Auswirkung der Versickerung von gereinigtem Abwasser von ...

Auswirkung von Versickerungund Verrieselung von durchKleinkläranlagen mechanischbiologischgereinigtemAbwasser in dezentralen LagenAugust 2006

I M P R E S S U MMedieninhaber und Herausgeber:LebensministeriumStubenring, A-1012 WienProjektleitung:TU Wien, Institut für Wassergüte, Ressourcenmanagement und AbfallwirtschaftKarlsplatz 13/226, A-1040 WienAutoren:Helmut Kroiss, Matthias Zessner, Christian SchillingTU Wien, Institut für Wassergüte, Ressourcenmanagement und AbfallwirtschaftGerhard KavkaBundesamt für Wasserwirtschaft, Institut für WassergüteAndreas FarnleitnerTU Wien, Institut für Verfahrenstechnik, Umwelttechnik und BiowissenschaftenAlfred Paul Blaschke, Richard KirnbauerTU Wien, Institut für Wasserbau und IngenieurhydrologieEwald Tentschert, Christian HasslerTU Wien, Institut für IngenieurgeologieHarald StrelecBOKU Wien, Institut für angewandte Statistik und EDVWien, August 2006

InhaltsverzeichnisDANKSAGUNG ......................................................................................................... 11 EINLEITUNG UND MOTIVATION ............................................................... 22 ENTWICKLUNG EINES LEITFADENS ZUR BEURTEILUNG DERMÖGLICHKEITEN FÜR DIE VERSICKERUNG VON BIOLOGISCH GEREINIGTEMABWASSER VON KLEINKLÄRANLAGEN............................................................... 72.1 Überlegungen zur Erstellung des Leitfadens ..................................................................................... 72.2 Entwurf für einen Leitfaden............................................................................................................. 102.2.1 Einleitung.......................................................................................................................................... 102.2.2 Ausschließungsgründe für eine Versickerung ............................................................................ 102.2.3 Abgrenzung potentiell beeinträchtigter Flächen ......................................................................... 122.2.4 Anforderungen an Anlagen zur Versickerung von gereinigtem häuslichem Abwasser ........ 202.2.5 Erforderliche Projektunterlagen..................................................................................................... 233 VERGLEICH DER VORGEHENSWEISE IN DEN BUNDESLÄNDERN.... 273.1 Allgemeines ....................................................................................................................................... 273.2 Oberösterreich................................................................................................................................... 303.3 Kärnten.............................................................................................................................................. 313.4 Vorarlberg ......................................................................................................................................... 323.5 Salzburg............................................................................................................................................. 323.6 Niederösterreich ................................................................................................................................333.7 Wien................................................................................................................................................... 333.8 Burgenland........................................................................................................................................ 333.9 Tirol ................................................................................................................................................... 343.10 Steiermark ......................................................................................................................................... 343.11 Diskussion ......................................................................................................................................... 354 RAHMENBEDINGUNGEN DER ABWASSERENTSORGUNG IMLÄNDLICHEN RAUM............................................................................................... 37

4.1 Möglichkeiten der Abwasserentsorgung im ländlichen Raum........................................................ 374.2 Reinigungsleistung typischer Reinigungsverfahren für Kleinkläranlagen unter Normal- undStörfallbedingungen.......................................................................................................................... 394.2.1 Datengrundlage ............................................................................................................................... 394.2.2 Typische Abwasserreinigungsanlagen ........................................................................................ 394.2.3 Ablaufwerte von Anlagen ≤ 10 EW............................................................................................... 404.2.4 Ablaufwerte von Anlagen mit > 10 – 20 EW................................................................................ 424.2.5 Vergleich mit Literaturwerten......................................................................................................... 444.2.6 Überschreitung der Ablaufgrenzwerte nach Ö-NORM B 2505................................................. 464.2.7 Gegenüberstellung der Daten aus der Fremdüberwachung und aus der Überprüfung durchKleinkläranlagenhersteller ............................................................................................................................ 484.2.8 Reduktion hygienisch relevanter Mikroorganismen in Kläranlagen......................................... 494.2.9 Membranverfahren.......................................................................................................................... 524.2.10 Grauwasserbehandlung aus Abwasser-Teilstromseparierung.............................................. 564.3 Grundwasserqualität in den Testregionen ....................................................................................... 595 HYGIENISCH-MIKROBIOLOGISCHE ASPEKTE ..................................... 625.1 Einleitung.......................................................................................................................................... 625.2 Ableitung erforderlicher Reduktionen hygienisch relevanter Mikroorganismen und Viren zurGewährleistung der Qualitätsziele im Grundwasser bei der Versickerung von mechanisch -biologisch gereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen ................................................................ 655.2.1 Risikobasierende mikrobiologisch-hygienische Qualitätskriterien ........................................... 655.2.2 Ableitung der notwendigen Mindestreduktion von enteralen pathogenen Viren imUntergrund ...................................................................................................................................................... 685.2.3 Ableitung der notwendigen Mindestreduktion von Escherichia coli im Untergrund............... 725.3 Mikrobiologische Parameter und Kennwerte für die Modellierung der Ausbreitung von Viren imUntergrund........................................................................................................................................ 755.4 Zusammenstellung der mikrobiologischen Parameter und Kennwerte als Eingangsgrößen für diehydrologische Modellierung ............................................................................................................. 805.5 Statistische Ausführungen zur Berechnung der notwendigen MO-Reduktion undVerknüpfung zur Ausbreitungsmodellierung ........................................................................ 815.5.1 Modellierung der Virenkonzentration beim Eintrag .................................................................... 815.5.2 Zulässige Virenkonzentration beim Konsum............................................................................... 835.5.3 Notwendige Reduktion R ............................................................................................................... 835.5.4 Berücksichtigung der Prävalenz für Erkrankungen.................................................................... 845.5.5 Ermittlung der Minimalentfernung................................................................................................. 855.5.6 Spezialsituation Grauwasser ......................................................................................................... 865.5.7 Statistische Behandlung von E.coli vom Eintrag bis zur Entnahme ........................................ 86II

5.6 Betrachtungen zum Vorkommen präferentieller Fließwege (“Kurzschlüsse“) innerhalb der oberenBodenschichten ................................................................................................................................. 876 MODELLIERUNG DES STOFFTRANSPORTS IM GRUND-WASSER ALSWERKZEUG ZUR BEWERTUNG EINER MÖGLICHEN VERSICKERUNG ........... 906.1 Aufgaben, Ziele ................................................................................................................................. 906.2 Methoden........................................................................................................................................... 916.2.1 Ungesättigte Zone........................................................................................................................... 926.2.2 Gesättigte Zone ............................................................................................................................... 966.2.3 Monte-Carlo-Simulation.................................................................................................................. 976.2.4 Sensitivitätsanalyse hinsichtlich des Virentransportes .............................................................. 976.3 Datengrundlagen ............................................................................................................................ 1016.3.1 Allgemeine Definitionen................................................................................................................ 1016.3.2 Systemkenngrößen....................................................................................................................... 1026.3.3 Materialkenngrößen ...................................................................................................................... 1046.3.4 Stoffkenngrößen............................................................................................................................ 1166.4 Ergebnisse der Simulationsrechnungen......................................................................................... 1276.4.1 Fall Sauerstoff................................................................................................................................1276.4.2 Fall Nitrat ........................................................................................................................................ 1386.4.3 Fall Carbamazepin ........................................................................................................................ 1396.4.4 Fall Bakterien (E.coli).................................................................................................................... 1406.4.5 Fall Viren (Enterale Viren)............................................................................................................ 1426.4.6 Ableitung erforderlicher Fließstrecken zur Festlegung der Ausdehnung potentiellbeeinträchtigter Bereiche in Fließrichtung (bezogen auf Leitfaden, Kapitel 2).................................. 1476.4.7 Größe des Gebietes, in dem mit einer Beeinflussung der Grundwasserqualität quer undgegen die Grundwasserströmungsrichtung zur rechnen ist .................................................................. 1506.4.8 Ermittlung der Fließzeiten ............................................................................................................ 1546.4.9 Überlegungen zur Genauigkeit der Ergebnisse........................................................................ 1587 WEITERE HYDRO-GEOLOGISCHE ASPEKTE ......................................1617.1 Bestimmung der erforderlichen Versickerungsfläche................................................................... 1617.1.1 Flächenbedarfsermittlung nach Kiker und Pönninger.............................................................. 1617.1.2 Flächenbedarfsermittlung nach Imhoff....................................................................................... 1627.1.3 Flächenbedarfsermittlung nach Schmitz-Lenders .................................................................... 1627.1.4 Flächenbedarfsermittlung nach Tyler......................................................................................... 1637.1.5 Flächenbedarfsermittlung auf Basis der USDA Texturklassen nach Carsel et al. (1988).. 1647.1.6 Vergleich der verschiedenen Ansätze........................................................................................ 1697.1.7 Vorgeschlagene Vorgehensweise .............................................................................................. 171III

7.2 Versickerung über oberflächennahem Festgestein ....................................................................... 1727.2.1 Allgemeines.................................................................................................................................... 1727.2.2 Grundwasser in Festgesteinen.................................................................................................... 1737.2.3 Allgemeine Schlussfolgerungen.................................................................................................. 1777.2.4 Angaben zur Kluftöffnung und zum Kluftvolumen .................................................................... 1797.3 Lokalaugenschein in den 6 Typregionen der Phase I ................................................................... 1817.3.1 Allgemeines.................................................................................................................................... 1817.3.2 Böhmische Masse: Bereich Sandl, nordöstliches Mühlviertel ................................................ 1817.3.3 Tertiärbecken: Bereich südlich von Hartberg............................................................................ 1837.3.4 Molassezone: Bereich Markt St. Florian, südöstlich von Linz ................................................ 1857.3.5 Flyschzone (tw. Molasse): Bereich Scheibbs, Mostviertel ...................................................... 1867.3.6 Zentralalpin 1: Bereich Wolfsberg/Koralpe, Lavanttal.............................................................. 1887.3.7 Zentralalpin 2: Bereich Mürzzuschlag, Obersteiermark........................................................... 1917.3.8 Oberkärnten, Zentralalpin ............................................................................................................ 1927.3.9 Zusammenfassung........................................................................................................................ 1937.4 Ableitung geologischer und hydrologischer Ausgangsparameter aus vorhandenen Informationenund Ortsbefunden zur Beurteilung einer Versickerung ................................................................ 1937.4.1 Erhebung aus vorhandenen Unterlagen.................................................................................... 1947.4.2 Erhebung aus Ortsbefunden........................................................................................................ 1988 LITERATURVERZEICHNIS......................................................................2019 ANHANG – ZUSAMMENSTELLUNG DER ERFORDERLICHENENTFERNUNGEN VON EINER VERSICKERUNG ZUR EINHALTUNG DERGEWÄHLTEN SCHUTZZIELE................................................................................2139.19.1.1Belebungs-/Pflanzenkläranlagen ................................................................................................... 213Fall Sauerstoff................................................................................................................................2139.1.2 Fall Nitrat ........................................................................................................................................ 2199.1.3 Fall Carbamazepin ........................................................................................................................ 2219.1.4 Fall Viren (Enterale Viren)............................................................................................................ 2239.1.5 Fall Bakterien (E.coli).................................................................................................................... 2269.2 Grauwasser - Fall Sauerstoff.......................................................................................................... 2299.3 Grauwasser - Fall Viren (Enterale Viren) ..................................................................................... 2319.49.4.1Vorgehensweise in den Bundesländern.......................................................................................... 233Kärnten ........................................................................................................................................... 2339.4.2 Niederösterreich ............................................................................................................................ 2359.4.3 Salzburg (Stadt Salzburg)............................................................................................................ 2369.4.4 Steiermark ...................................................................................................................................... 238IV

9.4.5 Vorarlberg....................................................................................................................................... 2409.4.6 Burgenland ..................................................................................................................................... 2429.5 Ergebnisse ungesättigte Zone ......................................................................................................... 245V

DANKSAGUNGDer vorliegende Endbericht umfasst die wesentlichen Ergebnisse, die im Auftrag desBundesministeriums für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft im Rahmendieses Projektes mit interdisziplinärer Beteiligung erarbeitet wurden. Unser Dank gilt anerster Stelle dem Auftraggeber, welcher durch die Finanzierung die Grundlage für dasProjekt geschaffen hat.Für die Bereitstellung von Daten bzw. für unterstützende Hinweise möchten wir uns beimInstitut für Kulturtechnik und Bodenwasserhaushalt Petzenkirchen des Bundesamtes fürWasserwirtschaft, dem Amt der Oberösterreichischen Landesregierung, beim Amt derSteiermärkischen Landesregierung, beim Amt der Kärntner Landesregierung, demUmweltbundesamt sowie bei allen beteiligten Kleinkläranlagen-Herstellern bedanken.Für die Diskussion der Anwendbarkeit der digitalen österreichischen Bodenkarte im Rahmendieses Projektes möchten wir uns beim Bundesforschungs- und Ausbildungszentrums fürWald, Naturgefahren und Landschaft – Abteilung Landwirtschaftlicher Boden recht herzlichbedanken.Weiters danken wir den zuständigen Personen in den diversen Bezirkshauptmannschaften,Gemeindeämtern und den Bürgern in den Typregionen, die bereitwillig Auskunft zu Fragenbezüglich der Situation der Abwasserentsorgung gaben.Für die Bereitstellung und Validierung von Daten zu Abundanzen und Prävalenzen von Virenim Fäzes soll Prof. Christophe Gantzer (Universität Nancy, Frankreich) gedankt werden.1

1. Einleitung1 EINLEITUNG UND MOTIVATIONEntsprechend den Angaben des Gewässerschutzberichtes wurde 2001 das Abwasser vonrund 86 % der österreichischen Bevölkerung über Kanalisation undAbwasserreinigungsanlagen entsorgt. Der verbleibende Rest wird zum Teil überEinzelentsorgungsanlagen entsorgt, die heute nicht mehr als Stand der Technik angesehenwerden (z.B. undichte Senkgruben, Dreikammerfaulgruben). Eine Anpassung ist innerhalbder nächsten Jahre erforderlich. Die Kosten zur Erneuerung oder Erweiterung dieserAnlagen auf den Stand der Technik können jedoch im Vergleich zu dicht besiedeltenGebieten beträchtlich sein.Von den 14 % der österreichischen Bevölkerung, die zurzeit nicht an öffentlicheKanalisationen und Kläranlagen angeschlossen sind, wird auf Grund der teilweise dünnenund verstreuten Besiedlung in Österreich auch zukünftig ein Anteil von zumindest 5 % derBevölkerung verbleiben, der über Einzel- oder Gruppenentsorgungsanlagen (< 50 EW)entsorgt werden muss. Eine Alternative zu der Entsorgung über dichte Senkgruben bestehthier in der Reinigung in Kleinkläranlagen mit Ableitung des gereinigten Abwassers, wobeilange Ableitungen zu geeigneten Fließgewässern die bereits kritische Kostensituation derAbwasserentsorgung im ländlichen Raum verschärfen.Wird in diesen Fällen eine Versickerung bzw. Verrieselung des gereinigten Abwassers insAuge gefasst, ist dies in Hinblick auf die hohe Priorität des Grundwasserschutzes inÖsterreich sorgsam abzuwägen. Jedenfalls ist eine Beeinträchtigung vonWasserversorgungsanlagen zu vermeiden. Diese Problematik ist dabei besonders fürEinzelwasserversorgungen gegeben, da diese häufig keine ausgewiesenen Schutz- undSchongebiete besitzen. Jedenfalls ist auch dem Vorsorgeprinzip im Sinne desLebensmittelgesetzes Rechnung zu tragen. Das Ausmaß der Beeinflussung desGrundwassers durch eine Versickerung/Verrieselung ist stark von den lokalenhydrologischen und geologischen Verhältnissen abhängig und bestimmt, ob dieVersickerung/Verrieselung im Einzelfall zulässig erscheint. Umfangreiche hydrologische undgeologische Untersuchungen in jedem Einzelfall sind kostenmäßig nicht möglich,Beurteilungskriterien müssen daher mit vertretbarem Aufwand ableitbar sein.Die in Phase I des Projektes (Kroiss et al. 2004) erarbeiteten Kenntnisse sind die Grundlagefür die vorliegende Phase II des Forschungsvorhabens. Fragestellungen, welche sich durchdie Bearbeitung der Phase I des Projektes ergeben haben und unbeantwortet blieben, bildendie Schwerpunkte der Phase II des Projektes.Insgesamt wurden mit der Phase I und der Phase II des Projektes folgende Ziele verfolgt: Ausarbeitung von Beurteilungskriterien für die wesentlichen hydrogeologischenFormationen in Österreich mit Augenmerk auf jenen geologischen Formationen, für die dieFrage einer Versickerung/Verrieselung relevant ist. Abschätzung des Gefahrenpotenzials einer Abwasserversickerung oderAbwasserverrieselung bei Kleinkläranlagen < 20 EW in Abhängigkeit von der lokalenSituation.2

1. Einleitung Ausarbeitung von emissionsseitigen und immissionsseitigen Mindestanforderungen beider Versickerung des Ablaufes derartiger Kleinkläranlagen. Ausarbeitung eines Leitfadens zur Beurteilung der Versickerung des Ablaufes vonKleinkläranlagenEin wesentlicher Punkt der Phase II war es, das Gefahrenpotenzial einer Versickerung auschemischer und mikrobiologischer Sicht darzustellen und ein damit verbundenes Risiko inAbhängigkeit der jeweiligen Randbedingungen einer Versickerung/Verrieselung abzuleiten.Bereits in Phase I des Forschungsprojektes wurde gezeigt, dass als emissionsseitigeMindestanforderungen an Kleinkläranlagen der betrachteten Größe (Kleinkläranlagen < 20EW) in Hinblick auf den Grundwasserschutz eine Kohlenstoff-Entfernung mit Nitrifikationdefiniert werden sollte, um bei einer möglichen Versickerung des gereinigten Abwassersweitgehend eine Sauerstoffzehrung des Grundwassers zu verhindern, wie dies in Österreichauch bereits vielfach umgesetzt wurde. Somit sollte den Parametern DOC und Ammoniumbesondere Aufmerksamkeit geschenkt werden, da diese im Untergrund unterSauerstoffverbrauch abgebaut werden. Ebenso sollten jene Parameter, welche imgereinigten Abwasser über den Anforderungen der Trinkwasserverordnung bzw. derGrundwasserschwellenwertverordnung liegen, im Untergrund nicht oder nur langsamabgebaut werden und somit nur über Verdünnung durch das zuströmende Grundwasser inihrer Konzentration verringert werden können, ebenfalls besonders beachtet werden. ZurAusarbeitung der mit Kleinkläranlagen verbundenen tatsächlichen Ablaufbeschaffenheitwurden eine Vielzahl von Betriebsdaten ausgewertet, und diese Auswertungen alsGrundlage für die Modellierung der Beeinflussung des Grundwassers verwendet.Der Bewertung des hygienisch – mikrobiologischen Risikos kommt bei einer Versickerungvon mechanisch – biologisch gereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen ein zentralerStellenwert zu. Hohe Konzentrationen an infektiösen Agenzien können im Rohabwasserkleiner Abwasserentsorgungsanlagen, bedingt durch das geringe Verdünnungspotential, imFalle der Ausscheidung durch erkrankte bzw. infektiöse Personen auftreten. Darüber hinausist durch konventionelle, mechanisch – biologische Abwasserreinigung in Kläranlagen, ohneweitergehende Hygienisierungs- bzw. Desinfektionsmaßnahmen, eine - in Hinblick auf dieAnforderungen und Trinkwasserqualität - völlig unzureichende Reduktion von hygienischrelevanten Mikroorganismen und Viren (infektiöse enterale Bakterien, Protozoen, Viren,parasitische Würmer, Fäkalindikatoren) gegeben. Unter ungünstigen hydrogeologischenBedingungen kann daher durch Versickerung von mechanisch – biologisch gereinigtemAbwasser aus Kleinkläranlagen eine weiträumige Kontamination des Grundwassersresultieren (vgl. Phase 1, Kapitel 4). Enteralen Viren ist eine besondere Aufmerksamkeit zuschenken, da diese, neben den hohen erreichbaren Konzentrationen im Fäzes vonAusscheidern sowie den niedrigen minimalen Infektionsdosen, vor allem hohe Mobilitätenund Persistenzen in Grundwässern niedriger Temperaturen (d.h.

1. Einleitungerwartenden Häufigkeitsverteilungen der Viren gewählt. Dabei wurde unter anderem dieHäufigkeit der Ausscheidungen, die Konzentration der Virenpartikel in Fäzes sowie derRückhaltegrad bei mechanisch – biologischen Kleinkläranlagen (1-20 EW) berücksichtigt.Der abgeleiteten Häufigkeitsverteilung der Einsaatkonzentrationen an enteralen Viren bei derVersickerung wurden jene maximal akzeptablen Konzentrationen an enteralen Virengegenübergestellt, die dem Ziel der geforderten Trinkwasserqualität im Grundwasser, imSinne des österreichischen Wasserrechtsgesetzes, entsprechen (vgl. FlussschemataAbbildung 21). Die dafür notwendige Reduktion der Virenkonzentration ist imVersickerungsfall von der jeweiligen Versickerungs- bzw. Fließstrecke im Untergrund zuerbringen. Die Ermittlung der notwendigen Konzentrationsreduktionen der enteralen Virenwurde mittels quantitativer mikrobieller Risikoabschätzung (QMRA) gemäß Empfehlungender WHO durchgeführt (WHO 2004). Das Qualitätsziel für Trinkwasser bzw. für Grundwasserals potentielle Trinkwasserressource wurde dabei mit maximal einer Infektion pro 10.000Personen und Jahr festgesetzt (in den Niederlanden wurde dieses Qualitätsziel fürTrinkwasser bereits gesetzlich verankert). Diese risikobasierende Vorgangsweise bei derVersickerung von mechanisch – biologisch gereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen istfür Österreich, aber auch in diesem Umfang für internationale Verhältnisse, Neuland. Die inder Trinkwasserverordnung für mikrobiologische Parameter festgelegten Grenzwerte (z.B.Escherichia coli, Enterokokken) können nicht unmittelbar für eine Risikoabschätzungherangezogen werden. Sie dienen vielmehr als sensitive Indikatoren für fäkaleKontaminationsereignisse und für das mögliche Auftreten fäkal – assoziierter pathogenerMikroorganismen und Viren. Für bakteriologische Fäkalindikatoren, wie etwa für E.coli, istdarüber hinaus im Porengrundwasser von einer weit geringeren Mobilität und Resistenz, imVergleich zu vielen enteralen Viren, auszugehen. Diese Indikatoren können daher bei derBewertung einer Versickerung von Abwasser in Grundwässern eine sehr eingeschränkte bisunzulängliche Aussagekraft zur Folge haben (vgl. Modellierung der Ausbreitung von E.coli;Kapitel 6).In Hinblick auf die technische Entwicklung und den zunehmenden Einsatz alternativerAbwasserentsorgungskonzepte wurden weitere Verfahren betrachtet, bei denen mit einerveränderten Ablaufbeschaffenheit im Vergleich zu den herkömmlichenAbwasserreinigungsverfahren zu rechnen ist. Konkret wurden Membrananlagen sowieGrauwässer aus der Abwasserteilstromseparierung bei den Überlegungen berücksichtigt.Zentrales Element der Untersuchungen zur Abschätzung des Gefahrenpotentials, welchesvon einer Versickerung/Verrieselung von biologisch gereinigtem Abwasser ausgeht, war diemathematische Modellierung des Transportes von Wasserinhaltsstoffen im ungesättigtenund gesättigten Untergrund. Da die Auswirkungen einer Versickerung von gereinigtemAbwasser lokal sehr verschiedenen sein können und stark von den vorzufindendenGegebenheiten abhängen, wurde eine große Zahl von unterschiedlichen Fällen definiert, fürwelche die Modellierung durchgeführt wurde. Für jeden Fall wurden dieabwassertechnischen, sowie hydrogeologischen Rahmenbedingungen festgelegt (Art derKläranlage, Art der Versickerung, Stoffparameter, Art des Untergrundes,Grundwasserspiegelgefälle, Flurabstand, Grundwassermächtigkeit, Vorbelastung desGrundwassers). Um der vorhandenen Streuung der Eingangsvariablen (Konzentration imAblauf, k f -Wert und Porosität im Untergrund, Dispersivität, Abbauraten, Sterberaten oderAdsorptions- und Desorptionsraten) für die Transportmodellierung und auch dieUnsicherheiten bei der Bestimmung der Eingangsparameter (z.B. k f -Wert) in denModellierungsergebnissen gerecht zu werden, wurden die Variablen für jeden Fall nicht alsEinzelwerte festgelegt, sondern sie wurden über eine Verteilung beschrieben. Mit der Monte-4

1. EinleitungCarlo Methode wurden mit Hilfe dieser Verteilungen 4000 Datensätze mit denEingangsparametern erzeugt und für jeden Fall (Art der Kläranlage, Art der Versickerung, ...)Modellrechnungen für die ungesättigte und gesättigte Bodenzone getrennt durchgeführt.Dabei waren die Ergebnisse der Berechnungen für die ungesättigte Bodenzone dieEingangsgrößen für die Modellrechnungen der gesättigten Zone (Grundwasser). EineKalibrierung und Validierung der Modellergebnisse an Messdaten war nicht möglich, weildies auch nur für Einzelfälle einen extremen messtechnischen Aufwand erfordert hätte, derden zeitlichen und finanziellen Rahmen dieses Forschungsprojektes bei weitemüberschritten hätte. Als Ergebnis der Grundwassertransportmodellierung konnten auf dieseWeise für jeden definierten Fall Häufigkeitsverteilungen von Fließstrecken generiert werden,welche ausgehend vom Ort der Versickerung erforderlich sind, um spezifische definierteSchutzziele zu erreichen. Zur Festlegung der Fließstrecke, die erforderlich ist um einendefinierten Grenzwert im Grundwasser einhalten zu können, ist dann noch die Definition derHäufigkeit erforderlich, mit der die Rechenergebnisse den jeweilige Schwellenwertüberschreiten darf. Letztendlich können für die verschiedenen Fälle Fließstrecken vom Punktder Versickerung aus angegeben werden, die erforderlich sind, damit davon ausgegangenwerden kann, dass die Anforderungen an die Trinkwasserqualität eingehalten werden.Einschränkend muss gesagt werden, dass sich die Transportmodellierung auf den Transportin Lockergesteinsbereichen beschränkt, da für eine Modellierung des Transportes in Kluftbzw.Karstwasserleitern die wissenschaftlichen Grundlagen und auch die notwendigenInformationen über den Untergrund fehlen. Daher musste die Beurteilung vonVersickerungen/Verrieselungen über Festgesteinsbereichen auf Basis vonExpertenmeinungen erfolgen, wobei die Wahrscheinlichkeit des Auftretens von Klüftigkeiten,welche zur schnellen und weit reichenden Ausbreitungen von versickertem Abwasser führenkönnen, als Kriterium für eine Einschränkung der Eignung eines Standortes herangezogenwurde. Wird die Wahrscheinlichkeit für einen weit reichenden und schnellen Transport durchKlüfte als gering angenommen, gelten die Berechnungen wie sie für das Lockergesteindurchgeführt wurden, da von einer Strömung überwiegend in derLockergesteinsüberlagerung ausgegangen wird.Basierend auf den Ergebnissen der Simulationsrechnungen und Erkenntnissen, welche sichdurch die Bearbeitung als wesentlich für die Beurteilung der Zulässigkeit einer Versickerungergeben haben, wurde ein Leitfaden-Entwurf für eine praktikable Vorgehensweise erstellt,der es ermöglichen soll, das Ausmaß einer Beeinträchtigung des Grundwassers durch eineVersickerung abzuschätzen und die Möglichkeit einer Versickerung von biologischgereinigtem Abwasser zu bewerten.Der vorliegende Bericht wurde so strukturiert, dass der Entwurf für den Leitfaden zurBeurteilung der Möglichkeiten für die Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser vonKleinkläranlagen in der Abfolge vorangestellt wurde. Damit soll dem in erster Linie an diesemzentralen Ziel dieser Forschungsarbeit interessierten Leser, dieser Teil leichter zugänglichsein. Für den weiter Interessierten wird im Folgenden vorerst die derzeitige Vorgehensweisein den einzelnen Bundesländern in Hinblick auf eine Versickerung von biologisch gereinigtemAbwasser dargestellt und dann die Auswertungen und Hintergründe, welche zum Entwurfdes Leitfadens geführt haben, dokumentiert und erläutert.Der Ausdruck Verrieselung wird üblicherweise verwendet, wenn eine flächige Einbringungvon Wasser in den Untergrund gemeint ist. Versickerung bezeichnet zumeist eine punktuelleEinbringung (Sickerschlitze, Sickerschächte). Eine landwirtschaftliche Ausbringung von5

1. EinleitungAbwasser oder eine großräumige Verrieselung über Rieselflächen, welche eine Speicherungdes Abwassers über die Wintermonate erforderlich macht, wird in Rahmen dieser Arbeitnicht behandelt. Diese Arbeit geht von einer ganzjährig betriebenen Einbringung in denUntergrund aus. Allerdings wird auch hier eine möglichst oberflächennahe und flächigeVerteilung des Abwassers gefordert, welche im Grenzbereich zwischen Verrieselung undVersickerung liegt. Der Einfachheit halber wird im Folgenden ausschließlich vonVersickerung gesprochen.6

2. Entwurf eines Leitfadens2 Entwicklung eines Leitfadens zurBeurteilung der Möglichkeiten für dieVersickerung von biologisch gereinigtemAbwasser von Kleinkläranlagen2.1 Überlegungen zur Erstellung des LeitfadensDas österreichische Wasserrechtsgesetz verlangt einen flächendeckenden Schutz desGrundwassers vor maßgeblichen Beeinträchtigungen. Als Qualitätskriterium wird dabei dieTrinkwasserqualität angestrebt. Bei Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser insGrundwasser kann jedoch das Grundwasser nicht an jeder Stelle in Trinkwasserqualitäterhalten werden. Eine kritische Betrachtung der Versickerung von gereinigtem Abwasser istdaher erforderlich.Das Ausmaß der Beeinflussung des Grundwassers hängt sehr stark von der lokalenhydrogeologischen Situation ab. So kann unter ungünstigen Bedingungen eine weitreichende Beeinflussung des Grundwassers erfolgen und sogar eine klare Abgrenzung einespotentiell beeinträchtigen Bereiches gar nicht möglich sein. Eine wesentliche Rolle spieltdabei die hohe Mobilität und die daraus resultierende Ausbreitung von pathogenenMikroorganismen insbesondere Viren bei zu geringen Rückhalte- bzw.Reduktionskapazitäten des Untergrundes. Darüber hinaus ist durch biologischeAbwasserreinigung in Kleinkläranlagen in nutzungsbezogener Hinsicht (d.h. Wasser für denmenschlichen Gebrauch, Bewässerungswasser, Brauchwasser), ohne weitergehendegesicherte Hygienisierungs- bzw. Desinfektionsmaßnahmen, eine unzureichende Reduktionvon hygienisch relevanten Mikroorganismen und Viren gegeben, die zu hohenEinsaatmengen bei der Versickerung des gereinigten Abwassers führen kann. Zur Sicherungdes Grundwassers als Trinkwasserressource ist dem Vorsorgeprinzip im Sinne desLebensmittelgesetzes daher jedenfalls Rechnung zu tragen (LMSVG, 2006). Unter günstigenhydrogeologischen Verhältnissen kann sich die Beeinflussung nur auf das direkte Umfeld derVersickerung beschränken und die Abgrenzung eines Bereiches, welcher nicht für denZweck der Trinkwasserversorgung genutzt werden kann, ist möglich. Auf Grund des generellhohen Kostenniveaus der Abwasserentsorgung im ländlichen Bereich kann in solchen Fälleneine Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser in Betracht gezogen werden, wennwirtschaftlich und technisch gleichwertige Alternativen (z.B. Einleitung in ein Fließgewässeroder Ableitung über einen Kanal) fehlen.Ziel dieses Leitfadens ist es, eine praktikable Vorgangsweise vorzuschlagen, über dieAusschließungsgründe für eine Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser definiertwerden können bzw. für den Fall, dass eine Versickerung nicht auszuschließen ist, dieRahmenbedingungen für diese Versickerung festgelegt werden können.Es wird davon ausgegangen, dass eine Ableitung über dichte Kanäle das lokaleGrundwasser besser schützt als eine Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser.Zudem ist eine Einleitung in ein Fließgewässer zumeist einer Versickerung vorzuziehen, daFließgewässer weniger sensibel in Hinblick auf Abwasserbelastungen sind und in der Regelin weniger direktem Kontakt zur Trinkwasserversorgungsanlagen stehen als dasGrundwasser. Demgegenüber ist allerdings eine Belastung des Fließgewässers mit7

2. Entwurf eines LeitfadensNährstoffen über Grundwasserexfiltration (vor allem Phosphor) für den Fall einerVersickerung geringer als bei einer direkten Einleitung in Fließgewässer. Insgesamt solltejedoch eine Versickerung nur zugelassen werden, wenn die EntsorgungsvariantenKanalanschluss oder Einleitung von gereinigtem Abwasser in ein geeignetes Fließgewässerdeutlich höhere Kosten verursachen als eine Versickerung. Alternativ dazu kann auch eineSammlung in dichten Senkgruben ins Auge gefasste werden. Eine Versickerung inGrundwasserleiter, welche unter einem besonderen Schutz stehen (z.B. Schutzgebiete oderSchongebiete), sind jedenfalls nicht bewilligungsfähig. Ein weiterer Ausschließungsgrundbesteht, wenn mit einer großflächigen Beeinflussung des Grundwasser (z.B. über dieAusbreitung pathogener Mikroorganismen und Viren) zu rechnen ist oder die beeinflusstenBereiche nicht klar abgegrenzt werden können, wie das z.B. bei kiesigem Untergrund, beiKarstgrundwasserleitern und unter ungünstigen Bedingungen auch überKluftgrundwasserleitern der Fall sein kann.Enteralen Viren kommt in Hinblick auf eine mögliche Beeinflussung des Grundwassers einewesentliche Bedeutung zu. Die Ermittlung der notwendigen Konzentrationsreduktionenteraler Viren die von der Fließstrecke im Untergrund zu erbringen ist wurde mittelsquantitativer mikrobieller Risikoabschätzung (QMRA) gemäß Empfehlungen der WHOdurchgeführt (WHO 2004). Das Qualitätsziel für Trinkwasser bzw. für Grundwasser alspotentielle Trinkwasserressource entspricht dabei maximal einer Infektion pro 10.000Personen und Jahr. Ausgehend von der erwarteten Belastung im häuslichen Abwasserkleiner Entsorgungsgrößen (1-20 EW) lässt sich zur Einhaltung dieses Kriteriums einemindestens erforderliche Viren - Reduktion in der Untergrundpassage von 12,4 bzw. 8,7 log-Stufen für biologisch gereinigtes Gesamtabwasser bzw. Grauwasser angeben. Gemäß demKonzept der Risikoanalyse wurden dabei im zu betrachtenden Systemausschnitt allemaßgeblichen Komponenten des Transfers und der Reduktion enteraler Virenmiteinbezogen (Konzentrationsverteilung Fäzes – Suspension Abwasser – ReduktionKläranlage – Reduktion Versickerung ungesättigte/teilweise gesättigte vertikale Zone -Reduktion gesättigter Aquiferbereich). Das auf Basis statistisch beschreibbarerKausalzusammenhänge basierende Verfahren der QMRA kann als quantitative Erweiterungdes klassischen Konzeptes der Gefährdungsminimierung (d.h. „Hazard Minimisation“ imqualitativen Sinne), das bis Dato die Grundlage der Dimensionierung der Schutzzone IIbildet, verstanden werden. Das Kriterium der 50 - bzw. 60 - Tage Verweilzeit vonGrundwasser zur Gewährleistung der mikrobiologischen Trinkwasserqualität ist unter denRahmenbedingungen der Risikoanalyse nicht ausreichend. Im Sinne einesMultibarrierensystems ist die aufgrund der QMRA geforderte gesamte enteraleVirenreduktion von mehreren Komponenten zu erbringen und zwar von der Kläranlage, voneinem ungesättigten Bereich (gesichert durch technische Einbauten oder einerentsprechenden Dimensionierung der Versickerungsfläche) und dem gesättigten Aquifer. ImFalle der Versickerung von gereinigtem Grauwasser kommt eine zusätzliche Barrierewirkungdurch Fäzes- bzw. Urinseparation hinzu.Wie im Rahmen des vorliegenden Projektes (Phase 1 und Phase 2) gezeigt werden konnte,stellt die Sauerstoffzehrung bei der Versickerung von Abwasser nach der Ausbreitung vonpathogenen Mikroorganismen insbesondere Viren den zweiten relevanten Parameter füreine Beeinflussung des Grundwassers dar. Das heißt, dass eine mögliche Ausdehnung vonbeeinträchtigten Zonen in Hinblick auf den Sauerstoff jeweils größer ist, als dies für alleandere bei Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser im Hinblick auf dieTrinkwasserqualität des Grundwassers relevanter chemisch-physikalischenAbwasserparameter (z.B. Bor, Nitrat, Chlorid) der Fall ist. Auch eine mögliche8

2. Entwurf eines LeitfadensBeeinträchtigung des Grundwassers durch Versickerung in Hinblick auf dieTrinkwasserqualität durch Ammonium oder Nitrit ist nur dort zu befürchten, woanaerob/anoxische Verhältnisse vorliegen. Allgemein gültige Anforderungen an denSauerstoffgehalt in Hinblick auf eine Trinkwasser- oder Grundwasserqualität gibt es inÖsterreich nicht. Als Beeinträchtigung des Grundwassers wurde für diesen Leitfaden eineAbsenkung des Sauerstoffgehaltes durch eine Versickerung unter 2 mg/l festgelegt, da dannanoxisch/anaerobe Verhältnisse im Grundwasser auftreten können, die eine Bildung vonNitrit oder einen weiter reichenden Transport von Ammonium begünstigen und damit zuEinschränkungen in Hinblick auf das Kriterium der Trinkwasserqualität führen können. Eindirekter quantitativer Zusammenhang zwischen Sauerstoffgehalt und Nitrit- bzw.Ammoniumkonzentrationen im Grundwasser ist jedoch nicht gegeben. Die Festlegung desKriteriums für eine Beeinträchtigung der Grundwasserqualität von < 2mg/l ist daher alsVorsorgewert zu verstehen, um das Auftreten von erhöhten Nitrit undAmmoniumkonzentrationen zu unterbinden. Eine Auftreten von O 2 -Konzentrationen < 2mg/lführt jedoch nicht zwangsläufig zu erhöhten Ammonium oder Nitritkonzentrationen imGrundwasser und damit zu Überschreitung von Trinkwassergrenzwerten.Aufgrund der für diesen Leitfaden durchgeführten Modellrechnungen, können fürunterschiedliche Rahmenbedingungen Bereiche um eine Versickerungsanlage vongereinigtem Abwasser mit potentieller Grundwasserverschlechterung angegeben werden. Indiesen potentiell beeinträchtigten Bereichen ist eine Trinkwassernutzung auszuschließen.Das heißt einerseits, dass eine Versickerung nicht bewilligungsfähig ist, durch die einebestehende Trinkwassernutzung beeinträchtigt werden kann. Andererseits heißt das, dassim Falle einer bestehenden Versickerung eine neue Trinkwassernutzung im potentiellbeeinträchtigten Bereich nicht zulässig ist.Bei Abwasserreinigung mit Nitrifikation ist im Normalbetrieb zu erwarten, dass sich dieReduktion des Sauerstoffgehaltes im Grundwasser, auch bei ungünstigen Verhältnissen aufeinen Bereich von weniger als 200 m beschränkt. Treten längerfristige Störfälle beim Betriebder Abwasserreinigungsanlage auf, können sich jedoch Beeinträchtigungen auch weiterausbreiten. Das Ausmaß dieser Ausbreitung hängt sehr stark von der lokalen Situation ab.Es wird daher vorgeschlagen, im Rahmen des Leitfadens in Abhängigkeit der Sensibilität derStandorte in Hinblick auf eine Beeinträchtigung des Sauerstoffgehaltes zusätzlicheSicherheiten gegen Betriebsstörungen bzw. Beeinträchtigungen des Sauerstoffgehaltes imGrundwasser vorzusehen.Werden in einer Region, mehrere Anlagen mit Versickerung errichtet, kann es durchÜberlagerung der Beeinflussungen zu einer großflächigeren Beeinflussung desGrundwassers kommen. Es wird daher in diesem Leitfaden auch eine maximale Dichte vonEinwohnern, welche über biologische Kläranlagen mit Versickerung entsorgt werden dürfen,definiert.9

und2. Entwurf eines Leitfadens2.2.3 Abgrenzung potentiell beeinträchtigter FlächenDie Abgrenzung einer potentiell beeinträchtigten Fläche ist über X T (Ausdehnung despotentiell beeinträchtigten Bereiches in Grundwasserfließrichtung), BBS (Breite des potentiellbeeinträchtigten Bereiches quer zu Grundwasserfließrichtung) und X SP (Ausdehnung despotentiell beeinträchtigten Bereiches gegen die Fließrichtung des Grundwassers)festzulegen.Die Werte für X T , BBS und X SP sind in Tabelle 1 bis Tabelle 12 getrennt für die Versickerungvon gereinigtem Gesamtabwasser bzw. gereinigtem Grauwasser in Abhängigkeit derParameter Bodeneigenschaft (Texturklasse), Grundwasserflurabstand, Grundwassergefälle,Art der Versickerung (mit gesicherter Versickerung über einen ungesättigten Bereich oderVersickerung, wo teilweise Sättigung zulässig ist, siehe auch Tabelle 13) undKläranlagengröße dargestellt. Zwischenwerte für den Flurabstand und die Kläranlagengrößekönnen linear interpoliert werden.Für X T ergeben sich die Entfernungen in der Tabelle aus der jeweils maßgebendenFließstrecke im Untergrund, die erforderlich ist, um das Kriterium für enterale Viren oder fürSauerstoff einzuhalten (siehe auch Kap. 6.4.6). Als Kriterium zur Sicherung derGrundwasserqualität vor Belastung mit enteralen Viren wurden die 95 % Werte dererforderlichen Fließstrecken aus der Modellrechnung für eine Reduktion bei derUntergrundpassage um 12,4 log-Stufen (für biologisch gereinigtes Gesamtabwasser) bzw.8,7 log-Stufen (für biologisch gereinigtes Grauwasser) angesetzt. Für Sauerstoff dieAusdehnung von X T so angesetzt, dass eine Absenkung des Sauerstoffgehaltes auf 2mg/lbei Normalbetrieb der Abwasserreinigung auf Basis der Modellrechnungen mit 90 %Wahrscheinlichkeit vermieden werden kann. Die in den Tabellen dargestellten Entfernungenwurden für eine Grundwassermächtigkeit von 3m ermittelt.Für die Distanzen von BBS bzw. X SP wurden die berechnete Breite bzw. die Länge bis zumStaupunkt des Einflussbereiches angenommen, wobei diese jedoch mit der Entfernung 2.X Tbzw. X T entsprechend dem Kriterium für die Ausbreitung von enteralen Viren, begrenzt sind.(Details siehe Kapitel 6.4.7). Als Mindestabstände für XT, BSB X SP sind 20 m, 20 m und 10m nicht zu unterschreiten.Eine Reinigung mit einer Membrananlage mit Mikrofiltration bringt keine gesicherteentscheidende Verbesserung in Hinblick auf die enterale Virenbelastung des Abwassers. Esist daher mit den erforderlichen Fließstrecken, welche für die biologische Reinigungangegeben wurden, zu rechnen. Erst eine Reinigung über Membranlagen mit Ultrafiltrationoder entsprechende Technologien führt in Hinblick auf die Virenbelastung zu einer deutlichenVerbesserung. Nur in so einem Fall wäre eine Neubewertung (Verringerung dererforderlichen Fließstrecken) gerechtfertigt.12

