für die Verwendung von Wasser für die Bewässerung von Gemüsekulturen und für Angelsport sind aus lebensmittelhygienischer Sicht entsprechende Vorkehrungsmaßnahmen zu treffen. Unter Berücksichtigung obiger Ausführungen ist es allerdings verwunderlich und widersprüchlich, dass Fließgewässer sehr häufig die Anforderungen an die Qualität von Wasser, welches für oben genannte Freizeitaktivitäten genutzt werden will, nicht erfüllen. Diesbezüglich ist in erster Linie die weit verbreitete Nutzung von Oberflächengewässer für Badezwecke zu nennen. Insbesondere die Anforderungen an die bakteriologische Qualität des Badewassers, der Gehalt an Fäkalindikatoren wie Escherichia coli, Fäkalcoliforme, Enterokokken und Salmonellen, führen immer wieder zu Beanstandungen bzw. zu einer Nichtkonformität mit den gesetzlichen Bestimmungen für Badegewässer [2]. Es sind dies Parameter, die weder in den Abwasseremissionsverordnungen enthalten sind, noch für die aktuelle Zustandsbewertung im Sinne der Wasserrahmenrichtlinie herangezogen werden [1]. 4

Sowohl für die Mur als auch für die Abläufe der Abwasserreinigungsanlagen liegen nur wenige Untersuchungen mit Schwerpunkt Seuchenhygiene und Mikrobiologie vor [9,10,11,12,13,14,20]. Die aus gegenständlichem Projekt gewonnenen Daten sollen auf Basis validierter und mathematisch gesicherter Methoden eine Quantifizierung der Reinigungsleistung einer kommunalen Abwasserreinigungsanlage hinsichtlich bakterieller Indikatoren erlauben. In weiterer Folge sollen aus den Ergebnissen Aussagen über den Einfluss bzw. den Anteil an der Belastung des Vorfluters mit bakteriellen Fäkalindikatoren aus kommunalen Abwasserreinigungsanlagen getroffen werden können. 3. MATERIAL UND METHODEN 3.1 Beschreibung der Anlage Die gegenständliche Verbandskläranlage ist eine mechanisch-biologische Kläranlage mit anaerober Schlammstabilisierung für kommunale und betriebliche Abwässer. Die Anlage ist als einstufiges Belebtschlammverfahren mit kombinierter vorgeschalteter Kaskadendenitrifikation und simultaner Denitrifikation, biologischer Phosphorelimination, Belebtschlammabtrennung in vertikal durchströmten rechteckigen Nachklärbecken und nachgeschalteter Filtration zur Mikroflockenrückhaltung konzipiert. Das Kanalsystem ist ein Misch- und Trennsystem. Nachstehend die wichtigsten Auslegungsdaten: Angeschlossene Einwohner EW 50.000 Hydraulische Belastung Q TW m³/d 8.000 Hydraulische Belastung Q RW m³/d 16.000 Max. Q TW l/sec 140 Max.Q RW (Gesamtzulauf Belebung) l/sec 280 BSB 5 -Fracht kg/d 3.000 CSB-Fracht kg/d 6.000 N ges. -Fracht kg/d 550 P ges. -Fracht kg/d 75 Die wesentlichen Anlagenteile der Wasserlinie sind: Grobschotterfang, Mischwasserbehandlungsbecken (3.000 m³) Zulaufhebewerk: Schneckenhebewerk (3 Aggregate mit je 140 l/sec max. Förderleistung) Rechenanlage: 2-straßig (3 mm Spaltweite) mit je 280 l/sec; Sandwaschanlage, Klärraumgutannahme, Fäkalien-, Fremdschlamm- und Fettübernahme Sand- und Fettfang; 2-straßig 2 Vorklärbecken mit je 126 m³ und Verteilbauwerk 5