2. Entwurf eines LeitfadensGW-StrömungsrichtungX TX SPX TX SPB SX SPEinleitungX TX T ...Ausdehnung des potentiell beeinträchtigten Bereiches in GrundwasserfließrichtungBBS ... Breite des potentiell beeinträchtigten Bereiches quer zu GrundwasserfließrichtungX SP ... Ausdehnung des potentiell beeinträchtigten Bereiches gegen die Fließrichtung desGrundwassersAbbildung 1: Abgrenzung von potentiell beeinträchtigten Bereichen, in denen eineTrinkwassernutzung des Grundwassers auszuschließen ist. In Hinblick auf eine Bewässerungsind die Vorgaben des ÖWAV-Regelblattes Nr. 11 zu beachten.13

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 1: Gesamtabwasser 4 EW: Entfernung X T zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches in Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand [m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung in Hauptströmungsrichtung [m]X TSandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehma b a b a b a b< 0,001 140 130 220 160 230 160 200 13010,001-0,005 340 330 200 140 210 140 190 1200,005-0,01 600 500 160 150 140 100 180 1100,01-0,05 2000 2000 420 380 260 240 160 110< 0,001 130 120 50 40 40 30 20 20100,001-0,005 360 320 110 90 80 60 30 300,005-0,01 600 500 160 130 100 80 40 400,01-0,05 2000 1700 430 330 270 180 100 70< 0,001 120 110 50 40 30 20 20 20200,001-0,005 360 280 100 80 70 40 30 200,005-0,01 600 500 150 110 90 60 30 200,01-0,05 2000 1600 400 260 260 130 70 40a…teilweise Sättigung bei Versickerung zulässig (siehe Tabelle 13)b…gesicherte ungesättigte Versickerung (siehe Tabelle 13)Begrenzung durch O 2 -KriteriumBegrenzung durch Viren-KriteriumMindestabstandTabelle 2: Gesamtabwasser 4 EW: Entfernung X SP zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches gegen die Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]11020Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung gegen Hauptströmungsrichtung [m]X SP< 0,001 sandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm0,001-0,005 10 50 40 200,005-0,01 10 10 30 400,01-0,05 10 10 20 60< 0,001 10 10 10 300,001-0,005 10 40 30 100,005-0,01 10 10 30 300,01-0,05 10 10 20 30< 0,001 10 10 10 300,001-0,005 10 40 20 100,005-0,01 10 10 30 200,01-0,05 10 10 20 20Festlegung der Entfernung über:< 0,001 10 10 10 30hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstand14

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 3: Gesamtabwasser 4 EW: Breite B S zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches quer zur Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Erforderliche Breite [m]BBSsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 40 100 70 4010,001-0,005 20 60 150 700,005-0,01 20 30 90 1100,01-0,05 20 20 20 170< 0,001 40 80 50 20100,001-0,005 20 60 110 500,005-0,01 20 30 90 600,01-0,05 20 20 20 130< 0,001 40 70 40 20200,001-0,005 20 60 80 300,005-0,01 20 30 90 30Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 20 20 20 80hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstandTabelle 4: Gesamtabwasser 20 EW: Entfernung X T zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches in Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand [m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung in Hauptströmungsrichtung [m]X TSandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehma b a b a b a b< 0,001 240 180 250 170 260 180 240 14010,001-0,005 340 330 230 160 240 160 220 1200,005-0,01 600 500 220 150 220 140 190 1200,01-0,05 2000 2000 420 380 260 240 200 120< 0,001 130 120 50 40 40 30 20 20100,001-0,005 360 320 110 90 80 60 30 300,005-0,01 600 500 160 130 100 80 40 400,01-0,05 2000 1700 430 330 270 180 100 70< 0,001 120 110 50 40 30 20 20 20200,001-0,005 360 280 100 80 70 40 30 200,005-0,01 600 500 150 110 90 60 30 200,01-0,05 2000 1600 400 260 260 130 70 40a…teilweise Sättigung bei Versickerung zulässig (siehe Tabelle 13)b…gesicherte ungesättigte Versickerung (siehe Tabelle 13)Begrenzung durch O 2 -KriteriumBegrenzung durch Viren-KriteriumMindestabstand15

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 5: Gesamtabwasser 20 EW: Entfernung X SP zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches gegen die Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]11020Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung gegen Hauptströmungsrichtung [m]X SPsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 30 50 40 200,001-0,005 10 50 80 400,005-0,01 10 30 80 600,01-0,05 10 10 20 130< 0,001 30 40 30 100,001-0,005 10 50 60 300,005-0,01 10 30 80 300,01-0,05 10 10 20 70< 0,001 30 40 20 100,001-0,005 10 50 40 200,005-0,01 10 30 60 20Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 10 10 20 40hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstandTabelle 6: Gesamtabwasser 20 EW: Breite B S zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches quer zur Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]11020Grundwasserspiegelgefälle[1]Erforderliche Breite [m]BBSsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 180 100 70 400,001-0,005 40 210 150 700,005-0,01 20 140 210 1100,01-0,05 20 30 90 250< 0,001 180 80 50 200,001-0,005 40 180 110 500,005-0,01 20 140 150 600,01-0,05 30 90 130< 0,001 180 70 40 200,001-0,005 40 150 80 300,005-0,01 20 140 110 30Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 20 30 90 80hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstand16

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 7: Grauwasser 4 EW: Entfernung X T zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches in Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand [m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung in Hauptströmungsrichtung [m]X TSandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehma b a b a b a b< 0,001 90 90 110 110 130 130 110 11010,001-0,005 240 230 100 100 130 130 100 1000,005-0,01 400 350 110 110 80 80 90 900,01-0,05 1400 1300 290 250 180 160 80 80< 0,001 90 80 40 30 30 20 20 20100,001-0,005 250 210 70 60 50 40 20 200,005-0,01 410 320 110 80 70 50 30 200,01-0,05 1500 1100 270 200 180 110 60 40< 0,001 90 70 30 20 20 20 20 20200,001-0,005 240 180 70 50 50 30 20 200,005-0,01 390 320 100 60 70 30 20 200,01-0,05 1400 1000 270 140 170 60 40 20a…teilweise Sättigung bei Versickerung zulässig (siehe Tabelle 13)b…gesicherte ungesättigte Versickerung (siehe Tabelle 13)Begrenzung durch O 2 -KriteriumBegrenzung durch Viren-KriteriumMindestabstandTabelle 8: Grauwasser 4 EW: Entfernung X SP zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches gegen die Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung gegen Hauptströmungsrichtung [m]X SPsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 10 40 30 2010,001-0,005 10 10 30 300,005-0,01 10 10 20 400,01-0,05 10 10 10 30< 0,001 10 30 20 10100,001-0,005 10 10 30 200,005-0,01 10 10 20 200,01-0,05 10 10 10 30< 0,001 10 20 8 10200,001-0,005 10 10 20 100,005-0,01 10 10 20 10Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 10 10 10 10hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstand17

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 9: Grauwasser 4 EW: Breite B S zur Festlegung eines potentiell beeinträchtigtenBereiches quer zur Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]11020Grundwasserspiegelgefälle[1]Erforderliche Breite [m]BBSsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 40 70 50 300,001-0,005 20 60 100 500,005-0,01 20 30 90 700,01-0,05 20 20 20 170< 0,001 40 50 30 200,001-0,005 20 60 70 300,005-0,01 20 30 90 400,01-0,05 20 20 20 70< 0,001 40 40 20 200,001-0,005 20 60 40 200,005-0,01 20 30 60 20Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 20 20 20 20hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstandTabelle 10: Grauwasser 20 EW: Entfernung X T zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches in Hauptströmungsrichtung des Grundwassers. (Entfernungenwerden noch ergänzt)Flurabstand [m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung in Hauptströmungsrichtung [m]X TSandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehma b a b a b a b< 0,001 120 120 140 140 140 140 120 12010,001-0,005 240 230 130 130 130 130 110 1100,005-0,01 400 350 120 120 120 120 100 1000,01-0,05 1400 1300 290 250 180 160 110 110< 0,001 90 80 40 30 30 20 20 20100,001-0,005 250 210 70 60 50 40 20 200,005-0,01 410 320 110 80 70 50 30 200,01-0,05 1500 1100 270 200 180 110 60 40< 0,001 90 70 30 20 20 20 20 20200,001-0,005 240 180 70 50 50 30 20 200,005-0,01 390 320 100 60 70 30 20 200,01-0,05 1400 1000 270 140 170 60 40 20a…teilweise Sättigung bei Versickerung zulässig (siehe Tabelle 13)b…gesicherte ungesättigte Versickerung (siehe Tabelle 13)Begrenzung durch O 2 -KriteriumBegrenzung durch Viren-KriteriumMindestabstand18

2. Entwurf eines LeitfadensTabelle 11: Grauwasser 20 EW: Entfernung X SP zur Festlegung eines potentiellbeeinträchtigten Bereiches gegen die Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzung gegen Hauptströmungsrichtung [m]X SPsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 30 40 30 2010,001-0,005 10 50 50 300,005-0,01 10 30 70 400,01-0,05 10 10 20 90< 0,001 30 30 20 10100,001-0,005 10 50 40 200,005-0,01 10 30 50 200,01-0,05 10 10 20 40< 0,001 30 20 10 10200,001-0,005 10 50 20 100,005-0,01 10 30 30 10Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 10 10 20 10hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstandTabelle 12: Grauwasser 20 EW: Breite B S zur Festlegung eines potentiell beeinträchtigtenBereiches quer zur Hauptströmungsrichtung des Grundwassers.Flurabstand[m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Erforderliche Breite [m]BBSsandiger Kies Sand lehmiger Sand sandiger Lehm< 0,001 170 70 50 3010,001-0,005 40 140 100 500,005-0,01 20 140 140 700,01-0,05 20 30 90 170< 0,001 160 50 30 20100,001-0,005 40 110 70 300,005-0,01 20 140 90 400,01-0,05 20 30 90 70< 0,001 140 40 20 20200,001-0,005 40 90 40 200,005-0,01 20 130 60 20Festlegung der Entfernung über:0,01-0,05 20 30 90 20hydraulische Situation (maximale Entfernung bis zu der eine Anhebung des GW-Spiegels reicht)Fließstrecke die zu Einhaltung es Kriteriums für Viren erforderlich istMindestabstand19

2. Entwurf eines Leitfadens2.2.4 Anforderungen an Anlagen zur Versickerung von gereinigtemhäuslichem Abwasser2.2.4.1 ALLGEMEINE ANFORDERUNGENGrundsätzlich können für die Anlage zur Versickerung von gereinigtem häuslichemAbwasser folgende Anforderungen definiert werden:• Eine Versickerung kann ausschließlich für mechanisch-biologisch gereinigtes, häuslichesAbwasser vorgesehen werden.• Als Mindestanforderung für die Reinigung ist eine biologische Abwasserreinigung mitganzjähriger Nitrifikation vorzusehen. Ist das Grundwasser bereits mit Nitrat vorbelastet(Konzentrationen über dem Schwellenwert) ist zusätzlich eine Denitrifikation vorzusehen.• Die Versickerung hat möglichst oberflächennah über eine gleichmäßig flächigeVerteilung (keine offene Wasserfläche) zu erfolgern. Die Erfordernisse in Hinblick auf dieAusführung der Versickerung und die erforderliche Fläche ergeben sich aus denBodenverhältnissen und besonderen Anforderungen des Standortes (siehe 2.2.4.3).• Die Versickerung sollte möglichst über eine homogene Bodenschicht erfolgen.• Um einen ganzjährigen Betrieb der Versickerungsanlage zu gewährleisten, ist aufFrostsicherheit der Versickerung zu achten.• Ein ordnungsgemäßer Betrieb der Abwasserreinigungsanlage muss sichergestelltwerden (Anlagenwartung).• Die Fremdüberwachung hat zumindest 1-2 x pro Jahr erfolgen2.2.4.2 SPEZIFISCHE ANFORDERUNGEN IN ABHÄNGIGKEIT DER SAUERSTOFF-SENSIBILITÄT DES STANDORTESEine Einteilung der Sensibilität des Standortes kann über das Diagramm in Abbildung 2erfolgen. In dem Diagramm (Grundlagen siehe Kapitel 6) ist der Zusammenhang zwischendem Verdünnungspotential durch das lokale vorhandene Grundwasser (Quotient ausspezifischen Grundwasserdurchfluss in m 3 /d/m und der versickerten Abwassermenge m 3 /d),dem Flurabstand und der beeinflussten Fließstrecke (Absenkung des O 2 -Gehaltes imGrundwasser auf < 2 mg/l) für eine extrem ungünstige Situation (Versickerung beipermanentem Störfall auf der Kläranlage über gesättigte Bodenzone) dargestellt. DasDiagramm dient ausschließlich der Einteilung von Standorten in Sensibilitätsklassenund kann nicht zur Abschätzung tatsächlicher Beeinflussungen verwendet werden.Für die Anwendung des Diagramms ist das Verdünnungspotential abzuschätzen (z.B. überAbbildung 3) und über den vorhanden Flurabstand und die Vorbelastung des Grundwassers(siehe Erläuterung unterhalb Abbildung 2) eine „mögliche Beeinträchtigungsstrecke beipermanentem Störfall“ aus dem Diagramm zu entnehmen. Ist diese Stecke kleiner als die zurAbgrenzung des potentiell beeinträchtigten Bereiches ermittelte Strecke X T (Ausdehnung des20

2. Entwurf eines Leitfadenspotentiell beeinträchtigten Bereiches in Fließrichtung des Grundwassers, siehe Kapitel 2.2.2)so kann die Situation als nicht sensibel in Hinblick auf eine Beeinträchtigung desSauerstoffhaushaltes des Grundwassers angesehen werden. Liegt die „möglicheBeeinträchtigungsstrecke bei permanentem Störfall“ über X T so ist die lokale Situation alssensibel in Hinblick auf eine Beeinträchtigung des Sauerstoffgehaltes des Grundwassersanzusehen.10000Flurabstand 1 mmögliche Beeinträchtigung bei permanentemStörfall [m]100010010Flurabstand 20 mFlurabstand 1 mFlurabstand 20 mvorbelastetes Grundwassernicht vorbelastetes Grundwasser10.01 0.1 1 10Verdünnungspotential Q GW /Q Versick [(m 3 /(m.d))/m 3 /d]Abbildung 2: Mögliche Beeinträchtigung bei permanentem Störfall in Abhängigkeit desVerdünnungspotentials zur Abschätzung der Sensibilität des Standortes.In Abbildung 2 wird unter „vorbelastetem Grundwasser“ Grundwasser verstanden• dessen Sauerstoffgehalt im Jahresmittel von zumindest 4 Messungen oberhalb derEinleitung oder oberhalb eines zusammenhängenden Bereiches von Einleitern < 5 mg/l ist,oder falls diese Information nicht vorhanden ist,• welches sich in einem Bereich mit einer Dichte von Anlagen mit Versickerung mit mehrals 100 EW innerhalb von jeweils 1 km x 1 km befindet (der maximale in der Umgebungeiner geplanten Versickerung auftretende Wert ist maßgebend), oder• welches eine bekannte natürliche organische Belastung aufweist.Als nicht vorbelastet wird ein Grundwasser angesehen, wenn diese Angaben nicht zutreffen.Wenn die Mächtigkeit des Grundwasserleiters, das Gefälle und die Texturklasse desUntergrundes bekannt sind, kann über Abbildung 3 für eine 4 EW Anlage mit einemAbwasseranfall von 600 l/d das Verdünnungspotential des Grundwasser abgeschätzt21

2. Entwurf eines Leitfadenswerden. Weicht die Größe der Kläranlage von 4 EW ab, ist das Verdünnungspotentialentsprechend umzurechnen.Mächtigkeit [m]Sandiger LehmGW-Gefälle [%]Mächtigkeit [m]Lehmiger SandGW-Gefälle [%]Mächtigkeit [m]SandGW-Gefälle [%]3 5 10 3 53 105 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.51 1 1 5 5 50.5103 5 10 3 5 3 5 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 1 1 5 5 50.5103 5 10 3 5 3 5 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 1 1 5 5 50.5Mächtigkeit [m]Sandiger KiesGW-Gefälle [%]103 5 10 3 5 3 50.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 10.5101Mächtigkeit [m]KiesGW-Gefälle [%]103 5 10 3 5 3 50.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 10.510 -3 10 -2 10 -1 10 0 10 1 10 2Verdünnungspotential Q GW/Q Versick[m 3 /(m.d)/(m 3 /d)]Abbildung 3: Abschätzung des Verdünnungspotentials für eine Versickerungswassermengevon 600 l/d für die betrachteten Texturklassen, Mächtigkeiten des Grundwasserleiters undGrundwasserspiegelgefälle. Mittlere k-Werte [m/s]: Kies: 1,5.10 -2 , Sandiger Kies: 2,9.10 -4 , Sand:8,2.10 -5 , Lehmiger Sand: 4.10 -5 , Sandiger Lehm: 1,2.10 -5 .Sind die erforderlichen Eingangsgrößen nicht oder nur ungenau bekannt, müssen dieungünstigsten Annahmen, welche für den betrachteten Fall in Frage kommen können,angenommen werden.Für den Fall, dass aufgrund des geringen Grundwasserdargebotes die Nutzung für eineTrinkwasserversorgung ausgeschlossen werden kann und keiner der in Kapitel 2.2.2angeführten Ausschließungsgründe vorliegt, kann ebenfalls eine nicht sensible Situationangenommen werden.In Abhängigkeit der Sensibilität des Standortes werden unterschiedliche Anforderungen anden Schutz des Grundwassers gestellt. Für nicht sensible Standorte sind die allgemeinenAnforderungen ausreichend (siehe Kapitel 2.2.4.1) Für sensible Bereiche sind zusätzlich zuden allgemeinen Anforderungen folgende Anforderungen zu erfüllen:• Ein bepflanzter Bodenfilter ist als Nachreinigungsstufe auszuführen.• Alternativ dazu kann bei einem Flurabstand von > 5 m die Versickerungsfläche sogewählt werden, dass eine ungesättigte Versickerung gesichert ist (Tabelle 13).22

2. Entwurf eines Leitfadens2.2.4.3 ANFORDERUNGEN AN DIE VERSICKERUNGSFLÄCHEIn Tabelle 13 sind die Bemessungsgrößen für die erforderliche Versickerungsflächeangeführt (Details siehe Kapitel 7.1). Es wird zwischen den Fällen unterschieden, bei denenaufgrund der Sensibilität des Standortes eine Versickerung gesichert über eine ungesättigteZone erfolgen sollte, um hier eine Nachreinigung zu gewährleisten und solchen Standorten,wo auf Grund einer geringen Sensibilität auch eine teilweise Sättigung zulässig erscheint.Tabelle 13: Erforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner [m 2 ] bei einem Abwasseranfallvon 150 l/(EW.d) unterteilt nach Verhältnissen, bei denen eine ungesättigte Versickerung mitgroßer Sicherheit gefordert wird, und Verhältnissen, bei denen eine teilweise Sättigungzulässig ist.Sickerrate [min/cm]Teilweise Sättigungzulässigungesättigte Versickerungerforderlich< 1 Sandiger Kies, Kies1 - 4 SandMindestfläche 0.5 Mindestfläche 14 - 12 Lehmiger Sand > 0.5 > 312 - 25 Sandiger Lehm > 2.5 > 15Bei der Auslegung der Versickerungsfläche im lehmigen Sand oder im sandigen Lehm miteiner Mindestfläche von 0,5 bzw. 2,5 m 2 pro Einwohner, wo es zu einer Sättigung unterhalbder Versickerungsfläche kommen kann, ist der oberste Bereich der Versickerungszone (ca.80 cm) durch homogenes Sandmaterial zu ersetzten. Dies ist nicht erforderlich, wenn einbepflanzter Bodenfilter als Nachreinigungsstufe zum Einsatz kommt.2.2.5 Erforderliche ProjektunterlagenLiegen keine Ausschließungsgründe vor, kann eine biologische Abwasserreinigung mitanschließender Versickerung des gereinigten Abwassers ins Auge gefasst werden. Für dieBeurteilung der Eignung eines möglichen Standortes anhand dieses Leitfadens sindfolgende Unterlagen erforderlich:Zur Feststellung von Ausschließungsgründen:• Nachweis von Kostenvorteilen bei Versickerung• Lage von Schutz- und Schongebieten sowie Sanierungsgebieten und Gebieten mitRahmenverfügung• Geologische Charakterisierung (Geologische Einheit, Lage von Störungszonen)• Grenzen und Besitzverhältnisse benachbarter GrundstückeZur Feststellung der Abmessungen des zu erwartenden beeinflussten Gebietes:• Flurabstand, Grundwassermächtigkeit und Grundwassergefälle• Texturklassen des Untergrundes (siehe Kapitel 2.2.4.1 – 2.2.4.4)23

2. Entwurf eines Leitfadens• Nachweis der Versickerungsfähigkeit (siehe Kapitel 2.2.4.4)• Lage von Anlagen zur Trinkwasserversorgung (Quellen, Brunnen)• entsorgte Einwohner bzw. Auslegungseinwohnerwerte , Abwassermenge und -art• Verdünnungspotential durch das Grundwasser (Quotient aus spezifischemGrundwasserdurchfluss in m³/d/m und der versickerten Abwassermenge m³/d).• Vorbelastung des Grundwasserso O 2 -Gehalt odero Dichte der in den Grundwasserkörper über Versickerung entsorgtenEinwohnerwerte. (Anzahl der Einwohnerwerte innerhalb eines Bereiches von1 km x 1 km, welche das gereinigte Abwasser versickern odervoraussichtlicher Weise versickern werden. Dabei ist der maximale in derUmgebung einer geplanten Versickerung auftretende Wert maßgebend.)Vorgehensweise bei fehlenden oder unzureichenden InformationenFlurabstandFehlende InformationGrundwassermächtigkeitVorgehensweiseAnnahme 1 m Flurabstand.Annahme 3 m MächtigkeitGrundwassergefälle Annahme des Geländegefälles (max. 5%)Alle anderen Informationen sind für eine Beurteilung unbedingt erforderlich.2.2.5.1 BESTIMMUNG DER TEXTURKLASSE NACH USDA-KLASSIFIKATIONDie hydraulischen Eigenschaften des Untergrundes, und damit die Größe des Gebietes, indem mit einer Beeinflussung des Grundwassers durch die Versickerung gerechnet werdenmuss, werden maßgeblich von der Texturklasse (Korngrößenverteilung) bestimmt. ZurBestimmung der Texturklasse stehen drei Methoden zur Verfügung. Mit der Fingerprobe isteine Bestimmung der Texturklasse feinkörniger Böden mit etwas Erfahrung rasch und gutmöglich. Eine aufwändigere Methode stellt die Bestimmung des Schluff- Ton- undSandgehaltes durch Siebung dar. Nach Eintragen des Ergebnisses in das Texturdreieck(Abbildung 4) lässt sich die Texturklasse bestimmen. Die dritte Methode stellt derVersickerungsversuch dar, mit dem sich aufgrund einer Infiltrationsrate (Minuten proZentimeter Absenkung) eine grobe Zuordnung zu einer Texturklasse durchführen lässt.Ergänzend zu diesen Vor-Ort Untersuchungen bietet die digitale Bodenkarte Österreichs(http://bfw.ac.at/ebod/ebod.main) ein groben Überblick über die zu erwartende Situation.24

2. Entwurf eines LeitfadensDie räumliche Verteilung der Texturklassen kann heterogen sein. Als Eingangsgröße imSinne dieses Leitfadens ist die überwiegende Texturklasse maßgebend. Daher ist einenäherungsweise Bestimmung der Texturklasse an mehreren Punkten desUntersuchungsgebietes mit der Fingerprobe besser zur Beurteilung eines Standortesgeeignet, als eine genaue Analyse eines Probenortes (z.B. durch die Ermittlung vonSieblinien). Die Bestimmung der Texturklasse muss unterhalb des Bodenhorizontes(üblicherweise tiefer als 1 m) im Ausgangsmaterial der Bodenbildung (C-Horizont) erfolgen.2.2.5.2 FINGERPROBEZur Durchführung der Fingerprobe reicht eine kleine Probenmenge (eine Hand voll) aus. DerBoden darf nicht zu trocken sein. Die charakteristischen Merkmale der für eine Versickerungin Frage kommenden Texturklassen nach USDA-Klassifikation werden im Folgendenbeschrieben. Es gilt das Texturdreieck gemäß Abbildung 4:Sand: Körner sind mit freiem Auge zu erkennen. Fühlt sich körnig an. Auf den Fingernbleibt nichts haften. Das Formen von Kugeln ist nicht möglich.Lehmiger Sand: Fühlt sich körnig an, Sandgehalt ist zu spüren, Tonanteile bleiben aufden Fingern haften. Das Formen von Kugeln ist möglich, diese zerbrechen aber sehrleicht.Sandiger Lehm: Fühlt sich ebenfalls körnig (sandig) an. Tonanteile bleiben auf denFingern kleben. Das formen einer Kugel ist möglich. Diese kann vorsichtig zwischendie Finger genommen werden, ohne dass sie zerbricht.Anzeichen eines höheren Schluff- und Tongehaltes, der eine Versickerung aufgrundder geringen Infiltrationskapazität eventuell nicht möglich macht sind:• Formen von Kugeln ist leicht möglich. Sie zerbrechen beim Hantieren nicht.• Das Ausrollen von Würstchen ist möglich.• Es bleibt ein Fingerabdruck auf der Probe zurück.• Reiben mit dem Fingernagel erzeugt eine glänzende Fläche auf der Probe.• Beim Zerreiben zwischen den Fingern sind keine Körner spürbar.• Beim Zerreiben zwischen den Fingern bleibt kein Material zurück.Für die beiden folgenden Texturklassen ist die Fingerprobe nicht geeignet.Sandiger Kies: enthält einen großen Anteil an Körnern größer 2 mm. DieseTexturklasse entspricht „grob bis sehr grobkörnigen Sanden und Kiesen“ (Burger,1997) (k f -Wert zwischen 1.1*10 -4 – 7*10 -4 m/s).25

2. Entwurf eines LeitfadensKies: Dieser Fall stellt einen Extremfall dar. Es handelt sich um sehr gut durchlässigen„schwach abgestuften Kies, so gut wie kein Sand oder Schluff“ (Jussel, 1994) (k f -Wertum die 1*10 -2 m/s, deshalb nicht für eine Abwasserversickerung geeignet).2.2.5.3 BESTIMMUNG DER TEXTURKLASSE AUS SIEBANALYSENAufgrund des Anteiles an Sand, Schluff und Ton der Bodenprobe lässt sich in denDiagrammen der Abbildung 4 die Texturklasse ablesen.100908070Ton100908070T60clay50siltyclaylehmiger Ton sandy40schluffiger Lehm siltyLehm clay30 clay loam clay loamsandiger Tonsandy clayloam20 lehmiger Schluff loamsilt loamsandiger Lehmlehmiger Sand10lehmiger SandSchluff sandiger Schluffsandy loam loamysiltsand0schluffiger Sandsand0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100% clay% sandSand% clay60TlTu2 clay50Ts2silty40claysandy clayTu3 siltyLt3LtsTs330clay loam clay loamLt2Tu4sandy clay Ts4loam20 Ut4LuLs2lo am Ls3 Ls4St3silt loamUt3Sl4Uls Slu10 Ut2Sl3 St2sandy loam loamysiltSl2UuUssandSu4 Su3 Su2sandSs00 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100% sandAbbildung 4: Vergleich der Texturdreiecke des USDA Soil Classification Systems (schwarzeLinien) mit dem System der österreichischen bodenkundlichen Gesellschaft (links, rote Linien)und nach DIN 4220 (rechts, rote Linien).2.2.5.4 DURCHFÜHRUNG DES VERSICKERUNGSVERSUCHESEs wird eine Versuchsdurchführung des Versickerungsversuches analog derVorgehensweise bei dem Versuch nach Kiker-Pönninger empfohlen. Bei diesemSickerversuch wird im Bereich der zukünftigen Versickerungsfläche ein Schurf benötigt. AmGrund (meist in 1 bis 3 Meter Tiefe, entsprechend der geplanten Versickerung) des Schurfeswird eine Grube mit den Abmessungen von 30*30 cm und einer Tiefe von ca. 30 cmhergestellt. Dieses Versuchsloch wird anschließend zur Vornässung zweimal mit Wassergefüllt. Erst danach wird das Versuchsloch bis ca. 25 cm mit Wasser aufgefüllt und dieSpiegelabsenkung im Minutenabstand gemessen. Dieser Versuch wird dreimal durchgeführtund ein Mittelwert der Spiegelabsenkung in Minuten pro Zentimeter berechnet. Mit diesemWert kann gemäß Tabelle 13 eine näherungsweise Bestimmung der Texturklasse und damitder erforderlichen Versickerungsfläche erfolgen.26

3. Vorgehensweise in den Bundesländern3 Vergleich der Vorgehensweise in denBundesländern3.1 AllgemeinesHinsichtlich der derzeit angewendeten Vorgangsweise bei der Genehmigung einerVerrieselung bzw. Versickerung von gereinigtem Abwasser gibt es in den einzelnenBundesländern große Unterschiede.Eine rasche und einfache Methode die Durchlässigkeit des Bodens hinsichtlich einerVersickerung praktisch zu erproben, gibt es in Kärnten und in Vorarlberg. In den restlichenBundesländern behilft man sich in problematischen Fällen mit der Vorschreibung eineshydrologischen, hydrogeologischen oder geo-hydrologischen Gutachtens.In allen Bundesländern ist ein Ansuchen um Genehmigung mit der Forderung nach diversenProjektsunterlagen notwendig. Bei den Unterlagen wird häufig von einem TechnischenBericht ausgegangen.Im Folgenden findet sich eine umfassende Darstellung der in den einzelnen Bundesländerngeforderten Unterlagen. Es handelt sich dabei um eine Auflistung aller zumindest in einemBundesland geforderten Unterlagen, Vorschriften und Auflagen. Angaben, die sich imWesentlichen entsprechen bzw. den gleichen Untersuchungsgegenstand haben, werden nureinmal angeführt. Genauere Angaben zu den einzelnen Bundesländern finden sich imAnhang.Wesentlich dabei ist, dass für die Projekterstellung die Fachkundigkeit des Planerserforderlich ist. Als fachkundig können z.B. Ziviltechniker, Technische Büros oder sonstigeeinschlägig tätige und hierzu befugte Unternehmen oder Personen angesehen werden.Die Fachkundigkeit wird in der Praxis nicht nur anhand einer formalen Befugnis, sondernauch unter Berücksichtigung der inhaltlichen Qualität von Projektsunterlagen zu beurteilensein.Erforderliche Plan- und Beschreibungsunterlagen:• Bezeichnung des Bauvorhabens• Maß der Wassernutzung• Grundstücksverzeichnis• Berührte fremde Rechte• Berührte sonstige öffentliche Interessen• Angaben zu den Entsorgungsverhältnissen auf kommunaler Ebene27

3. Vorgehensweise in den Bundesländern• Angaben darüber, ob beabsichtigt ist, für die Errichtung der KKA öffentlicheFördermittel in Anspruch zu nehmen• Angaben zu Herkunft des Abwassers• Angaben zur Ermittlung der derzeitigen und zukünftigen Einwohnerwerte (EW) oderEinwohnergleichwerte (EGW)• Angaben zur Ermittlung der anfallenden Abwassermenge• Technische Beschreibunga) des angewandten Reinigungsverfahrensb) der wasserbautechnischen Anlagenteilec) der konstruktiven Ausgestaltung der KKAd) der konstruktiven Ausgestaltung der Abwasserzu- und -ableitungen (erforderlichenfallseinschließlich Abwasserpumpwerk)e) der Schlammbehandlung und -speicherungf) der Probenahmemöglichkeit für den Ablauf der KKA (vorgesehene Örtlichkeit,Zugänglichkeit)g) der konstruktive Ausgestaltung der Versickerungsanlage (bei Versickerungen)oder des Einleitungsbauwerkes in das Fließgewässer (bei Einleitungen in einenVorfluter)h) der sonstigen vorhandenen Anlagenteile (z. B. weitergehende Reinigung, oderMaßnahmen, die aufgrund der besonderen Lage z.B. Hochgebirge zu setzen sind)i) der vorgesehenen Elektroinstallationen im Hinblick auf die geltenden Vorschriften• Bemessung sämtlicher Anlagenteile der Abwasserreinigungsanlage samt jeweiligerBemessungsgrundlage• Bei Versickerungena) Angaben zu Art, Zusammensetzung, Beschaffenheit und Sickerfähigkeit desUntergrundes (Bodenprofil) im Bereich der geplanten Versickerungsstelle. Beiungünstigen Bodenverhältnissen Nachweis durch Vorlage eines Protokolls über einenSickerversuchb) Angaben, dass die Anlage nicht in einem Gebiet liegt, für dasAusschließungsgründe gem. Pkt.2.2.2. vorliegen.c) Angaben zum Flurabstand des Grundwasserspiegels, der Grundwasserfließrichtungund der Tiefenlage der Sickerebene28

3. Vorgehensweise in den Bundesländernd) Bei Verrieselung ist zur Abwehr der Gefahr für das öffentliche Interesse einNachweis erforderlich, dass eine Ableitung in einen Vorfluter technischunmöglich oder wirtschaftlich unzumutbar ist. Ferner ist ein geologischesGutachten (Rutschgefahr) und eine hydrogeologische Beurteilung übermögliche Beeinträchtigungen von Wasserversorgungsanlagen undGrundwasser im Allgemeinen erforderlich. Diesbezüglich wird auf die Leitlinienzur Versickerung und Verrieselung biologisch gereinigter Abwässerhingewiesen (Steiermark).• Angaben zur Entsorgung der Rückstände aus der Abwasserreinigung• Betriebs- und Wartungsvorschrift• Häufigkeit der Eigen- und Fremdüberwachung• Prüfung der Entsorgungsmöglichkeiten (landwirtschaftliche Verwertung, Anschluss aneine öffentliche Kanalisation, Senkgrube, gemeinsame Lösung mit benachbartenObjekten, Vorflutereinleitung, Verrieselung) und Begründung für die gewählteEntsorgungsvariante• Grundwasserverhältnisse (Schutz- und Schongebiete, benachbarte Trink- undNutzwasserbrunnen, Gutachten über die geohydraulischen Verhältnisse beiVerrieselung bzw. Einleitung in trockenfallende Vorfluter)• Ablaufwerte:Generell dürfen folgende Ablaufwerte nicht überschritten werden:absetzbare Stoffe nach 30 Min. 0,3 ml/lBSB5 25 mg/lCSB 90 mg/lTOC max. 30 mg/lNH4-N (T über 12°C) max. 10 mg/lDiese Grenzwerte werden bei Einleitung in einen vorbelasteten oder sehr kleinenVorfluter bzw. bei Untergrundverrieselung entsprechend strenger sein und werdennach Einzelfallprüfung jeweils von der Behörde vorgeschrieben.Der Projektant hat das Erreichen dieser Reinigungsleistung für die Anlagenachzuweisenbzw. zu garantieren.• Übersichtslageplan (z.B. Maßstab 1:5000 oder 1 : 10 000), für eine grobeOrientierung über die Situierung des Objektes und der Abwasseranlage, möglichstmit Bezug auf das Siedlungsgebiet der Gemeinde (künftiger Kanalanschluss).29

3. Vorgehensweise in den Bundesländern• Aktueller Katasterlageplan mit Angabe des Maßstabes, der Grundstücksnummer undKG mit Darstellunga) sämtlicher Anlagenteile (KKA, Zu- und Ableitungen, Versickerungsanlage bzw.Einleitungsbauwerk). Im Falle einer bereits bestehenden Versickerung sind auchbereits bestehende Sickeranlagen (z.B. für Niederschlagswässer) einzutragen.b) der Lage(n) berührter fremder Rechte• Detailpläne (z.B. im M 1:100 bis 1:20)a) Detailpläne bzw. Typenplan sämtlicher Anlagenteile im Grundriss und Schnitt(KKA, Versickerungsanlage bzw. Einleitungsbauwerk, Pumpstation,Schlammspeicheranlage, etc.), Neben den Abwasseranlagen ist auch die Beseitigungder Niederschlagswässer darzustellen.b) Längs- und Querschnitte sämtlicher Anlagenteile (KKA, Versickerungsanlage,bzw. Einleitungsbauwerk, Pumpwerk, Schlammspeicheranlage, etc.)c) Längsschnitt(e) durch die Gesamtanlage inklusive der Abwasserzu- und –ableitung(en), in die Schnittzeichnung ist der örtlich vorkommende, höchsteGrundwasserstand einzutragen und zu kotieren (m über Adria).d) Bezeichnung der Probennahmestelle3.2 OberösterreichIn Oberösterreich hat sich im Jahre 2006 ein Arbeitskreis intensiv mit der Problematik derVersickerung bei Kleinkläranlagen auseinander gesetzt und Grundlagen erarbeitet, unterderen Voraussetzung eine Versickerung/Verrieselung als bewilligungsfähig eingestuftwerden kann. Die Ergebnisse wurden in einem Arbeitspapier „Abwasserversickerung fürEinzelanlagen in Streulagen“ (Wasserwirtschaft Land Oberösterreich, 2006) veröffentlicht. ImEinzelfall können im ländlichen Raum unter besonderen Standortvoraussetzungen und beigeeigneter Anlagenkonzeption folgende Alternativen geprüft werden:• Membranfilteranlage mit Versickerung über einen Pflanzenfilterkörper• Membranfilteranlagen mit oberflächlicher Muldenversickerung• Vollbiologische Kleinkläranlage mit nachgeschaltetem Bodenfilter gemäß ÖNORM B2505 und oberflächennaher Muldenversickerung• Vollbiologische Kleinkläranlage mit nachgeschaltetem Bodenfilter gemäß ÖNORM B2505 und Zusickerung zu leitungsschwachen, aber dauernd wasserführenden Gerinnen• Vollbiologische Kleinkläranlage mit nachgeschaltetem Bodenfilter gemäß ÖNORM B2505 und Einleitung in fallweise wasserführende Gräben• Membranfilteranlage und Einleitung in fallweise wasserführende Gräben.30