Belebungsbecken 2-straßig als einstufiges Belebtschlammverfahren mit kombinierter vorgeschalteter und simultaner Denitrifikation sowie biologischer Phosphorelimination; V ges = 5.100 m³ 2 rechteckige, vertikal durchströmte Nachklärbecken: V ges = je 4.032 m³ Fällmittelstation: Eisen-Aluminium-Kombination Filteranlage: Scheibenfilter zur Feststoffrückhaltung mit 3 Einheiten a 60 m² und max. Beschickung von 1.000 m³/h Die wesentlichen Anlagenteile der Schlammlinie sind: Voreindicker Primärschlamm Schlammmischbehälter für die Faulturmbeschickung (100 m³) Faulturm: V = 1.500 m³; 2 Faulschlammstapelbehälter: V ges = 300 m³ Schlammentwässerung mittels Hochleistungszentrifuge; Überschussschlammeindickung mit Bandeindicker 30 m³/h, Schlammlager Faulgasanlge bestehend aus Faulturm, Kondensationstrocknung, Aktivkohleanlage, Messeinrichtung Gasentschwefler, Gasspeicher, Gasfackel, Heizkessel und Blockheizkraftwerk 3.2 Untersuchungsprogramm Projektdauer: Oktober 2012 bis September 2013 mit wöchentlichen Probenahmen. Probenahmestellen: Abwasserzulauf, nach biologischer Reinigungsstufe und nach Scheibenfilter unmittelbar vor Ablauf in den Vorfluter Klärschlamm vor und Klärschlamm nach der anaeroben Schlammstabilisierung Parameter und Analysemethoden: Für die bakteriologischen Analysen wurden an den definierten Probenahmstellen zu jeweils 250 ml Abwasser bzw. 100 g Klärschlamm mittels geeigneter Gerätschaften und Gefäßen entnommen. Der Probentransport erfolgte gekühlt und die Proben wurden noch am Tag der Probenahme den entsprechenden Analysen zugeführt. 6

In mikrobiologischer Hinsicht wurden nachstehende Parameter mit den jeweils angeführten Methoden bestimmt: Fäkalcoliforme (FC) gemäß ISO 9308-2 Escherichia coli (EC) gemäß ISO 9308-2 Intestinale Enterokokken (IE) gemäß ON 7899-2 Salmonellen (S) gemäß ISO 19250 Die Typisierung der isolierten Salmonellen-Stämme wurde an der AGES Graz durchgeführt. Sämtliche angewandten Untersuchungsmethoden sind im Parameterumfang der akkreditierten Prüf- und Inspektionsstelle am Institut für Hygiene enthalten. 4. ERGEBNISSE UND DISKUSSION In den Abbildungen 1 und 2 sind die Ergebnisse der bakteriologischen Parameter im Verlauf der Abwasserreinigung bzw. Klärschlammstabilisierung als Box-Whisker-Plots dargestellt. Die Darstellung der Ergebnisse mittels Boxplots zeigt durch die Berücksichtigung des Medians (50%-Perzentile) und der unteren und oberen Quartilen (25%- und 75%-Perzentilen) als Bestandteile der Box und der 10%- und 90%-Perzentilen als weiterführende Linien mit einem Querbalken (Whisker) sehr anschaulich die Verteilung und Schwankung der Analysendaten und erlaubt gleichzeitig einen objektiven Vergleich der Ergebnisse von den unterschiedlichen Entnahmestellen. 4.1 Abwasser Die Medianwerte der Zulaufkonzentrationen über einen Beobachtungszeitraum von einem Jahr lagen für Fäkalcoliforme mit 5,79x10 6 und Escherichia coli mit 4,10x10 6 in einem vergleichbaren Bereich. Der Median für Enterokokken lag mit 6,31x10 5 ca. eine Logarithmus- Stufe darunter. Obwohl die Probenentnahmen in wöchentlichen Abständen über ein ganzes Jahr bei unterschiedlichsten Temperatur- und Niederschlagsverhältnissen durchgeführt wurden, lagen die Ergebnisse in einem engen Bereich von 0,61 bis 0,82 Logarithmus-Stufen für den Interperzentilbereich und von 0,26 bis 0,38 Logarithmus-Stufen für den Interquartilbereich. Es kann somit bei der gegenständlichen Abwasserreinigungsanlage hinsichtlich der Konzentrationen an bakteriellen Fäkalindikatoren im Anlagenzulauf von sehr konstanten Verhältnissen ausgegangen werden (siehe Abb.1 und Tab. 1). Die Medianwerte der Ablaufkonzentrationen lagen für Fäkalcoliforme mit 8,36x10 3 und Escherichia coli mit 5,21x10 3 ebenfalls in einem vergleichbaren Bereich. Der Median für Enterokokken lag mit 7,50x10 2 ca. eine Logarithmus-Stufe darunter. Die Reduktionsraten bzw. die Reinigungsleistung für die untersuchten bakteriologischen Fäkalindikatoren im Kläranlagenablauf betrugen 2,84 bis 2,93 Logarithmus-Stufen berechnet aus den Medianwerten von Zulauf und Ablauf (Tab. 2). Obwohl Enterokokken in geringerer 7

Konzentration im Zulauf vorkommen als Fäkalcoliforme und Escherichia coli war hinsichtlich der Reinigungsleistung kein signifikanter Unterschied zu beobachten. Der Vergleich der Ergebnisse von der biologischen Stufe und vom Ablauf erbrachte keine signifikanten Unterschiede. Aus diesem Ergebnis lässt sich keine signifikante zusätzliche Reinigungsleistung der Filteranlage zur zusätzlichen Feststoffrückhaltung im Hinblick auf mikrobiologische Parameter ableiten. Die Streuung der Ergebnisse im Ablauf lag im Vergleich zu den Zulaufdaten in einem weiteren Bereich von 1,05 bis 1,39 Logarithmus- Stufen für die Perzentilen bzw. 0,62 bis 0,75 Logarithmus-Stufen für die Quartilen (Abb. 1 und Tab. 1). Daraus kann geschlossen werden, dass witterungsbedingte bzw. anlagenspezifische Gegebenheiten die Reinigungsleistung beeinflussen. Abb.1 a c: Fäkalcoliforme (FC), Escherichia coli (EC) und intestinale Enterokokken (IE) im Anlagenzulauf, nach der biologischen Stufe (Biologie) und nach Nachfiltration (Ablauf) 8

Tab.1: Bereich (Logarithmus-Stufen) zwischen 10%- und 90%-Perzentile und den Quartilen für FC, EC und IE im Abwasser. Zulauf 10-90/25-75 nach Biologie 10-90/25-75 Ablauf 10-90/25-75 Fäkalcoliforme 0,82 / 0,38 1,58 / 0,60 1,05 / 0,62 Escherichia coli 0,76 / 0,32 1,18 / 0,45 1,07 / 0,58 Enterokokken 0,61 / 0,26 1,09 / 0,56 1,39 / 0,75 Tab.2: Reduktion des Median (Logarithmus-Stufen/linear) für FC, EC und IE in der biologischen Stufe und im Ablauf in Bezug zum Anlagenzulauf nach Biologie log/linear Ablauf log/linear Fäkalcoliforme 2,77 / 584 2,84 / 692 Escherichia coli 2,82 / 661 2,90 / 787 Enterokokken 2,81 / 650 2,93 / 841 4.2 Klärschlamm Die Medianwerte des Rohschlamms über einen Beobachtungszeitraum von einem Jahr lagen für Fäkalcoliforme mit 7,94x10 5 /g, Escherichia coli mit 4,41x10 5 /g und Enterokokken mit 1,60x10 5 /g in einer vergleichbaren Größenordnung. Die im Abwasser beobachtete geringere Konzentration von Enterokokken war im Klärschlamm nicht mehr in dem Ausmaß gegeben. Durch die höhere Umweltresistenz der Enterokokken dürfte sich dieser Unterschied im Zuge der Abwasserreinigung bzw. der Schlammbildung deutlich verringert haben. Dies ist auch als Grund dafür anzusehen, dass die Streuung der Ergebnisse für Enterokokken von 1,61 Logarithmus-Stufen für den Interperzentilbereich bzw. 0,88 Logarithmus-Stufen für den Interquartilbereich deutlich höher lag, als für Fäkalcoliforme und Escherichia coli (siehe Abb. 2 und Tab. 3). 9