3. Vorgehensweise in den Bundesländern3.3 KärntenIn Kärnten ist eine Verrieslung bzw. Versickerung in Kärnten prinzipiell möglich. Nebenallgemeinen rechtlichen, baulichen, hydrogeologischen und formalen Kriterien für eineGenehmigung wird häufig, vor allem bei erwarteter schlechter Sickerfähigkeit desUntergrundes ein so genannter Sickerversuch nach Kiker und Pönninger durchgeführt.Dieser muss nach Aufforderung durch die Landesbehörde vom Projektswerber durchgeführtund protokolliert werden. Der Versuch zeigt die Sickerleistung des Untergrundes und lässtdaraus eine Berechnung der notwendigen Versickerungsfläche zu. Genauere Angaben zumSickerversuch siehe 7.1.2.Die bisher vorliegenden Beispiele aus Kärnten weisen im Vergleich zu den Berechnungennach Kiker und Pönninger zwei Unterschiede auf.Formel nach Kiker und Pönninger (Pönninger, 1964):( 2,54t+ 6,24)C =1181,57in Kärnten angewandte Formel (Purator, Formblatt Kläranlagen, 2003)( + 6,24)C = t1187,57Dadurch sind die Angaben zu den erforderlichen Sickerflächen in Kärnten deutlich geringerals nach Pönninger (1964). Die Abweichung der beiden Ergebnisse ist vor allem von der Zeitt abhängig. Bei 3 exemplarisch ausgewählten realen Fällen zeigten sich Abminderungenvom Flächenbedarf nach Pönninger (1964) zwischen 15 und 50 %. Der zweite Unterschied(1187,57 statt 1181,57) ist in seiner Auswirkung deutlich geringer zu bewerten. Es handeltsich dabei lediglich um eine Erhöhung des Divisors um 0,5% gegenüber der Berechnungnach Pönninger (1964).Grundsätzlich werden in Kärnten häufig Genehmigungen von Versickerungsanlagen erteilt.Laut Polzer (1995) wird aber einschränkend festgehalten, dass zumindest im Umkreis von 1Hektar je Einzelobjekt mit 4 EGW keine weitere Versickerung stattfinden darf. Bisher gibt eskeine Angaben bzw. Nachweise über eine Beeinträchtigung von genutztenTrinkwasservorkommen. Überschreitungen von Ablaufgrenzwerten wurden mehrmalsregistriert und hinsichtlich ihres Ursprungs auf Wartungsfehler bzw. mangelnde Wartungzurückgeführt.In den Projektsunterlagen werden Angaben bezüglich der Lage in einem Karstgebiet,Grundwasserschongebiet, Quellschutzgebiet o.ä. sowie die Berührung fremder Rechte,Flurabstand, Grundwasserfließrichtung und die Tiefenlage der Versickerung verlangt.Primäre Ausschließungsgründe, sowie Vorgaben und Einschränkungen derBewilligungsfähigkeit sind in einem Erlass vom 27.11.1995 angeführt. Als unzulässig werdendabei Verbringungsstellen in besonders wasserwirtschaftlich oder hydrogeologisch sensiblenZonen bezeichnet. Solche stellen jedenfalls Kernzonen und in eingeschränktem Ausmaßauch Außenzonen (definiert nach der Kärntner Wasserschongebietsverordnung) dar.Außerdem darf eine Versickerung oder Verrieselung ein zum menschlichen Gebrauchgenutztes Trinkwasservorkommen nicht gefährden oder aus anderen Gründen (z.B. nichtsickerfähiger Untergrund, Standsicherheit, geringe Bodenüberdeckung, nachfolgendeWasseraustritte, hygienische Gründe) unzulässig sein.31

3. Vorgehensweise in den Bundesländern3.4 VorarlbergIn Vorarlberg erfolgt bei der Genehmigung einer Kleinkläranlage mit anschließenderVerrieselung bzw. Versickerung ein ähnliches Verfahren. Zusätzlich wird großer Wert auf dieTrennung von Niederschlagswässern gelegt. Ein Sickerversuch wird in etwa einem Drittelder Fälle durchgeführt. Dabei muss dieser nicht zwingend von einem Ziviltechniker, sondernkann auch von einer anderen fachkundigen Person (z.B. Baumeister, Polier o.ä.),durchgeführt werden. Häufig werden Sickerversuche im Bereich des Rheintales, wogeringmächtige Sandlinsen in einem ansonsten relativ bindigen Untergrund auftreten,vorgeschrieben. Der Sickerversuch wird in Vorarlberg über 4 Tage durchgeführt undunterscheidet sich dadurch wesentlich vom Sickerversuch nach Kiker und Pönninger. Dabeiwerden bei einem Einfamilienhaus beispielsweise 2,4m³ Wasser benötigt. Dies ist in etwader Tagesbedarf eines 4 Personen-Haushalts bei einem Verbrauch von 150l/Person*Tag.Diese Menge entspricht zirka dem Inhalt eines Jauchefasses. Der Probeschlitz oder dieFläche für den Sickerversuch sollte nach Möglichkeit ähnlich der späteren Sickeranlageausgehoben werden. Eine Vornässung des Probeschlitzes wird nicht durchgeführt. DerVersuch und seine Durchführung erheben keinen wissenschaftlichen Anspruch. Er wirdjedoch als praktikabel und effektiv angesehen. In Kluftaquiferen stellt sich eine andere undgrundsätzlich problematische Situation dar. Diese ist auch von den Anforderungen anders zubehandeln. Als besonders wichtig wird die Erfahrung des Planers und der Sachverständigeneingestuft. In Vorarlberg ist aufgrund der Größe des Bundeslandes der Zustand gegeben,dass immer bzw. meistens dieselben handelnden Personen in das Verfahren involviert sind.Dies wird als sehr wichtig für die Abwicklung und den Ausgang des Verfahrens bewertet. Diezur Beurteilung notwendigen Grundwasserspiegelstände werden in der Regel von Seiten desLandes angegeben. Sie können von Pegeln oder anderen, bereits vorhandenen Projekten(z.B. für die Errichtung von Wärmepumpen) hergeleitet werden. Allgemein konnten mit derGenehmigung von Versickerungen und der Durchführung von Sickerversuchen positive undfür alle Beteiligten zufriedenstellende Ergebnisse erzielt werden. Es gibt keine eigensangeführten Ausschließungsgründe.3.5 SalzburgFür das Land Salzburg gibt es keine einheitliche Vorgehensweise. Von Seiten des Landeswird der Frage der Versickerung von gereinigtem Abwasser keine entscheidende Bedeutungbeigemessen. Die Anforderungen an Projekte sind abhängig von den jeweiligenBezirkshauptmannschaften. Daher wird hier beispielhaft die Vorgehensweise für die StadtSalzburg angeführt. Die Vorgaben sind ähnlich denen in anderen Bundesländern. Es fehlenjedoch Angaben zur Durchführung eines Sickerversuchs, der als Nachweis derSickerfähigkeit in problematischen Fällen gefordert wird. Hingewiesen wird auf das Auftretenstark wechselnder Wasseraufnahmefähigkeit des Untergrundes bei sehr geringenEntfernungen der einzelnen Objekte. Ausschließungsgründe werden nicht angegeben. Esfindet sich jedoch eine generelle Bemerkung, dass bei besonderen wasserwirtschaftlichenVerhältnissen und bei Einleitung in das Grundwasser die Anforderungen verschärft werdenkönnen.32

3. Vorgehensweise in den Bundesländern3.6 NiederösterreichDas Land Niederösterreich trifft genaue Vorgaben hinsichtlich der Projektsanforderungen(Amt der Niederösterreichischen Landesregierung, 2001). Eine Versickerung des gereinigtenAbwassers wird erst als letzte Möglichkeit in Erwägung gezogen. Dabei muss sichergestelltwerden, dass eine Einleitung nur in ein kleinräumig begrenztes Grundwasservorkommenerfolgt, welches wegen seiner Ergiebigkeit für eine öffentliche Trinkwasserversorgungausscheidet und auch für eine private Trinkwasserversorgung verzichtbar ist. Die Möglichkeiteines Sickerversuches wird nicht eigens angeführt. Bei eindeutigen Verhältnissen, sprichgeringem Risiko, wird kein geo-hydrologisches Gutachten gefordert. Bei Erfordernis einessolchen Gutachtens wird dieses entweder von der Behörde selbst (häufig) oder von einemexternen Fachmann (selten) erbracht. Dabei kommt es zu einer Erhebung der lokalenGrundwasser- und Abwassersituation, jedoch werden keine eigenen Untersuchungen,Sickerversuche oder ähnliches durchgeführt. Grundsätzlich wird die Ansicht vertreten, dassbereits unter den vorherigen Bedingungen der Abwasserentsorgung eine bestimmte Mengeungereinigten bzw. nur unzureichend gereinigten Abwassers in den Untergrund gelangt ist.Daher bewirkt eine genehmigte Versickerung, des besser gereinigten Abwassers, beibekannten baulichen Maßnahmen und der Kontroll- und Wartungsmöglichkeit der Anlage,eine Verbesserung der Verhältnisse.3.7 WienIn Wien ist keine Checkliste oder Ähnliches für die Bewertung einer Kleinkläranlage mitanschließender Versickerung des Abwassers vorhanden. Der Kanalanschlussgrad liegt beiüber 98%. Es werden nur mehr sehr selten Neugenehmigungen von Kleinkläranlagenbeantragt. Sehr wohl bestehen Altanlagen. Die Größe beträgt in den meisten Fällen wenigerals 10 EW. Eine Einleitung von gereinigtem Abwasser in bekannte Grundwasservorkommenist nicht gestattet, ebenso die Versickerung über Schächte. Angeraten wird einevollbiologische Reinigung mit bepflanztem Bodenfilter und einer anschließendenoberflächennahen Versickerung. Die quantitative Aufnahme durch dieUntergrundverhältnisse stellt kein Problem dar. Die Entsorgungsvariante durch dichteSenkgruben mit einer Verbringung des Senkgutes ist in Wien bei ganzjähriger Erreichbarkeitdes Hauses billiger und einfacher zu bewerkstelligen als im ländlichen Raum. Außerdemwird dies von Seiten der Stadt Wien zu gleich Kosten wie die zu entrichtende Kanalgebührdurchgeführt.3.8 BurgenlandDer Anschlussgrad an eine öffentliche Kanalisation liegt im Burgenland bei etwa 99,2%.Daraus ergibt sich, dass etwa 500 Anlagen ohne Kanalanschluss verbleiben. Zu einemAntrag auf Neugenehmigung einer Kleinkläranlage kommt es in 2 bis 4 Fällen pro Jahr.Derzeit bestehen etwa 10 bis 15 solcher Anlagen mit einer anschließenden Versickerung.Das Amt der Burgenländischen Landesregierung hat eine interne Leitlinie mit Kriterien für dieBeurteilung von „Pflanzenkläranlagen“ < 10 EW. Es erfolgt jeweils eine Einzelfall-bezogeneEntscheidung. Dabei wird eine Variantenstudie durchgeführt. Eine Versickerung steht indiesem Entscheidungsfindungsprozess erst nach Ausschluss anderer Möglichkeiten, wie33

3. Vorgehensweise in den Bundesländernz.B. Anschluss an örtliche Kanalisation, Einleitung in Vorfluter, zur Diskussion. Bei kritischenUntergrundverhältnissen bedarf es eines Nachweises der Sickerfähigkeit des Bodens.3.9 TirolIn Tirol ist seit 1994 eine ständig aktualisierte interne Amtshilfe in Verwendung. Diese wirdderzeit überarbeitet und soll in einen Leitfaden münden, der jedoch nicht vor Ende 2006vorliegen wird. Die Beurteilungskriterien lassen sich dabei in zwei Bereiche, hinsichtlich deszu entsorgenden Objekts (Ausstattung, Belegung, Nutzungsdauer, u.ä.) bzw. der örtlichenGegebenheiten (Höhenlage, geologische und hydrologische Faktoren u.ä.), trennen. Je nachNutzungsdauer der Kleinkläranlage und der Sensibilität des Untergrundes werdenunterschiedliche Reinigungsstufen bzw. Anforderungen an die Reinigungsleistung derKleinkläranlage vorgeschlagen. Zusätzlich wird auch die Bewilligung befristet (meist auf 5bzw. 10 Jahre) ausgesprochen. Hinsichtlich der Untergrundverhältnisse gelten dieEinzugsbereiche von Quellen privater als auch öffentlicher Wasserversorgungsanlagen alsbesonders kritisch. Ein geologisches Gutachten wird im Regelfall nicht verlangt. Sehr wohlwerden Schürfe und bei Verdacht einer geringen Sickerfähigkeit auch Sickerversuchedurchgeführt. Der derzeitige Entsorgungsgrad in Tirol liegt bei 94-95% und soll bis 2010 aufrund 97% gesteigert werden.3.10 SteiermarkFür die Verrieselung bzw. Versickerung von Abwasser gibt es in der Steiermark seit 1997eine umfangreiche Leitlinie (Amt der Steiermärkischen Landesregierung, 1997). Darin findensich neben den rechtlichen und formalen Kriterien Angaben zu den geologischenGegebenheiten in der Steiermark.In der Leitlinie werden zudem Angaben zur Abschätzung der Sickerfähigkeit desUntergrundes gemacht. Es erfolgte eine Einteilung der Einleitung von gereinigtem Abwasserin die Klassen „nicht zulässig-bedingt zulässig-zulässig“ nach wasserwirtschaftlichenBedingungen und getrennt davon nach geologischen Großeinheiten. Bei dieserKlassifizierung werden die Versickerungsanlagen in Sickerschacht, Rieselgraben, flächigeVerrieselung, Drainagerohr (Untergrundverrieselung) und zeitweise trockenfallender Vorfluteruntergliedert. Dabei sind Ausschließungsgründe für Sickerschächte und Drainagerohr(Untergrundverrieselung) in Schutz- und Schongebieten, Grundwassersanierungsgebieten,Gebieten mit einer wasserwirtschaftlichen Rahmenverfügung, rutschgefährdeten Bereichenund Einzugsgebieten von Wasserversorgungsanlagen bei nahezu allen geologischenBedingungen angeführt. Die restlichen Anlagetypen sind aus wasserwirtschaftlicher Sicht,mit Ausnahme bei Schutz- und engeren Schongebieten sowie im Einzugsbereich vonWasserversorgungsanlagen, bedingt zulässig. Bei den geologischen Situationen werden dieVarianten Rieselgraben und zeitweise trockenfallender Vorfluter in tertiären Karbonaten undverkarstungsfähigen Gesteinen i.a. als nicht zulässig eingestuft. Im Übrigen werden dieseVersickerungsarten je nach Untergrundverhältnissen in zulässig, für Moränen,Bergsturzmassen, Hangschutt, kristalline Gesteine i.a. und Tertiär i.a. sowie bedingt zulässigfür quartäre Talfüllungen, quartäre Terrassen mit Lehmdecke, Vulkanite und auch spezielleGosausedimente eingeteilt.34

3. Vorgehensweise in den BundesländernTabelle 14: Klassifizierung der unterschiedlichen Versickerungs- und Verrieselungstypen beibestimmten wasserwirtschaftlichen und geologischen Bedingungen (Amt derSteiermärkischen Landesregierung, 1997)Schutzgebiet, engeresSchongebietweiteres SchongebietGrundwassersanierungsgebietwasserwirtschaftlicheRahmenverfügungRutschgefährdetes Gebietvorhandener ständiger VorfluterEinzugsbereich vonWasserversorgungsanlagenvorhandene örtliche Kanalisationquartäre Talfüllungquartäre Terrassen mitLehmdeckeMoränen, Hangschutt,BergsturzmassenTertiär i.a.Vulkanitetertiäre KarbonateGosauverkarstungsfähige Gesteine i.a.kristalline GesteineSickerschachtRieselgrabenflächigeVerrieselungDrainagerohr(Untergrundverrieselung)zeitweisetrockenfallenderVorfluternicht zulässigbedingt zulässigzulässigIn der Leitlinie finden sich auch näherungsweise Angaben zum Flächenbedarf einerVersickerung in Lockersedimenten. Ferner wurde ein Merkblatt zur Variantenuntersuchungbei der Errichtung von Kleinkläranlagen (Amt der Steiermärkischen Landesregierung 2002)erarbeitet.Die Leitlinie kann als gute Basis einer Beurteilung angesehen werden. Sie gibt aber keinegenauen Angaben zum Ablauf bzw. zur einfachen Entscheidungsfindung bei derGenehmigung.3.11 DiskussionAngemerkt sollte noch werden, dass es in Bayern zwar einerseits umfangreiche Regeln undVorgaben zur Versickerung von Abwasser gibt. Diese befassen sich aber vornehmlich mitder Kleinkläranlage im engeren Sinn bzw. vor allem mit der Abwasserqualität. Dasbehördliche Verfahren ist dabei sehr genau geregelt. Keine genauen Angaben werden zueinem in kritischen Fällen durchzuführenden Sickerversuch gemacht. Dieser wird ähnlich wieim Bundesland Vorarlberg nicht nach wissenschaftlichen sondern nach praktischen Kriteriendurchgeführt. Im Falle einer Versickerung im Bereich eines klüftigen Untergrundes findet sich35

3. Vorgehensweise in den Bundesländernnur folgende Angabe: „es sind weitergehende Maßnahmen zur Abwasserreinigungerforderlich, die von den zuständigen Behörden im Einzelfall festgelegt werden“. ZurFlächenbedarfsermittlung werden in Bayern keine über die im Kapitel 7.1.6 angeführtenDaten der DIN 4261 hinausgehenden Angaben gemacht. In anderen bundesdeutschenGebieten gibt es davon abweichende Vorgangsweisen, die jedoch allesamt hinsichtlich derallgemeinen Anforderungen, einer Flächenbedarfsermittlung oder eines Sickerversuchskeine detaillierten Angaben anführen. Häufig findet sich der pauschale Hinweis auf dieErstellung eines hydrogeologischen Gutachtens.Abschließend kann somit festgestellt werden, dass sich die Vorgaben und Anforderungen inden einzelnen Bundesländern in ihrem Detaillierungsgrad zwar unterscheiden, es jedochdurch pauschale Angaben, wie der Forderung eines Gutachtens Möglichkeiten gibt allenotwendigen Unterlagen einzufordern und somit einen einheitlichen Standard zu definieren.In keinem Bundesland, mit Ausnahme der Steiermark und Kärntens, werden bestimmteBereiche generell ausgeschlossen. Weiters werden in Oberösterreich besondereAnforderungen in Hinblick auf die Mindestanforderungen an die Abwasserreinigung gestellt(Membranfilteranlage, nachgeschalteter Bodenfilter).36

4 RAHMENBEDINGUNGEN DERABWASSERENTSORGUNG IMLÄNDLICHEN RAUM4. Abwassertechnische Rahmenbedingungen4.1 Möglichkeiten der Abwasserentsorgung im ländlichenRaumAuf verschiedene Möglichkeiten der Abwasserentsorgung für Einzel-Entsorgungsanlagen imländlichen Raum ist bereits im Endbericht der Phase I des Projektes dezidiert eingegangenworden.Grundsätzlich sind für den ländlichen Raum mehrere Entsorgungsvarianten denkbar,wenn ein Kanalanschluss oder die Ableitung des gereinigten Abwassers in einengeeigneten Vorfluter technisch oder wirtschaftlich nicht möglich ist:• Sammlung in dichten Senkgruben und Verwertung in der Landwirtschaft oder Abtransportzu einer nahen Kläranlage.• Alternative Konzepte mit Stofftrennung• Reinigung des Gesamtabwassers vor Ort und Speicherung des Ablaufes zurlandwirtschaftlichen Verwertung.• Reinigung des Gesamtabwassers vor Ort und lokale Versickerung oder Verrieselung desgereinigten Ablaufes.Bei einer Sammlung und Verwertung in der Landwirtschaft ist in Hinblick auf hygienischrelevante Mikroorganismen davon auszugehen, dass eine landwirtschaftliche Verwertungvon Senkgrubenräumgut durch die großräumige Aufbringung und extensive Behandlungüber die belebte Bodenzone ein geringeres hygienisches Risiko für das Grundwasserdarstellt als eine lokale Versickerung oder Verrieselung von gereinigtem Abwasser.Andererseits ist jedoch davon auszugehen, dass ein hygienisches Risiko vor allem bei derAufbringung auf Grünland nicht ausgeschlossen werden kann. Für eine sachgerechtelandwirtschaftliche Verwertung von Rohabwasser sind Speicherzeiten von zumindest 6Monaten erforderlich (z.B. Wintermonate, Wartezeiten vor einer Ernte, um hygienischeRisiken gering zu halten). Diese Speichervolumina sind vielfach nicht vorhanden undmüssen erst errichtet werden. Daher ist ein kostenmäßiger Vorteil dieserEntsorgungsvariante vielfach nicht gegeben. Die Sammlung von Abwasser in dichtenSenkgruben mit Abfuhr zu einer Kläranlage stellt in der Regel die teuerste Variante derAbwasserentsorgung im ländlichen Raum dar.Ziel von so genannten alternativen Konzepten mit Stofftrennung ist es, verschiedeneAbwasserteilströme im Haushalt getrennt zu erfassen und dann gezielt entsprechend ihrerstofflichen Zusammensetzung getrennt zu verwerten oder zu entsorgen. Vor allem imländlichen Raum können solche Konzepte als echte Alternativen zu den üblichen Verfahreneingesetzt werden. Das Grauwasser ist vom Volumen her bei weitem der größteAbwasserstrom im Haushalt (etwa 2/3 -3/4 der Menge), welcher arm an Nährstoffen ist,37

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungenjedoch den größten Teil an Schwermetalle und Haushaltschemikalien mit sich führt. DieGrauwässer enthalten kaum Stickstoff (Ammonium) und sind auch deutlich geringermikrobiologisch-hygienisch belastet als das Gesamtabwasser, weswegen eine einfachebiologische Reinigung möglich wird und zudem im Falle einer Versickerung oderVerrieselung die Gefahr einer Kontamination von Grundwasser mit pathogenenMikroorganismen geringer ist als bei Reinigung und Versickerung des Gesamtabwassers.Grundsätzlich wäre auch eine Variante der Abwasserentsorgung bei fehlenden Vorfluternund in Gebieten wo Wassermangel herrscht, das gereinigte Abwasser nach einer Reinigungzu speichern und zur Verwertung (Bewässerung, Nährstoffe) zu verwenden. Einekleinräumig Versickerung oder Verrieselung könnte in so einem Fall unterbleiben, allerdingswäre zusätzlich zur Abwasserreinigung eine Speicherung des gereinigten Abwassers über 6Monate erforderlich (in Anlehnung an Anforderungen der Klärschlammverwertung). DieAnforderungen an die Speicherung wären jedoch geringer (Geruch) als im Falle einerSenkgrube und könnten allenfalls auch in einem Teich erfolgen. Eine Abwasserreinigungsollte in diesem Fall ohne Nährstoffentfernung erfolgen. In Hinblick auf eine Verwertung inder Landwirtschaft würde diese Variante eine Verringerung der Belastung des Abwassers mitpathogenen Keimen und Fäkalindikatoren bewirken. Allerdings würde es auch zuNährstoffverlusten führen.Als weitere Variante ist ebenfalls die Reinigung des anfallenden Abwassers vor Ort mitanschließender lokaler Versickerung oder Verrieselung des gereinigten Abwassers denkbar.Diese Möglichkeit wird im Folgenden im Detail untersucht.Im Hinblick auf die Fragestellung der Evaluierung einer Beeinflussung des Grundwassersdurch eine Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser sind die zu erwartendenAblaufwerte einer Kleinkläranlage aus chemischer und hygienischer Sicht im Zusammenspielmit den lokal vorherrschenden Bedingungen, welche maßgeblich den Transport und denRückhalt/Abbau der eingebrachten Stoffe in der ungesättigten und gesättigten Zonebestimmen, entscheidend.Die am häufigsten angewendeten Reinigungsverfahren für Kleinkläranlagen sindBelebungsanlagen oder Pflanzenkläranlagen. Es wird davon ausgegangen, dass unter demStand der Technik Anlagen, welche auf eine Kohlenstoffelimination und Nitrifikationausgelegt sind, verstanden werden. Vielfach bestehen Einzelentsorgungsanlagen noch ausMehrkammerabsetz- oder ausfaulgruben, welche jedoch zunehmend durch entsprechendeModule nachgerüstet werden, die eine Kohlenstoff- und Ammoniumeliminationgewährleisten. Zum Teil werden dazu bereits Membranmodule eingesetzt. Teilweise werdendie bestehenden Anlagen auch durch komplett neue Kleinkläranlagensysteme ersetzt.Die Einbeziehung einer Risikoabschätzung in die Betrachtungen erforderte die Nutzung vonMonte-Carlo-Simulationen. Damit wurde sowohl die Variabilität als auch eineAuftrittswahrscheinlichkeit in den Eingangsgrößen über die Definition vonHäufigkeitsverteilungen berücksichtigt. Somit war es möglich, auch die Variabilität derBeeinflussungen auf das Grundwassers und ein damit verbundenes Risiko überHäufigkeitsverteilungen abzubilden.38

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungen4.2 Reinigungsleistung typischer Reinigungsverfahren fürKleinkläranlagen unter Normal- undStörfallbedingungen4.2.1 DatengrundlageUm die Reinigungsleistung von Verfahren, die häufig für Kleinkläranlagen von ≤ 20 EW zumEinsatz kommen, unter Betriebsbedingungen beurteilen zu können, wurden Betriebsdatenvon Kleinkläranlagen dieser Größe ausgewertet.Die genutzten Datensätze stammen von:• den Landesämtern der Steiermärkischen und Oberösterreichischen Landesregierung,welche im Rahmen der Fremdüberwachung von Kleinkläranlagen erhoben wurden (539Datensätze) und• von Betriebsdaten von ausgewählten Kleinkläranlagen-Herstellern, welche fürKleinkläranlagen im Rahmen von Überprüfungen erhoben wurden (372 Datensätze)In Hinblick auf eine Risikoanalyse standen dabei vor allem Häufigkeitsverteilungen derParameter CSB, BSB 5 und NH 4 der Ablaufwerte der Anlagen im Zentrum der Betrachtung.Zum einen eignen sich Häufigkeitsverteilungen sehr gut, um Aussagen über dieAblaufqualität mit einer bestimmten Auftritthäufigkeit in Relation zu bringen (Mittelwert ±Varianz repräsentiert den Bereich, in welchem unter Normalbedingungen die Ablaufwerte zuerwarten sind). Zum anderen können auch Ablaufwerte, welchen Betriebsstörungenzugrunde liegen und die nicht während eines normalen Anlagenbetriebes zu erwarten sind,sehr gut quantifiziert werden.Betrachtet wurden bei den Auswertungen vorrangig Belebungsanlagen (Ein- undMehrbecken-Anlagen) sowie Pflanzenkläranlagen (bepflanzte Bodenfilter). Die restlichenAnlagen (Tropfkörper-, Tauchtropfkörper-, Biofilter- oder ähnliche Anlagen) wurden zu einerGruppe „sonstige Anlagen“ zusammengefasst.4.2.2 Typische AbwasserreinigungsanlagenAls Abwasserreinigungsanlagen der Größe ≤ 20 EW werden größtenteils herkömmlicheBelebungsanlagen oder Pflanzenkläranlagen eingesetzt. Aus den zur Verfügung stehendenDaten, welche im Rahmen der Fremdüberwachung durch die Länder erhoben wurden,(Daten von insgesamt 489 Anlagen) geht hervor, dass ein großer Teil der betrachtetenAblaufwerte von Belebungsanlagen (36%), der größte Teil mit 47% von Pflanzenkläranlagenund 17% von sonstigen Anlagen stammen.Welche der Anlagen häufig für eine bestimmte Bemessungsgröße genutzt wird, geht ausAbbildung 5 hervor. Auffällig ist, dass Belebungsanlagen häufig für Anlagen zwischen 6 und12 EW genutzt werden, wohin gegen bepflanzte Bodenfilter am Häufigsten für Anlagen < 6EW genutzt werden. Bei den sonstigen Verfahren ist mit 23% eine Bemessungsgröße von 5EW am Häufigsten vertreten.39

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenBelebungsanlagenbepflanzte Bodenfilter60605050Anzahl der Anlagen40302010Anzahl der Anlagen4030201002 3 4 5 6 7 8 9 10 12 14 16 18 20EW02 3 4 5 6 7 8 9 10 12 14 16 18 20EWAbbildung 5: Anzahl der Belebungs- und Pflanzenkläranlagen in Abhängigkeit derBemessungsgröße der Kleinkläranlagen aus den GesamtdatenWie aus den Daten hervorgeht und ebenfalls in Abbildung 5 ersichtlich ist, bilden denüberwiegenden Teil der Anlagen von < 20 EW Anlagen mit einer Bemessungsgröße vonkleiner oder gleich 10 EW (78% der Anlagen). Um auch eventuell auftretende Änderungen inden Ablaufwerten in Abhängigkeit der Anlagengröße berücksichtigen zu können, wurden beiden folgenden Auswertungen zwischen Anlagen kleiner 10 EW und Anlagen zwischen 10und 20 EW unterschieden.4.2.3 Ablaufwerte von Anlagen ≤10 EWGrundlage dieser Auswertungen bilden die 539 Datensätze (für einige Anlagen liegen dieErgebnisse der Überwachung von mehreren Terminen vor), die im Rahmen derFremdüberwachung durch die Länder erhoben worden sind. Bei diesen Betrachtungenwurden nur Anlagen berücksichtigt, welche auf Kohlenstoffabbau sowie Nitrifikationausgelegt sind. Von Bedeutung waren Ablaufwerte der Kohlenstoff- sowieStickstoffparameter sowie die Anzahl der Grenzwertüberschreitungen.Wie aus Abbildung 6 ersichtlich, sind die CSB-Ablaufwerte der betrachtetenBelebungsanlagen (BB) im Konzentrationsbereich zwischen 25 und 75 mg/l rechtgleichmäßig verteilt und weisen dort die größte Häufigkeit auf, was für einen recht stabilenBetrieb der Kohlenstoffentfernung spricht. Auch die Pflanzenkläranlagen (PKA) weisen diehäufigsten CSB-Ablaufkonzentrationen im Bereich < 75 mg/l auf und halten damitüberwiegend den nach Ö-Norm B 2505 geforderten Grenzwert von < 90mg/l ein. Bei densonstigen Anlagen liegt der überwiegende Teil der CSB-Ablaufwerte im Vergleich mit denBelebungsanlagen und Pflanzenkläranlagen deutlich höher, jedoch ebenfalls unter 90 mg/l.40

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenHäufigkeitsverteilung CSB-Ablauf < 10EWHäufigkeitsverteilung NH 4 -N Ablauf < 10EW100%80%BBPKAsonstige100%80%BBPKAsonstigeHäufigkeit60%40%Häufigkeit60%40%20%20%0%0 10 20 30 40 50 75 100 150 200 250 300 400 5000%0.1 1 2 4 6 8 10 20 30 40 50 60 80 100CSB-Konzentration [mg/l]NH 4-N-Konzentration [mg/l]Abbildung 6: Häufigkeitsverteilung der CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen < 10 EWDie betrachteten Anlagen weisen bezüglich der gemessenen NH 4 -N-Konzentrationen diegrößte relative Häufigkeit im Bereich um 1 mg/l auf (Abbildung 6). Der Anteil anAblaufwerten, welcher über den in Ö-NORM B 2505 geforderten Grenzwerten liegt, ist ausAbbildung 7 sehr gut ersichtlich. In Hinblick auf die CSB-Konzentrationen im Ablaufüberschreiten bei Pflanzenkläranlagen und sonstigen Anlagen ca. 10% der gemessenenWerte die geforderten Grenzwerte. Bei Belebungsanlagen liegt der Anteil dergrenzwertüberschreitenden Messwerte sogar bei etwa 25%. Dort kommt es, wahrscheinlichausgelöst durch Schlammabtrieb aus der Nachklärung, teilweise zu extremen CSB-Konzentrationen von bis zu 500 mg/l, was durch einen gewisses Maß anBetreuungsaufwand und Überwachung teilweise vermieden werden kann, und einenordnungsgemäßen Betrieb sicherstellt.CSB-Ablaufwerte KKA < 10EWNH 4 -N Ablaufwerte KKA < 10 EW100%100%Summenhäufigkeit80%60%40%20%BBPKAsonstigeSummenhäufigkeit80%60%40%20%BBPKAsonstige0%0 100 200 300 400 500CSB-Konzentration [mg/l]0%0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100NH 4-N Konzentration [mg/l]Abbildung 7: Summenhäufigkeit der CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen < 10 EWBei den NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf sind ebenfalls anlagenspezifische Unterschiedeerkennbar. Bei den Belebungsanlagen und den sonstigen Anlagen liegen ca. 30% dergemessenen NH 4 -N-Konzentrationen über dem geforderten Grenzwert. Bei denPflanzenkläranlagen liegt ein deutlich höherer Anteil der gemessenen NH 4 -N-Ablaufkonzentration (ca. 35% der Messwerte) über dem geforderten Grenzwert. Es istersichtlich, dass bis zu 100 mg/l NH 4 -N, vor allem bei Belebungsanlagen dieserAnlagengröße, im Ablauf gemessen werden können.41

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenHäufigkeitsverteilung NO 3 -N Ablauf < 10EWHäufigkeit100%80%60%40%BBPKAsonstige20%0%0 5 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 125 150NO 3-N-Konzentration [mg/l]Abbildung 8: Häufigkeitsverteilung der NO 3 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen < 10 EWDie Häufigkeitsverteilungen der NO 3 -N-Konzentrationen im Ablauf (Abbildung 8) weisen fürAnlagentypen z.T. unterschiedliche Verteilungen auf. Während die Belebungsanlagen eineextrem linkssteile Verteilung mit der größten Häufigkeit bei Konzentrationen 10 – 20 EWAuch für Anlagen der Bemessungsgröße zwischen 10 und 20 EW ergeben sich ähnlicheHäufigkeitsverteilungen für die CSB- und NH 4 -N-Ablaufkonzentrationen wie für Anlagen < 10EW. Der überwiegende Teil der CSB-Konzentrationen (Abbildung 9) im Ablauf derPflanzenkläranlagen wurde mit < 50 mg/l gemessen, die CSB-Konzentrationen im Ablauf derBelebungsanlagen wurden bewegen sich größtenteils im Konzentrationsbereich zwischen 20und 100 mg/l. Der überwiegende Teil der gemessenen CSB-Konzentrationen im Ablauf dersonstigen Anlagen befindet sich im Konzentrationsbereich zwischen 50 und 90 mg/l CSB.42

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenHäufigkeitsverteilung CSB-Ablauf 10-20 EWHäufigkeitsverteilung NH 4 -N Ablauf 10-20 EW100%80%BBPKAsonstige100%80%BBPKAsonstigeHäufigkeit60%40%Häufigkeit60%40%20%20%0%0 10 20 30 40 50 75 100 150 200 250 300 400 5000%0.1 1 2 4 6 8 10 20 30 40 50 60 70 80CSB-Konzentration [mg/l]NH 4-N-Konzentration [mg/l]Abbildung 9: Häufigkeitsverteilung der CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen mit 10 – 20 EWDie Häufigkeitsverteilungen der NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf der Anlagen mit 10-20 EW(Abbildung 9) ähneln ebenfalls denen der Anlagen < 10 EW. Die Anlagen dieser Größeweisen überwiegend NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf < 10 mg/l auf. Deutlich ist, dass diesonstigen Anlagen im Konzentrationsbereich zwischen 20 und 40 mg/l NH 4 -N gegenüber denanderen Anlagentypen eine erhöhte Häufigkeit gemessener Ablaufwerte aufweisen.Hinsichtlich der Summenhäufigkeiten der gemessenen CSB-Konzentrationen im Ablauf(Abbildung 10) wird deutlich, dass 10% der gemessenen CSB-Ablaufwerte derPflanzenkläranlagen den Grenzwert von 90 mg/l CSB überschreiten. Bei denBelebungsanlagen und den sonstigen Anlagen liegt der Anteil dergrenzwertüberschreitenden CSB-Ablaufwerte mit ca. 20% deutlich höher. Bei Anlagen dieserGröße wurden maximale Konzentrationen von ca. 250 mg/l CSB im Ablauf festgestellt.CSB-Ablaufwerte KKA 10-20 EWNH 4 -N Ablaufwerte KKA 10-20 EW100%100%Summenhäufigkeit80%60%40%20%BBPKAsonstigeSummenhäufigkeit80%60%40%20%BBPKAsonstige0%0 100 200 300CSB-Konzentration [mg/l]0%0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100NH 4-N Konzentration [mg/l]Abbildung 10: Summenhäufigkeit der CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen mit 10 - 20 EWDie Summenhäufigkeiten der NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf (Abbildung 10), welche denGrenzwert von 10 mg/l überschreiten, variieren zwischen ca. 20% (Pflanzenkläranlagen),25% (Belebungsanlagen) und 35% (sonstige Anlagen). Es wurden maximale NH 4 -N-Ablaufkonzentration von bis zu 90 mg/l NH 4 -N gemessen.43

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenHäufigkeitsverteilung NO 3 -N Ablauf 10-20 EW100%80%BBPKAsonstigeHäufigkeit60%40%20%0%0 5 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 125 150NO 3-N-Konzentration [mg/l]Abbildung 11: Häufigkeitsverteilung der NO 3 -N-Konzentrationen im Ablauf vonKleinkläranlagen mit 10 – 20 EWAuch für diese Anlagengröße zeigen sich Häufigkeitsverteilungen für die gemessenen NO 3 -N-Konzentrationen im Ablauf mit leichten Unterschieden für die verschiedenen Anlagentypen(Abbildung 11). Für Belebungsanlagen wurde wiederum eine linkssteile Verteilung mitüberwiegend Konzentrationen

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenBetrachtet man die Summenhäufigkeiten der Mittelwerte der CSB-Ablaufkonzentrationen, soweisen Anlagen der Größe 20 EW im Mittel etwas geringere Ablaufkonzentrationen auf alsAnlagen der Größe 4 EW. Die mittleren CSB-Ablaufkonzentrationen liegen jedoch bei beidenAnlagengrößen ca. zwischen 30 und 90 mg/l CSB. In Hinblick auf die mittleren gemessenenNH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf zeigen sich keine deutlichen Unterschiede zwischen denbeiden Anlagengrößen. Die mittleren NH 4 -N-Ablaufkonzentrationen bewegen sich für beideAnlagengrößen zwischen 5 und 40 mg/l NH 4 -N.Vergleicht man die mittleren, in der Literatur gefunden Ablaufwerte mit denen derFremdüberwachung, so zeigen sich Übereinstimmungen. Grundsätzlich zeigen Anlagen derGröße 10-20 EW etwas geringere Mittelwerte der CSB- Und NH 4 -N-Konzentrationen imAblauf als Anlagen der Größe 4-10 EW.Tabelle 15: Mittelwerte der gemessenen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf ausden Daten der Fremdüberwachung4 – 10 EW 10 - 20 EWCSB-Ablauf [mg/l] (BB) 78 63CSB-Ablauf [mg/l](PKA)NH 4 -N-Ablauf [mg/l](BB)NH 4 -N-Ablauf [mg/l](PKA)43 3414 910 8Die in Tabelle 15 dargestellten Mittelwerte, welche aus den Daten der Fremdüberwachungenerrechnet wurden, stimmen mit den Medianwerten der Mittelwerte der CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf aus der Literatur für die jeweiligen Anlagengrößen überein.Betrachtet man die Summenhäufigkeiten der Mittelwerte der NO 3 -N-Ablaufkonzentrationenaus der Literatur, so weisen wiederum Anlagen der Größe 20 EW im Mittel etwas geringereAblaufkonzentrationen auf als Anlagen der Größe 4 EW (Abbildung 13). Die mittleren NO 3 -N-Ablaufkonzentrationen liegen bei beiden Anlagengrößen ca. zwischen 10 und 60 mg/lNO 3 -N.45