Die Medianwerte des stabilisierten Klärschlamms lagen für Fäkalcoliforme bei 3,84x10 2 /g, für Escherichia coli bei 2,10x10 2 /g und für Enterokokken bei 1,01x10 3 /g. Auffällig dabei ist, dass im stabilisierten Klärschlamm die Enterokokken die höchste Konzentration aufwiesen, während im Abwasser ein umgekehrtes Verhältnis gegeben war. Die Reduktionsraten bzw. die Reinigungsleistung für die untersuchten bakteriologischen Fäkalindikatoren im Klärschlamm betrugen 3,22 Logarithmus-Stufen für Fäkalcoliforme und Escherichia coli berechnet aus den jeweiligen Medianwerten. Für Enterokokken betrug die Reduktion aber nur 2,20 Logarithmus-Stufen, was auf die höhere Umweltresistenz dieser Bakterien zurückgeführt werden kann. Die hohe Reinigungsleistung für Fäkalcoliforme und Escherichia coli ging aber mit einer hohen Streuung der Ergebnisse von über 2 Logarithmus-Stufen einher, was auf inkonstante Verhältnisse im Zuge der Klärschlammstabilisierung hinweist (Abb. 2 und Tab.4). Abb.2 a c: Fäkalcoliforme (FC), Escherichia coli (EC) und Intestinale Enterokokken (IE) im Klärschlamm (Rohschlamm = KS-roh und stabilisierten Schlamm = KS-stab.) 10

Tab.3: Perzentilenbereich (Logarithmus-Stufen) zwischen 10%- und 90%-Perzentile und den Quartilen für FC, EC und IE im Klärschlamm KS-roh 10-90/25-75 KS-stab. 10-90/25-75 Fäkalcoliforme 0,88 / 0,35 2,01 / 1,04 Escherichia coli 0,66 / 0,39 2,11 / 1,11 Enterokokken 1,61 / 0,88 1,43 / 0,82 Tab.4: Reduktion des Median (Logarithmus-Stufen/linear) für FC, EC und IE im stabilisierten Klärschlamm in Bezug zum Rohschlamm Log-Stufen / linear Fäkalcoliforme 3,32 / 2065 Escherichia coli 3,32 / 2099 Enterokokken 2,20 / 158 Der qualitative Nachweis von Salmonellen in 100 ml Abwasser konnte in über 50% der Zulaufproben geführt werden. Nach der biologischen Reinigungsstufe bzw. im Ablauf waren noch 26% bzw. 30% der Abwasserproben positiv (siehe Abb. 3). Im 10g Rohschlamm waren Salmonellen in 66% der Proben nachweisbar. Die Klärschlammstabilisierung erbrachte eine Reduktion auf 26% der untersuchten Proben (Abb.4). Trotz einer Reinigungsleistung von knapp 3 Logarithmus-Stufen hinsichtlich Fäkalcoliformen, Escherichia coli und Enterokokken im Abwasser und über 3 Logarithmus- Stufen im Klärschlamm waren Salmonellen noch immer in über einem Viertel der Kläranlagenablaufproben und Proben des stabilisierten Klärschlamms vorhanden. 11

Abb. 3: Qualitativer Nachweis von Salmonellen in 100 ml Abwasser (n = 53) 60 50 Salmonellen nachweisbar in 100 ml % 40 30 20 10 0 Zulauf Biologie Ablauf Abb. 4: Qualitativer Nachweis von Salmonellen in 10g Klärschlamm (n = 53) % 80 70 60 50 40 30 20 10 0 Salmonellen nachweisbar in 10 g KS-roh KS-stab 4.3 Einfluss auf den Vorfluter Im Untersuchungszeitraum von Oktober 2012 bis September 2013 betrug der Abwasserdurchfluss durch die Kläranlage insgesamt 3.113.092 m³, was einem durchschnittlichen täglichen Durchfluss von 8.529 m³ bzw. 0,1 m³/s entspricht und in dieser Menge in den Vorfluter abgeleitet wird. Aus den Abflussdaten der Mur [Hydrographischer Dienst] mit einem mittleren Abfluss (QM) von 144,6 m³/s bzw. bei Abfluss bei Niedrigwasser (Q 95% ) von 63,82 m³/s errechnen sich Verdünnungsfaktoren (VF) für die abgeleiteten Abwassermengen in die Mur von 1.446 bzw. 638. In nachstehenden Tabellen 5a-5d sind die Aufstockungen der bakteriellen Fäkalindikatoren Fäkalcoliforme (FC), E. coli (EC) und Enterokokken (IE) aus unterschiedlichen Konzentrationen im Abwasser und unterschiedlichen Abflussmengen der Mur berechnet. 12