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungenmittlere NO 3-N-Ablaufwerte aus LiteraturSummenhäufigkeit100%80%60%40%20%4 EW20 EW0%0 10 20 30 40 50 60 70NO 3-N-Konzentration [mg/l]Abbildung 13: Mittlere NO 3 -N-Ablaufkonzentrationen aus (Spatzierer 2004), (Barjenbruch et al.2004), (Haberl et al. 1997), (Inst. für Wasservorsorge 1996), (Inst. für Wasservorsorge 1997),(Kugler 1999), (Mayr-Harting 1996)Vergleich man die Mittelwerte aus der Literatur mit denen aus den Daten derFremdüberwachung gewonnen, stimmen diese sehr gut überein (Tabelle 16). Bei Anlagender Größe 10-20 EW liegen die mittleren anlagenspezifischen NO 3 -N-Ablaufkonzentrationenbei ca. 26-28 mg/l NO 3 -N. Bei den kleineren Anlagen schwanken die Mittelwerte etwas mehr,die anlagenspezifischen Mittelwerte bewegen sich zwischen 22 und 29 mg/l NO 3 -N imAblauf.Tabelle 16: Mittelwerte der gemessenen NO 3 -N-Konzentrationen im Ablauf aus den Daten derFremdüberwachung4 – 10 EW 10 - 20 EWNO 3 -N-Ablauf [mg/l](BB)NO 3 -N-Ablauf [mg/l](PKA)22 2629 28Maximalkonzentrationen für NO 3 -N im Ablauf lagen entsprechend den Informationen aus derLiteratur bei ca. 140 mg/l NO 3 -N für Anlagen bis 10 EW und bei ca. 110 mg/l NO 3 -N fürAnlagen zwischen 10 und 20 EW. Dies entspricht ebenfalls den in Kap. 4.2.3 und 4.2.4angegebenen Informationen.4.2.6 Überschreitung der Ablaufgrenzwerte nach Ö-NORM B 2505Laut Ö-NORM B 2505 muss der geforderte Grenzwert für NH 4 -N-Konzentration im Ablauf beiAbwassertemperaturen > 12°C eingehalten werden. In Abbildung 14 ist ersichtlich, dass 20 –30% aller Messwerte bei Temperaturen < 12°C aufgenommen wurden.46

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenTemperatur Ablauf100%Summenhäufigkeit80%60%40%20%BBPKAsonstige0%5 10 15 20 25Temperatur [°C]Abbildung 14: Summenhäufigkeit der gemessenen Temperatur im Ablauf für alle betrachtetenAnlagenAbbildung 15 zeigt eine Gegenüberstellung aller im Rahmen der Fremdüberwachung durchdie Länder festgestellten Grenzwertüberschreitungen für spezifische Anlagentypen. Es istersichtlich, dass der Grenzwert für die CSB-Ablaufkonzentration in ca. 10 - 25% allerMessungen überschritten wird, der Grenzwert der NH 4 -N-Ablaufkonzentration sogar in 25 –30% aller Messungen. Betrachtet man jedoch nur Messungen, in denen eineAbwassertemperatur < 12°C gemessen wurde (15-22% der anlagenspezifischenMessungen), erhöht sich der relative Anteil der Grenzwertüberschreitungen der NH 4 -N-Ablaufkonzentration nicht.Prozentualer Anteil der Grenzwertüberschreitungenbei Anlagen < 20EWAnzahl der Messungen25020015010050Anzahl der MessungenAnzahl Messungen < 12°CÜberschreitung CSB%CSB % < 12°CÜberschreitung NH4%NH4% < 12°C10080604020Überschreitung [%]0BB PKA sonst.0Abbildung 15: Relativer Anteil der Grenzwertüberschreitungen der CSB- und NH 4 -N-Ablaufkonzentrationen aller Fremdüberwachungen im Vergleich mit denGrenzwertüberschreitungen bei Ablauftemperaturen < 12°CFür eine Bewertung der Betriebssicherheit der Anlagen mit Nitrifikation in Hinblick auf eineRisikoanalyse muss daher festgestellt werden, dass die festgestelltenGrenzwertüberschreitungen nicht auf einen Temperatureinfluss zurückgeführt werdenkönnen.47

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungen4.2.7 Gegenüberstellung der Daten aus der Fremdüberwachung und ausder Überprüfung durch KleinkläranlagenherstellerIn den vorangegangenen Kapiteln wurden die Daten, welche im Rahmen derFremdüberwachung durch die Landesämter erhoben wurden, hinsichtlich der Unterschiedebezüglich Anlagengröße sowie der Reinigungsverfahren und der Auswirkungen aufgemessene Ablaufwerte diskutiert. Neben den Daten aus der Fremdüberwachung derKleinkläranlagen liegen ebenfalls Daten vor, welche durch Kleinkläranlagenhersteller imRahmen von Anlagenüberprüfungen gemessen wurden. Stellvertretend für alle Anlagenwerden an dieser Stelle nur die Daten für Belebungsanlagen und Pflanzenkläranlagendiskutiert.Ein wesentlicher Unterschied zwischen den beiden Datensätzen ist sicherlich das Maß anBetreuung und Steuerung der Anlagen sowie die Frequenz der Überwachung, was dieAnlagen ebenfalls in den gemessenen Ablaufwerten widerspiegeln.100%CSB-Ablaufwerte für BB und PKA < 20EWFremd- und Eigenüberwachung100%NH 4-N Ablaufwerte für BB und PKA < 20EWFremd- und EigenüberwachungSummenhäufigkeit80%60%40%20%FremdHerstellerSummenhäufigkeit80%60%40%20%FremdHersteller0%0 100 200 300 400 500CSB-Konzentration [mg/l]0%0 20 40 60 80 100NH4-N Konzentration [mg/l]Abbildung 16: Gegenüberstellung der Summenhäufigkeiten der gemessenen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen aus den Fremdüberwachungen und Herstellerüberprüfungen im Ablauf vonBelebungsanlagen und Pflanzenkläranlagen der Größe < 20 EWEine Gegenüberstellung der gemessenen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen, welche imRahmen der Fremdüberwachung und der Herstellerüberprüfung für Belebungs- undPflanzenkläranlagen gemessen wurden, zeigt Abbildung 16. Grundlage dieserGegenüberstellung sind 461 Datensätze aus der Fremdüberwachung und 326 Datensätzeaus der Herstellerüberprüfung. Es zeigt sich, dass für 50% der Daten deutlich höhereKonzentrationen von CSB und NH 4 -N im Ablauf der Anlagen im Rahmen derFremdüberwachung durch die Länder gemessen wurden als im Rahmen derHerstellerüberprüfung.Die Daten aus den Überprüfungen durch die Hersteller sind größtenteils im Rahmen vonErprobungs-, Optimierungs- und Bauartzulassungsuntersuchungen erhoben worden undreflektieren einen optimalen Anlagenbetrieb, der nicht zuletzt durch ein erhöhtes Maß anBetreuung und Wartung der Anlagen erreicht wird. Die Daten der Fremdüberwachungwerden für gewöhnlich ein- oder mehrmals jährlich für die verschiedenen Anlagen erhobenund reflektieren die momentanen Betriebszustände der Anlagen, welche unter Umständenvom Optimalbetrieb abweichen können und somit ein breites Spektrum an möglichenBetriebszuständen wiedergeben. Oft ist aufgrund örtlicher Gegebenheiten oder auch vonunzureichender Kenntnis der Betreiber der Kleinkläranlagen keine ausreichende Betreuungder Anlagen gegeben, was zu einer verminderten Reinigungswirkung der Anlagen führen48

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungenkann. Dies verdeutlicht, dass für einen optimalen Anlagenbetrieb die regelmäßige Betreuungund Wartung einer Anlage durch fachkundiges Personal wichtig ist.4.2.8 Reduktion hygienisch relevanter Mikroorganismen in KläranlagenIm Gegensatz zu chemischen und physikalischen Parametern liegen für mikrobiologisch –hygienische Parameter aus dem Routinebetrieb von Kleinkläranlagen keine verfügbarenDaten vor. Dies liegt in dem Umstand begründet, dass grundsätzlich emissionsseitig keinegesetzlichen Vorgaben hinsichtlich der Überwachung mikrobiologisch – hygienischerParameter für Kleinkläranlagen bestehen. Es musste daher auf die verfügbare allgemeineLiteratur zurückgegriffen werden. Generell ist der Stand des Wissens jedoch auch für dieseallgemeine Betrachtungsweise hinsichtlich des Vorkommens von Krankheitserregern undmikrobiologischen Indikatoren in Abwasser und dessen Reduktion in Kläranlagen alsschlecht zu bezeichnen. Eine erst kürzlich von der WERF (Water Environment ResearchFoundation) finanzierte Studie hinsichtlich der Reduktion hygienisch relevanterMikroorganismen an sechs ausgewählten Abwasserreinigungsanlagen zeigt deutlich dieWissensdefizite in diesem Bereich auf (Rose et al. 2004). Es scheint ein großerForschungs- und Nachholbedarf gegeben zu sein. In diesem Zusammenhang ist zu betonen,dass die vorhandene Literatur zur Reduktionswirkung von Mikroorganismen im Zuge derAbwasserreinigung kaum Informationen hinsichtlich des Kläranlagentypus, derVerfahrensweise, der Betriebsparameter etc. liefert. Darüber hinaus liegen Untersuchungenleider meist nur für die Gruppe der coliformen Bakterien vor, die jedoch nur einenunzureichenden Einblick in die mikrobiologisch – hygienische Situation bieten können. ImVergleich zur Abwasserreinigung größerer Entsorgungsgröße (> 50 EW) ist die allgemeineDatenlage für die Abwasserentsorgung kleiner Entsorgungsgrößen diesbezüglich nochunvollständiger (Mathys 1998).In der Abbildung 17 wird eine allgemeine Übersicht zu berichteten Reduktionskapazitäten fürenterale Bakterien in Kläranlagen gegeben, die über eine mechanische Reinigungsstufe alsauch eine Belebungsstufe verfügen. Die log 10 Reduktionen für enterale Bakterien beziehensich dabei auf den Zulauf “Rohabwasser“ zu Ablauf “Belebungsbecken“ und zeigen eineSchwankungsbreite von grob 3 Zehnerpotenzen (log – 1 bis – 3,6). Dabei kann eine medianelog 10 Reduktion von – 2,0 für enterale Bakterien in Belebungsanlagen angegeben werden (n= 21).Tabelle 17: Reduktion enteraler Bakterien in Kläranlagen (AKS = Aquakultursystem, BBF =bepflanzter Bodenfilter, WRA = Wurzelraumanlage, RZ = Retentionszeit)MikroorganismusArt derAbwasserreinigungCharakteristikReduktion(log 10 )ReferenzFäkalcoliforme mech. & biologisch -- - 1,3 (Stampi et al. 1992)Coliforme mech. & biologisch -- - 1,0 (Trad Rais 1992)Coliforme mech. & biologisch -- - 2,0 (Trad Rais 1992)Escherichia coli mech. & biologisch -- - 2,0 (Steuer 1982)Escherichia coli mech. & biologisch -- - 3,0 (Steuer 1982)Fäkalstreptokokken mech. & biologisch -- - 1,5 (Stampi et al. 1992)49

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenAeromonas spp. mech. & biologisch -- - 3,6Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 3,0(Poffe and Op de Beeck1991)(Rottmann and Kunkel1981)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 1,0 (Kayser et al. 1987)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 2,7 (Yaziz and Lloyd 1979)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 1,2 (Yaziz and Lloyd 1979)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 3,0 (Feachem et al. 1983)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 1,4 (EPA 1992)Salmonella sp. mech. & biologisch -- - 3,0 (Kaneko et al. 1991)Shigella sp. mech. & biologisch -- - 2,0 (EPA 1992)Campylobacter sp. mech. & biologisch -- - 1,9 (Stampi et al. 1992)Campylobacter sp. mech. & biologisch -- - 2,3(HöllerandSchomakers-Reveka1988)Campylobacter sp. mech. & biologisch -- - 1,3 (Stelzer et al. 1991)Yersinia sp. mech. & biologisch -- - 2,6 (Ruhle et al. 1990)Fäkalcoliforme Pflanzenkläranlage AKS, RZ:4 Tage < -1,0 (Karpiscak et al. 1996)Fäkalcoliforme Pflanzenkläranlage AKS, RZ:4 Tage < -1,1 (Karpiscak et al. 1996)Fäkalcoliforme Pflanzenkläranlage AKS, RZ:8 Tage

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenTrinkwassernutzung, Bewässerung) auf (vgl. Kapitel 5 hygienisch – mikrobiologischeAspekte). Ungeachtet dessen stellt jedoch die mechanisch – biologischeAbwasserreinigung die erste essentielle Barriere zur Reduktion von Krankheitserregerndar und ist für weiterführende Maßnahmen unbedingte Voraussetzung. Darüber hinausunterbindet die mechanisch – biologische Abwasserreinigung, bei baulich ordnungsgemäßerAusführung, einen direkten Kontakt von Tieren mit dem Rohabwasser als auchFäkalienresten. Eine wirksame Unterbindung der Verbreitung infektiöser Krankheiten übertierische Vektoren (z.B. Ratten, Mäuse, Vögel, Insekten) ist somit gegeben (Mathys 1998).Tabelle 18: Reduktion enteraler Viren und Phagen in Kläranlagen (AKS = Aquakultursystem,BBF = bepflanzte Bodenfilter, WRA = Wurzelraumanlage, RZ = Retentionszeit)VirustypArt derAbwasserreinigungCharakteristikReduktion(log 10 )ReferenzViren undiff. mech. & biologisch -- -1 bis –2 (Grabow 1968)Viren undiff. mech. & biologisch -- >-1 (Berg 1973)Enteroviren mech. & biologisch -- - 0,8 (Rolland et al. 1983b)Enteroviren mech. & biologisch -- - 1,7 bis 2,1 (Antoniadis et al. 1982)Enteroviren mech. & biologisch -- - 1,3 (Lewis and Metcalf1988)Enteroviren mech. & biologisch -- - 1,7 (Payment et al. 1986)Enteroviren mech. & biologisch -- - 0,8 (Rolland et al. 1983a)Enteroviren mech. & biologisch -- - 1,3 (Leong 1983)Enteroviren mech. & biologisch -- - 1,2 (Irving and Smith 1981)Enteroviren mech. & biologisch -- - 0,6 - -2,0 (EPA 1992)Poliovirus mech. & biologisch -- -1,0 bis 1,3 (Robeck et al. 1962)Poliovirus mech. & biologisch -- - 2,3 (Schubert et al. 1972)Adenoviren mech. & biologisch -- - 0,8 (Irving and Smith 1981)Coxsacki-VirusA9mech. & biologisch -- - 4,7 (Carlson 1967)Poliovirus mech. & biologisch -- -1,0 (Carlson 1967)Enteroviren Pflanzenkläranlage AKS, RZ:4 Tage -1,7 (Karpiscak et al. 1996)Coliphagen Pflanzenkläranlage AKS, RZ:4 Tage -1,7 (Karpiscak et al. 1996)Enteroviren Pflanzenkläranlage WRA - 0,7 bis -1 (Lopez and Warnecke1988)Poliovirus Pflanzenkläranlage WRA, 12 –30°C -2 bis -3 (Gersberg et al. 1987)Neben dem Einsatz mechanisch – biologischer Abwasserreinigungsanlagen kommt vorallem der alternativen Anwendung von Pflanzenkläranlagen bei kleinerer Entsorgungsgröße(< 20 EW) zunehmende Bedeutung zu. In der Literatur wird dazu eine unübersichtlicheVielfalt an Bauarten angeführt (Mathys 1998). Dabei ist festzuhalten, dass für unsereBreitengrade ausschließlich das System des bepflanzten Bodenfilters eine wirklicheAlternative darstellen kann. Das System der so genannten Aquakulturen und derWurzelraumanlagen erbringen völlig unzureichende Reduktionsleistungen. Im Gegensatzdazu scheinen bepflanzte Bodenfilter bei entsprechender Bauart, Auslegung und51

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenBetriebsweise zumindest die Reduktionsleistung herkömmlicher mechanisch-biologischenAnlagen zu erbringen. Eine vorgeschaltete mechanische Reinigungsstufe ist beiPflanzenkläranlagen auch aus hygienischen Gründen unbedingte Voraussetzung. DieDatenlage ist derzeit im Bezug zur mikrobiologisch – hygienischen Bewertung vonPflanzenkläranlagen als unbefriedigend zu bezeichnen (Mathys 1998).4.2.9 MembranverfahrenEs wird angenommen, dass aufgrund der ausschließlich mechanischen Filterwirkung derMembranen keine Veränderung der chemischen Beschaffenheit des Ablaufes gegenüber dervon Kleinkläranlagen nach herkömmlichen Belebungsverfahren zu erwarten ist. DieFilterwirkung der Membranen wirkt sich hauptsächlich durch eine Verbesserung derhygienischen Belastung im Fall von Bakterien im Ablauf positiv aus und kann effektiv erhöhteCSB-Werte im Ablauf durch einen erhöhten Schlammrückhalt der Membran verhindern.Nach (Barjenbruch et al. 2004) und (Hackner 2004) wurden folgende Mittelwerte im Ablaufeiner Membrananlage gemessen:Tabelle 19: Mittlere CSB-und NH 4 -N-Ablaufkonzentrationen von Membrananlagen nach(Barjenbruch et al. 2004) und (Hackner 2004)4 EW 20 EWCSB Ablauf [mg/l] 25 42NH 4 -N Ablauf [mg/l] 1,2 3,9Die Filterwirkung der Membranen hinsichtlich einer hygienischen Belastung ist für Bakterienund Viren sehr unterschiedlich. Während Bakterien durch Membranen nahezu vollständigzurückgehalten werden können, ist der Rückhalt von Viren durch Membranen durch den sehrgeringen Virendurchmesser stark von der Porengröße des Membransystems abhängig(siehe Abbildung 17).Abbildung 17: Größe der wasserrelevanten Mikroorganismen und Trenngrenzen vonMembranen (aus (Frimmel 2001), modifiziert)52

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenAbbildung 17 verdeutlicht den Zusammenhang von Membrananlagen, deren Porengrößenund den entsprechenden Trenngrenzen im Bezug auf zu eliminierende Mikroorganismen.Entsprechend der Abbildung muss man bei der Betrachtung von Membrananlagenhinsichtlich deren Virenentfernungsraten zwischen Mikrofiltrations- undUltrafiltrationsanlagen und deren effektiven Porengrößen der Membranen unterscheiden. Esist deutlich ersichtlich, dass eine Entfernung von Viren aus dem Abwasser in ausreichendemUmfang nur Ultrafiltrationsanlagen erlauben, deren Porendurchmesser entsprechend geringist im Vergleich zur Größe der Virenpartikel. Aufgrund des geringeren Porendurchmessersverlangen Ultrafiltrationsanlagen einen vergleichsweise hohen Betriebsdruck gegenüberMirkofiltrationsanlagen, was einen technischen Einsatz im Teil von Kleinkläranlagen teilweiseschwierig gestaltet.Koagulations- oder Adsorptionsprozesse im Abwasser können allerdings auch beiAnwendung von Mikrofiltrationsanlagen zu einer erheblich höheren Eliminationsrate für Virenführen, als die nominale Partikelgröße von Viren im Verhältnis zur Porengröße derMembranen zulassen würde. Deutliche Hinweise darauf finden sich in der Literatur. Dabeimuss grundlegend das Medium (Abwasser, Rohwasser zur Trinkwasser-Aufbereitung)unterschieden werden, in welchem Membrananlagen betrieben werden. Entsprechenddiesem Medium variieren auch die Virenkonzentrationen und entsprechend die notwendigenLog-Reduktionsstufen, welche für eine ausreichende Eliminierung der Viren aus demMedium erforderlich sind.Zur Trinkwasseraufbereitung führten (Zhu et al. 2005) Untersuchungen durch welcheverdeutlichen, dass Mikrofiltrationsanlagen aufgrund der Porengrößen der Membranen (0.22µm Porengröße) für Viren kleineren Durchmessers keine effiziente Barriere darstellen.Untersuchungen mit dem MS2-Virus (Durchmesser 0.025 µm) wurden daher in Hinblick aufZusatzstoffe durchgeführt, welche durch chemische Koagulation oder Elektrokoagulation derVirenpartikel eine deutlich verbesserte Reinigungsleistung der Membranfiltrationgewährleisten. Mittels Fe-Dosierungen wurde die Log-Reduktion von MS2-Viren von 0.5 log-Stufen auf 4.5 log-Stufen verbessert. (Gimbel et al. 2003) weisen auf unterschiedlicheVirenentfernungsraten von Mikrofiltrations- (MF) und Ultrafiltrationsanlagen (UF) währendder Trinkwasseraufbereitung hin. Während in zwei Pilotanlagen im Ablauf von UF-Anlagenkeine MS2-Phagen nachgewiesen werden konnten (Entfernungsrate bis zu 10 5 MS2-Pagen/ml), wurden im Ablauf von MF-Anlagen deutlich geringere Entfernungsratengemessen (Entfernungsrate bis zu 10 3 MS2-Pagen/ml). (Aptel et al. 1998) untersuchtenebenfalls sowohl Mikrofiltrations- als auch Ultrafiltrationsmodule auf eine möglicheVirusentfernung bei der Trinkwasseraufbereitung. Abbildung 18 macht deutlich, dassaufgrund der weitaus geringeren Porengröße (100 kD entspricht in etwa einer Porengrößevon 10 nm (0.01 µm)) Ultrafiltrationsmodule eine um bis zu 7 log-Reduktionsstufen höhereVirusentfernung aufweisen als vergleichsweise Mikrofiltrationsmodule (Porengröße 0.1 – 0.2µm). Dabei nehmen die log-Reduktionsstufen für Viren mit einer zunehmenden Porengrößedrastisch ab (siehe Abbildung 18.53

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenAbbildung 18: Virusentfernung verschiedener Mikrofiltrations- und Ultrafiltrationsmodule (aus(Aptel et al. 1998))(Matsushita et al. 2005) untersuchten die Virenentfernung aus beimpftem Flusswasser mitHilfe von Bakteriophagen (0.023 µm). Mittels einer induzierten Koagulation durch Al-Dosierung wurde bei Verwendung von Membranen mit 0.1 µm Porendurchmesser einevollständige Virenelimination durch Aggregation der Virenpartikel erreicht. Mit zunehmenderBetriebsdauer wurde ebenfalls eine zunehmende Vireneliminationsrate verzeichnet, was miteiner Biofilmbildung auf der Membran und einer dadurch verstärkten Elimination erklärt wird.Bei der Variation der Membran-Porengrößen wurden die höchsten Reduktionsraten beiVerwendung von Membranen mit 0.1 µm Porengröße erreicht (im Mittel 6.4 log-Stufen), beider Verwendung von Membranen mit Porengrößen von 1 µm eine Reduktion von 5.1 log-Stufen im Mittel.Auch im Rahmen der weitergehenden Abwasserbehandlung finden zahlreicheUntersuchungen zum Einsatz von Membrananlagen speziell zur Viruselimination statt.(Shang et al. 2005) untersuchten den Rückhalt von MS2-Viren durchMikrofiltrationsmembranen (0.4 µm Porengröße) in Abhängigkeit eines vorhandenen Biofilmsauf der Membran und der gelöst vorhandenen Biomasse. Mit einer gereinigten Membranohne Biofilm konnten log-Reduktionen von 0.5 log-Stufen verzeichnet werden. Durch diesuspendierte Biomasse wurde eine weitere Reduktion um ca. 0.8 log-Stufen erreicht. Nacheiner hinreichend großen Zeit zur Entwicklung eines Biofilms auf der Membran wurdenReduktionsraten von 2.1 log-Stufen verzeichnet werden. (Özogus et al. 2001) berichten beimEinsatz von Mikrofiltrationsanlagen von Virusentfernungsraten für Coliphagen von 10 2 -10 3log-Stufen. (Wozniak 2004) berichtet im Rahmen mehrjähriger Betriebserfahrungen vonMikrofiltrationsanlagen zur Abwasserbehandlung von einer effektivenPorengrößenverringerung von nominal

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenBakterien und Membran. Ebenso konnte eine Zeitabhängigkeit der log-Reduktionen desPoliovirus beobachtet werden. Eine anfängliche Adsorption der Viren an der Membran wirdfür den nahezu vollständigen Rückhalt verantwortlich gemacht, wobei mit zunehmenderDauer die Durchlässigkeit der Membran für das Poliovirus zunahm und anschließend durchInteraktion mit Bakterien und deren Interaktion mit der Membran wiederum abnahm. FürUltrafiltrationen (Elimination von Molekulargewichten von 30kDa) konnte ein vollständigerRückhalt des Poliovirus verzeichnet werden.Eine Zusammenstellung weiterer log-Stufen-Reduktionen einzelner Viren in Abhängigkeit derVirengröße sowie der eingesetzten Membranen gibt Tabelle 20.Tabelle 20: Zusammenstellung in der Literatur zitierter Log-Stufen-Reduktionen (LR) vonbestimmten Viren in Abhängigkeit der Virusgröße und der VersuchsbedingungenAutor Virus Virus-Ø [nm] LR Bedingungen(Hoffer et al. 1995) Polio 33 3.5 NanofiltrationSV-40 48 5.7 70 kDa MembranSindbis 54 7.4 Medium PlasmaReovirus-3 78 7.2Pseudorabies 150-200 >5.5Vesicular Stomatitis 70-85 >7.5Theiler’s virus 28-30 3.7Canine parvo 18-26 5.2Yellow fever 40-50 5.6(Madaeni et al. 1995) Poliovirus 28-30 1.26-1.41 MF GVHP membrane,50-200 kPa pressureMedium gerein. AW1.30-1.78 mit E. coliMF GVHP membrane,50-200 kPa pressureMedium gerein. AW1.36-2.38 turbidity 70-4000 mg/lMF GVHP membrane,25 kPa pressureMedium gerein. AW(Roberts 1997) HSV-1 120-200 >6.8 Ultipor VF DV50 filterSindbis 40-70 >7.9- >8.0 Cell-culture mediumPoliovirus 25-30 0.7-1.0Zusammenfassend kann gesagt werden, dass Mikrofiltrationsanlagen trotz bedeutendgrößerer Porengrößen aufgrund von Filtrationsprozessen durch sich entwickelnde Biofilmeals auch durch Adsorptions- und Koagulationsprozesse der Viren mit der Membran als auchmit Bakterien oder geladenen Wasserinhaltsstoffen ein beachtliches Reduktionspotential fürViren aufweisen. Diese Entwicklung ist jedoch mit einer gewissen zeitlichen Entwicklungverbunden. Aufgrund der Porengrößen von Mikrofiltrationsanlagen allein kann jedoch vonkeiner gesicherten Virusentfernung ausgegangen werden. Gegenüber Ultrafiltrationsanlagenweisen Mikrofiltrationsanlagen ein deutlich geringeres Potential zur Virenentfernung auf.55

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenDem gegenüber werden bei Ultrafiltrationsanlagen schon durch die weitaus geringerePorengröße der Membranen erhöhte Reduktionsraten für Viren erreicht. Aufgrund dertechnischen Anforderungen (z.B. höherer Betriebsdruck) an den Einsatz vonUltrafiltrationsanlagen ist deren Einsatz in Hinblick auf die behandelte Fragestellung jedochfraglich.4.2.10 Grauwasserbehandlung aus Abwasser-TeilstromseparierungZiel von so genannten alternativen Konzepten mit Stofftrennung ist es, verschiedeneAbwasserteilströme im Haushalt getrennt zu erfassen und dann gezielt entsprechend ihrerstofflichen Zusammensetzung getrennt zu verwerten oder zu entsorgen. Den meisten dieseralternativen Konzepte ist jedoch gemeinsam, dass noch wenig großtechnischeLangzeiterfahrung vorliegt und dass sie daher weder hinsichtlich ihrer Sicherheit in derErfüllung aller Funktionen noch hinsichtlich der Kosten mit den konventionellen Konzeptenvergleichbar sind.Das Prinzip der getrennten Erfassung von Abwasserteilströmen im Haushalt beruht darauf,dass die verschiedenen Teilströme durch eine unterschiedliche stoffliche Zusammensetzunggekennzeichnet sind. Vom Volumen her ist das Grauwasser bei weitem der größteAbwasserstrom im Haushalt (etwa 2/3 -3/4 der Menge). Das Schwarzwasser bzw.Braunwasser stellt ebenfalls noch einen wesentlichen Anteil des Gesamtabwasseranfallesdar. Das Volumen von Gelbwasser kann bei wasserarmer oder wasserloser Spülungdagegen vergleichsweise sehr gering gehalten werden. Fast alle Nährstoffe sind imSchwarzwasser (Toilettenabwasser) zu finden, wogegen Grauwasser (Waschwässer ausKüche und Bad) hauptsächlich aus organischen Verunreinigungen sowieHaushaltschemikalien besteht. Die gelösten Nährstoffe, die einen Großteil der Nährstoffe imhäuslichen Abwasser ausmachen, sind fast ausschließlich im Urin (Gelbwasser), diepartikulär gebundenen hauptsächlich im festen Anteil der Fäkalien (Fäzes, Braunwasser) zufinden. Die organische Verunreinigung verteilt sich auf alle drei Teile relativ gleichmäßig.Tabelle 21: Abwasserteilströme des häuslichen AbwassersTeilstromSchwarzwasserGelbwasserBraunwasserGrauwasserBeschreibungSanitärabwasser der Toiletten und Urinale (Fäkalien mit Spülwasser)Urin aus Urinseparationstoiletten und Urinalen, mit oder ohneSpülwasserFäzes mit Spülwasser (Schwarzwasser ohne Urin bzw. Gelbwasser)häusliches Abwasser aus Küche, Bad, Dusche, Waschmaschine usw.(ohne Fäkalien).In Hinblick auf die potentiellen Schadstoffe befinden sich Schwermetalle zum größten Teilim Grauwasser, zu einem geringen Anteil aber auch im Fäzes (Braun- und Schwarzwasser),kaum jedoch im Urin (Gelbwasser). Pathogene Keime und Fäkalindikatoren werden über denFäzes ausgeschieden und befinden sich damit überwiegend im Schwarz- oder Braunwasser.56

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenJedoch können auch Gelb- und Grauwasser mit pathogenen Keimen belastet sein. DieseBelastung ist jedoch wesentlich geringer als beim Schwarz- oder Braunwasser.Typischerweise werden anfallende Grauwässer gesammelt und anschließendAbwasserreinigungsanlagen zugeführt. Ein wesentlicher Unterschied zur Zusammensetzungeines herkömmlichen kommunalen Abwassers resultiert daher in der geringenKonzentrationen von Stickstoff sowie in einer Aufkonzentrierung der angewandtenHaushaltchemikalien. Auch in Hinblick auf die mikrobielle Belastung sind sie deutlich anderszu bewerten als Anlagen, die das gesamte Abwasser reinigen.Nach (Oldenburg 2004) wurde zur Grauwasserreinigung eine Pflanzenkläranlagebetrieben. Die Ablaufkonzentrationen wurden mit CSB = 41 mg/l sowie NH 4 -N < 0,5 mg/lbestimmt. Damit entspricht die CSB-Belastung im Ablauf der einer herkömmlichenAbwasserreinigungsanlage im Normalbetrieb. Aufgrund der nahezu fehlendenStickstoffbelastung ist die NH 4 -N-Konzentration im Ablauf von Grauwasserreinigungsanlagenvernachlässigbar.In mikrobiologisch Hinsicht sind in Grauwasser weit geringere Kontaminationen mithygienisch relevanten Mikroorganismen fäkaler Herkunft zu erwarten als verglichen mitentsprechendem Braunwasser, Schwarzwasser oder gesamtem häuslichem Abwasser.Kleinere Mengen an Fäkalien sollten in der Regel lediglich bei der Körperreinigung (d.h.Duschen, Baden, Händewaschen) oder bei der Wäschereinigung (z.B. Windelreinigung) indas Grauwasser gelangen. Untersuchungen von bakteriellen Fäkalindikatoren weisenjedoch darauf hin, dass Grauwässer beträchtliche Konzentrationen an hygienisch relevantenMikroorganismen aufweisen können. In einer umfassenden schwedischen Studie konntenTotalcoliforme, Escherichia coli und Enterokokken in Grauwasser in mittlerenKonzentrationen (Schwankungsbreite in Klammer) von log 8,1 (log 5,5 – log 8,7), log 6,0(log 4,3 – log 6,8) und log 4,4 (log 3,0 – log 4,8) koloniebildender Einheiten (KBE) pro 100 mlnachgewiesen werden (Ottoson and Stenström 2003). Die Proben wurden dabei aus einemSammelbecken entnommen, in dem das Grauwasser von 85 Einzelhäusern (212 Bewohner)gesammelt und zur Reinigung weitergeleitet wird. Die schwedischenUntersuchungsergebnisse bestätigen vorangehende Arbeiten aus anderen Ländern die zumTeil ebenfalls sehr hohe Konzentration an bakteriellen Fäkalindikatoren in Grauwassernachweisen konnten (Brandes 1978; Rose et al. 1991a; Gerba et al. 1995; Christova-Boal etal. 1996; Casanova et al. 2001; Ledin et al. 2001). Darüber hinaus wurde von einer großenSchwankungsbreite der beobachtbaren Konzentrationen bakterieller Fäkalindikatoren imGrauwasser berichtet (Rose et al. 1991b). Zum einen kann diese Variabilität der berichtetenKonzentrationen zum Teil auf Faktoren wie familiäre Struktur, Alter der Personen oderHygieneverhalten zurückgeführt werden, welche aus einem unterschiedlichen Grad derfäkalen Verschmutzung des Grauwassers resultieren (Rose et al. 1991b). Kinder imSäuglingsalter oder ältere inkontinente Personen können im Zuge der Körperreinigung einesignifikant höhere fäkale Belastung des Grauwassers verursachen als verglichen mit derdurchschnittlichen Bevölkerung. Zum anderen sind die beobachteten ausgeprägtenSchwankungen an Fäkalindikatoren sehr wahrscheinlich durch Wiederverkeimungsprozesseerklärbar. Rose und Mitarbeiter konnten anhand von Zeitserienuntersuchungen eindrucksvollzeigen, dass Total- und Fäkalcoliforme in frischem gelagerten Grauwasser innerhalb von 48hum 1- bis 2- log Stufen in der Konzentration zunahmen (Rose et al. 1991b). Aufgrund derpotentiellen Wachstums- und Vermehrungsfähigkeit bakterieller Fäkalindikatoren inGrauwasser verwendete Ottoson und Stenström zur Abschätzung der fäkalenVerunreinigung in Grauwasser chemische Fäkalmarkersubstanzen nämlich Koprostanol und57

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenCholesterol (Ottoson and Stenström 2003). Die mit Hilfe der chemischen Indikatorenermittelte mittlere fäkale Fracht, die ins Grauwasser abgegeben wurde, betrug fürKoprostanol und Cholesterol etwa 40 mg bzw. 220 mg Fäzes pro Person und Tag.Demgegenüber wurde anhand von E.coli und Enterokokken eine mittlere fäkale Fracht von65 g bzw. 5,4 g Fäzes pro Person und Tag erhalten (Ottoson and Stenström 2003). Eineextreme Überschätzung der fäkalen Fracht in Grauwasser scheint daher aufgrund derVerwendung von bakteriellen Fäkalindikatoren (mehr als Faktor 100 – 1000 bei E.coli)offensichtlich.Zur Abschätzung der hygienischen Risiken von Grauwasser im Bezug zu unterschiedlichenExpositionsszenarien des Menschen (direkter Kontakt, Bewässerung,Trinkwassergewinnung nach Infiltration in das Grundwasser) wurde eine quantitativemikrobielle Risikoabschätzung (QMRA) für pathogene Bakterien (Salmonella typhimurium,Campylobacter jejuni), pathogene Protozoen (Giardia lamblia, Cryptosporidium parvum) undViren (Rotaviren) auf Basis der mittels Koprostanol und Cholesterol abgeschätzten fäkalenFrachten durchgeführt (Ottoson and Stenström 2003). Für Campylobacter jenuni vor allemaber für Rotaviren resultierten für alle mit Grauwasser gewählten Expositionsszenarienunakzeptable Infektionsrisiken pro Jahr und Person (vgl. Kapitel 5.2.1), d.h. für Bewässerung(p= 10-2,5 bzw. p= 10-0,2), für direktem Kontakt (p= 10-2,8 bzw. p= 10-0,6) und fürTrinkwassergewinnung nach Infiltration mit 1- monatiger Verweilzeit (p= 10-2,5 bzw. p= 10-0,2). Weitergehende Hygienisierungsmaßnahmen wurden von den Autoren, je nach Nutzungdes Grauwasser, empfohlen (Ottoson and Stenström 2003).Abschließend kann festgehalten werden, dass es bei der Trennung von Grauwasser vomrestlichen Abwasser (Schwarzwasser) zu einer signifikanten hygienisch-mikrobiologischenQualitätsverbesserung des Grauwassers im Vergleich zum gesamten häuslichen Abwasserkommt. Die tägliche mittlere Fäzesausscheidung kann mit rund 150g angesetzt werden,wobei aufgrund der Körper- und Wäschereinigung davon im Schnitt 40 bis 200 mg Fäzes indas Grauwasser gelangen können. Eine bedeutende Reduktion der fäkalen Fracht und damitvon fäkal-assoziierten hygienisch relevanten Mikroorganismen im Grauwasser, verglichenmit dem Gesamtabwasser, wird offensichtlich. Nichtsdestotrotz ist eine weitergehendeHygienisierung bzw. Desinfektion entsprechend der vorgesehenen Verwendung desGrauwassers notwendig, um die Einhaltung akzeptabler Qualitätsziele gewährleisten zukönnen (vgl. Kapitel 5.2.1). Es sollte erwähnt werden, dass im Fall von Kleinkindern imSäuglingsalter eine etwas größere Fäzesmenge abgegeben werden kann (etwa im Gramm -Bereich) – dieser Umstand wurde in der durchgeführten Risikoabschätzung ebenfallsberücksichtigt (vgl. Kapitel 5.2.2). Bei der Verwendung bakterieller Fäkalindikatoren,besonders der Gruppe der Coliformen, kann es zu einer Überschätzung der fäkalenKontamination des Grauwassers aufgrund von Wachs- und Teilungsvorgängen der Zellen imGrauwasser bei entsprechender Lagerung über mehrere Stunden und Tage führen. Da esdenkbar ist, dass unter entsprechenden Umständen auch enterale pathogene Bakterien zurTeilung im Grauwasser fähig sein könnten, ist eine entsprechende Berücksichtigung beimRisikomanagement des Grauwassers notwendig. Da bei der Versickerung imPorengrundwasser vor allem enteralen Viren aufgrund der Mobilität und Resistenz einequalitätsbestimmende Rolle spielen, ist das Wiederverkeimungspotential von Grauwasserjedoch vernachlässigbar. Enterale Viren sind nur im Wirt selbst befähigt, sprich im Darmtraktdes Menschen, sich zu vermehren.Abschließend sollte noch angemerkt werden, dass eine kürzlich durchgeführte Studie imAuftrag des Bundesministeriums für Land- und Forstwirtschaft, Umwelt und Wasserwirtschaft58

4. Abwassertechnische Rahmenbedingungenzu einer weitgehenden übereinstimmenden Bewertung des hygienisch-mikrobiologischenRisikopotentiales von Grauwassers geführt hat (Starkl et al. 2005).4.3 Grundwasserqualität in den TestregionenDie Beeinflussung des Grundwassers durch eine mögliche Versickerung von biologischgereinigtem Abwasser ist neben der Beschaffenheit des gereinigten Abwassers ebenfallsmaßgeblich von der Beschaffenheit oder Vorbelastung des anstehenden Grundwassersabhängig. Die Vorbelastung des Grundwassers mit biologisch abbaubaren Stoffen wird fürdie Transportmodellierung über die Festsetzung einer fiktiven Sauerstoffkonzentration imGrundwasser berücksichtigt (siehe Kap. 6.3.4).In Abhängigkeit des Verdünnungspotentials hat diese Annahme starke Auswirkung auf dieEntfernung, in welcher eine Beeinflussung der Grundwasserqualität durch eine möglicheVersickerung festzustellen ist (als Kriterium für die Beeinflussung anstehendenGrundwassers wurde die Entfernung gewählt, welche stromabwärts einer Versickerung zumErreichen einer Sauerstoff-Konzentration von 2 mg/l im Grundwasser erforderlich ist).In Phase I des Projektes wurden Testregionen in Österreich ausgewählt, für die dieFragestellung einer Versickerung von biologisch gereinigtem Abwasser betrachtet wurde.Um die hier getroffenen Annahmen mit den Verhältnissen in den ausgewählten Testregionenzu vergleichen, wurden für eine Auswahl an Grundwassergüte-Messstellen imPorengrundwasser der jeweiligen Testregionen (je Testregion wurden 3 – 4 Messstellenexemplarisch ausgewählt) die vorhandenen Messdaten aus der Umweltdatenbank desUmweltbundesamtes (www.umweltbundesamt.at) bezogen und ausgewertet.Folgende Messstationen wurden gewählt:• Testregion Sandl: Mst-Nr: 30900062; 40616012; 40611012• Testregion St. Florian: Mst-Nr: 41013012; 40101052; 41003022; 41002032• Testregion Scheibbs: Mst-Nr: 32000292; 32000242; 32000012• Testregion Mürzzuschlag: Mst-Nr: 61311012; 61307032; 61306062• Testregion Hartberg: Mst-Nr: 60710032; 10003712; 60507052• Testregion Wolfsberg: Mst-Nr: 20923052; 20913062; 20909132Für die jeweiligen Messstationen konnten im Mittel 10-jährige Messreihen (1993-2003)erhoben werden. Die vorliegenden Messwerte variieren von Station zu Station, dieverwendete Anzahl der Messwerte schwankt zwischen 82…158 Messwerten pro Station fürdie angegebene 10-jährige Messreihe.Wie in Abbildung 19 ersichtlich, schwankt die im Grundwasser gemesseneSauerstoffkonzentration erheblich, im Mittel zwischen 5…10 mg O 2 /l.Sauerstoffkonzentrationen < 3 mg/l wurden in den Messdaten der Testregionen St. Florian,59

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenHartberg und Wolfsberg in 10-30% der Messwerte gefunden. Demgegenüber sind in diesenGebieten die gemessenen DOC-Konzentrationen im Grundwasser im Mittel höher imVergleich zu den Testregionen Sandl, Scheibbs und Mürzzuschlag, was gewisseRückschlüsse auf einen erhöhten Sauerstoffverbrauch durch biologischen Abbau vonorganischer Substanz im Grundwasser zulässt.Die gemessenen Ammoniumkonzentrationen zeigen ähnliche Relationen. Zwar sind diegemessenen Absolutkonzentrationen sehr gering, im Mittel weisen jedoch die Testregionenmit der tendenziell geringeren Sauerstoffkonzentration ebenfalls eine gegenüber denanderen Testregionen im Mittel erhöhte Ammoniumkonzentration auf, was ebenfalls eineBeeinflussung des Sauerstoffgehaltes des Grundwassers durch Nitrifikationsprozesse bzw.eine gehemmte Nitrifikation im Zusammenhang mit Ammoniumtransport unter anaerobenVerhältnissen vermuten lässt.SauerstoffDOC100%100%Summenhäufigkeit %80%60%40%20%0%SandlSt. FlorianScheibbsMürzzuschlagHartbergWolfsbergSummenhäufigkeit %80%60%40%20%0%SandlSt. FlorianScheibbsMürzzuschlagHartbergWolfsberg0 5 10 15 20 250 2 4 6 8gelöst-O 2 [mg/l]DOC [mg/l]Abbildung 19: Summenhäufigkeit der Sauerstoffkonzentrationen und der DOC-Konzentrationenim Grundwasser der jeweiligen TestregionenAmmoniumNitrit100%100%Summenhäufigkeit %80%60%40%20%0%SandlSt. FlorianScheibbsMürzzuschlagHartbergWolfsbergSummenhäufigkeit %80%60%40%20%0%SandlSt. FlorianScheibbsMürzzuschlagHartbergWolfsberg0.001 0.01 0.1 1 100.001 0.01 0.1 1NH 4-N [mg/l]NO 2-N [mg/l]Abbildung 20: Summenhäufigkeit der Ammoniumkonzentrationen und derNitritkonzentrationen im Grundwasser der jeweiligen TestregionenNitritkonzentrationen > 0.1 mg/l wurden in 20% der Messwerte der Testregion St. Florianfestgestellt, was aufgrund der ebenfalls leicht erhöhten Ammoniumkonzentrationen aufunvollständige Nitrifikationsprozesse im Grundwasser schließen lässt.In (Kroiss 2002) wurde bereits auf das Auftreten erhöhter Nitritgehalt im Grundwasser beiSauerstoffkonzentrationen < 2mg/l hingewiesen. Auf Grundlage dieser Ergebnisse wurdeebenfalls das Schutzziel für die Transportmodellierung für den Simulationsfall Sauerstoff(siehe Kap. 6.3.4) mit einem Sauerstoffgehalt im Grundwasser von 2 mg/l definiert.60

4. Abwassertechnische RahmenbedingungenDiese grundlegenden Auswertungen verdeutlichen, dass die Unterscheidung nach derVorbelastung des zuströmenden Grundwassers in jedem Fall notwendig ist, umEntfernungen abschätzen zu können, in welcher Auswirkung einer möglichen Versickerungin Abhängigkeit der gegebenen Grundwassergüte ausgeschlossen werden können.Es sei nochmals erwähnt, dass diese Auswertung aufgrund der geringen Anzahl anMessstellen lediglich einen Überblick über die gegebene, räumlich begrenzteGrundwasserbeschaffenheit liefert und mit keiner statistischen Sicherheit verbunden ist.61

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte5 HYGIENISCH-MIKROBIOLOGISCHEASPEKTE5.1 EinleitungWie bereits im Endbericht der Studie “Auswirkung von Versickerung und Verrieselung vondurch Kleinkläranlagen mechanisch biologisch gereinigtem Abwasser in dezentralen Lagen –Phase 1“ im Kapitel 4 “Hygienische Aspekte der Abwasserversickerung“ (Kroiss et al. 2004)ausführlich anhand von Literaturrecherchen und von abschätzenden Modellierungendargestellt, kommt der hygienisch-mikrobiologischen Bewertung bei der Versickerung vonmechanisch-biologisch gereinigtem Abwasser, das eine große Anzahl hygienisch relevanterMikroorganismen (Fäkalindikatoren sowie pathogene Mikroorganismen) enthalten kann, einezentrale Bedeutung zu. Zusammenfassend kann aus Phase I übertragen werden, dass untergünstigen hydrogeologischen Voraussetzungen bei der Versickerung von mechanischbiologischgereinigtem Abwasser hohe Reduktionskapazitäten von pathogenenMikroorganismen in ungesättigten wie auch in gesättigten Bodenschichten bzw.Aquiferbereichen zu erwarten sind. Unter ungünstigen Bedingungen ist jedoch mit einerweitflächigen Kontamination des Grundwassers mit hygienisch relevanten Mikroorganismeninsbesondere Viren zu rechnen. Aufgrund der Variabilität der möglichen Verhältnisse (z.B.Abwasserqualität, Bodentyp, Flurabstand, Aquiferbedingungen Jahreszeiten etc.) ist inhygienischer Hinsicht eine Charakterisierung der Reduktion von hygienisch relevantenMikroorganismen komplex und eine generelle Bewertung daher mit Unsicherheitenverbunden. Diese Charakterisierung hat daher in der Regel auf den Einzelfall bzw. aufüberschaubare Gruppen von Fällen mit vergleichbaren Bedingungen abzuzielen.Epidemiologische Studien in den USA (über 20 Millionen Versickerungen in dezentralenLagen) scheinen eine verstärkte Grundwasserverschmutzung durchAbwasserversickerungen zu indizieren (Craun 1985). Kontaminationsprobleme mit Abwasserbestehen häufig bei oberflächennahen Grundwässern die für die Wasserversorgung genütztwerden (Pedley and Howard 1997; Medema et al. 2003). Als besonders kritisch sindVersickerungen unter ungünstigen Bodenverhältnissen (z.B. zu geringe Flurabstände, zugroße oder zu geringe Durchlässigkeiten), Versickerungen über geklüfteten Aquiferen, überkristallinen und „kanalisierten“ (“channelized“) Gesteinen sowie eine erhöhte Migration vonhygienisch relevanten Mikroorganismen durch Pumpbetrieb zu betrachten (Craun 1985).Es wird mit allem Nachdruck betont, dass eine Versickerung von biologisch gereinigtemAbwasser nur dann eine mögliche Alternative der Abwasserentsorgung darstellen kann,wenn dafür keinerlei Ausschließungsgründe vorliegen (vgl. Kap. 2.2.2, Leitfaden) und andereVarianten aus triftigen Gründen nicht zu bevorzugen sind. Im Sinne desGrundwasserschutzes kann Abwasserversickerung niemals die Regel sein, sondern ist alsAusnahme zu sehen und darf nicht gegen das Vorsorgeprinzip verstoßen (vgl. Kap. 2.2.1Leitfaden). Darüber hinaus sollte nach dem in der Praxis bewährten Multibarrierensystemvorgegangen werden (Starkl et al. 2005) (Aertgeerts and Angelakis 2003). Zu erzielendeReduktionen (log 10 -Stufen) für pathogene Mikroorganismen sind daher, wenn immerpraktikabel, auf mehrere “Barrieren“ aufzuteilen (z.B. Fließ- bzw. Versickerungsstrecken übereine ungesättigte und gesättigte Zone).Um den Anforderungen an den Schutz des Grundwassers gemäß österreichischemWasserrechtsgesetz gerecht zu werden, sind daher klar definierte Qualitätskriterien für die62

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteBewertung der Fragestellungen, ob überhaupt die Möglichkeit einer Versickerung gereinigterAbwässer in Betracht gezogen werden kann bzw. in welchem Ausmaß Fließ- bzw.Versickerungsstrecken für eine aus hygienischer Sicht ausreichende Reduktion derMikroorganismen insbesondere Viren festzulegen sind, notwendig.Im folgenden Kapitel (5.2.1) wird zunächst der theoretische Hintergrund hygienischmikrobiologischerQualitätskriterien für Wasser, im Speziellen für Trinkwasser, dargelegt, dieauch im Falle einer Versickerung mechanisch - biologisch gereinigter Abwässer ausKleinkläranlagen (1-20 EW) unbedingt zu berücksichtigen sind. Diese Forderung ergibt sichaus dem österreichischen Wasserrechtsgesetz, das besagt, dass Grundwasser in Österreichgrundsätzlich so geschützt werden soll, dass es als Trinkwasser verwendet werden kann.Von diesem Qualitätsziel ausgehend werden die während der vertikalen und horizontalenVersickerungspassage zu erreichenden Konzentrationsreduktionen von enteralen Viren undvom Fäkalindikatorbakterium Escherichia coli (E. coli), die im Abwasser kleinererEntsorgungseinheiten (1 – 20 EW) zu erwarten sind, abgeleitet (Kapitel 5.2.2, 5.2.3; sieheauch Abbildung 21). Es wurde der Fall Abwasser (gesamtes häusliches Abwasser) und derFall Grauwasser (siehe Kapitel 4.2.8 und 4.2.10) getrennt behandelt. Die dafür benötigtenmathematisch-statistischen Grundlagen wurden von der Arbeitsgruppe Statistik diskutiertund in Kapitel 5.5 dargestellt. Den Viren wurde bei der Bewertung besondereAufmerksamkeit geschenkt, da sie, neben den hohen erreichbaren Abundanzen im Fäzesvon Ausscheidern sowie den niedrigen minimalen Infektionsdosen, vor allem hoheMobilitäten und Persistenzen in Porengrundwässern niedriger Temperaturen (d.h.

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteAbbildung 21: Schema zur gewählten Vorgangsweise bei der Modellierung notwendigerFließstrecken (Versickerungsdistanzen) zur Gewährleistung der Qualitätsziele imGrundwasser bei der Versickerung von mechanisch-biologisch gereinigtem Abwasser(gesamtes häusliches Abwasser) und Grauwasser kleiner Entsorgungsgrößen (1-20 EW).Grün unterlegte Bereiche zeigen mikrobiologisch – hygienische Parameter undEingangsgrößen für die Modellierung. Die Wertebereiche der mikrobiologischenKenngrößen Sticking – Effizienz, Größe, Absterbe- und Degradationsraten wurden derLiteratur entnommen. Die notwendige Reduktion, die für enterale Viren innerhalb dermodellierten Fließstrecken zu erreichen sind, wurde für den Fall Abwasser (gesamteshäusliches Abwasser) und für den Fall Grauwasser mathematisch-statistisch abgeleitet.Es wurde mittels quantitativer mikrobieller Risikoabschätzung (QMRA) gemäßEmpfehlungen der WHO verfahren (WHO 2004a). Das Qualitätsziel für Grundwasser alspotentielle Trinkwasserressource wurde dabei mit ≤ 10 -4 Infektionen Jahr -1 Person -1festgesetzt. Für E.coli wurde analog nach Grenzwerten der Trinkwasserverordnungvorgegangen (Bundesgesetzblatt 2001). Detaillierte Angaben zu den Modellierungen derAusbreitung der Bakterien und Viren sind dem Kapitel 6 zu entnehmen.1*: Konzentrationen an enteralen Viren (berechnete Werte) im Grauwasser kleiner Entsorgungsgrößen(1-20 EW) nach mechanisch-biologischer Reinigung.2*: Konzentrationen an enteralen Viren und E.coli (berechnete Werte) im Abwasser (gesamteshäusliches Abwasser) kleiner Entsorgungsgrößen (1-20 EW) nach mechanisch-biologischer Reinigung.64

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte5.2 Ableitung erforderlicher Reduktionen hygienischrelevanter Mikroorganismen und Viren zurGewährleistung der Qualitätsziele im Grundwasser beider Versickerung von mechanisch - biologischgereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen5.2.1 Risikobasierende mikrobiologisch-hygienische QualitätskriterienDie Formulierung nutzungsbezogener mikrobiologisch-hygienischer Qualitätsziele fürWasser hat auf der Basis nachvollziehbarer Kriterien zu erfolgen. So erscheint etwa die inder Vergangenheit gestellte Forderung nach der völligen Abwesenheit von pathogenenMikroorganismen in Wasser für den menschlichen Gebrauch als nicht realisierbar (Szewzyket al. 2000). Diesem Umstand wird auch beispielsweise bei den Anforderungen an Wasser inder aktuellen österreichischen Trinkwasserverordnung §3 Rechnung getragen: “Wassermuss geeignet sein, ohne Gefährdung der menschlichen Gesundheit getrunken oderverwendet zu werden. Das ist gegeben, wenn es 1. Mikroorganismen, Parasiten und Stoffejedweder Art nicht in einer Anzahl oder Konzentration enthält, die eine potentielleGefährdung der menschlichen Gesundheit darstellen und 2. den in Anhang I Teile A und Bfestgelegten Mindestanforderungen, sowie den in Anhang I Teil C definierten Anforderungenentspricht“ (Bundesgesetzblatt 2001). Mikrobiologisch-hygienische Qualitätsziele werdenheutzutage nicht als “Nullforderung an pathogenen Mikroorganismen“ verstanden, sondernbasieren vielmehr auf einem definierten Konzentrationsbezug. Da Konzentrationen anpathogenen Mikroorganismen unter praktischen Verhältnissen nicht unendlich reduziertwerden können, und daher mit pathogenen Mikroorganismen auch im aufbereitetem Wasserzu rechnen ist, stellt sich daher die zentrale Frage nach der erforderlichen Reduktion, umeine allgemein akzeptierte und ausreichende Infektionssicherheit gewährleisten zukönnen (Bartram et al. 2001, Hurst et al. 1996). Die Mindestanforderung an diemikrobiologisch – hygienische Wasserqualität bzw. das Ausmaß der notwendigenvorausgehenden technischen Aufbereitungsmaßnahmen wie auch der erforderlichenatürliche Selbstreinigungsprozess sind dabei maßgeblich von der Nutzungsform abhängig.So sind die Qualitätsansprüche für Bewässerungswasser, Badewasser oder Trinkwasserunterschiedlicher Natur und resultieren letztendlich aus der jeweiligen spezifischenExposition gegenüber pathogenen Mikroorganismen.Im Zusammenhang mit wasserassoziierten Erkrankungen durch Giardia, einem einzelligenParasiten, wurde 1989 von der amerikanischen Umweltschutzbehörde (USEPA) erstmals eininfektionsrisikobasierendes Qualitätsziel für Trinkwasser in der Vorschrift fürAufbereitungsmaßnahmen für Oberflächenwasser (SWTR) ausgearbeitet (USEPA 1989).Dabei hat die Aufbereitung von Oberflächenwasser in jenem Ausmaß zu erfolgen, dass dieWahrscheinlichkeit des Auftretens einer Infektion mit Giardia bei Konsum von Trinkwassernicht größer ist als eine (als tolerierbar angesehene) Infektion pro 10.000 Personen und Jahr(Infektionsrisiko von ≤ 10 -4 Person -1 Jahr -1 ). Das Kriterium des tolerierbaren 10 -4Infektionsrisikos Person -1 Jahr -1 wurde in weiterer Folge auch auf andere mikrobielleKontaminationen von Trinkwasser, wie etwa auf enterale Viren und Kryptosporidien(Parasiten), übertragen (Regli et al. 1991, Lisle and Rose 1995). In Europa wurde dasKriterium des tolerierbaren 10 -4 Infektionsrisikos Person -1 Jahr -1 erstmals 2001 in denNiederlanden für die Produktion von Trinkwasser gesetzlich verankert (Schijven et al. 2003).Darüber hinaus wurde dieses Kriterium kürzlich auch als Qualitätsziel für Trinkwasser bei derkünstlichen Grundwasseranreicherung mit (gereinigtem) Abwasser im “State of the Art65

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteReport“ des europäischen Regionalbüros der Weltgesundheitsorganisation (WHO) zitiert(Aertgeerts and Angelakis 2003).Es sollte betont werden, dass “tolerierbare“ Infektionsrisiken grundsätzlich das Resultat eineskonsensualen Prozesses unterschiedlicher Gruppierungen der Gesellschaft darstellen(Wissenschaft, NGO, Politik, Wirtschaft, etc.) und keineswegs eine wissenschaftlichableitbare Naturkonstante repräsentieren (Hunter and Fewtrell 2001). In diesemZusammenhang wurde etwa von (Haas 1996b) vorgeschlagen, dass das 10 -4 InfektionsrisikoPerson -1 Jahr -1 auf seine Angemessenheit hin neu überdacht werden sollte und eintolerierbares Infektionsrisiko von etwa 10 -3 den (US - amerikanischen) Ansprüchenmöglicherweise besser entsprechen würde. Der Diskussionsprozess über mikrobiologischeQualitätsziele für (Trink)wasser wird nun seit einigen Jahren erneut mit Hilfe derWeltgesundheitsorganisation (WHO) vorangetrieben (Fewtrell and Bartram 2001). DieseBemühungen mündeten 2004 in der 3. Edition der WHO Trinkwasser Guidelines in einvorgeschlagenes Referenzrisiko von ≤ 10 -6 Disability Adjusted Life Years (DALY) pro Personund Jahr (i.e. ≤ 1 Micro DALY Person -1 Jahr -1 ) (WHO 2004b). Das festgesetzteGesundheitsrisiko ist dabei auf den WHO - Richtwert für das Lifetime – Excess -Krebsrisikos von ≤ 10 -5 pro Person und Lebenszeit für kanzerogene Stoffe abgestimmt(Hunter and Fewtrell 2001). Im Unterschied zu dem oben zitierten tolerierbarenInfektionsrisiko ist das DALY - Konzept am Endpunkt der Krankheit und nicht am Endpunktder Infektion festgemacht. Beide Bezugsgrößen (d.h. DALY und Infektionsrisiko) könnenjedoch mit entsprechenden Umrechungsfaktoren ineinander umgewandelt und daherverglichen werden (siehe Vergleich DALY und Infektionsrisiken, weiter unten). Mittels DALYist es nun erstmals möglich chemische (für Substanzen ohne Schwellenwerte) undmikrobiologische Qualitätsziele für Wasser gemeinsam zu betrachten. Die von den jeweiligenInhaltsstoffen ausgelöste Gesundheitsbelastung („Health Burden“) wird dabei durch einenkombinierten Zeitindex ausgedrückt, der aus Lebenszeitverlust durch resultierendenvorzeitigen Tod (Gewichtungsfaktor = 1,00) und einem gewichteten Zeitverlust durchresultierende nicht letale Krankheitsverläufe der betrachteten Population (Gewichtungsfaktorresultiert aus der Schwere der Krankheitsbelastung bzw. Behinderung = 0,00 bis 1,00)zusammengesetzt ist (Prüss and Havelaar 2002). Bei der praktischen Umsetzung diesesKonzeptes ist jedoch ein detaillierter regionalspezifischer epidemiologischer Hintergrundunbedingte Voraussetzung um die jeweiligen krankheitsspezifischen DALY Indizesberechnen zu können (Havelaar and Melse 2003); - eine überaus große Herausforderung andie epidemiologische Datenerhebung, deren unmittelbare Umsetzung in vielen Länder kaumrealistisch erscheint (Blumenthal et al. 2001).Im folgenden Abschnitt wird ein Vergleich tolerierbarer Infektionsrisiken mit demReferenzrisiko DALY angestellt. Da einer Infektionserkrankung eine vorausgehendeInfektion zugrunde liegt, ist, bei Kenntnis der entsprechenden Zusammenhänge (d.h.zwischen Erkrankung und Infektion), eine mathematisch – statistische Umrechnung möglich(Hurst 2002). Darüber hinaus kann der Vergleich einer spezifischen Erkrankung mit seinerentsprechenden Gesundheitsbelastung anhand des krankheitsspezifischen DALY Index(Verhältnis DALY pro Krankheitsprofil) ausgedrückt werden (Havelaar and Melse 2003). Wieoben bereits erwähnt ist jedoch derzeit, aufgrund der Datenlage, einzig eine Auswahlrepräsentativer Vergleiche wie folgt möglich. Exemplarische, von der WHO bereitgestellte,richtungsweisende Daten für Kontaminationen mit pathogenen Parasiten (Cryptosporidien),Bakterien (Campylobacter) und Viren (Rotavirus) in Trinkwasser bewegen sich dabei ineinem Bereich eines äquivalenten tolerierbaren Infektionsrisikos von etwa ≤ 8×10 -4 bis ≤3×10 -3 Person -1 Jahr -1 um das Kriterium von ≤ 1 Micro DALY pro Person und Jahr einhalten zu66

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektekönnen (WHO 2004a). Für Hepatitis A Viren kann aufgrund eines für Niederlandekrankheitsspezifischen DALY - Index und eigener Abschätzungen ein äquivalentestolerierbares Infektionsrisiko zwischen ≤10 -5 bis ≤ 10 -4 Person -1 Jahr -1 angegeben werden, ummit ≤ 1 Micro DALY pro Person und Jahr konform zu gehen. Die resultierenden Unterschiedein den tolerierbaren Infektionsrisiken liegen dabei in der unterschiedlichen abgeleitetenSchwere der resultierenden Erkrankungsbilder begründet (i.e. unterschiedliche spezifischeDALY Indizes pro Krankheitsprofil).Gemäß WHO Empfehlungen ist das anzustrebende mikrobiologisch - hygienischeQualitätsziel für Wasser und das damit verbundene Gesundheitsrisiko an die nationalenBedürfnisse und Hintergründe anzupassen (Bartram et al. 2001), (WHO 2004b). EineVielzahl von wirtschaftlichen, sozialen, umweltbezogenen und anderen Faktoren, wie etwaauch historische Hintergründe, sind dabei zu berücksichtigen (Hunter and Fewtrell 2001,Bartram et al. 2001). Der von der WHO vorgeschlagene Referenzwert von ≤ 1 µDALY proPerson und Jahr ist daher gegebenenfalls nach oben bzw. unten anzupassen. So wäre fürLänder mit einem strikteren Gebrauch des Lifetime – Excess – Krebsrisikos (≤ 10 -6 anstatt ≤10 -5 pro Person und Lebenszeit), in Analogie dazu, ein Referenzwert für das tolerierbaresRisiko von ≤ 0,1 µDALY pro Person und Jahr vorzuschlagen (WHO 2004a).Das Qualitätsziel für Grundwasser als potentielle Trinkwasserressource wurde für dievorliegende Studie mit ≤ 10 -4 Infektionen Jahr -1 Person -1 festgesetzt.Anhand von Dosis – Wirkungsbeziehungen (Konzentrationsexposition bestimmterpathogener Mikroorganismen und Viren vs. Rate der resultierenden enteralen Infektionenbeim Menschen) und einem tolerierbaren Gesundheitsrisiko bzw. äquivalentenInfektionsrisiko ist es möglich, maximal zulässige Konzentrationen von pathogenenMikroorganismen und Viren im Trinkwasser bzw. deren notwendige Reduktion im Rohwasserabzuschätzen (Regli et al. 1991; Hurst et al. 1996; Haas et al. 1999b; Hurst 2002). Dashierzu gebräuchliche Verfahren der quantitativen mikrobiellen Risikoabschätzung (QMRA) istfür Bedingungen geeignet, unter denen geringe bis geringste endemische WasserassoziierteInfektionsraten betrachtet werden und unter denen klassische epidemiologischeVerfahren schwierig anzuwenden sind (WHO 2004c). QMRA basiert auf der Betrachtungeinzelner ausgesuchter relevanter Taxa von pathogenen Mikroorganismen und Viren (z.B.Cryptosporidien parvum, Rotavirus, Hepatitis A Virus, Campylobacter jejuni, Vibrio cholerae)oder einer Gruppe von Mikroorganismen (z.B. enterale Viren), die sehr ähnlicheEigenschaften besitzt (Regli et al. 1991; Haas and Eisenberg 2001; Hurst 2002). Diebetrachteten pathogenen Mikroorganismen und Viren sollen für den jeweiligen Zweck derRisikoabschätzung konservative Stellvertreterorganismen darstellen (“Worst CaseOrganismen“) und daher im Allgemeinen ein Gesamtabbild des generell erwartbarenmikrobiologischen Infektions- bzw. Gesundheitsrisikos ermöglichen. Eine repräsentativeAuswahl von derartigen Indikatoren ist jedoch, je nach Fragestellung, essentiell. Viele QMRAModelle basieren auf dem Prinzip der “chemischen Risikoabschätzung“, wobei ausgehendvon einer definierten Dosis- Wirkungsbeziehung primäre Infektionsraten abgeschätzt werden(Regli et al. 1991; Haas et al. 1999b). Multiple primäre Infektionen werden als unabhängigbetrachtet und sekundäre Infektionsverläufe (z.B. Übertragung von Person zu Person)werden unter der Annahme eines statischen Infektionsverlaufes dabei vernachlässigt. DieseAnnahme ist unter der Voraussetzung eines endemischen Geschehens, bei denen lediglichSpurenkonzentrationen von pathogenen Mikroorganismen betrachtet werden, als zulässig zubetrachten (Haas and Eisenberg 2001). Bei vielen pathogenen Mikroorganismeninsbesondere bei Viren muss aufgrund ihrer Virulenz davon ausgegangen werden, dass ein67

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektebis wenige Organismen bzw. Partikel ausreichen, um bei geeigneten Bedingungen eineInfektion auslösen zu können (“single hit principle“) (Hurst et al. 1996). Im Gegensatz zuchemischen Agenzien ist bei der betrachteten Dosis-Wirkungsbeziehung von pathogenenMikroorganismen von einem Zufallsprozess mit diskreten Variablen auszugehen. Derstatistisch-mathematischen Behandlung kommt daher eine grundlegende Bedeutung zu(Haas et al. 1999b). Viele der biologischen Parameter weisen darüber hinaus eine hoheinhärente Variabilität auf. So ist etwa die unterschiedliche Virulenz bei Virenstämmenund/oder unterschiedliche Suszeptibilität bei Probanden als Beispiel zu nennen (Hurst 1996).Darüber hinaus besteht zum Teil eine unvollständige Datenlage der Dosis-Wirkungsbeziehungen, die zur Gesamtvariabilität bzw. Unsicherheit vonRisikoabschätzungen beiträgt. QMRA ist daher auf Basis einer konservativen Festlegungvon Wertebereichen durchzuführen, um dem Vorsorgeprinzip Rechnung zu tragen. ImGegensatz zu chronischen Expositionsszenarien, die vor allem bei toxikologischenFragestellungen auftreten können, kommen bei der mikrobiologisch – hygienischenBewertung der Trinkwasserqualität vor allem kurzfristige akute Überschreitungen derzulässigen Maximalkonzentrationen an pathogenen Mikroorganismen bestimmendeBedeutung zu (WHO 1996).5.2.2 Ableitung der notwendigen Mindestreduktion von enteralenpathogenen Viren im UntergrundWie in der Einleitung bereits erwähnt, kommt Viren eine besondere Bedeutung bei derBewertung der Mobilität bzw. Ausbreitung von pathogenen Agenzien in Porengrundwässernzu. Dies ergibt sich, i) durch ihre hohen erreichbaren Mobilitäten auch in kleinerenKorngrößenfraktionen des Aquifers, ii) durch die zum Teil ausgeprägten Resistenzen in derUmwelt, iii) durch die hohen Abundanzen im Fäzes sowie, iv) durch ihre hohe Infektiosität(vgl. Berichtsteil Phase I; Literaturrecherche). Viren können daher als repräsentativerParameter zur Abschätzung der notwendigen minimalen Versickerungsdistanzen betrachtetwerden. Viren bzw. Bakteriophagen sind die derzeit am häufigsten angewendeten Tracer inFreilandstudien zur Untersuchung der Mobilität von pathogenen Mikroorganismen und Virenin Porengrundwässern. Es sollte jedoch nicht unberücksichtigt bleiben, dass Bakterien undParasiten in Porenaquiferen, vor allem bei größeren Korngrößenstrukturen, ebenfalls hoheMobilitäten aufweisen können (vgl. Endbericht Phase I; Kapitel 4).Tabelle 22 gibt einen Überblick über die hygienisch relevanten Gruppen der Viren enteralenUrsprunges (“enterale Viren“), die in Abwasser vorkommen und über den Wasserwegverbreitet werden können. Enterale Viren können sich ausschließlich im Menschen (wenigeAusnahmen auch im Tier z.B. HEV), vor allem im Intestinalbereich, replizieren. Die Umweltkann lediglich als Verbreitungs- und Überdauerungsmilieu dienen.68

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteTabelle 22: Hintergrunddaten enteraler Viren, nicht kursive Schreibweise: originaleLiteraturwerte; kursive Schreibweise: abgeleitete WerteGattung /FamilieVirusartbekannteTypenFäzes -AbundanzLog [Partikel / gFäzes]LiteraturEnteropathogene (Nel and Weyer 1995; Moe 1997;Leclerc et al. 2004; WHO 2004d)Enterovirus AEnterovirusallg.≥67ST 7; 6 bis 8 G ; - (Rotbart 1995; Szabo-Scandic2005)Poliovirus 3 ST 3 bis 6.5 (Melnick and Rennick 1980;Rotbart 1995)Coxsackie AVirus22 ST 2 bis 5.5 (Melnick and Rennick 1980;Rotbart 1995)CocksackieB Virus6 ST (Rotbart 1995)Echovirus 34 ST 2 bis 5.5 (Melnick and Rennick 1980;Rotbart 1995)Hepatoviren AHepat. E. like BGastroenteritisEnterovirenNr. 68-71Hepatitis AVirusHepatitis EVirus4 ST (Rotbart 1995)1 ST >6 F ; bis 10 (Cederna and Stapleton 1995;Walter 2000)13 Var. (Ticehurst 1995)Caliciviridae DAstroviridae CReoviridae EEnt. Adenovir.HumanCalicivirusNorwalkVirus5 Str. (Petric 1995)1 ST Bis 12; (Petric 1995; Walter 2000)Saporo Virus 1 ST (Petric 1995)NLV and ca. 50 7; 6 bis 10 G ; (Petric 1995; Szabo-Scandic 2005)SRSV DHumaneAstrovirenHumaneRotavirenEnt. AdenovNr. 40, 418 ST >6 F , 8 (Petric 1995; Walter 2000; Szabo-Scandic 2005)A-C bis 11; bis 12; 10; (Cristensen 1995; Walter 2000;6 bis 9 H Szabo-Scandic 2005)2 ST 11 (Leclerc et al. 2004; Szabo-Scandic 2005)verdächtige EnteropathogeneCoronavirus, Picobirnavirus, Togovirus,Parvovirus, Pestivirus(Leclerc et al. 2004)A: Zu den Picornaviridae (RNA Einzelstrangtypus +) gehörend; B: Hepatitis E like Viruses, neuerdings den Calicivirenzugeordnet (RNA Einzelstrangtypus +); C : RNA Einzelstrangtypus +, Replikationsstrategie den Picornaviren nahestehend; D:Norwalk Like Viruses und Small Round Structured Viruses umfassen Virustypen wie Sapporo („classical calicivirus“), Hawai,Snow Mountain, Taunton, Osaka Virus. Viele der SRSV sind von unklarer Bedeutung als Gastroenteritisviren und als „Picorna –69

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekteparvo like agents“ zusammengefasst. E: RNA Doppelstrangtypus segmentiert; F: angegebene DetektionsgrenzeElektronenmikroskopie; G: Abgeschätzt aus Konzentrationen im Rohabwasser (Medema et al. 2003) mit angenommener 0,1%Prävalenz und 0,2cm³ Fäzes auf 200Liter; H: Abgeschätzt aus Konzentrationen im Rohabwasser (Medema et al. 2003) mitangenommener 0.01% -1% Prävalenz und 0,2cm³ Fäzes auf 200Liter; ST = SerotypenBei der betrachteten Gruppe der enteralen Viren handelt es sich, gemäß den verwendetenTypisierungsmethoden, um zumindest mehr als 200 unterscheidbare Typen. Dabei könnendie klassischen Gastroenteritiserreger (Human Calicivirus, Norwalk & Saporo Virus,Norwalk Like Viruses (NLV), Small Round Structured Viruses (SRSV), Human Rotavirus,enterale Adenoviren) von den Enteroviren (Entero-, Polio-, Coxsackie-, Echovirus) undHepatitisviren (HAV, HEV) unterschieden werden. Enteroviren und Hepatitisviren könnenüber Darminfektionen hinausgehend auch schwere Organerkrankungen wie Meningitis,Enzephalitis, Perikarditis, Myokarditis und Hepatitis verursachen (Kayser et al. 2001). Nebendiesen genannten Gruppen sind darüber hinaus verdächtige pathogene Viren in Diskussion,die möglicherweise ebenfalls gesundheitliche Relevanz bei der Übertragung über denWasserweg besitzen können (vgl.Tabelle 22).In der Tabelle 23 werden die Parameter und Wertebereiche angeführt, die zur Abschätzungder erforderlichen Reduktion enteraler Viren, die im Abwasser kleiner Entsorgungsanlagenvorkommen, notwendig sind. Dabei fokussiert sich die in der vorliegenden Studiedurchgeführte “Quantitative Mikrobielle Risikoabschätzung“ (QMRA) nicht auf eineneinzelnen Virustyp sondern auf das vorhandene Datenmaterial mehrerer relevanter enteralerVirustypen (Regli et al. 1991). Dabei werden für die verwendeten Parameter statistischeSchwankungsbreiten und Punktschätzwerte angegeben. Der mathematisch - statistischeHintergrund dazu wird in Kapitel 5.5 im Detail dargestellt.Tabelle 23: Daten zur Abschätzung der mindestens notwendigen Reduktion enteraler Virenmittels der “Quantitativen Mikrobiellen Risikoabschätzung“ (QMRA); nicht kursiveSchreibweise: originale Literaturwerte; kursive Schreibweise: abgeleitete WerteDichte von Fäzes1 g pro cm³ AVirenabundanz im Fäzes von Ausscheidern (Virenpartikel pro dm³ Fäzes)Schwankungsbereich B : 10 10 bis 10 15 Peakwert: 5 × 10 12Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert C : 3,4 × 10 14 Standardabweichung: 2,4 × 10 14Infektiosität der Virenpartikel (in % der Gesamtvirenpartikelpopulation)Schwankungsbereich D : 0,1 % bis 100% Peakwert: 50%Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 50% Standardabweichung: 20%Suspensionsfaktor von Fäzes in Abwasser (Volumen pro Volumen)Peakwert E : 1,0 × 10 3Mittelwert: 1,0 × 10 3 Standardabweichung: 0Suspensionsfaktor von Fäzes in Grauwasser (Volumen pro Volumen)Schwankungsbereich F : 1,0 × 10 5 bis 1,0 × 10 7 Peakwert G : 4,0 × 10 670

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteAbgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 4,7 × 10 6 Standardabweichung: 2,0 × 10 6Reduktion von Virenpartikeln in Kleinkläranlage (als Reduktionsfaktor angegeben)Schwankungsbereich H : 4 bis 200 Peakwert I : 20Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 75 Standardabweichung: 44Prävalenz der Virenausscheidung (pro Jahr und Personen)Mittelwert J : 8,8%Durchschnittliche Ausscheidungsdauer an Virenpartikeln (in Tagen)Mittelwert K : 5,1Dosis – Wirkungszusammenhang enterale Virenpartikel (Infektionen pro Virus)Schwankungsbereich L : 0,05 bis 1 Peakwert M : 0,5Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 0,52 Standardabweichung: 0,19Trinkwasserkonsum ungekocht (Liter pro Tag und Person)Schwankungsbereich N : 0 bis 1 Peakwert: 0,5Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 0,50 Standardabweichung: 0,20Tolerierbares Infektionsrisiko (pro Jahr und 10.000 Personen)Erwartungswert: ≤ 1A: vereinfachend angenommen, um Bezug von Masse in Volumina zu ermöglichen. B: Schwankungsbereich enteralerVirenabundanzen im Fäzes von Aussscheidern; von Datenmaterial für Gastroenteritisviren und Hepatitisviren der Tabelle 2übernommen. C: Mittelwert der Dreiecksverteilung aus arithmetischem Mittelwert von Maximal-, Minimal- und Peakwertabgeschätzt. D: %-Schwankungsbreite der infektiösen Virenpartikeln bei Enteroviren (Gantzer 2005). Für Gastroenteritisvirenliegen derzeit keine Untersuchungen vor. E: Der Suspensionsfaktor wurde konstant gehalten und aus einer mittleren Produktionvon 0,15 dm³ Fäzes pro Tag und Person sowie Abwasseranfall von 150 dm³ pro Tag und Person errechnet. DieKonstanthaltung ergibt sich aus dem Umstand, den Suspensionsfaktor in Bezug zur Ausscheidungsprävalenz zu sehen; dieVariation des Suspensionsfaktors und der Ausscheidungsprävalenz (pTage) kompensieren sich dabei gegenseitig (sieheKapitel 3.4). F: Maximalwert aus Literaturmessungen für Coprostanol und Grauwasser übernommen (Ottoson and Stenström2003) und abgeleitet (1,5 × 10 -2 cm³ Fäzes auf 1,5 × 10 5 cm³ Abwasser); Minimalwert modifiziert aus Literatur übernommen(Rose et al. 1991; Ottoson and Stenström 2003) und abgeleitet (1 cm³ Fäzes auf 1,5 × 10 5 cm³ Abwasser). G: Peakwert ausLiteratur übernommen (Ottoson and Stenström 2003) und abgeleitet (4,0 × 10 -2 cm³ Fäzes auf 1,5 × 10 5 cm³ Abwasser). H, I:aus Kapitel 4.2.7 Reduktion von Viren in Kleinkläranlagen übernommen. J: Prävalenz der enteralen Virenausscheidungvereinfachend mit Prävalenz der Darminfektionen gleichgesetzt und Mittelwert dafür aus Jahrbuch der ÖsterreichischenGesundheitsstatistik (Austria 2005) „Krankenstandsfälle Darminfektionen“ aus 2000 –2003 (8,2%; 8,4%, 9,3; 9,2%) errechnet.Einer möglichen Überschätzung der enteral-viralen Ausscheiderprävalenz durch Gleichsetzung (enterale-virale Infektion =viraler Ausscheider = Darminfektion) kann einer Unterschätzung („under-reporting bias“) durch Nichtmeldung entgegengehaltenwerden (Koopmans et al. 2002; Koopmans and Duizer 2004). Darüber hinaus werden für akute Gastroenteritis enterale Virenals dominante Ursache angesehen (Bishop 1996; Frankhauser et al. 1998; Glass et al. 2000). K: DurchschnittlicheAusscheidungsdauer der mittleren Dauer des Krankstandes bei Darminfektion gleichgesetzt und dem Jahrbuch derÖsterreichischen Gesundheitsstatistik entnommen (Austria 2005). L: Schwankungsbereich von Hurst übernommen (Hurst et al.1996; Hurst 2002). Dosis – Wirkungszusammenhang als Reziprokwert der minimalen Infektionsdosis enteraler Viren festgelegtund als linearer Zusammenhang unter der Voraussetzung geringster Infektionsraten approximiert (WHO 2004c). VonExtrapolationen mittels nichtlinearen Modellen wurde aufgrund der geringen Datenlage Abstand genommen (Haas andEisenberg 2001). M: Von Hurst übernommen (Hurst et al. 1996; Hurst 2002). N: Aus rezenter Studie über Trinkwasserkonsummodifiziert übernommen (Mons et al. 2005).Rechenergebnis. Um den gewählten Erwartungswert von 10 -4 Infektionen pro Jahr undPerson für Grundwasser als potentielle Trinkwasserressource im Durchschnitt einhalten zukönnen (Verwendung der Daten aus Tabelle 23, mathematische Formalismen siehe Kap.5.5) ist eine Reduktion an enteralen Viren von mindestens 12,4 log 10 - Stufen während derVersickerungspassage von mechanisch - biologisch gereinigtem Abwasser aus biologischenKleinkläranlagen (EW 1-20 Personen) zu garantieren. Die sich daraus ergebendedurchschnittliche Einhaltung des Erwartungswertes entspricht einer konservativen71