Durch Einleitung der gereinigten Abwässer ergibt sich eine unerhebliche Erhöhung der Konzentrationen an FC, EC und IE im Bereich von 0,5/100ml für IE bis 5,8/100ml für FC bei Berechnung aus den Medianwerten und dem mittleren Abfluss (QM). Selbst bei Annahme ungünstiger Bedingungen auf Grundlage der 90%-Perzentilen und Niedrigwasser (Q 95% ) beträgt die Aufstockung genannter bakterieller Fäkalindikatoren nur 3,8/100ml (IE) bis 35,2/100ml (FC). Legt man einer derartigen Kalkulation die Daten des ungereinigten Abwassers zugrunde, so ergeben sich vergleichsweise dramatische Erhöhung der Fäkalindikatoren von 436/100ml für IE (Median und MQ) bis 27.116/100ml für FC (90%- Perzentile und Q 95% ). Tab. 5a: Erhöhung der Belastung des Vorfluters durch den Kläranlagenablauf (Median von FC, EC und IE) bei einem mittleren Abfluss (MQ) bzw. bei Niedrigwasser (Q 95% ) FC (Median) EC (Median) IE (Median) MQ 5,8 3,6 0,5 Q 95% 13,1 8,2 1,2 Tab. 5b: Erhöhung der Belastung des Vorfluters durch den Kläranlagenablauf (90%- Perzentile von FC, EC, IE) bei einem mittleren Abfluss (MQ) bzw. bei Niedrigwasser (Q 95% ) FC (90%-Perzentile) EC (90%-Perzentile) IE (90%-Perzentile) MQ 15,5 9,8 1,7 Q 95% 35,2 22,1 3,8 Tab. 5c: Erhöhung der Belastung des Vorfluters durch Direkteinleitung von ungereinigtem Abwasser (Median von FC, EC, IE) bei einem mittleren Abfluss (MQ) bzw. bei Niedrigwasser (Q 95% ) FC (Median) EC (Median) IE (Median) MQ 4.004 2.835 436 Q 95% 9.075 6.426 989 Tab. 5d: Erhöhung der Belastung des Vorfluters durch Direkteinleitung von ungereinigtem Abwasser (90%-Perzentile von FC, EC, IE) bei einem mittleren Abfluss (QM) bzw. bei Niedrigwasser (Q 95% ) FC (90%-Perzentile) EC (90%-Perzentile) IE (90%-Perzentile) MQ 11.964 6.420 947 Q 95% 27.116 14.551 2.147 13

5. SCHLUSSFOLGERUNGEN 5.1. Reinigungsleistung der Anlage und Einfluss des Anlagenablaufes auf den Vorfluter Die Reduktionsraten bzw. die Reinigungsleistung für die untersuchten bakteriologischen Fäkalindikatoren im Kläranlagenablauf betrugen 2,84 bis 2,93 Logarithmus-Stufen berechnet aus den jeweiligen Medianwerten (Abb. 1, Tab. 2). Im Rahmen einer in Deutschland durchgeführten Studie [7] wurden Reinigungsleistungen in Abhängigkeit zur Größe und technischen Ausstattung der Abwasserreinigungsanlagen Reduktionsraten zwischen 1,9 und 3,5 Logarithmus-Stufen ermittelt. Die Reinigungsleistung der untersuchten Anlage liegt somit über dem Durchschnittswert im Vergleich zur zitierten Studie. Durch Einleitung der gereinigten Abwässer in den Vorfluter ergibt sich eine unerhebliche Erhöhung der Konzentrationen an FC, EC und IE im Bereich von 0,5/100ml für IE bis 5,8/100ml bei Berechnung aus den Medianwerten und dem mittleren Abfluss (QM). Selbst bei Annahme ungünstiger Bedingungen auf Grundlage der 90%-Perzentilen und Niedrigwasser (Q 95% ) beträgt die Aufstockung genannter bakterieller Fäkalindikatoren nur 3,8/100ml (IE) bis 35,2/100ml (FC). Die Einleitung der gereinigten Abwässer kann somit nicht als Ursache für die hohen Konzentrationen an bakteriellen Fäkalindikatoren in der Mur [9] angesehen werden (Tab. 5a-b). 