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektehygienischen Auslegung, da zur Errechnung der mindest notwendigen log - Reduktionarithmetische Mittelwerte aus den Dreiecksverteilungen herangezogen wurden ((Haas1996a, vgl. Tabelle 23). So belaufen sich die verwendeten Mittelwerte, i) für dieKonzentration enteraler Viren im Fäzes von Ausscheidern auf 3,4 × 10 11 Virenpartikel pro gFäzes, ii) für den mittleren Prozentsatz infektiöser Viren auf 50% der ausgeschiedenenGesamtvirenpartikel, iii) für die Infektionswahrscheinlichkeit auf 0,52 Infektionen pro oralaufgenommenen infektiöser Virenpartikel (vgl. Tabelle 23). Verglichen mit der Literaturstellen diese Werte bereits sehr konservative Annahmen dar (Haas et al. 1999b). Erhöhtman die mindestens notwendige Reduktion 12,4 log 10 – Stufen um das 3-fache derStandardabweichung (s = 1,15) so erreicht man praktisch eine nahezu vollständigeEinhaltung der theoretischen Bedingungen (Reduktion 15,9 log 10 – Stufen) (siehe Kapitel 5.5,statistische Hintergründe). Die Anwendung der letztgenannten Reduktion von 15,9 log 10 –Stufen kann als extreme Position gewertet werden, da sie zum Teil aus theoretischenExtremannahmen jedoch praktisch wenig realistischen Szenarien entstammen. Es wirddaher eine notwendige Reduktion an enteralen Viren von mindestens 12,4 log 10 - Stufenals Eingangsgröße zur Modellierung und Abschätzung der minimalen Fließstrecken beider vertikalen und horizontalen Versickerungspassage von biologisch – mechanischgereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen (EW 1-20 Personen) vorgeschlagen. Um dengewählten Erwartungswert von 10 -4 Infektionen pro Jahr und Person bei Grundwasser alspotentielle Trinkwasserressource im Durchschnitt einhalten zu können (Verwendung derDaten aus Tabelle 23, Formalismen siehe Kap. 5.5) ist analog eine Reduktion an enteralenViren von mindestens 8,7 log 10 - Stufen während der Versickerungspassage vonGrauwasser aus Kleinkläranlagen mit mechanisch – biologischer Reinigung zu garantieren(EW 1-20 Personen). Tabelle 28 gibt eine zusammenfassende Übersicht über dieabgeleiteten notwendigen Reduktionen enteraler Viren.5.2.3 Ableitung der notwendigen Mindestreduktion von Escherichia coliim UntergrundIm Gegensatz zur Abschätzung maximal zulässiger Konzentrationen an pathogenenMikroorganismen wie etwa im Grundwasser bzw. zur Festsetzung notwendiger Reduktionenwährend der Versickerung, wird bei der Überwachung der Qualitätsziele für Wasser aufprozesskontrollierenden Aktivitäten (Überprüfung der notwendigen Aufbereitungseffizienz,Schutzmaßnahmen im Einzugsgebiet etc.), Lokalaugenschein sowie Untersuchungmikrobiologischer und chemophysikalischer Indikatoren zurückgegriffen (Havelaar et al.2001). Der direkte Nachweis enteraler pathogener Mikroorganismen zur Überwachung derTrinkwasserqualität ist aufgrund theoretischer und praktischer Gründe in der Regel nichtzielführend (Farnleitner et al. 2005). Vielmehr werden vor allem Fäkalindikatoren verwendet,die fäkale Kontaminationsereignisse sehr empfindlich in Oberflächen- und (Roh)wassernachweisen (Kavka et al. 1996) und somit auf das mögliche Vorhandensein von pathogenenMikroorganismen hinweisen (Kavka 1997). Im Gegensatz zur Detektion von pathogenenMikroorganismen können Fäkalindikatoren methodisch einfach, empfindlich und billignachgewiesen werden und eignen sich daher für den Routinebetrieb. Eine Vielzahl anGrenz- und Richtwerten für FI sind zur nutzungsbezogenen, mikrobiologisch-hygienischenQualitätsbewertung von Wasser vorhanden (Havelaar et al. 2001). Gemäß derösterreichischen Trinkwasserverordnung (TWV), Anhang I Teil A, dürfen in nichtdesinfiziertem potentiell oberflächenbeeinflusstem Wasser E.coli, Coliforme (TC),Enterokokken (ENTC), Clostridium perfringens (CP) und Pseudomonas aeruginosa in 100 ml72

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekteund in desinfiziertem Wasser E.coli, TC, ENTC, CP und Pseudomonas aeruginosa in 250 mlnicht nachweisbar sein (Bundesgesetzblatt 2001). Die Beprobungsintervalle sind nachAnhang II Teil B geregelt, wobei die Untersuchungshäufigkeit mit der Menge desabgegebenen Wassers pro Tag ansteigt (Bundesgesetzblatt 2001). Gemäß derTrinkwasserverordnung sind keine zulässigen Überschreitungshäufigkeiten dermikrobiologischen Parameterwerte (Grenzwerte) vorgesehen (Bundesgesetzblatt 2001). BeiNichteinhaltung der mikrobiologischen Anforderungen sind unverzüglich Maßnahmen zurWiederherstellung der einwandfreien Qualität des abgegebenen Wassers zu ergreifen. DemZusammenhang zwischen Grenzwertwertkonformität, Überschreitungshäufigkeit,Untersuchungsfrequenz und Untersuchungsvolumen wird jedoch, wie oben angeführt,insofern Rechnung getragen, indem für nicht desinfiziertes Wasser 100 ml und fürdesinfiziertes Wasser 250 ml herangezogen werden und somit die Wahrscheinlichkeit einesNachweises in letzterem Fall erhöht ist.Die nachfolgenden Ausführungen beschränken sich auf das Fäkalindikatorbakterium E. coli.Das hat zweierlei praktische Gründe, i) E. coli ist im Vergleich zu den spezifischenFäkalindikatoren Enterokokken, Clostridium perfringens im Schnitt das am weitaus häufigsteim Fäzes vorkommende Bakterium, und ii) es liegen bereits historische Untersuchungen zurMobilität von E.coli, die zur Modellierung notwendig sind, vor. Um die notwendigeReduktion von E.coli bei der Versickerung von Abwasser in das Grundwasserabschätzen zu können, muss einerseits die Konzentration an E.coli im betrachtetenAbwasser und andererseits die zu erzielende mikrobiologische Qualität definiert sein. Für dieAbwasserversickerung wurde bereits vor rund 20 Jahren eine notwendige Reduktion um 7log-Stufen für E.coli propagiert, um Grundwasser als potentielle Trinkwasserressource zuschützen (Pekdeger and Mathess 1983, Mathess and Pekdeger 1982). Diese angegebeneReduktion ist jedoch mathematisch nicht haltbar, da sie durch die simple Relation von 10 7E.coli pro 100 ml im Abwasser mit der zu erreichenden Konzentration von 0 E.coli pro 100mlin Grundwasser in Beziehung gesetzt wurde. Wie bereits weiter oben dargestellt kann keineunendlich große Reduktionseffizienz unter praktischen Verhältnissen erreicht werden. DieFragestellung ist daher vielmehr in Richtung einer Reduktion an E.coli zu sehen, die miteiner tolerierbaren Wahrscheinlichkeit einer Grenzwertkonformität einhergeht. Für den Fallder Abwasserversickerung in dezentralen Lagen wurde daher folgendeRahmenbedingungen zur Ableitung der notwendigen Reduktion an E.coli gewählt:• Bei den E.coli Konzentrationen wurde nicht direkt vom Abwasser ausgegangensondern von den Originalkonzentrationen im Fäzes selbst, da praktische Messwerteim Abwasser kleiner Entsorgungsanlagen (

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte• Die notwendigen Reduktionen an E.coli, um bei einer Versickerung von gereinigtemAbwasser in dezentralen Lagen zumindest auf die mikrobiologischen Grenzwertegemäß Trinkwasserverordnung zu kommen, wurden auf Basis vonÜberschreitungswahrscheinlichkeiten berechnet. E.coli darf in 95% derUntersuchungen in einem Untersuchungsvolumen von 250 ml (analog aufbereitetemWasser, TWVO) nicht nachweisbar sein (zulässigeÜberschreitungswahrscheinlichkeit von p < 0,05).• Das Szenario Normalbetrieb (Kläranlage mit voller Betriebsfunktion) und Störfall(Klärablage ohne Reduktionswirkung) wurden berechnet.Die exakten Angaben zur Berechung sind der Tabelle 24 zu entnehmen. Die mathematischstatistischenGrundlagen sind im Kapitel 5.5 im Detail ausgeführt.Tabelle 24: Angaben zur Berechnung der mindest notwendigen Reduktionen von E.coliDichte von Fäzes1 g pro cm³ AVerteilung der E.coli -Konzentrationen im FäzesAngenommene Log-Normal VerteilungAnnäherung mit Dreiecksverteilung B (Haas et al. 1999a)E.coli in menschlichem Fäzes (KBE pro cm³ Fäzes)Schwankungsbereich C : 10 6 bis 10 9 (100% der Population) Peakwert: 10 11Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert D : 3,7 × 10 11 Standardabweichung: 2,3 × 10 11Suspensionsfaktor von Fäzes in Abwasser (Volumen pro Volumen)Peakwert E : 1,0 × 10 3Mittelwert: 1,0 × 10 3 Standardabweichung: 0Reduktion von E.coli in Kleinkläranlagen (als Reduktionsfaktor angegeben)Schwankungsbereich F : 10 bis 4000 Peakwert F : 100Abgeleitete Dreiecksverteilung:Mittelwert: 1,4 × 10 3 Standardabweichung: 9,3 × 10 2Zu erreichendes QualitätszielAuftrittswahrscheinlichkeit von E.coli in 250 ml Wasserprobe, p < 0,05 gem. Poisson-VerteilungA: vereinfachend angenommen um Bezug von Masse zu Volumina zu ermöglichen. B: fürFäkalindikatoren wird generell angenommen, dass Sie einer log-Normalverteilung folgen. C:Schwankungsbereich von E.coli im Fäzes von Personen, modifiziert aus Literaturdaten entnommen(Geldreich 1978; Farnleitner 2005). D: Mittelwert der Dreiecksverteilung aus arithmetischem Mittelwertvon Maximal-, Minimal- und Peakwert berechnet. E: Keine Variation des Suspensionsfaktorsangenommen, da E.coli in nahezu 100% der Population vorkommt. Abgeschätzt aus einer Produktion74

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektevon 150 cm³ Fäzes pro Tag und Individuum (Geldreich et al. 1968) und Supsension auf 150 LAbwasser pro Einwohner und Tag bei Kleinkläranlagen (Bischofsberger et al. 2001). F: AusLiteraturdaten entnommen (Mathys 1998).Rechenergebnis. Aus der Berechung ergibt sich eine mindestens notwendige E.coliReduktion von 6,0 Log 10 – Stufen (Eingangsgröße für die Modellierung), die bei derVersickerungspassage von Abwasser (vertikal und horizontal) aus biologischenKleinkläranlagen (EW 1-20 Personen) eingehalten werden muss, um im Durchschnitt in 95%der Grundwasseruntersuchungen keinen positiven E.coli Nachweis zu ermöglichen. BeiStörfall der Kleinkläranlage (d.h. keine Reinigungsleistung) würde sich analog einemindestens notwendige E.coli Reduktion von 9,2 Log 10 – Stufen ergeben(Eingangsgröße für die Modellierung).5.3 Mikrobiologische Parameter und Kennwerte für dieModellierung der Ausbreitung von Viren im UntergrundFür die Modellierung der Virenausbreitung in Aquiferen (siehe Kapitel 6) werdeninsbesondere mikrobiologische Kennwerte für die Parameter Partikelgröße,Inaktivierungsraten und Sticking-Effizienzen von Virenpartikeln benötigt. Der nachfolgendgewählte Ansatz bezieht sich dabei nicht auf die Charakterisierung eines einzelnenVirustypus, sondern es wird analog Kapitel 5.2.2 versucht, mehrere repräsentative enteraleViren zu erfassen. Dies geschieht unter anderem mittels Angabe verfügbarer, typspezifischerLage- und Streuungskenngrößen. Es werden enterale Viren betrachtet, die über das VehikelWasser bzw. Abwasser übertragen werden und dem fäkal-oralen Infektionsmodus folgen(Bienz 2001b; Wyn-Jones and Sellwood 2001; Cloete et al. 2004) als auch Bakteriophagen,die als Modellorganismen für das Studium der Ausbreitung humanpathogener Viren dienen.Tabelle 25 zeigt Partikelgrößen enteraler Viren, die bei der Abwasserversickerung Relevanzbesitzen können (Cloete et al. 2004). Es handelt sich hierbei hauptsächlich um Vertreter derPicornaviridae, der Astroviridae, als auch der Caliciviridae. Darüber hinaus sind auchVertreter der Reoviridae und Adenoviridae zu berücksichtigen. Die angegebenen Bereicheder Partikeldurchmesser beziehen dich dabei auf die gesamte Gruppe des Genus undstammen aus elektronenoptischen Untersuchungen. Für die dominante Gruppe derEinzelstrang RNA Viren mit Plus-Strang-Genom (RNA ss+) ergibt sich ein Bereich derPartikeldurchmesser von 22 nm – 35 nm.75

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteTabelle 25: Partikelgrößen enteraler VirenDNS/RNSSymmetrie/HülleFamilie Genus/Art Durchmesser[nm]ReferenzRNA ss+ kubisch/nackt Picornaviridae Enterovirus 24 – 30 (Bienz 2001a)22 - 30 (Walter 2000)27 (Wyn-Jonesand Sellwood2001)RNA ss+ kubisch/nackt Hepatovirus 24 – 30 (Bienz 2001a)RNA ss+ kubisch/nackt Astroviridae Astrovirus 28 (Wyn-Jonesand Sellwood2001)28 - 30 (Bienz 2001a)RNA ss+ kubisch/nackt Caliciviridae Calicivirus 30 -35 (Bienz 2001b)RNA ds kubisch/nackt Reoviridae Rotavirus 70 (Bienz 2001b)DNA ds kubisch/nackt Adenoviridae Adenovirus 70-90 (Bienz 2001b)Abkürzungen: ss = Einzelstrang, ds = Doppelstrang, + = codogener StrangDas Ausmaß der Inaktivierungsrate von Virenpartikeln in aquatischen Systemen kann voneiner Vielzahl von Einflussfaktoren abhängen. So können abiotische Faktoren (z.B.chemophysikalische Parameter) als auch biotische Faktoren (z.B. mikrobielle heterotropheAktivität) die Inaktivierungsrate maßgeblich beeinflussen (Hurst 1991). KardinalerEinflussfaktor auf die Inaktivierungsrate von Viren in allen aquatischen Systemen ist jedochdie Temperatur. So konnte etwa für MS2 Phagen und Enteroviren die Inaktivierungsrate alseine Funktion der Temperatur dargestellt werden, wobei die Inaktivierungsrate bei steigenderTemperatur zunimmt (Gerba et al. 1991). Der starke Einfluss der Temperatur auf dieInaktivierung der Virenpartikel ist jedoch nur bis zu einer Schwellentemperatur von etwa 8 C°feststellbar (Gerba et al. 1991). Höhere Grundwassertemperaturen, wie sie in wärmerenLändern angetroffen werden (z.B. Australien, südliche Teile der USA), wirken sich dahererhöhend auf die Inaktivierungsrate von Viren aus. In gemäßigten Breitengraden dagegen,wie etwa in Österreich, sind bei den vorherrschenden Grundwassertemperaturen von +10°Crelative geringen Inaktivierungsraten zu erwarten.Neben den bis jetzt besprochenen exogenen Einflussfaktoren ist natürlich die spezifischeintrinsische Persistenz des Virustyps entscheidend. Es soll erwähnt werden, dass es sich beiden über den Wasserweg übertragbaren Viren zumeist um so genannte „nackte“ Virenhandelt (vgl. Tabelle 25). Diese bestehen nur aus Nukleinsäure und gegebenenfallsHilfsenzymen, die von einem Kapsid (d.h. einer Art Hülle) aus Proteinbestandteilenumschlossen werden (Bienz 2001a). Das Fehlen einer zusätzlichen, meist fragilen,Membranschicht wirkt sich dabei sehr stabilisierend auf die Resistenz der Viren aus.Nachfolgend sind die in der Literatur verfügbaren Inaktivierungsraten hygienisch relevanterViren für Grundwasser und Abwasser im Bereich von 10°C Wassertemperaturzusammenfassend dargestellt. Der Schwankungsbereich für 28 Werte liegt zwischen 0,0058Tag -1 und 0,24 Tag -1 und reicht daher grob über zwei Größenordungen. Bei drei Messungen76

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektekonnte keine Inaktivierungsraten festgestellt werden (Tabelle 26). Der Median der gesamtenaufgeführten 31 Werte liegt bei 0,063 Tag -1 . Den ermittelten Werten liegt die Annahme einerInaktivierungskinetik erster Ordnung zu Grunde, die alle exogenen und intrinsischenEinflussfaktoren zusammenfassen (Gerba et al. 1991).Tabelle 26: Inaktivierungsraten µ [Tag -1 ] von Viren in Wasser bei 10 C°(n= 31)Habitat Intestinale Viren Bakteriophagen ReferenzPolio 1 Echo 1 HAV PRD 1 MS2 FRNAGrundwasserA0,18 0,24 0,16(Yates et al.1985)Abwasser B 0,03 0,054 0,077(Blanc andNasser 1996)Abwasser C 0,11 0,17 0,051 0,091(Blanc andNasser 1996)GrundwasserD0,063(Yates et al.1985)GrundwasserE0,01 0,0058(Yahya et al.1993)GrundwasserF0,10 0,10(Yahya et al.1993)Grundwasser 0,11 0,19 0,025 0,11(Blanc andNasser 1996)Grundwasser 0 0,10 0(Nasser et al.Abwasser G 0,046 0,17 0(Nasser et al.Abwasser H 0,0077 0,12 0,031(Nasser et al.Grundwasser I 0,010(Mathess et al.Grundwasser J 0,032(Mathess et al.1993)1993)1993)1988)1988)Grundwasser 0,013(Mathess et al.1988)A, D, E, F Versuchsbedingungen A, D, E, F waren 12C°, 4C°, 7C° und 7C°; B Abwasser nach Vorklärungund biologischer Reinigung; C Abwasser nach Vorklärung, biologischer -, sowie weitergehenderReinigung; G Abwasser nach Vorklärung sterilisiert; H Abwasser nach Vorklärung; I Grundwassersterilisiert; J Grundwasser de-ionisiert.Generell werden für den Transport bzw. für die Mobilität von Mikroorganismen in Aquiferen 5Faktoren verantwortlich gemacht (vgl. Endbericht Phase I, Kapitel 4.4). Dazu zählen dieAdvektion, die Dispersion, die mechanische Filtration, die Adsorption und die Inaktivierung77

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte(Gerba et al. 1991). Im Gegensatz zu den Bakterien wird für Viren die mechanische Filtrationals Rückhaltemechanismus in Aquiferen als unbedeutend erachtet (Gerba et al. 1991;Schijven and Hassanizadeh 2000). Da die Inaktivierungsraten im Grundwasser um 10°Crelativ gering sind, kommt daher der Adsorption bzw. der Kombination Absorption undInaktivierung adsorbierter Virenpartikel eine überragende Bedeutung in der Rückhaltungvon Viren im Porengrundwasser zu. Die Adsorption von Virenpartikeln kann in Form vonAttachmentraten-Koeffizienten quantifiziert werden (Schijven and Hassanizadeh 2000).Für die durchgeführten Berechungen wurde die Annahme getroffen, dass einmal adsorbierteVirenpartikel sich nicht mehr von der Aquiferoberfläche lösen und letztendlich inaktiviertwerden. Dieser vereinfachenden Annahme liegen bis Dato durchgeführte Feldversuchezugrunde, die zeigen, dass in der Regel im Vergleich zur Attachmentrate die Detachmentratevernachlässigbar klein ist (Schijven and Hassanizadeh 2000; Schijven et al. 2003). Für dieBerechnung der Attachmentraten von Virenpartikeln werden neben einer Reihehydrologischer und hydrogeologischer Parameter (siehe Kapitel 6) vor allem die so genannteSticking-Effizienz α benötigt. Die Sticking-Effizienz α beschreibt die Fraktion derViruspartikeln, die unmittelbar nach Kollision mit der Aquiferoberfläche (d.h. dem Kollektor)adsorbiert bleibt (Martin et al. 1992). Die Sticking-Effizienz α reflektiert die Nettorektion deranziehenden und abstoßenden Kräfte zwischen Kornoberfläche und Virusoberfläche undhängt daher von den Oberflächeneigenschaften des Virus und des Aquifer ab. Die Sticking-Effizienz α hängt auch folglich von chemophysikalischen Umgebungsfaktoren wie pH oderIonengehalt des Wassers ab. Die Sticking-Effizienz α wird jedoch als von hydrodynamischenFaktoren (z.B. Grundwassergeschwindigkeit) unabhängige Größe gesehen (Schijven andHassanizadeh 2000). Tabelle 27 zeigt die für das Freiland empirisch erhobene Sticking-Effizienz α unterschiedlicher Aquifertypen. Deutlich wird der große Schwankungsbereich, derjedoch aufgrund der unterschiedlichen Virustypen, Aquiferbedingungen, Aquiferdistanzenund Wasserqualitäten erklärbar ist. Eine weitere Unsicherheit kommt hinzu, da die meistenα- Kennwerte nicht für Abwasser sondern für andere Wasserqualitäten erhoben wurden.Schijven schlug daher vor, für die Versickerung von Abwasser einen Bereich für Sticking-Effizienzen α von 10 -5 bis 10 -3 für die Modellierung anzunehmen (Schijven 2005). Sticking-Effizienzen können stark mit der Entfernung zur Versickerungsstelle abnehmen. EineAbschätzung der Reduktion, welche auf kurzen Distanzen beruht, kann daher beiExtrapolation zu einer großen Überschätzung der tatsächlichen Virenreduktion während derGrundwasserpassage führen (Schijven and Hassanizadeh 2000). Fundierte Untersuchungendieses Effektes bei der Abwasserversickerung liegen derzeit jedoch nicht vor und dahersollte diesem Unsicherheitsfaktor bei der Bewertung Rechnung getragen werdeninsbesondere wenn große Distanzen betrachtet werden.78

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteTabelle 27: Sticking - Effizienzen für Virenpartikel aus FreilandstudienVirustyp Boden Filtrat α ReferenzKorngrößeDistanzLeitfähigkeitpH[m][µS/cm]PRD 1 Sand 0,94 311 7,4 0,0028 - 0,0030(Bales et al.PRD 1 Sand 0,94 311 8,4 0,00085 - 0,0016(Bales et al.PRD 1 Sand 0,9-1,0 30 – 40 5,5 0,016 – 0,048(Ryan et al.PRD 1 Sand 0,9-1,0 250 – 300 5,9 0,011 – 0,021(Ryan et al.PRD 1 Sand 1,0 60 – 100 5,0-5,7 0,009 – 0,013(Pieper et al.PRD 1 Sand 1,0 350 - 450 6,0–6,7 0,0014 – 0,0026(Pieper et al.FRNA Sand 2 900 7,3–8,3 0,0015 – 0,0029 A (Schijven et al.MS 2 Sand 2,4 900 7,3-8,3 0,0014(Schijven et al.FRNA Sand 4 900 7,3–8,3 0,000040-0,0040 A (Schijven et al.1997)1997)1999)1999)1997)1997)1998)1999)1998)PhiX174Sand/Schotter 7,5 288 7,2 0,006 – 0,311(DeBorde et al.1999)MS 2 Sand/Schotter 7,5 288 7,2 0,004 – 0,182(DeBorde et al.PRD1 Sand/Schotter 7,5 288 7,2 0,014 – 0,632(DeBorde et al.MS 2 Sand/Schotter 19,4 288 7,2 0,004 2,108(DeBorde et al.Polio 1 Sand/Schotter 19,4 288 7,2 0,047 – 0,385(DeBorde et al.PRD 1 Sand/Schotter 19,4 288 7,2 0,0014 – 0,632(DeBorde et al.MS 2 Sand 30 900 7,3–8,3 0,00027(Bales et al.PRD 1 Sand 30 900 7,3–8,3 0,00043(Bales et al.A95% Konfidenzintervall;1999)1999)1999)1999)1999)1997)1997)79

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte5.4 Zusammenstellung der mikrobiologischen Parameterund Kennwerte als Eingangsgrößen für diehydrologische ModellierungUm eine zusammenfassende Übersicht über die recherchierten mikrobiologischenParameter und Kennwerte als auch über die mathematisch – statistisch abgeleitetennotwendigen Reduktionen an Mikroorganismen zu geben, ist Tabelle 28 nachfolgendangeführt. Diese Zusammenstellung an Daten ist deshalb von großer Relevanz, da sieunmittelbar in die hydrologische Modellierung der notwendigen Mindestdistanzen vonFließstrecken im Falle einer Versickerung von mechanisch-biologisch gereinigtem Abwasseraus Kleinkläranlagen einfließen (siehe Kapitel 6). Eine Übersicht zu der prinzipiellenVorgangsweise der Modellierung ist dem Diagramm in Abbildung 21 zu entnehmen. Für einedetailliertere Darstellung der Ableitung bzw. Festsetzung der Wertebereiche sei auf dieKapitel 5.2.3 (Ableitung der notwendigen Mindestreduktion von Escherichia coli), Kapitel5.2.2 (Ableitung der notwendigen Mindestreduktion enteraler Viren), 5.3 (MikrobiologischeParameter und Kennwerte für die Modellierung der Ausbreitung von Viren bei derVersickerung), sowie 5.6 (Statistische Ausführungen zur Berechnung der notwendigenMikroorganismen – Reduktion und Verknüpfung zur Ausbreitungsmodellierung) verwiesen.Tabelle 28: Zusammenfassende Darstellung der notwendigen Reduktionsstufen im Verlauf derFließstrecke für entereale Viren und E.coli sowie Zusammenstellung mikrobiologischerParameter als Eingangsgrößen für die hydrologische ModellierungEnterale Viren (mechanisch-biologisch gereinigtes häusliches Abwasser)Notwendige Mindestreduktion enteraler Viren im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihreserwarteten Vorkommens im Ablauf von Kleinkläranlagen mit mechanisch-biologischerReinigung (1-20 EW), um ein Infektionsrisiko in Grundwasser als potentielleTrinkwasserressource von ≤10 -4 Person -1 Jahr -1 nicht zu überschreiten:durchschnittliche log 10 Reduktion im Untergrund: 12,4erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 15,9Enterale Viren (Grauwasser)Notwendige Mindestreduktion enteraler Viren im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihreserwarteten Vorkommens im durch Kleinkläranlagen mechanisch-biologisch gereinigtemGrauwasser (1-20 EW), um ein Infektionsrisiko in Grundwasser als potentielleTrinkwasserressource von ≤10 -4 Person -1 Jahr -1 nicht zu überschreiten:durchschnittliche log 10 Reduktion im Untergrund: 8,7erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 12,4Inaktivierungsrate (Tag -1 )0,0058 bis 0,24 (angenommene Gleichverteilung)Größe der Virenpartikel (nm)20 – 35Sticking – Effizienz (-)10 -5 bis 10 -3 (angenommene Gleichverteilung)80

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteEscherichia coli (mechanisch-biologisch gereinigtes häusliches Abwasser)Notwendige Mindestreduktion von E.coli im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihrerabgeschätzten Konzentrationen im Ablauf von Kleinkläranlagen mit mechanisch-biologischerReinigung, um die Anforderung zu Erfüllen, dass E.coli in 95% der Fälle in 250mlUntersuchungsvolumen nicht nachweisbar ist:Durchschnittliche log 10 Reduktion im Untergrund: 6,0erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 8,8Escherichia coli (Störfall)Notwendige Mindestreduktion von E.coli im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihrerabgeschätzten Konzentrationen im Ablauf von Kleinkläranlagen mit mechanisch-biologischerReinigung im Störfall (keine Reinigungsleistung), um die Anforderung zu Erfüllen, dass E.coliin 95% der Fälle in 250ml Untersuchungsvolumen nicht nachweisbar ist:durchschnittliche log 10 Reduktion: 9,2erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 11,0Filtrationskonstanten (1/m)Sand: 0,4 – 5; Lehmiger Sand, Sandiger Lehm: 0,4 - 10; Sandiger Kies: 0,4 – 2,5 (angenommeneGleichverteilung)Absterberate (1/d)0,0063 – 0,36 (angenommene Gleichverteilung)5.5 Statistische Ausführungen zur Berechnung dernotwendigen MO-Reduktion und Verknüpfung zurAusbreitungsmodellierungDie Ableitung der erforderlichen Reduktionsstufen für die im Abschnitt 5.2 beschriebenenMikroorganismen baut auf einem vereinfachten statistischen Modell auf, welches zwarunterschiedliche Parameter für Viren und E.coli zulässt, vom Konzept her aber gleichartigangelegt ist.5.5.1 Modellierung der Virenkonzentration beim EintragGrundsätzlich wäre die Berücksichtigung aller denkbaren Erreger im Modell entsprechendihrer Auftrittswahrscheinlichkeit möglich, doch erscheint gemäß den Ausführungen in denvorhergehenden Abschnitten die Konzentration auf einen - den wichtigsten - Typ sinnvoller.Für ein bestimmtes Virus betrachtet man nuna Auftreten im Fäzes (in Virenpartikel je dm 3 )ksr AInfektiositätSuspensionsfaktorReduktion durch Kläranlage81

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteDiese Parameter unterliegen einer nicht weiter erklärbaren, also zufälligen Variabilität,welche durch geeignete Wahrscheinlichkeitsverteilung (kurz: Verteilungen) beschriebenwerden kann. Bekannte Verteilungen sind etwa für symmetrische Merkmale dieNormalverteilung (μ, σ 2 ) mit dem (theoretischen) Mittelwert μ und der (theoretischen) Varianzσ 2 ; für linkssteile Verteilungen kennt man etwa die Log-Normalverteilung oder auch dieGammaverteilung, wobei auch diese beiden durch jeweils zwei Kennwerte festgelegt sind.Aus Gründen einer einfachen, allgemeinen Beschreibbarkeit wird im weiteren auf dieDreiecksverteilung DV(a;b;c) zurückgegriffen. Sie gestattet mit ihren Kennwerten a (linkeGrenze), b (Spitze), c (rechte Grenze) eine sehr flexible Beschreibungsmöglichkeit deszufallsbeeinflussten Phänomens. Es gilt dabei für den (theoretischen) Mittelwert22μ = ( a + b + c) / 3 und für die (theoretischen) Varianz σ = (( c − a)+ ( b − a)(b − c)) /18 .Die Abbildung 22 zeigt ein Beispiel einer derartigen Verteilung:Dreiecksverteilung (0;1;3)f(x)0,70,60,50,40,30,20,10,00 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5xAbbildung 22: Schematische Darstellung der DreiecksverteilungAus den oben aufgelisteten Parametern ergibt sich die resultierende Virenkonzentration c 0 imAbwasser (in Viren je L) zua × kc0 =Gleichung 1s ×r ADamit erhält man unter Anwendung des Fehlerfortpflanzungsgesetzes für denErwartungswert und die Varianz von c 0 folgende näherungsweise gültigen Ausdrücke:a k( 0) ≈Gleichung 2E cμ × μμ × μsr AVar222 22 2( ) μk2 μa2 μa× μk2 μa× μk2c0 σ2 2 a+ σ2 2 k+ σ4 2 s+ σ2 4 rAμs× μrμAs× μrμAs× μrμAs× μrA≈ Gleichung 3Diese Kenngrößen der Parameter sind aus hygienischen und technischen Vorgabenbekannt, sodass sich mit den obigen beiden Formeln und einer weiteren Bestimmungsgröße,etwa dem Maximalwert für c 0 eine geeignete Dreiecksverteilung für diese Größe anpassenlässt.82

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekte5.5.2 Zulässige Virenkonzentration beim KonsumDas Exponentialmodell (in Übereinstimmung mit dem Poisson-Modell) führt auf einedurchschnittliche krankheitskausale Virenanzahl μ v beim Konsumentenwobeiμv= λcV , Gleichung 4λ Wahrscheinlichkeit, dass ein Virus infektionskausal istcVirenkonzentration je Volumseinheit (L)beschreiben.V Volumen (z.B. Konsum/Tag)Daraus ergibt sich die Wahrscheinlichkeit P("Krankheit") für einen Infektionsfall alsP("Infektion")= 1−P(0)= 1−e−λcV≈ λcV , Gleichung 5wobei P(0) für die Wahrscheinlichkeit steht, überhaupt keinen Infektionsfall im betrachtetenZeitraum (hier: 1 Tag) zu beobachten. Laut gegenwärtigen Hygienevorschriften soll diese1Wahrscheinlichkeit 10 4 −α = (365 × ) nicht überschreiten (leitet sich aus der Forderung ab,weniger als einen Infektionsfall je 10000 Einwohner und Jahr zu erwarten), also muss gelten:bzw.λcV≤ ααc ≤ Gleichung 6λVDabei ist für weitere Betrachtungen der stochastische Charakter von λ und V berücksichtigen.5.5.3 Notwendige Reduktion RFür die zur Erreichung des Qualitätszieles notwendige Reduktion R muss daheroffensichtlich gelten:alsoαc0R ≤λVαR ≤λcV083

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspektelog( R)≤ log( α ) − log( λ)− log( c0)− log( V)Gleichung 7Diese Schranke (rechte Seite von Gleichung 7) lässt sich wieder am einfachsten durch eineDreieckverteilung beschreiben.5.5.4 Berücksichtigung der Prävalenz für ErkrankungenBerücksichtigt man, dass die Belastungssituation mit Viren nur für den Fall schlagend wird,wo im Versickerungsbereich Krankheitsfälle auftreten, ändert sich die Gleichung 5 zu:IP ("Krankheit" ) = ∑P("Situationi" ) × P("Krankheit"|"Situationi" )i = 0Gleichung 8Dabei steht "Situation i " (i=1,...,I) für unterschiedliche Szenarien, wobei mit i=0 die"Nullsituation" (= kein Krankheitsfall im Einzugsgebiet) immer zu betrachten ist, weil hier keinhygienisches Risiko anfällt. Für die bedingten Wahrscheinlichkeiten auf der rechten Seite derGleichung 8 gilt näherungsweise der Gleichung 5, wobei die darin auftretenden Parametervon Situation zu Situation verschieden sein könnten. Die sensible Größe ist dabei dieauftretende Konzentration der Viren bei der Entnahme; sie hängt aber wesentlich von derAusscheidungssituation ab. Einige Beispiele sollen dies veranschaulichen:a) Einzelhaus + Einpersonenhaushalt (oft kalkulierte Variante).b) Einzelhaus + 4-Personenhaushalt (1 bis 4 gleichzeitig Kranke sind möglich;bei einem Kranken erhöht sich der Suspensionsfaktor um 4 auf Grund deranderen gesunden Haushaltsmitglieder; bei vier gleichzeitig Kranken hat manwieder dieselbe Situation wie unter a)).c) 5 Häuser mit jeweils einem 4-Personenhaushalt (= 20 Personenszenario):wieder variiert die Palette möglicher Erkrankungssituationen von 1 (20-facherSuspensionsfaktor) bis 20 gleichzeitig Erkrankte (keine Änderung zurSituation a)).Da die Besiedelungssituation um das Versickerungsumfeld als bekannt vorausgesetztwerden kann, wird man dieses durchaus bei der Dimensionierung der Versickerung (=Entfernung) berücksichtigen. Als vernünftige Kalkulationsgröße wird man den Haushaltbetrachten (∅ 4 Personen). Man kann sich dann auf die Berücksichtigung bloß einer von derNullsituation verschiedenen Situation beschränken.Geht man von (amtlichen) 8,8% GE-Erkrankungen im Jahr aus, bei denen dann diedurchschnittliche Erkrankungsdauer 5,1 Tage beträgt, so erhält man für n angeschlossenePersonen dann folgende (konservative!) Abschätzung für den Anteil p Tage anErregereintragtagen:pTage= P ("Erkrankung bei Versickerern") × n × 5,1/ 365 = 0, 00123 × n Gleichung 9Für einige n ergibt das:84

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekten 1 4 20p Tage 0,123% 0,492% 2,46%Eine genauere Beschreibung ist hier nur schwer möglich, weil hier mehrere Aspekte nichtgeklärt werden können; z.B.:−−das Auftreten von Erkrankungsfällen in Mehrpersonenhaushalten ist sicher nichtunabhängig;eine allfällige Gleichzeitigkeit des Auftretens von Erkrankungen bleibt außerBetracht.Unter Berücksichtigung der Prävalenz des betrachteten Erregers ändern sich somitGleichung 5 und Gleichung 6 zup TageλcV≤ αbzw.c ≤pαλVTagealso erhält man analog Gleichung 7 eine Schranke für die erforderliche Reduktion alslog( R)≤ log( α ) − log( pTage) − log( λ)− log( c0)− log( V)Gleichung 10Da die Erkrankungsrate in der einfachen Annahme linear mit der Zahl der Angeschlossenensteigt, kompensiert sich dieser Effekt in (10) mit der analog steigenden Suspensionsrate; dieFormel (10) braucht in diesem Fall also nur für den Einzelhaushalt betrachtet werden.5.5.5 Ermittlung der MinimalentfernungDie hydrologische Modellierung liefert für eine geforderte Reduktion R die Verteilung für dienotwendige Minimalentfernung zur Erreichung des Reduktionszieles, insbesondere auch denMittelwert und beliebige Quantile dieser Verteilung.Für die geforderte Reduktion bieten sich zwei Möglichkeiten an, wobei beide argumentierbarsind:a) man nimmt den Erwartungswert in Gleichung 7 und erhält damit im Durchschnitt diein den Hygienerichtlinien verlangte Bedingung oderb) man erhöht diesen Erwartungswert um das Dreifache der Standardabweichung inGleichung 7 und gewährleistet die geforderte Bedingung mit hoherWahrscheinlichkeit (mindest 90%, bei der gewählten Verteilungsannahme praktisch100%).85

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteAls Arbeitswert für die notwendige Mindestentfernung lässt sich nun in jedem Fall derErwartungswert der aus der hydrologischen Modellierung beschriebenen Verteilungheranziehen.5.5.6 Spezialsituation GrauwasserFür die Behandlung des Falles "Grauwasser" bedient man sich derselben Argumente wie imallgemeinen Fall, bloß ändert sich der Suspensionsfaktor (0 bis 1 g Fäzes pro 150 L jePerson und Tag). Außerdem ist dabei die Haushaltsgröße zu berücksichtigen.5.5.7 Statistische Behandlung von E.coli vom Eintrag bis zur EntnahmeFür die Ableitung notwendiger Reduktionen für E.coli wird als Basis dieTrinkwasserverordnung herangezogen. Auf der Konsumentenseite leitet sich nachAufbereitung die Forderung ab, dass in einer Probe von 250 ml E.coli nicht gefunden werdendarf. Die Formulierung mit Hilfe eines Bezugsvolumens (250 ml) macht klar, dass seitens derBehörde offensichtlich kein 100% Fäkalindikator freies Wasser vorausgesetzt wird.Ansonsten würden unterschiedliche Bezugsgrößen von 100 ml oder 250 ml keinen Sinnmachen.Daher ergibt sich eine Möglichkeit zur Risikoquantifizierung in Form der Beschränkung derFehlerrate bei obiger Prüfung ab einer gegebenen, d.h. definierten Fäkalindikatorbelastungdes Wassers, also z.B.P "negative Probe""durchschnittliche |Anzahl E.coli je L > μ ")< α (z.B. 5%) Gleichung 11(0wobei wie im Fall der Viren μ für die durchschnittliche Anzahl von E.coli je Volumenseinheit(hier L) steht. Um die Modellierung bei Viren direkt übertragen zu können, bietet sich alsVolumseinheit V=250 mL an, sodass sich die durchschnittliche Anzahl von E.coli jeVolumseinheit (= "Prüfeinheit") alsμ = cV = 0, 25cGleichung 12bei einer gegebenen Konzentration c berechnet.Unter Zugrundelegung eines Poisson-Modells zur Beschreibung der tatsächlichen Anzahlvon E.coli X in einer Probe ergibt sich die Entdeckungswahrscheinlichkeit (= positive Probe)als−0,25cP("positive Probe" | μ)= P(X > 0 | μ)= 1−P(X = 0 | μ)= 1−e ≈ 0,25cGleichung 13Soll diese Wahrscheinlichkeit unter einer Schranke α (z.B. 5%) liegen, mussgelten.0 ,25c < 0,05 bzw. c < 0, 286