5.2. Mischwasserentlastung und Einfluss auf den Vorfluter Legt man einer derartigen Kalkulation die Daten des ungereinigten Abwassers zugrunde (Tab. 5c-d), so ergeben sich vergleichsweise dramatische Erhöhungen der Fäkalindikatoren von 436/100ml für IE (Median und MQ) bis 27.116/100ml für FC (90%- Perzentile und Q 95% ). Derartige Verhältnisse können bei einer Mischwasserentlastung gegeben sein, bei der der Abwasserzufluss des Mischsystems die Mengenkapazität der Anlage übersteigt und aus diesem Grunde ungereinigte bzw. mechanisch nur grob vorgereinigte Abwässer in den Vorfluter geleitet werden. In der gegenständlichen Anlage wurde über den gesamten Untersuchungszeitraum eine Mischwasserentlastung in einer Menge durchgeführt, die 4,3% der Durchflussmenge der Anlage entspricht. Umgerechnet in Jahresfrachten bedeutet dies aber, dass durch Mischwasserentlastungen eine im Vergleich zum Anlagenablauf 30 bis 40-fache Belastung des Vorfluters erfolgte (Tab. 6). Tab. 6: Jahresfrachten für FC, EC und IE berechnet aus den Medianwerten für Anlagendurchfluss (AD) und Mischwasserentlastungsmengen (MWE) FC EC IE Anlagendurchfluss 2,6 x 10 14 1,6 x 10 14 2,3 x 10 13 Mischwasserentlastung 7,8 x 10 15 5,5 x 10 15 8,5 x 10 14 Belastungsfaktor MWE/AD 30 34 40 14

In der Praxis dürfte dieser Belastungsfaktor etwas kleiner sein, da auch bei nur grober mechanischer Vorreinigung durch Sedimentation auch Mikroorganismen mit absedimentiert werden. Stichprobenartige Untersuchungen von Mischwasserentlastungen haben aber im Vergleich zum Anlagenzulauf keine signifikant niedrigeren Belastungen gezeigt. Auch aus den Ergebnissen einer Studie aus Deutschland [8] mit einer Bakterien-Jahresfracht aus Mischwasserentlastungen, welche jene der Kläranlagenabläufe um ca. das 20-fache übersteigt, kann geschlossen werden, dass die Berechnung aus Zulaufwerten durchaus den tatsächlichen Verhältnissen entspricht. Da die Mischwasserentlastung nicht kontinuierlich erfolgt, sondern Einzelereignisse unterschiedlicher Intensität darstellen, sind für die Abschätzung der jeweiligen Vorfluterbelastung nicht die Belastungsfaktoren gemäß Tabelle 6, sondern die Aufstockungsberechnungen gemäß Tabellen 5c und 5d heranzuziehen. Aufgrund der vorliegenden Ergebnisse erscheinen weitere Maßnahmen zur Reduktion der Belastung des Anlagenablaufs mit bakteriellen Fäkalindikatoren, wie beispielsweise die im Rahmen der Isarsanierung [5,15,16,17] getroffene Maßnahme der Desinfektion des Anlagenablaufs mittels UV-Bestrahlung, als nicht zielführend bzw. nicht erforderlich. Vielmehr ist eine Reduktion der Mischwasserentlastungen anzustreben um sowohl Spitzenbelastungen als auch Jahresfrachten zu reduzieren. Dass eine mangelhafte bis fehlende Abwasserreinigung bzw. ein inadäquates Abwassermanagement einen gravierenden negativen Einfluss auf den Zustand der Vorfluter hat, zeigen beispielhaft sehr eindrucksvoll umfangreiche Studien an der Donau [11] und an der Seine [22,23]. 