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteAnalog zu Gleichung 7 benötigt man daher eine Reduktion R, welcheund damitc0R≤ 0,2oder0,2R ≤c0log( R)≤ log(0,25) − log( c0)Gleichung 14erfüllt. Mit den dafür ermittelten Kenngrößen (Mittelwert, Standardabweichung) verfährt mananalog zur Virensituation.5.6 Betrachtungen zum Vorkommen präferentiellerFließwege (“Kurzschlüsse“) innerhalb der oberenBodenschichtenDer oberen Bodenschichten werden im Allgemeinen hervorragende Rückhalte- undAbbaueigenschaften im Bezug auf pathogene Mikroorganismen zugesprochen. DiesesWissen beruht vor allem auf den in der ersten Hälfte des letzten Jahrhundertsdurchgeführten Untersuchungen von Knorr und Mitarbeiter (Knorr and Musemann 23;Knorr 1937; Knorr 1951). Aus diesen Arbeiten ist zu entnehmen, dass in der Regel durchgewachsene und unversehrte Böden mit angemessener Korngrößenstruktur einausreichender Schutz für das Grundwasser gegeben ist (Details dazu siehe Endbericht,Phase I). Die daran anschließenden Arbeiten untermauerten die Ergebnisse derUntersuchungen von Knorr und Mitarbeitern (Butler et al. 1954; Dazzo et al. 1973; Bouwer etal. 1974; Lance et al. 1976) und deuteten ebenfalls auf eine gute Reduktionskapazität deroberen Bodenschichten hin. Die durchgeführten Arbeiten bezogen sich dabei aufUntersuchungen anhand von Fäkalindikatorbakterien, hauptsächlich aus der Gruppe derColiformen. In der Folge wurden diese Untersuchungen um die der Viren erweitert (Bitton1975; Drewey and Eliassen 1968; Cooper et al. 1975; Lance et al. 1976). Diese Studienzeigten in den untersuchten Böden auch für Virenpartikel, wie zuvor für die Gruppe derFäkalindikatorbakterien, eine hohe Reduktions- bzw. Rückhaltekapazität. Von denStudienautoren wurde daher eine geringe Mobilität von Viren in Böden abgeleitet. So zeigtenetwa Drewry und Eliassen, dass eine >99% Reduktion von Viren in einer Bodensäule (sterileBoden) erreicht wurde und darüber hinaus der größte Anteil bereits in den ersten 2 cm derBodenschichte zurückgehalten werden konnte (Drewey and Eliassen 1968). Anfang der 80erJahre fassten Reddy und Mitarbeiter aufgrund der nun vorliegenden Daten diecharakteristischen Eigenschaften der Reduktions- und Rückhalteeigenschaften der oberenBodenschichten folgendermaßen zusammen: „It is evident from published data thatpathogenic organisms are largely retained at or near the soil surface, thus creating greaterpotential for pollution of surface runoff water” (Reddy et al. 1981). Es sollte jedochhervorgehoben werden, dass die Reduktion- und Rückhaltewirkung von pathogenenMikroorganismen in Böden von vielen Faktoren abhängt und daher eine exakte Bewertungfür den konkreten Fall vorzunehmen ist (Mawdsley et al. 1995). Wichtige Faktoren unteranderem sind relative Anteile von Sand, Schluff, Ton und organischem Material, der Textur,der Größe der Poren, dem Bodenwassergehalt, den Niederschlagsverhältnisse, derIntensität der Niederschläge, dem pH, der Aktivität der Mesofauna und der Ausbildung derWurzelschicht (Mawdsley et al. 1995).87

5. Hygienisch-mikrobiologische AspekteKritik an der pauschalen Bewertung der Rückhalte- und Reduktionskapazität deroberen Bodenschichten hinsichtlich pathogener Mikroorganismen ist seit rund Mitte der 80erJahre erhoben worden (Smith et al. 1985). Diese Kritik wurzelt vor allem in der Art undWeise, wie in Bodensäulen Reduktionskapazitäten ermittelt wurden. Smith und Mitarbeiterkonnten 1985 erstmals zeigen, dass in intakten Sedimentbodensäulen (die natürliche MikroundMakroheterogenität des Bodens mit einschließend) der lotrechte Transfer vonFäkalindikatorbakterien um ein vielfaches höher war als verglichen mit korrespondierendenaber homogenisierten Bodensäulen (Smith et al. 1985). Im Gegensatz zur Untersuchungintakter Bodenstrukturen basierten die bis Dato durchgeführten Studien zumeist aufhomogenisierten Bodenmatrices. Unterstützt wurde diese Kritik darüber hinaus vonBerichten, in denen es nach Applikation von Gülle oder nach Beweidung zu einerVerschlechterung der Grundwasserqualität gekommen ist (Faust 1982; Howell et al. 1995;Sims 1995; McLeod et al. 2003). So führte etwa Beweidung mit Rindern auf schluffigenLehmböden zu einer 51% Zunahme an fäkalcoliform - positiven Wasserproben die ausseichten Aquiferbereichen entnommen wurden (Howell et al. 1995).In kürzlich durchgeführten Labor- und Feldstudien konnte der Effekt von präferenziellenFließwegen in Böden eindeutig belegt werden. Bei dem so genannten „Bypass Flow“ kommtes zu Zeiten geeigneter hydrologischer Bedingungen zur Umgehung der Bodenmatrixaufgrund der Anlage von Makroporen und Kanälen die zu einem schnellen Transfer von inWasser suspendierten pathogenen Mirkoorganismen in tiefere Bodenschichten bzw.Grundwasser führen kann (Mawdsley et al. 1996; Natsch et al. 1996; Joergensen et al.1998). Diese präferenziellen Fließwege können aus Bioporen (Entstehung biologischenUrsprunges) oder aus Rissen und Spalten, die sich aufgrund der Dehnungs- undSchrumpfungseigenschaften des Bodens ergeben, bestehen (Mawdsley et al. 1995; Natschet al. 1996; Petersen et al. 2001). Dabei wurde besonders den Bioporen und Kanälen, dieaufgrund der Aktivität von Regenwürmern (z.B. Lumbricus terrestris) entstehen, großeAufmerksamkeit geschenkt (Joergensen et al. 1998; Artz et al. 2005); es sind jedoch auchBereiche des Wurzelraumes in Diskussion (Petersen et al. 2001).Eine eindrucksvolle Untersuchung bezüglich der Bedeutung präferenzieller Fließwege inMakroporen sowie der Mobilität von Pseudomonas fluorescens wurde von Natsch undMitarbeitern an Gras- und Weizenfeldern durchgeführt (Natsch et al. 1996). Unmittelbar nachAufbringung des Bakterienstammes und von Tracern (Brilliant Blue und Bromide) auf denOberflächen der Testflächen der Felder wurde ein starker Niederschlag simuliert (8h, 40mm). Ein Tag nach Applikation wurden Bodenproben aus den Testflächenbereichen, die bisin eine Tiefe von 1,5 m reichten, entnommen und Schichte für Schichte auf das Vorhandseinder applizierten Testsubstanzen hin analysiert. Oberflächenproben enthielten 10 8 KBE an P.fluorescens pro g Boden. Bodenproben entlang der Makroporen enthieltenüberraschenderweise bis in die untersuchte Tiefe von 1,5 m P. fluorescens Konzentrationenvon 10 6 bis 10 7 KBE pro g Boden (Natsch et al. 1996). Aus der Konstanz des P. fluorescenszu Bromid Verhältnisses entlang der Makroporen (0,2 m bis 1,5 m Tiefe) wurde geschlossen,dass keine signifikante Adsorption und Rückhaltung von Bakteriezellen in den Makroporenpassierte. Einzig in der obersten Bodenschichte war eine gering erhöhte Filterwirkunggegenüber der Bakterienzellen im Vergleich zum konservativen Tracer Bromid zuverzeichnen. Die Studienautoren folgerten aus ihren umfassenden Untersuchungen, dassnach starken Regenfällen Bakterien von der Oberfläche schnell und in großer Anzahlmittels präferenzieller Fließwege in tiefe Bodenschichten bzw. Aquiferbereiche gelangenkönnen und so die gute Filter- und Reduktionswirkung der oberen Bodenmatrix umgangenund kurzgeschlossen werden. Aus den Untersuchungen konnte auch eine höhere Neigung88

5. Hygienisch-mikrobiologische Aspekteder Makroporenbildung in über mehrere Jahre unbearbeiteten Böden, wie etwa Gras- undWeideland, beobachtet werden (Natsch et al. 1996). Mittlerweile liegt eine große Anzahl anStudien vor, die eine signifikante Reduktion präferenzieller Fließwege aufgrund vonOberflächenbearbeitungen des Bodens aufzeigen (z.B. Shipitalo et al. 2000) bzw. effektiveBodenbearbeitungsformen zur Reduktion präferenzieller Fließwege untersuchen (Petersenet al. 2001 und darin zitierte Literatur).Zusammenfassend ist festzuhalten, dass unter Bedingungen, in denen die oberflächennaheBodenmatrix als Reduktions- und Abbauzone fungiert - im Sinne von Knorr und Mitarbeiter -in der Regel von einer sehr guten Barrierefunktion für das Grundwasser gegenüber demEintrag von pathogenen Mikroorganismen auszugehen ist. Kommt es jedoch zu Situationen,in denen präferenzielle Fließwege aktiv werden und dadurch die obere Bodenmatrix undBodenzonen kurzgeschlossen werden (starke Niederschläge, übersteigen derBodenwasserbindungskapazität), so ist nach derzeitigem Kenntnisstand von einemschnellen und effizienten Transport von in Wasser suspendierten Mikroorganismen in tiefereBodenschichten bzw., je nach Flurabstand, in das Grundwasser auszugehen. Im Gegensatzzur landläufigen Meinung neigt vor allem Gras- und Weideland durch biologische Aktivitäten(z.B. Regenwurmaktivität, Wurzelbildung) zur vermehrten Bildung von Makroporen undpräferenziellen Fließwegen. Im Bezug zur Gestaltung von oberflächennahenVersickerungsflächen ist daher homogenen bzw. technisch gestaltetenVersickerungsbedingungen der Vorzug zu geben. Schüttmaterialien die unter gegebenenBedingungen zu Riss-, Spalten- oder Makroporenbildung neigen erscheinen jedenfalls nichtgeeignet, um präferenzielle Fließwege minimieren zu können. Darüber hinaus ist davonauszugehen, dass sich nach gegebener Zeit unter permanenten Versickerungsbedingungeneine angepasste mikrobielle Biozönose einstellt, deren Biofilmbildungsprozesse eineVeränderung der Porenstruktur bewirken (siehe Details dazu Endbericht Phase I, Kapitel 4).89

6. Modellierung des Stofftransports6 MODELLIERUNG DESSTOFFTRANSPORTS IM GRUND-WASSER ALS WERKZEUG ZURBEWERTUNG EINER MÖGLICHENVERSICKERUNG6.1 Aufgaben, ZieleDie Ausbreitung des versickerten Abwassers im Untergrund ist einerseits von denEigenschaften der mit dem Wasser transportierten Stoffe und andererseits von denhydrogeologischen Eigenschaften des Untergrundes abhängig. Aufgabe der ArbeitsgruppeHydraulik/Hydrologie ist es, die Einflüsse der hydrogeologischen Eigenschaften auf denTransport und Abbau von Schadstoffen im gereinigten Abwasser im Untergrund zuquantifizieren und die räumliche Ausdehnung der Beeinflussung des Grundwassers durchdas versickerte Abwasser abzuschätzen.Die Ergebnisse bilden die Grundlagen, die Eignung eines Standortes zur Versickerung vongereinigtem Abwasser zu beurteilen. In Erweiterung der Arbeiten in der Phase I desProjektes werden keine konkreten Gebiete betrachtet, sondern Szenarienrechnungendurchgeführt. Da diese Szenarien (Fälle) auf der Variation von Eingangsparameternberuhen, geben die Ergebnisse die Möglichkeit, allgemeine Aussagen zu entwickeln.Als Grundlage für die Entwicklung eines Leitfadens zur Beurteilung der Versickerung vongereinigtem Abwasser aus Kleinkläranlagen ist eine Beantwortung folgenderFragestellungen notwendig:• Welche hydrogeologischen Parameter müssen für eine Abschätzung der Größe derAusbreitung von Schadstoffen durch eine Abwasserversickerung erhoben werden?• Welche vorhandenen Unterlagen können zu einer Standortbeurteilung herangezogenwerden (Bodenkarte, geologische Karten, Forstliche Standortskartierung, Karte derFinanzbodenschätzung...)?• Welche Untersuchungen sind ergänzend vor Ort durchzuführen?• Welche Voraussetzungen müssen gegeben sein, um die hydraulischeFunktionsfähigkeit der Versickerungsanlage zu gewährleisten (Texturklasse,Durchlässigkeit,...)?• Wie groß sind die Fließzeiten und der Abbau der relevanten Stoffe in derungesättigten Zone bei verschiedenen Bedingungen (Flurabstand, Texturklasse,Versickerungsmenge...)?• Wie groß ist die Verdünnung und der Abbau der relevanten Stoffe in der gesättigtenZone bei verschiedenen Bedingungen (Mächtigkeit des Grundwasserleiters, Textur,Grundwasserspiegelgefälle, ...)?90

6. Modellierung des Stofftransports• Mit welchen Transportweiten der relevanten Stoffe ist bei verschiedenenBedingungen in der gesättigten Zone zu rechnen?• Für welche geologischen Situationen sind die Ergebnisse der Berechnungenanwendbar und wo liegen die Grenzen der Anwendbarkeit?• Wie ist die Vorgangsweise in Gebieten, wo eine Abschätzung der notwendigenTransportweiten anhand der Rechenergebnisse nicht möglich ist(Kluftgrundwasserleiter)?6.2 MethodenFür die Beantwortung der Fragestellungen wurden Modellrechnungen durchgeführt. Dabeiwurde die ungesättigte und gesättigte Zone getrennt behandelt. Die Abbildung 23 gibt einenÜberblick über die verwendeten Modellansätze und die dafür notwendigen Parameter.Für die Modellrechnungen wurden analytische Modellansätze wie in der Abbildung 23dargestellt verwendet. Die Wahl von analytischen Modellansätzen beruht einerseits auf denErfahrungen aus der ersten Projektphase und andererseits auf den Erkenntnissen ausVergleichsrechnungen mit analytischen und numerischen Modellansätzen am Beginn dieserProjektphase. Dabei hat sich gezeigt, dass numerische Modellansätze aufgrund zum Teilsehr langer Rechenzeiten (bis zu mehreren Tage) für die notwendige hohe Anzahl vonModellrechnungen nicht in Frage kommen. Die hohe Anzahl von Modellrechnungen ergibtsich aufgrund einer stochastischen Betrachtung der Eingangsparameter, welche esermöglicht, unterschiedliche Standortbedingungen bzw. Reinigungsverfahren zuberücksichtigen.91

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 23: Modellaufbau, zugrunde liegende Gleichungen und notwendige ParameterFür die Modellrechnungen in den einzelnen Fällen wird die Variabilität in denhydrogeologischen (Standort abhängig) und abwassertechnischen Eingangsparametern mitHilfe einer Monte-Carlo-Simulation auf Basis von Häufigkeitsverteilungen derEingangsparameter berücksichtigt.Als Ergebnis der Modellrechnungen können dann Häufigkeitsverteilungen der Fließzeitenbzw. Konzentrationen für die ungesättigte Zone und die räumliche Ausdehnung desEinflussbereiches einer Abwasserversickerung im gesättigten Grundwasser dargestelltwerden.Im Folgenden werden die verwendeten Modellansätze genauer beschrieben.6.2.1 Ungesättigte ZoneUnter dem Begriff „ungesättigte Zone“ wird der Bereich des Untergrundes verstanden, indem der Porenraum nicht vollständig mit Wasser gefüllt ist, unabhängig davon, ob dieserBereich dem Boden (belebter oberster Teil des Untergrundes) oder dem darunter liegendenBereich zuzuordnen ist.Zur Berechnung des Wassertransports in der ungesättigten Zone wurde die 1-dimensionaleGleichung von Darcy für die ungesättigte Zone verwendet (Nielsen et al. (1986)):92

6. Modellierung des Stofftransports⎛ ∂Ψ ⎞q = k(θ ) ⋅⎜+ 1⎟⎝ ∂z⎠qv =θk(θ)..........ungesättigte hydraulische Durchlässigkeit [m/d]Gleichung 15Ψ.............Matrixpotential [cmWS]z..............Tiefe unter Geländeoberkante [m]θ..............Wassergehalt [1]Zur Beschreibung der Sättigungs-Saugspannungs-Beziehung und der Sättigungs-Durchlässigkeits-Beziehung wurde das Modell von Van Genuchten (van Genuchten (1980))herangezogen:θ −θθ Gleichung 16( Ψ)= θr+− /s rN 1 1 N[ 1+( α ⋅ Ψ)]1/ 2 ⎧1/ MM⎫⎧ θ −θ⎪⎡⎤r⎫⎛ θ −θr⎞ ⎪k( θ ) = k s⋅ ⎨ ⎬ ⋅ ⎨1− ⎢1−⎜⎟ ⎥ ⎬Gleichung 17⎩θs−θr ⎭ ⎪ ⎢⎥⎩ ⎣ ⎝θs−θr ⎠ ⎦ ⎪⎭θ r .............Restwassergehalt [1]θ s .............Sättigungswassergehalt [1]N...............ModellparameterM=1-1/Nα................Modellparameter [1/m]Grundlage für die Stofftransportberechnung ist die Advektions-Dispersionsgleichung füradvektiven-dispersiven Transport und einem Abbauterm erster Ordnung. Für deneindimensionalen Fall lautet sie:22∂c∂ c ∂cR = D − v − λc2∂t∂z∂zR............RetardationsfaktorGleichung 18D............Dispersionskoeffizient [m 2 /d], D=α L .vα L .............longitudinale Dispersivität [m]v.............Abstandsgeschwindigkeit [m/d]93

6. Modellierung des Stofftransportsλ.............Abbaurate [1/d]c.............Stoffkonzentration [mg/l]t..............Zeit [d]z.............Raumkoordinate [m]Die Abbaurate beschreibt einen zeitlichen Abbau des Stoffes und berechnet sich aus derHalbwertszeit T 1/2 :ln(2)λ =Gleichung 19T1/ 2Die Advektions-Dispersionsgleichung kann sowohl für den Stofftransport in gesättigten alsauch in ungesättigten Böden herangezogen werden. Als Eingangswert in dieTransportgleichung geht die Abstandsgeschwindigkeit aus der Strömungsberechnung ein.Für gewisse Vereinfachungen existieren analytische Lösungen der Advektions-Dispersionsgleichung, die für die Abschätzung der räumlichen Ausdehnung des Stoffes imUntergrund herangezogen werden.Für die Berechnung des Stofftransportes für die chemischen Parameter und für Bakterien(E.coli) in der ungesättigten Zone wurde folgende eindimensionale Lösung derTransportgleichung verwendet (Kinzelbach (1987), van Genuchten (1981)):c( x,t = ∞)= c0⎛ ⎛⎜ ⎜⎜v − v ⋅⋅ exp⎝⎜⎜⎜⎝D ⎞ ⎞1+4λ⋅ ⎟ ⋅ ⎟x2v ⎠ ⎟⎟2D⎟⎟⎠Gleichung 20c(x, t=∞)........Stoffkonzentration nach x Metern Fließstrecke, bei stationären Verhältnissenc 0 ...................AusgangskonzentrationDie Lösung gilt für Stofftransport in einer stationären parallelen Grundwasserströmung mitAbbau erster Ordnung.Die Modellierung des Transports von enteralen Viren erfolgte in der ungesättigten Zoneentsprechend Gleichung 20, jedoch werden keine Konzentrationen angegeben, sondern eswird die Reduktion der Virenzahl in log-Stufen dargestellt. Eine Umformung der Gleichung 20ergibt (Schijven et al. (2003)):log10⎛⎜⎝cc0⎞ x⎟ =⎠ 2.3( 1−1+4α( λ / v))2αLLGleichung 21Die Abbaurate λ ist in diesem Fall eine Kombination aus Vireninaktivierung undVirenreduktion infolge Interaktion mit reaktiven Oberflächen.λ = μ +Gleichung 22lk att94

6. Modellierung des Stofftransportsμ l ............Vireninaktivierungsrate enteraler Viren in flüssiger Phase [1/d]k att .........Attachementrate [1/d]Die Attachementrate ist abhängig von der Collision Efficiency und der Sticking Efficiency. DieCollision Efficiency gibt den Anteil der Partikel an, der mit der Kornoberfläche kollidiert. DieSticking Efficiency gibt den Anteil der kollidierenden Partikel an, der an der Oberfläche haftenbleibt. Die Attachementrate berechnet sich zu (Schijven et al. (2000), Yao et al. (1971)):katt=32( 1−n)dcαηvGleichung 23Hier ist:η1/ 3 −2 / 3= 4A sNpedcnvNpe=DDAsBMγ =BMKB⋅=3⋅π⋅ d( T + 273)p⋅ μ5( − γ )2 1=52 − 3γ+ 3γ( 1−n) 1/ 3Dynamische Viskosität aus Truckenbrodt (1980):6− 2γμ = 2.9454×10− 4⋅ e⎛⎜⎝ T +506123.15⎞⎟⎠η.......Collision Efficiencyα.......Sticking Efficiencyx.......Fließstreckeα L ....Longitudinale Dispersivitätv.......Sickerwassergeschwindigkeitn.......Porositätd c .....Mittlerer Korndurchmesser [m]d p .....Virendurchmesser [m]T......Temperatur [°C]95

6. Modellierung des StofftransportsDie Sticking Efficiency ist nur von den Oberflächeneigenschaften der Partikel (Viren,Bodenkörnern) und nicht von hydrodynamischen Zustandsgrößen oder Effekten(Fließgeschwindigkeit, Dispersion) abhängig.Die Gleichungen gelten für poröse Medien und zeigen bei homogener Korngröße (enggestufte Sieblinie) und Verwendung des mittleren Korndurchmessers (d 50 ) die besteÜbereinstimmung mit Labor- oder Feldversuchen. Bei weit gestufter Sieblinie einesheterogenen Untergrundes hat sich gezeigt, dass man bei Verwendung des d 10(90 Massen-% der Körner sind größer als dieser Durchmesser) die besten Resultate erhält(Martin et al. (1996)). Eine weitere, in der vorliegenden Untersuchung verwendeteMöglichkeit der Auswahl des charakteristischen Korndurchmessers ist die Verwendung einerHäufigkeitsverteilung des Korndurchmessers im Rahmen einer Monte-Carlo-Simulation.6.2.2 Gesättigte ZoneUnter dem Begriff „gesättigte Zone“ wird der Bereich des Untergrundes verstanden, in demder Porenraum vollständig mit Wasser gefüllt ist.Grundlage für die Grundwasserströmungsberechnungen in der gesättigten Zone bildete dieGleichung von Darcy für die gesättigte Zone (z.B. Kinzelbach (1987)):q = kv =sqpe⋅ IGleichung 24q..........Darcy-Geschwindigkeit [m/d]k s .........gesättigte hydraulische Durchlässigkeit [m/d]I...........Grundwasserspiegelgefälle [1]p e ..........effektive Porosität [1]v............Abstandsgeschwindigkeit [m/d]Für die Berechnung des Stofftransportes der chemischen Parameter und Bakterien in dergesättigten Zone wurde eine Lösung der zweidimensionalen Advektions-Dispersionsgleichung verwendet (Kinzelbach (1987)):cc⎛ x − rγ⎞0( x,y,t = ∞) ≈⋅ exp⎜2 ⋅ πα rγ2α⎟ L ⎠T1⎝Gleichung 25r =γ =x2αL+αTy4α Lλ1+v296

6. Modellierung des StofftransportsDie Gleichung 24 und Gleichung 25 gelten für stationäre Verhältnisse. In diesem Fall erreichtdie Schadstofffahne durch Stoffabbau und einem Gleichgewicht zwischen lateralemdispersiven und longitudinalem konvektivem-dispersivem Transport eine maximaleAusdehnung. Man spricht in diesem Fall von einer stationären Schadstofffahne (Kinzelbach(1987)). Die Anfangskonzentration in der gesättigten Zone (c 0 in Gleichung 25) wurde ausder Mischungskonzentration zwischen dem versickerten Abwasser, das eventuell schoneinem Abbau in der ungesättigten Zone unterlegen ist und dem Grundwasser, das auf einerBreite, die der Breite der Versickerungsfläche entspricht, zuströmt errechnet. Dabei wurdeangenommen, dass der Wasser- und Stofftransport in der ungesättigten Zone nur invertikaler Richtung erfolgt. Eine Änderung des Strömungsfeldes in der gesättigten Zone, diedurch die Menge an versickertem Abwasser hervorgerufen wird, wird in dem Modellvernachlässigt.Zur Berechnung des Virentransports in der gesättigten Zone wurde analog dem Vorgehen inder ungesättigten Zone die Gleichung 21 verwendet. Die Abstandsgeschwindigkeit wirdgemäß Gleichung 24 berechnet.6.2.3 Monte-Carlo-SimulationDie in den vorangegangenen Kapiteln beschriebenen Gleichungen wurden herangezogen,um eine Monte-Carlo-Simulation durchzuführen. Dabei wurden für die Materialkenngrößen(siehe Kap. 6.3.3) und die Stoffkenngrößen (siehe Kap. 6.3.4) Häufigkeitsverteilungen alsInputdaten angesetzt. Als Ergebnis erhält man Häufigkeitsverteilungen der gewünschtenErgebnisgrößen (Fließstrecke, bis ein gewisses Kriterium eingehalten wird, Fließzeiten,Stoffkonzentrationen an verschiedenen Punkten...) und es ist eine Aussage über diemögliche Spannweite der Ergebnisgrößen möglich. Die rechnerische Genauigkeit derErgebnisse ist nur von der Anzahl der durchgeführten Simulationen abhängig. Diese sagtaber nichts darüber aus, wie gut die jeweilige natürliche Situation wiedergegeben wird. DieÜbereinstimmung der Simulation mit den Verhältnissen in der Natur ist vor allem davonabhängig, wie gut das verwendete Modell, das von gewissen Vereinfachungen ausgeht, dienatürlichen Prozesse wiedergibt und wie gut die Häufigkeitsverteilungen derEingangsparameter bekannt sind. Weitere Überlegungen zur Genauigkeit der Ergebnisseund Konsequenzen bei der Behandlung der Ergebnisse sind in Kapitel 6.4.9 angeführt.6.2.4 Sensitivitätsanalyse hinsichtlich des VirentransportesDer Transport von Viren in Porengrundwasserleitern wird von folgenden Prozessenbeeinflusst:• Konvektion: Transport von Viren in Fließrichtung.• Dispersion: Transport von Viren quer zur Fließrichtung aufgrund zufälligerVermischungseffekte im Porensystem.97

6. Modellierung des Stofftransports• Adsorption: Anhaften von Viren an festen Teilchen, wodurch eine Entfernung aus derflüssigen Phase bewirkt wird (Attachment). Kann reversibel sein, dadurch ist einWeitertransport möglich (Detachment).• Inaktivierung: Absterben der Viren. Findet sowohl bei Viren in flüssiger Phase alsauch bei adsorbierten Viren statt.Diese Prozesse führen zu einer Reduktion der Viruskonzentration entlang des Fließwegesdie mit dem Virentransportmodell (Gleichung 21) beschrieben wird. Dazu ist aber dieKenntnis von einer Reihe von Parametern notwendig. Zur Entscheidung der Frage, wie vielAufwand zur Erhebung der Eingangsparameter für das Virentransportmodell zu betreiben ist,eignet sich eine Sensitivitätsanalyse. Parameter, deren Änderung in einem möglichenBereich eine große Auswirkung auf die Transportweite hat, benötigen eine sorgfältigereErhebung als Parameter, deren Änderung geringe Auswirkungen auf die Transportweite hat.Es wurde eine „Nominal range sensitivity“ Analyse durchgeführt. Dabei wird jeweils einParameter in dem möglichen Bereich variiert, während die anderen auf einem konstantennominalen Wert gehalten werden. Bei nichtlinearen Modellen, wie in diesem Fall, kann es zugegenseitiger Beeinflussung von Parametern kommen, die schwierig zu erfassen sind. Umeinen genauen Eindruck des Verhaltens des Modells bei Parametervariation zu erhalten,wurde die Sensitivitätsanalyse mit drei Kombinationen von Nominalwerten durchgeführt. InTabelle 29 sind die Variationsbereiche und die drei Kombinationen der Nominalwerteaufgeführt. Es gibt insgesamt 15 Parameter, deren Einfluss untersucht wurde. DieAbstandsgeschwindigkeit ist nicht als eigener Parameter angeführt, da sie im Feld nichtdirekt bestimmt wird, sondern über die Größen Grundwasserspiegelgefälle, hydraulischeDurchlässigkeit und Porosität abgeschätzt wird.98

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 29: Nominalwerte und Variationsbereiche für die Sensitivitätsanalyse.Parameter Bereich KonstanterWertKonstanterWertFlurabstand H 1 - 20 m 2 m 2 m 2 mGrundwassermächtigkeit m 3 - 10 m 6 m 4 m 8 mKonstanterWertGrundwasserspiegelgefälle I 0.1 - 5 % 1 % 0.3 % 0.3 %VersickerungswassermengeQi0.2 – 1.2 m 3 /d 0.6 m 3 /d 0.6 m 3 /d 0.6 m 3 /dLongitudinale Dispersivität inder ungesättigten Zoneα L,unsat0.01 – 0.5 m 0.25 m 0.25 m 0.25 mLongitudinale Dispersivität in 0.5 – 10 m 5 m 8 m 1 mder gesättigten Zone α L,satSticking Efficiency α 1*10 -5 – 1*10 -3 1/d 5*10 -4 1/d 5*10 -5 1/d 1*10 -4 1/dKorndurchmesser d c 7*10 -4 – 1*10 -2 m 5*10 -3 m 5*10 -3 m 5*10 -4 mVirendurchmesser d p 22*10 -9 – 90*10 -9 m 5*10 -8 m 5*10 -8 m 5*10 -8 mVireninaktivierungsrate μ 5.8*10 -3 – 2.4*10 -11/d5*10 -2 1/d 5.8*10 -3 1/d 2.4*10 -1 1/dGesättigte Leitfähigkeit k s 0.07 – 1000 m/d 10 m/d 100 m/d 0.5 m/dRestwassergehalt θ r 0.013 – 0.1 0.05 0.08 0.02Sättigungswassergehalt θ s 0.167 – 0.671 0.5 0.4 0.6Van-Genuchten α VG 0.20 – 25 1/m 12 1/m 12 12Van-Genuchten N 1.42 – 3.91 2.64 2.64 2.6499

6. Modellierung des Stofftransports20100.051580.04H [m]10m [m]6I [1]0.030.02540.010200.5101 x 10-30.480.8α Lunsat[m]0.30.2α Lsat[m]64α [1/d]0.60.40.120.200010 -210 x 10-80.2580.2d c[m]10 -3d p[m]6μ [1/d]0.150.140.0510 -42010 40.1250.0820k s[m/d]10 210 0θ r[1]0.060.04α VG[1/m]15100.02510 -200N [1]43.532.521.5θ s[1]0.80.60.40.2Q i[m 3 /d]1.210.80.60.4110 -1 10 0 10 1 10 2 10 3 10 4 10 5Transportweg log 12 [m]010 -1 10 0 10 1 10 2 10 3 10 4 10 5Transportweg log 12 [m]0.210 -1 10 0 10 1 10 2 10 3 10 4 10 5Transportweg log 12 [m]Abbildung 24: Ergebnisse der Sensitivitätsanalyse. Auf der horizontalen Achse ist dienotwendige Transportweite, bis eine Reduktion on enteralen Viren um 12 log-Stufen erreichtwird, aufgetragen.In Abbildung 24 ist das Ergebnis der Sensitivitätsanalyse in graphischer Form dargestellt.Auf der horizontalen Achse ist die notwendige Transportweite für eine Reduktion um 12 log-100

6. Modellierung des StofftransportsStufen aufgetragen, die vertikale Achse zeigt den jeweiligen variierten Parameter. Aus dieserAbbildung lassen sich folgende Schlüsse ziehen:• Die Parameter mit dem größten Einfluss auf die Transportweite sind hydraulischeDurchlässigkeit und Grundwasserspiegelgefälle. Das sind die beiden Größen, diedie Grundwasserfließgeschwindigkeit festlegen. Daraus ergibt sich, dass einesorgfältige Bestimmung der Bodenparameter (Texturklasse, siehe Kapitel 6.3.3)wichtig ist, um eine gute Abschätzung der notwendigen Transportweite zu erhalten.• Der große Einfluss des Grundwasserspiegelgefälles stellt sich in der Praxis in jenenFällen als problematisch dar, wo keine Grundwassermessstellen vorhanden sind.Eine genaue Bestimmung des Grundwasserspiegelgefälles ist in diesen Fällen nurnach Installation und Beobachtung von Grundwassermessstellen möglich.• Der Flurabstand spielt bei gering durchlässigen lehmigen Böden eine Rolle, bei gutdurchlässigen Böden und schnellem Durchgang durch die ungesättigte Zone hat einFlurabstand bis 20 m keinen wesentlichen Einfluss auf die Transportweite in dergesättigten Zone.• Der Korndurchmesser wird mit zunehmender Durchlässigkeit ein sensiblererParameter, jedoch nimmt die Sensibilität mit zunehmender Korngröße ab. Da dieGrößen Korngröße und hydraulische Durchlässigkeit positiv korreliert sind, wird dietatsächlich auftretende Sensibilität innerhalb einer Texturklasse geringer ausfallen.• Die übrigen Größen ergeben bei einer Änderung im plausiblen Bereich keinewesentliche Änderung in der Transportstrecke, außerdem sind das Größen, die beieiner Standortbeurteilung im Feld nicht erhoben werden können und die daher ausder Literatur entnommen werden müssen.• Verdünnung hat auf die Transportstrecke von Viren keinen großen Einfluss, da diegroße erforderliche Reduktion der Virenkonzentration durch Verdünnung auch beigroßem Grundwasserdurchfluss nicht annähernd erreicht werden kann.6.3 Datengrundlagen6.3.1 Allgemeine DefinitionenIn Abbildung 23 sind die erforderlichen Daten zur Abschätzung des Reinigungsvermögensder ungesättigten Zone und der räumlichen Ausbreitung der Schadstofffahne in dergesättigten Zone angeführt. Die Daten können eingeteilt werden in Systemkenngrößen(Bodentexturklassen, Grundwassermächtigkeit, ...), Materialkenngrößen (hydrogeologischeParameter) und Stoffkenngrößen (Konzentrationen im Kläranlagenablauf, mikrobiologischeParameter). In Tabelle 30 ist die Zuordnung der Parameter zu den drei Kategorien angeführt.101

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 30: Zuordnung der Parameter zu den Kategorien.Systemkenngrößen:Materialkenngrößen:Bodentexturklasse, Mächtigkeit der ungesättigten Zone, Mächtigkeitdes Grundwasserleiters, Grundwasserspiegelgefälle,Grundwasserneubildung, Vorbelastung des Grundwassers,Kläranlagentyp, Kläranlagengröße, Art der Versickerung,Betrachteter AbwasserparameterHydraulische Durchlässigkeit k s , Van-Genuchten-Parameter(Restwassergehalt θ r , Sättigungswassergehalt θ s , N, α), Porosität p e ,longitudinale Dispersivität α L , transversale Dispersivität α T , mittlererKorndurchmesserStoffkenngrößen: Ablaufkonzentration, Abbauraten, Sticking Efficiency, CollisionEfficiency, VirendurchmesserÜber die Systemkenngrößen werden die verschiedenen Fälle definiert und die Ausbreitungbei den verschiedenen Systemzuständen berechnet.Für die Materialkenngrößen und die Stoffkenngrößen wurden Literaturrecherchendurchgeführt um, soweit möglich, Häufigkeitsverteilungen dieser Eingangsparameter für dieModellrechnungen zu erhalten. Für Parameter, für die keine Häufigkeitsverteilungen ermitteltwerden konnten, wurde eine wahrscheinliche Spannweite der Werte aus den verfügbarenInformationen (Literatur, Angaben der anderen Arbeitsgruppen) angenommen und von einerGleichverteilung dieser Werte ausgegangen.Für die Systemkenngrößen werden verschiedene Szenarien (in weiterer Folge als Fällebezeichnet) zusammengestellt und die Ausbreitung bei den verschiedenenSystemzuständen berechnet.Nachfolgend werden die verschiedenen Kenngrößen detailliert beschrieben und dieverwendeten Datenquellen angeführt.6.3.2 Systemkenngrößen6.3.2.1 HYDROGEOLOGISCHE GRÖßENFür hydrogeologische Kenngrößen, die an einem Standort durch geologischeUntersuchungen oder vorhandene Unterlagen zu ermitteln sind, wurden Fälle definiert unddiese Variablen als konstante Werte in der Transportmodellierung angesetzt. Folgendehydrogeologische Kenngrößen wurden festgelegt:• Texturklasse: Kies, sandiger Kies, Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm• Flurabstand: 1 m, 3 m (für Virentransport), 5 m, 10 m, 20 m (für Virentransport).• Mächtigkeit des Grundwasserleiters: 3 m, 5 m, 10 m.• Grundwasserspiegelgefälle: 1 ‰, 5 ‰, 1 %, 5 %.• Flächenbeschickung: 30 l/(m 2 .d)102

6. Modellierung des StofftransportsDaraus ergeben sich 300 verschiedene hydrogeologische Fälle für dieVirentransportberechnungen und 180 hydrogeologische Fälle für die Transportrechnungender chemischen Parameter.Mit den angenommenen Flurabständen wird ein großer Teil der in Österreich vorkommendenSituation bei Porengrundwasserleitern jener Gebiete erfasst, die im hydrologischen Atlasangeführt sind. Angaben über das Grundwasserspiegelgefälle liegen nicht vor, derangenommene Bereich deckt aber den möglichen Bereich im Wesentlichen ab.Die Annahmen über die Grundwassermächtigkeit umfassen einen Bereich von 3 bis 10 m.Eine größere Mächtigkeit als 10 m wird nicht angenommen, da auch bei größerenMächtigkeiten die Ausbreitung des Abwassers im oberen Bereich des Aquifers erfolgt unddie Annahme einer vertikalen Vermischung über die Aquifermächtigkeit erst mit sehr großerTransportstrecke zutrifft. Größere Mächtigkeiten wirken günstig, führen also zu einergeringeren Ausbreitung.6.3.2.2 ABWASSERTECHNISCHE GRÖßENDie abwassertechnischen Systemkenngrößen bestimmen zusammen mit denhydrogeologischen Systemkenngrößen die Anzahl der Fälle, für die mittels Monte-Carlo-Simulation eine Transportmodellierung durchgeführt wurde. Ein Berechnungsfall stellt alsoeine bestimmte Kombination von hydrogeologischen und abwassertechnischenSystemkenngrößen dar. Für jeden Fall werden 1000 bzw. 4000 Parametersätze der MaterialundStoffkenngrößen mit Hilfe der Monte-Carlo-Methode aus den angegebenenVerteilungsfunktionen der Eingangsparameter erzeugt und dementsprechend 1000 (für diechemischen Wasserinhaltsstoffe) bzw. 4000 (für die hygienischen Wasserinhaltsstoffe)Modellrechnungen für die ungesättigte Zone und in Folge für die gesättigte Zonedurchgeführt.In Hinblick auf die abwassertechnischen Systemkenngrößen wurde unterschieden nach:• der Art der Abwasserreinigung (Kläranlagentyp)- Belebungsverfahren und Pflanzenkläranlagen (diese gehören zu den ammeisten angewandten Verfahren bei Kleinkläranlagen)- Grauwasserbehandlung einer Abwasser-Teilstromseparierung• dem Betriebszustand der Abwasserreinigungsanlage- Normalbetrieb (typische Reinigungsleistung des Systems)- Störfall (Betriebsstörung der ARA, Krankheitsfall der angeschlossenen EW)• Art der Versickerung- großräumig“: Es kommt durch die Versickerung zu keiner Sättigung in derungesättigten Zone103