5.3. anaerobe Schlammstabilisierung Die Reduktionsraten für die untersuchten bakteriellen Fäkalindikatoren durch die Klärschlammstabilisierung betrugen auf Basis der Medianwerte 3,22 Logarithmus-Stufen für FC und EC, aber vergleichsweise nur 2,20 Logarithmus-Stufen für IE, was auf die höhere Umweltresistenz der Enterokokken zurückgeführt werden kann. Die hohe Reduktion im Hinblick auf Fäkalcoliforme und Escherichia coli geht aber mit einer hohen Streuung der Ergebnisse von über 2 Logarithmus-Stufen einher, was auf inkonstante Verhältnisse im Zuge der Klärschlammstabilisierung hinweist. Aus diesen Ergebnissen kann geschlossen werden, dass die mikroökologischen Verhältnisse bei der anaeroben Schlammstabilisierung in einem Bereich liegen, der nur geringfügig von den Umweltbedingungen entfernt liegt, die ein Überleben von bakteriellen Fäkalindikatoren ermöglichen. Diese Annahme wird durch den Umstand untermauert, dass die Inaktivierungsrate der umweltresistenteren Enterokokken im Vergleich zu FC und EC signifikant geringere ist (siehe Abb. 2 und Tab. 4). Dieser Unterschied in der Reduktionsrate war im Abwasser nicht zu beobachten, was auf unterschiedliche ökologische Faktoren zurückgeführt werden kann. Während im Abwasser in einer Zeitspanne von nur einem Tag viel mehr eine Auftrennung der bakteriellen Fracht in Klärschlamm und Wasser erfolgt, findet bei der anaeroben Schlammstabilisierung bei Aufenthaltszeiten von ca. 40 Tagen eine tatsächliche Inaktivierung im Sinne eines Absterbens statt, wobei die umweltresistenteren Mikroorganismen naturgemäß länger überleben und über Kulturverfahren auch länger nachgewiesen werden können. 15

Trotz der Inaktivierung von FC und EC um mehr als 3 Logarithmusstufen kann von keiner ausreichenden Hygienisierung bzw. keinem seuchenhygienisch unbedenklichen Endprodukt ausgegangen werden. Die Steiermärkische Klärschlammverordnung [21] definiert die seuchenhygienische Unbedenklichkeit von Klärschlamm mit der Abwesenheit von Salmonellen und maximal 100 Escherichia coli in 1 g. Immerhin in 26,4% der stabilisierten Schlämme konnten Salmonellen qualitativ nachgewiesen werden und der Median für Escherichia coli betrug 210/g. 6. LITERATUR [01] BMLFUW: Nationaler Gewässerbewirtschaftungsplan 2009 NGP 2009. BMLFUW- UW.4.1.2/0011-I/4/2010. [02] BGewV Badegewässerverordnung: Verordnung des Bundesministers für Gesundheit, mit der die Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftung (Badegewässerverordnung BgewV) erlassen und die Bäderhygieneverordnung geändert wird. BGBl. Nr. 349/2009 idgf. [03] Europäische Union: Richtlinie 200/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 23. Oktober 2000 zur Schaffung eines Ordnungsrahmens für Maßnahmen der Gemeinschaft im Bereich Wasserpolitik. Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften L 327/1-72, 2000. [04] Europäische Union: Richtlinie 2006/7/EG des Europäischen Parlaments und des Rates vom 15. Februar 2006 über die Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftung und zur Aufhebung der Richtlinie 76/160/EWG. Amtsblatt der Europäischen Union L 64, 2006; 37-51. [05] Huber St, Popp W. Überprüfung der Abtötung bzw. Inaktivierung ausgewählter Krankheitserreger in Abwasser durch UV-Strahlung im Vergleich zur Reduktion von Fäkalindikatorbakterien und Untersuchungen zur Wiederverkeimung. Bayerisches Landesamt für Umwelt; 2005. [06] Kirschner AKT, Kavka GG, Velimirov B, Mach RL, Sommer R, Farnleitner AH: Microbiological water quality along the Danube River: Integrating data from two wholeriver surveys and a transnational monitoring network. Water Research 43, 2009, 3673-3684. [07] Kistemann T, Rind E, Rechenburg A, Koch C, Claßen T, Herbst S, Wienand I, Exner M. A comparison of efficiencies of microbiological pollution removal in six sewage treatment plants with different treatment systems. Int.J.Hyg.Environ.Health 211, 2008; 534-545. [08] Kistemann T, Koch C, Claßen T, Rechenburg A, Kramer F, Herbst S, Franke C, Rind E, Hösper C, Exner M. Mikrobielle Fließgewässerbelastungen durch abwassertechnische 16

Anlagen und diffuse Einträge. Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen. 2009. [09] Kittinger C, Marth E, Reinthaler FF, Zarfel G, Pichler-Semmelrock F, Mascher W, Mascher G, Mascher F. Water quality assessment of a Central European River Does the Directive 2000/60/EC cover all needs for a comprehensive classification? Sci Total Environ 447, 2013. [10] Köck M, Pichler-Semmelrock F, Mascher F, Möse JR. Salmonellenuntersuchungen der Mur in den Jahren 1986 und 1987. Forum Städte-Hygiene 39, 1988; 48-51. [11] Mascher F, Haas D, Stuhlbacher A, Marth E, Pichler-Semmelrock FP, Köck M, Feierl G. Abwasserreinigung unter dem Aspekt der Elimination seuchenhygienisch relevanter Mikroorganismen. Österr. Wasser-und Abfallwirtschaft 48 (1/2), 1996; 314-319. [12] Mascher F. Hygienische Bewertung von Abwasser und Klärschlamm aus Kleinkläranlagen. Umweltmed. Forsch. Prax. 3 (1), 1998; 31-35. [13] Mascher F, Franz P Pichler-Semmelrock, Franz F Reinthaler, E Marth: Kann man in Flüssen baden? Saprobiensystem versus Hygiene. Hyg. Med. 34 (6), 2009; 233-239. [14] Möse JR, Thiel W. Nachweis von Salmonellen in der Mur. Vergleich 1969 1981. Zbl. Bakt. Hyg., I. Abt. Orig. B 176, 1982; 562-570. [15] Popp W, Roth D, Schindler RG. Bakteriologisch-hygienische Wasserqualität an der Oberen Isar Zustand und Maßnahmen zur Verbesserung. Wasser-Abwasser, 141 (12), 2000, 843-848. [16] Popp W, Schertler C. Bakteriologisch-hygienisches Untersuchungsprogramm Obere Isar zur Wiederherstellung der Badegewässerqualität. Münchner Beiträge zur Abwasser- Fischerei- und Flussbiologie 55, 2003; 61-78. [17] Popp W, Huber St, Kexel St. Abwasserdesinfektion zur Verbesserung der Badegewässerqualität an der Oberen Isar. Wasser und Abfall 5, 2004; 14-18. [18] Servais P, Billen G, Goncalves A, Garcia-Armisen T: Modeling microbiological water quality in the Seine river drainage network: past, present and future situations. Hydrol. Earth Syst. Sci. 11, 2007, 1581-1592. [19] Servais P, Garcia-Armisen T, Isabelle G, Billen G: Fecal bacteria in the rivers of the Seine drainage network: sources, fate and modeling. Science oft the total environment 375, 2007, 152-167. [20] Stuhlbacher A, Mascher F. Hygienisch-bakteriologische Untersuchungen von Abwasserreinigungssystemen. Joanneum Research, 1995. [21] Steiermärkische Klärschlammverordnung: LGBl., Nr. 89, 2007. 17