6. Modellierung des Stofftransports- kleinräumig“: Die Versickerungsfläche wird so klein gewählt, dass dasgereinigte Abwasser gerade noch in den Untergrund versickert werden kann.• Betrachteter Ablaufparameter:- CSB und NH 4 (Fall „Sauerstoff“; durch Abbau von CSB und NH 4 in derungesättigten und gesättigten Zone wird Sauerstoff verbraucht, limitierte O 2 -Nachlieferung in der gesättigten Zone)- Nitrat- Carbamazepin- Bakterien (E.coli)- Viren (Enterale Viren)• der Vorbelastung des Grundwassers für den Fall Sauerstoff (siehe Kap. 6.3.4.1)ooVorbelastung des zuströmenden Grundwassers mit biologisch abbaubarenSubstanzen ist hoch; es wurde dementsprechend eineSauerstoffkonzentration im Grundwasser von 3 mg O 2 /l angenommenVorbelastung des zuströmenden Grundwassers mit biologisch abbaubarenSubstanzen ist gering; es wurde dementsprechend eineSauerstoffkonzentration im Grundwasser von 8 mg O 2 /l angenommenBei der Berechnung der Sauerstoffzehrung wurden somit noch Annahmen über denSauerstoffgehalt im Grundwasser (3 mg/l, 8 mg/l), über Betriebssituationen der Kläranlage(Normalfall und Störfall) und über die Art der Versickerung (Versickerung über einerungesättigten Zone oder Zulassung von gesättigten Verhältnissen über demGrundwasserspiegel) getroffen.6.3.3 MaterialkenngrößenDie Materialkenngrößen beschreiben jene hydrogeologischen Eigenschaften desUntergrundes, die einen Einfluss auf die Fließgeschwindigkeiten und Aufenthaltszeiten desversickerten Wassers haben. Die Beschreibung der hydraulischen Parameter erfolgt aufBasis der Texturklassen gemäß USDA Soil Textural Classification für feinkörnige Böden (SoilSurvey Division Staff (1993)). Diese Klassifikation enthält 12 Texturklassen: Ton, tonigerLehm, Lehm, lehmiger Sand, Schluff, schluffiger Lehm, schluffiger Ton, schluffig-tonigerLehm, Sand, sandiger Ton, sandig-toniger Lehm und sandiger Lehm.Der Grund für die Auswahl dieses Klassifikationssystems liegt in der Tatsache begründet,dass auf Basis dieses Systems umfangreiche Untersuchungen zu den hydraulischenEigenschaften der Böden durchgeführt wurden, die in der Fachliteratur veröffentlicht sind unddamit für die weiteren Betrachtungen verwendet werden können (Carsel et al. (1988), Meyeret al. (1997)). In Carsel et al. (1988) werden Häufigkeitsverteilungen und die104

6. Modellierung des StofftransportsKorrelationsmatrix für die hydraulische Durchlässigkeit und die Van-Genuchten-Parameter θ r ,θ s , α, n entwickelt. Weiters wird in dieser Arbeit ein Verfahren zur Generierung vonDatensätzen, welche die gleichen statistischen Eigenschaften wie dieUntersuchungsergebnisse besitzen, vorgestellt. Dieses Verfahren wurde in dieser Arbeitangewendet, um Datensätze für die Bodenkennwerte zu generieren. Die so erzeugtenDatensätze werden als Eingangswerte für eine Monte-Carlo-Simulation herangezogen.In Abbildung 25 ist das Texturdreieck gemäß USDA mit den Texturdreiecken gemäßösterreichischer bodenkundlicher Gesellschaft (Fink (1969)) und gemäß DIN 4220 (DIN(1998)) verglichen.100908070Ton100908070T60clay50siltyclaylehmiger Ton sandy40schluffiger Lehm siltyLehm clay30 clay loam clay loamsandiger Tonsandy clayloam20 lehmiger Schluff loamsilt loamsandiger Lehmlehmiger Sand10lehmiger SandSchluff sandiger Schluffsandy loam loamysiltsand0schluffiger Sandsand0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100% clay% sandSand% clay60TlTu2 clay50Ts2silty40claysandy clayTu3 siltyLt3LtsTs330clay loam clay loamLt2Tu4sandy clay Ts4loam20 Ut4LuLs2loam Ls3 Ls4St3silt loamUt3Sl4Uls Slu10 Ut2Sl3 St2sandy loam loamysiltSl2UuUssandSu4 Su3 Su2sandSs00 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100% sandAbbildung 25: Vergleich der Texturdreiecke des USDA Soil Classification Systems (schwarzeLinien) mit dem System der österreichischen bodenkundlichen Gesellschaft (links, rote Linien)und nach DIN 4220 (rechts, rote Linien).Man erkennt, dass für einen verschiedenen Ton-, Schluff-, und Sandgehalt je nachKlassifizierungssystem eventuell die gleichen Bezeichnungen verwendet werden. Derdeutlichste Unterschied des USDA-Systems gegenüber dem österreichischen System ist dieDefinition des Lehms, er wird nach österreichischem System mit einem höheren Tonanteildefiniert. In der DIN 4220 wird eine deutlich feinere Unterteilung der Texturen vorgenommen.Für die Fragestellung der Ausbreitung von versickertem Abwasser im Untergrund erscheinteine derartig feine Einteilung nach DIN 4220 nicht notwendig, einerseits, weil nichtausreichend Daten über die hydraulischen Eigenschaften für die verschiedenenTexturklassen zur Verfügung stehen. Andererseits kommt, wie später näher dargestellt wird,nur ein kleiner Teil der Texturklassen aufgrund des geringen Versickerungsvermögens beihohem Ton- bzw. Schluffgehalt für eine Versickerung in Frage.In Tabelle 31 sind die Bezeichnungen in den verschiedenen Klassifizierungssystemenmiteinander verglichen.105

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 31: Äquivalenzliste für TexturklassenTexturklasse gemäßUSDATexturklasse gemäß DIN4220Sand (S) Ss SandTexturklasse gemäß ÖBGLoamy Sand (LS) St2, Su2 Sand, lehmiger SandSandy Loam (SL)Su3, Su4, Sl3, Sl4, St3, Sl2lehmiger Sand, sandiger Lehm,schluffiger SandLoam (L) Ls3, Slu, Ls2 sandiger Lehm, lehmiger SandSilt Loam (SIL)Sandy Clay Loam(SCL)Us, Uls, Ut, Lu, Ut2, Ut3,Ut4Ls4, Lts, Ts4, St3Clay Loam (CL) Lts, Lt, Lt2 LehmSilty Clay Loam (SICL) Tu3, Tu4, Lt3lehmiger Schluff, sandiger Schluff,SchluffLehm, sandiger Ton, sandigerLehm, lehmiger Sandschluffiger Lehm, LehmSandy Clay (SC) Ts3 lehmiger Ton, sandiger Ton, LehmSilty Clay (SIC) Tu2 lehmiger Ton, TonSilt (SI) Uu SchluffClay (C) Ts2, Tl, Tu2, Tt Ton, lehmiger TonDie Bestimmung der Texturklasse ist mit einer Sieblinienanalyse relativ einfach möglich, mitentsprechender Erfahrung ist eine Zuordnung einer Probe zu einer Texturklasse auch imFeld mit der Fingerprobe mit großer Trefferquote möglich.6.3.3.1 HYDRAULISCHE DURCHLÄSSIGKEIT FEINKÖRNIGER BÖDENDer Wert der hydraulischen Durchlässigkeit umfasst einen Bereich von mehrerenZehnerpotenzen, sie bestimmt maßgeblich die Fließgeschwindigkeit und damit denkonvektiven Transport der Stoffe im Boden. In Tabelle 32 sind Mittelwerte undStandardabweichung aus Carsel et al. (1988) mit den in der DIN 4220 angeführten mittlerenDurchlässigkeiten verglichen. Man erkennt die große Streuung, aber auch eine guteÜbereinstimmung der beiden Klassifikationssysteme.106

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 32: Gesättigte hydraulische Durchlässigkeiten für die Texturklassen [m/s] nach USDA(feinkörnige Böden).Texturklassenach USDAK f -WertMittelwertK f -WertStandardabweichungK f -Wertnach DIN 4220(Carsel et al. (1988)) von bisS 8.25E-05 4.33E-05 3.19E-05 3.19E-05SL 1.23E-05 1.56E-05 1.85E-06 7.41E-06LS 4.05E-05 3.16E-05 8.56E-06 1.28E-05SIL 1.25E-06 3.42E-06 1.04E-06 1.85E-06SI 6.94E-07 9.17E-07 1.50E-06 1.50E-06C 5.56E-07 1.17E-06 2.31E-07 3.47E-07SIC 5.56E-08 3.06E-07 3.47E-07 3.47E-07SC 3.33E-07 7.78E-07 - -SICL 1.94E-07 5.28E-07 9.26E-07 2.31E-06CL 7.22E-07 1.94E-06 6.94E-07 8.10E-07SCL 3.64E-06 7.61E-06 6.94E-07 1.62E-06L 2.89E-06 5.06E-06 9.26E-07 1.97E-06In der ungesättigten Zone ist die Durchlässigkeit vom Bodenwassergehalt abhängig. ZurBeschreibung der Durchlässigkeits-Wassergehalts-Beziehung (Saugspannungskurve) wird indieser Arbeit das Modell von Van-Genuchten gemäß Gleichung 17 verwendet. Im Folgendenfolgt eine Diskussion dieser Modellparameter aufgrund unterschiedlicher Datenquellen.6.3.3.2 FORM DER SAUGSPANNUNGSKURVEDie Form der Saugspannungskurve wird durch die Van-Genuchten-Parameter α und N unddurch den Restwassergehalt θ r und den Sättigungswassergehalt θ s festgelegt, welche denWassertransport in der ungesättigten Zone beeinflussen. In Carsel et al. (1988) werdenHäufigkeitsverteilungen für diese Parameter angeführt. Außerdem stehen Daten vomGeologischen Dienst Nordrhein-Westfahlen (GDNRW) für den Wassergehalt beiSättigungswassergehalt (Matrixpotential 0 cmWS), nutzbarer Feldkapazität (60 cmWS) undRestwassergehalt (15000 cmWS) für die Texturklassen gemäß DIN 4220 zu Verfügung. InAbbildung 26 ist ein Vergleich der Wassergehalte bei diesen drei Matrixpotentialen undunterschiedlichen Lagerungsdichten zwischen den Daten aus Carsel et al. (1988) und denDaten vom GDNRW dargestellt. Man erkennt, dass für Texturen mit höherem Sandgehalt(linke Spalte in Abbildung 26) eine gute Übereinstimmung der zwei Datenquellen gegeben istund die Wassergehalte nach Carsel et al. (1988) der Lagerungsdichteklasse 3 (mittel) ambesten entsprechen. Mit zunehmendem Tongehalt wird die Übereinstimmung der beidenDatenquellen schlechter.Es wurden auch die Saugspannungskurven von drei verschiedenen Datenquellen mit denSaugspannungskurven auf Basis der in Carsel et al. (1988) angeführten Van-Genuchten-Parametern verglichen. Diese drei Datenquellen sind:107

6. Modellierung des Stofftransports- Hydraulische Standardbodenkennwerte für die Klassifizierung gemäß Deutscherbodenkundlicher Kartieranleitung (Klaghofer (1997))- Hydraulische Standardbodenkennwerte gemäß ÖsterreichischerFinanzbodenschätzung, die vom Institut für Kulturtechnik und Bodenwasserhaushaltentwickelt wurden (Klaghofer (1997)- Saugspannungskurven aus Richard et al. (1983) für Bodentypen der SchweizDie Abbildung 27 zeigt die Saugspannungskurven aus den unterschiedlichen Datenquellenfür einige Texturklasse gemäß USDA-Klassifikation. Dargestellt ist auch die mittlereSaugspannungskurve (schwarze Linie mit Kreuzen), die sich bei Verwendung der mittlerenWerte für die Van-Genuchten-Parameter ergibt und die Umhüllende für 10000 Realisationenvon Parameterkombinationen auf Basis der in Carsel et al. (1988) angeführtenHäufigkeitsverteilungen und Kovarianzmatrizen (hellblau). Man erkennt, dass die Form derSaugspannungskurven im Allgemeinen gut durch die Untersuchungen aus Carsel et al.(1988) wiedergegeben wird und durch die verschiedenen Realisationen die möglicheBandbreite an Formen der Saugspannungskurven abgedeckt wird.Die Porosität errechnet sich aus der Differenz zwischen Sättigungswassergehalt undRestwassergehalt. Bei den Modellrechnungen wird davon ausgegangen, dass die gesamtePorosität für den Stofftransport wirksam wird.108

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 26: Vergleich des Wassergehaltes bei einem Matrixpotential von 0 cmWS(Quadrate), 60 cmWS (Kreise) und 15000 cmWS (Dreiecke) für Daten aus Carsel et al. (1988) mitDaten des GDNRW für die 12 Texturklassen gemäß USDA. Ein Wert aus Carsel et al. (1988)kann mehrere Werte nach DIN 4220 enthalten (siehe Tabelle 31). Die Auswertung erfolgt für dieLagerungsdichten 1-2 (sehr gering bis gering, oben), 3 (mittel, Mitte) und 4-5 (hoch bis sehrhoch, unten) nach DIN 4220.109

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 27: Saugspannungskurven unterschiedlicher Datenquellen: In Farbe: Richard et al.(1983). Leere Marker: Dt. bodenkundl. Kartieranleitung. Volle Marker: österreichischeFinanzbodenschätzung. Schwarze Linie: Mittelwerte aus Carsel et al. (1988). Blaue Linien:umhüllende aus 10000 Realisationen auf Basis der Verteilungen aus Carsel et al. (1988)In Abbildung 28 bis Abbildung 30 sind die Histogramme der Materialparameter für diefeinkörnigen Böden, für die Simulationsrechnungen durchgeführt wurden, dargestellt. DieAuswahl dieser Texturklassen ergaben sich aus Überlegungen zur Infiltrationskapazität derverschiedenen Bodenarten (siehe Kapitel 7.1).110

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 28: Histogramme der Materialparameter für Sand, 4000 Realisationen.Abbildung 29: Histogramme der Materialparameter für lehmigen Sand, 4000 Realisationen.111

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 30: Histogramme der Materialparameter für sandigen Lehm, 4000 Realisationen.6.3.3.3 DURCHLÄSSIGKEIT UND VAN-GENUCHTEN-PARAMETER GROBKÖRNIGERBÖDENDie Daten für die hydraulische Durchlässigkeit von Kies stammen aus Jussel et al. (1994),dort wird ein „schwach abgestufter Kies, so gut wie kein Sand oder Schluff“ beschrieben. DieDurchlässigkeit für sandigen Kies stammt aus Burger et al. (1997), dort werden „grob bissehr grobkörnige Sande und Kiese“ beschrieben. Für die Van-Genuchten-Parameter liegenfür grobkörnige Böden keine so umfangreichen statistischen Auswertungen vor. DieFließstrecke in der ungesättigten Zone ist vor allem in den kritischen Fällen, bei großerTransportweite, klein im Vergleich zur Fließstrecke in der gesättigten Zone. Daher hat eineVariation der Van-Genuchten-Parameter nur eine geringfügige Auswirkung auf dieTransportweite, wie auch die Sensitivitätsanalyse gezeigt hat. Aus diesem Grund wurden dieVan-Genuchten-Parameter in der Monte-Carlo-Simulation als konstante Parameterangesetzt. Die Werte der Van-Genuchten-Parameter wurden aus einer Anpassung derFunktion an eine gemessene Saugspannungskurve für kiesigen Untergrund des Instituts fürBodenwasserhaushalt in Petzenkirchen erhalten (Abbildung 31).Tabelle 33: Mittelwert und Standardabweichung der hydraulischen Durchlässigkeit und Van-Genuchten-Parameter für grobkörnige Böden.k s [m/d] ln(k s ) θ s θ r α [1/m] NMW SD MW SDKies 1530 1340 7.02 0.57 0.3 0.02 15 2Sandiger Kies 29.9 16.8 3.18 0.274 0.3 0.02 15 2112

6. Modellierung des Stofftransports35.030.0GemessenAngepasst Van-Genuchten25.0Wassergehalt (Vol%)20.015.010.05.00.01.0E-021.0E-01 1.0E+00 1.0E+01 1.0E+02 1.0E+03 1.0E+04 1.0E+05 1.0E+06Saugspannung (kPa)Abbildung 31: Saugspannungskurven für grobkörnige Böden (sandiger Kies, Kies, Daten:Institut für Kulturtechnik und Bodenwasserhaushalt, Petzenkirchen).Abbildung 32: Histogramme des k-Wertes für sandigen Kies (links) und Kies, 4000Realisationen.6.3.3.4 DISPERSIVITÄTDie Dispersivität führt zu einer größeren Ausdehnung der Schadstofffahne als durch einenreinen konvektiven Transport. Die Konzentration in einer bestimmten Entfernung von derEinleitung wird allerdings mit zunehmender Dispersivität aufgrund der stärkeren Verteilungdes Stoffes kleiner. Die Dispersivität hat einen großen Einfluss auf die möglichenTransportweiten eines Stoffes im Grundwasser, wenn man die Konzentration alsmaßgebende Größe betrachtet. Die Größe der Dispersivität hängt vom Material, vomSättigungszustand und auch von der betrachteten Fließstrecke ab und reicht von wenigenMillimetern für Transport in der ungesättigten Zone bis Hunderte Meter in der gesättigtenZone. Die transversale Dispersivität wird üblicherweise mit einem Zehntel der longitudinalenDispersivität angenommen. In Abbildung 33 ist die Abhängigkeit der longitudinalenDispersivität vom betrachteten Maßstab dargestellt. Man erkennt, dass selbst die als sehr113

6. Modellierung des Stofftransportszuverlässig eingestuften Dispersivitäten eine große Streuung haben. Die Dispersivität inPorengrundwasserleitern ist tendenziell kleiner als in Kluftgrundwasserleitern.Abbildung 33: Abhängigkeit der longitudinalen Dispersivität vom betrachteten Maßstab. Links:Die Größe der Punkte gibt eine Information über die Zuverlässigkeit derUntersuchungsmethode. Rechts: Die gleichen Werte jedoch eine Unterteilung nach Poren- undKluftgrundwasserleiter (aus Gelhar et al. (1992)).In Abbildung 34 ist die longitudinale Dispersivität unterteilt nach geologischer Formationdargestellt. Vergleicht man die Dispersivitäten für die Porengrundwasserleiter (Sand, Sandmit Kies, Sand mit Schluff, Kies), so ist eine leichte Tendenz einer Zunahme der Dispersivitätmit zunehmender Korngröße für Porengrundwasserleiter zu erkennen.Abbildung 34: Longitudinale Dispersivität in Abhängigkeit der Fließstrecke und der Geologiedes Untergrundes. Daten aus Gelhar et al. (1992).114

6. Modellierung des StofftransportsDie Daten aus Gelhar et al. (1992) für Fließstrecken zwischen 1 bis 300 m wurden statistischausgewertet. Das ist jener Bereich, in dem die meisten Werte mit mittlerer bis hoherZuverlässigkeit liegen, in diesem Bereich bewegen sich auch die Fließstrecken der Stoffe beider Versickerung von gereinigtem Abwasser.In Tabelle 34 sind statistische Kennzahlen der Dispersivität getrennt nach geologischenFormationen aufgeführt. Aufgrund der wenigen Werte in den meisten Klassen und der damitverbundenen Unsicherheit in der statistischen Auswertung wird für die Berechnungen zurAbschätzung der Transportweiten keine Unterteilung nach Geologie durchgeführt. AlsVerteilungsfunktion wird eine log-Normalverteilung mit Mittelwert 0.98 undStandardabweichung 0.89 gewählt.Tabelle 34: Longitudinale Dispersivitäten [m] unterteilt nach geologischen Formationen. n:Anzahl der Werte (Daten aus Gelhar et al. (1992)).MittelwertMedianMittelwert log-TransformiertStandardabweichunglog-TransformiertAlluvium 12.00 3.00 1.55 1.71 7Basalt 0.60 0.60 - 1Kalk 9.13 7.35 1.65 1.36 4Dolomit 13.48 7.00 2.14 1.10 5Granit 1.25 1.25 0.00 0.98 2Kies 5.97 5.00 1.46 1.06 3Sandstein 0.59 0.60 -0.78 0.95 3Sand 0.77 0.43 -1.27 1.74 20Sandkies 5.88 3.00 0.96 1.73 18Sandschluff 0.76 0.76 -0.27 - 1Zw. 0.37 und 20 m 3.97 2.00 0.98 0.89 47Gesamt: 5.20 1.80 0.33 1.96 64n6.3.3.5 KORNDURCHMESSERDer Korndurchmesser ist ein notwendiger und einflussreicher Parameter für die Abschätzungder Reduktionskapazität des Bodens für Viren und Bakterien. Allgemein kann von einerzunehmenden Reduktionskapazität mit abnehmender Korngröße ausgegangen werden. InFaulkner et al. (2003) werden Häufigkeitsverteilungen für den Korndurchmesser für zehn derzwölf USDA-Texturklassen entwickelt. Bei den durchgeführten Simulationsrechnungen wirdder Parameter Korndurchmesser als normalverteilt angenommen. Mittelwerte undStandardabweichungen sind in Tabelle 35 angegeben.115

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 35: Mittelwert und Standardabweichung der Korngrößen für 10 USDA-Texturklassen(aus Faulkner et al. (2003)).Texturklasse Mittelwert [μm] Standardabweichung [μm]Schluffiger Ton 81,4 48,9Ton 199,0 123,0Schluffig-toniger Lehm 115,5 59,0Toniger Lehm 335,4 74,3Sandig-toniger Lehm 615,4 84,0Lehm 429,1 67,5Schluffiger Lehm 236,3 110Sandiger Lehm 669,7 91,7Lehmiger Sand 840,5 43,9Sand 942,2 31,9Für sandigen Kies und Kies wurde jeweils eine typische Sieblinie in Form einer log-Normalverteilung herangezogen, anhand derer Mittelwert und Standardabweichung des lognormalverteiltenKorndurchmessers ermittelt wurde.Abbildung 35: Mustersieblinien für Kies und sandigen Kies als Häufigkeitsverteilung desKorndurchmessers.6.3.4 StoffkenngrößenBei einer möglichen Versickerung von gereinigtem Abwasser können sich allein durch diegewählten Reinigungsverfahren sowie durch sich verändernde BetriebszuständeSchwankungen in der Ablaufbeschaffenheit der Kleinkläranlage ergeben, welche wiederum116

6. Modellierung des Stofftransportsdurch variierende Standortbedingungen sehr unterschiedliche Auswirkungen auf dieungesättigte und gesättigte Zone haben können.Mit Hilfe der Systemkenngrößen wurden über die Definition von Berechnungsfällen dieAuswirkungen der abwasserbürtigen Parameter CSB, Ammonium, Nitrat, Carbamazepin,Bakterien (E.coli) und Viren (enterale Viren) auf die ungesättigte und gesättigte Zone einesModellstandortes untersucht. Dabei wurden folgende Parameter als getrennte Fällegerechnet.• CSB und NH 4 (Fall „Sauerstoff“; durch Abbau von CSB und NH 4 in der ungesättigtenund gesättigten Zone wird Sauerstoff verbraucht, limitierte O 2 -Nachlieferung in dergesättigten Zone)• Nitrat• Carbamazepin• Bakterien (E.coli)• Viren (Enterale Viren)Innerhalb der definierten Berechnungsfälle wurden die abwassertechnischenStoffkenngrößen als Input-Größen für die Grundwassertransportmodellierung überHäufigkeitsverteilungen definiert, aus denen über Monte-Carlo-Methode dieEingangsparameter in die vielfach wiederholten Berechnungsgänge zufällig gezogen wurden(4000 Wiederholungsrechnungen für die hygienischen Parameter, 1000Wiederholungsrechnungen für die chemischen Parameter).Neben den Ablaufparametern wurden Schwankungsbreiten folgender Parameter für dieTransportmodellierung verwendet:• Abbauraten, bzw. Halbwertszeiten für chemische Parameter (Tage)• Filtrationskonstanten für E.coli (m -1 )• Absterberaten für E.coli (Tag -1 )• Inaktivierungsrate für Viren (Tag -1 )• Größe der Virenpartikel (nm)• Sticking-Effizienz für Viren (-)117

6. Modellierung des Stofftransports6.3.4.1 BELEBUNGSVERFAHREN UND PFLANZENKLÄRANLAGENFall SauerstoffIm Fall Sauerstoff wurde versucht, den Einfluss des Restgehaltes an sauerstoffzehrendenSubstanzen im Ablauf des gereinigten Abwassers auf die gesättigte Zone durch eineweitergehenden Sauerstoffzehrung beim Abbau der Substanzen CSB und Ammonium zubeschreiben.Generell wurde dabei so vorgegangen: Als Ablaufkonzentrationen wurden anhand derAuswertungen in Kapitel 4 Häufigkeitsverteilungen für CSB und Ammonium erstellt, welcheüber log-Normalverteilungen angenähert wurden. Diese log-Normalverteilung stellen dieAusgangsgrößen für die weiteren Berechnungen dar. Für einen Abbau in der ungesättigtenBodenzone wurden die unten angegebenen Halbwertszeiten angesetzt. Dabei wurde fürAmmonium der Abbau in den Fällen nicht berücksichtigt, in denen es bei der Versickerungzu einer Sättigung im Versickerungsbereich kommen kann, da dann der für den Abbaunötige Sauerstoff fehlt. Für den CSB wurde für diesen Fall ein Abbau über Nitratangenommen.Nach der Durchsickerung des Flurabstandes bis zum Grundwasserspiegel, liegenAmmonium und CSB in durch den Abbau verringerten Konzentrationen vor. Über dieseKonzentrationen wurde das verbleibende Sauerstoffzehrungspotential im Grundwassererrechnet. 1 mg/l CSB ergibt 1 mg/l Sauerstoffzehrung im Grundwasser und 1 mg/l NH 4 -Nergibt 4,2 mg/l Sauerstoffzehrung im Grundwasser. Eine Nachlieferung von Sauerstoff erfolgtnur über Vermischung mit zuströmendem Grundwasser. Es wurde nun angenommen, dassder Sauerstoffgehalt des Grundwassers zum Abbau von CSB und NH 4 -N genutzt wird unddamit je nach Angebot zur Reduktion des Sauerstoffzehrungspotentials des Abwassers führt.Der Sauerstoffgehalt im Grundwasser ergibt sich damit aus der Mischung zwischenGrundwasser (Sauerstoffgehalt) und versickertem Abwasser (Sauerstoffzehrungspotential =negativer Sauerstoffgehalt).Für die Berechnung der Auswirkungen des Sauerstoffgehaltes im Grundwasser nach einerVersickerung ist daher neben der Beschaffenheit des gereinigten Abwassers ebenfalls derSauerstoffgehalt des zuströmenden Grundwassers von Bedeutung. Für dieModellrechnungen wurden folgende Situationen unterschieden:• Vorbelastetes Grundwasser: es wurde eine Sauerstoffkonzentration imGrundwasser von 3 mg O 2 /l angenommen• Nicht vorbelastetes Grundwasser; es wurde eine Sauerstoffkonzentration imGrundwasser von 8 mg O 2 /l angenommenAls Kriterium für die Abschätzungen der Beeinträchtigung des Sauerstoffgehaltes imGrundwassers wurde von einem mindestens Gehalt von 2 mg O 2 /l gewählt. Zonen nacheiner Versickerung in der über die Einleitung sauerstoffzehrender Stoffe der Sauerstoffgehaltunter 2 mg/l reduziert wird, werden als beeinträchtigt angesehen. Über Modellrechnungwurde jene Fließstrecke ermittelt, welche erforderlich ist, damit der Sauerstoffgehalt imGrundwasser unterhalb einer Versickerung wieder 2 mg/l beträgt. Diese Konzentration anGelöst-Sauerstoff im Grundwasser wird mit dem Auftreten anoxischer Bedingungen imGrundwasser in Verbindung gebracht, wodurch auch vermehrt reduzierende118

6. Modellierung des StofftransportsGrundwasserverhältnisse und entsprechend verstärkt Prozesse wie Bildung von Nitrit,Ausbreitung von Ammonium, Denitrifikationsprozesse, Fäulnisprozesse lokal auftretenkönnen. Grundlage für diese Annahme bilden die Ergebnisse, welche in (Kroiss 2002)erarbeitet wurden.Hinsichtlich des Betriebszustandes der Abwasserreinigungsanlage wurde zwischenNormalbetrieb und Störfall einer Anlage und den daraus resultierenden Ablaufwertenunterschieden.NormalfallFür den Betriebszustand Normalfall der Abwasserreinigungsanlage wurde angenommen,dass die Anlage ordnungsgemäß betrieben und gewartet wird, so dass die zu erwartendenAblaufwerte für CSB und NH 4 die in ÖNORM B 2505 vorgegebenen Grenzwerte einhalten.Entsprechend den Auswertungen in Kapitel 4.2.3 und 4.2.4 wurde der Normalfall definiert mit• CSB-Konzentrationen < 100 mg/l• NH 4 -N-Konzentrationen < 10 mg/lEs ergeben sich aus den Daten der Fremdüberwachung CSB- und NH 4 -N-Konzentrationenim Ablauf von Belebungs- und Pflanzenkläranlagen im Normalfall, die in Abbildung 36 überHistogramme dargestellt sind.Abbildung 36: Log-Nomalverteilung Häufigkeitsverteilungen der CSB-Konzentrationen und derNH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf von Belebungs- und Pflanzenkläranlagen < 20EW für denNormalfallAn die Daten der gemessenen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen wurdenHäufigkeitsverteilungen angepasst (log-Normalverteilungen in Abbildung 36), welche alsEingangsdaten für die Transportmodellierung genutzt. Im Fall der Histogrammwerte inAbbildung 36 wird darauf hingewiesen, dass nicht von einer relativen Häufigkeit gesprochenwerden kann. Vielmehr ergibt die integrierte Fläche der einzelnen Histrogrammbalken eineFläche, die einer relativen Häufigkeit = 1 entspricht.Im Rahmen der Transportmodellierung werden per Zufallsprinzip aus diesenHäufigkeitsverteilungen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen generiert, für die als Ergebnis119

6. Modellierung des Stofftransportseine Häufigkeitsverteilung der möglichen Entfernungen einer Beeinflussung desGrundwassers entsprechend der Randbedingungen der Modellierung ermittelt wurde.In Abbildung 36 sind 81% der gemessenen CSB-Konzentrationen und 75% der gemessenenNH 4 -N-Konzentrationen aus den Daten der Fremdüberwachungen undHerstellerüberprüfungen enthalten.StörfallFür den Betriebszustand Störfall wurde eine nicht ordnungsgemäße Funktion der Anlageangenommen, ohne eine zeitliche Dauer des Auftretens eines Störfallereignisses zuberücksichtigen. Entsprechend den in Kapitel 4.2.3 und 4.2.4 dargestellten Auswertungenwurde der Störfall mit• CSB-Konzentrationen > 100 mg/l• NH 4 -N-Konzentrationen > 10 mg/ldefiniert. Es ergeben sich CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf von Belebungs- undPflanzenkläranlagen im Störfall, die in Abbildung 37 über Histogramme dargestellt sind.Abbildung 37: Log-Nomalverteilung Häufigkeitsverteilungen der CSB-Konzentrationen und derNH 4 -N-Konzentrationen im Ablauf von Belebungs- und Pflanzenkläranlagen < 20EW für denStörfallAn die Daten der gemessenen CSB- und NH 4 -N-Konzentrationen wurdenHäufigkeitsverteilungen angepasst (log-Normalverteilungen in Abbildung 37), welche alsEingangsdaten für die Transportmodellierung genutzt. Im Fall der Histogrammwerte inAbbildung 37 wird darauf hingewiesen, dass nicht von einer relativen Häufigkeit gesprochenwerden kann. Vielmehr ergibt die integrierte Fläche der einzelnen Histrogrammbalken eineFläche, die einer relativen Häufigkeit = 1 entspricht.In Abbildung 37 sind 19% der gemessenen CSB-Konzentrationen und 25% der gemessenenNH 4 -N-Konzentrationen aus den Daten der Fremdüberwachungen undHerstellerüberprüfungen enthalten.120

6. Modellierung des StofftransportsDie Größe einer Versickerungsfläche hat ebenfalls entscheidenden Einfluss auf denSauerstoffhaushalt der ungesättigten Zone. Aus diesem Grunde wurde bei der Modellierungunterschieden zwischen einer:• Ausreichend großen Versickerungsfläche, keine Beeinträchtigung derungesättigten Zone durch Versickerung• Kleiner Versickerungsfläche, durch die entsprechend hohe Flächenbeschickungeiner Versickerung kommt es zur Ausbildung einer oberflächennahen gesättigtenZoneVersickerung über eine ungesättigte ZoneUm den Einfluss der Größe einer Versickerungsfläche berücksichtigen zu können, wurdeangenommen, dass es bei ausreichend großen Flächen und einer entsprechend geringerenFlächenbeschickung trotz Versickerung zu keiner Beeinträchtigung der ungesättigten Zonekommt, wodurch eine ständige Versorgung mit Sauerstoff gewährleistet und ein aeroberAbbau von CSB und Ammonium in der ungesättigten Zone sichergestellt werden kann. Fürden Fall einer Versickerung über eine ungesättigte Zone wurden Halbwertszeiten für denAbbau definiert. Für den Abbau von CSB wurde angenommen, dass ein nicht abbaubarerAnteil verbleibt, welcher nicht zur Sauerstoffzehrung im Grundwasser beiträgt.• CSB: Halbwertszeit für Abbau im Untergrund beim Normalfall 17…33d (nach(Kroiss 2002), nicht abbaubarer Anteil 6 mg/l• CSB: Halbwertszeit für Abbau im Untergrund beim Störfall 0,5…6 d, nichtabbaubarer Anteil 6 mg/l• Ammonium: Halbwertszeit 1.25…6d (nach (Kroiss 2002), (Langengraber et al.2003))Versickerung über eine gesättigte ZoneBei einer Versickerung über kleine Flächen wurde angenommen, dass es durch eineentsprechend kleine Versickerungsfläche zur Ausbildung einer oberflächennahen gesättigtenZone kommt. Dadurch wird ein aerober Abbau von CSB und Ammonium verhindert. Für denCSB wurde angenommen, dass er auf anoxischem Weg über das Nitrat abgebaut wird.Damit wird ein durch den Abbau in der Versickerungszone reduziertesSauerstoffzehrungspotential für CSB und das gesamte Sauerstoffzehrungspotential fürAmmonium zur Sauerstoffzehrung im Grundwasser angenommen.Entsprechend wurden für den Abbau folgende Definitionen hinsichtlich der Halbwertszeitengewählt:• CSB: Halbwertszeit für Abbau im Untergrund 17…33d (nach (Kroiss 2002)), nichtabbaubarer Anteil 6 mg/l121

6. Modellierung des Stofftransports• CSB: Halbwertszeit für Abbau im Untergrund beim Störfall 0,5…6 d, nichtabbaubarer Anteil 6 mg/l• Ammonium: Halbwertszeit 1.25…6d (praktisch kein Abbau)Fall NitratMit dem Fall Nitrat wurde versucht, den Einfluss des Gehaltes an Nitrat im Ablauf desgereinigten Abwassers auf das anstehende Grundwasser abzuschätzen. Entsprechend dengesetzlichen Rahmenbedingungen sind bei den Auswertungen der Anlagen, dessenAblaufwerte im Rahmen der Fremdüberwachungen und durch die Hersteller gemessenwurden, nur nitrifizierende und teilweise auch Anlagen mit weitergehenderStickstoffelimination (Nitrifikation und Denitrifikation) berücksichtigt worden. Im Normalfall istalso bei Anlagen mit gut funktionierender Nitrifikation mit einer entsprechendenNitratkonzentration im Ablauf der Anlage zu rechnen, was in diesen BetrachtungenBerücksichtigung fand.Für das Nitrat wurde ebenfalls zwischen 2 Fällen unterschieden, wobei dieseUnterscheidung hinsichtlich der Nitratkonzentrationen im gereinigten Abwasser durchgeführtwurde:• 1.Fall (niedrige Konzentration): Häufigkeitsverteilung für NO 3 -N < 70mg/l• 2. Fall (hohe Konzentration): Häufigkeitsverteilung für NO 3 -N > 70mg/lMit der Definition des 2. Falles wurde weniger ein Störfall im Betrieb der Nitrifikationberücksichtigt. Vielmehr sollte der Einfluss höherer Nitratkonzentrationen im Ablauf derAnlagen auf das anstehende Grundwasser abgeschätzt werden. Die Reduktion von Nitratwurde über einen ausschließlich anoxischen Abbau (Denitrifikation) in der gesättigten Zonemit einer Halbwertszeit von 730d (Wendland et al. 1999) berücksichtigt.Als Kriterium für die Abschätzungen der Beeinflussung des Grundwassers über eineVersickerung im Fall Nitrat wurde die Entfernung gewählt, welche zur Sicherstellung einerNitrat-Konzentration im Grundwasser erforderlich ist, die dem Parameterwert derTrinkwasserverordnung (11,3 mg/l NO 3 -N) entspricht. Für die Transportmodellierung wurdeangenommen, dass das anstehende Grundwasser eine Nitratkonzentration von 5 mg/l NO 3 -N aufweist.Fall CarbamazepinWie zahlreiche Studien belegen (z.B. (Clara et al. 2005), (Fenz et al. 2005), (Ferrari et al.2003)), führen Arzneimittelrückstände im Abwasser durch ihr teilweise persistentes Verhaltensowohl während der Abwasserreinigung als auch im Gewässer zu einer zunehmendenAnreicherung dieser Stoffe in der aquatischen Umwelt.122

6. Modellierung des StofftransportsCarbamazepin ist ein Arzneimittelwirkstoff, welcher zur Medikation von Epilepsie eingesetztwird und sich in der aquatischen Umwelt nahezu persistent verhält. Nach (Fenz et al. 2005)werden 2-3% der eingenommenen Dosis in unveränderter Form über den Urinausgeschieden. Auf Kläranlagen konnte kein nennenswerter Abbau oder Rückhalt vonCarbamazepin im Schlamm verzeichnet werden (Clara et al. 2005), (Fenz et al. 2005). FürDeutschland wurde aus dem durchschnittlichen, jährlichen Carbamazepinverbrauch undeiner durchschnittlich verordneten Tagesdosis errechnet, dass etwa jeder 345 EinwohnerCarbamazepin einnimmt (Fenz et al. 2005).Tabelle 36 zeigt eine Zusammenstellung von gemessenen Carbamazepinkonzentrationen imAblauf von Kläranlagen.Tabelle 36: Zusammenstellung gemessener Carbamazepin-Konzentrationen im Ablauf vonKläranlagen und im GewässerAutor(Clara et al. 2005)(Ternes 1998)(Ferrari et al. 2003)Konzentration im gereinigten Abwasser465…1619 ng/l2100 ng/l300…1200 ng/lUm einen möglichen Einfluss auf das Grundwasser über eine Versickerung abzuschätzen,wurde die tägliche Dosis an Carbamazepin, welche ein Patient im Mittel ausscheidet,ermittelt.(Willmore 1998) gibt eine spezifische Tagesdosis Carbamazepin je KilogrammKörpergewicht von (10-20 mg/kg * d) für einen Patienten an, welcher diesen Arzneimittelstoffzu sich nimmt. Es wurde ein durchschnittliches Körpergewicht von 75 kg angenommen. Mitder o.g. täglichen Medikationsmenge und der Annahme, dass 5% der täglichenCarbamazepindosis in unveränderter Form über den Urin ausgeschieden wird, wurde eineEW-spezifischen Carbamazepinmenge von 75 mg/d errechnet, welche über das Abwassereines Patienten anfällt.Bei den Simulationen wurde weitergehend in Abhängigkeit der Größe derAbwasserreinigungsanlage und dem durchschnittlichen Abwasseranfall proangeschlossenen Einwohner eine entsprechende Verdünnung der genanntenCarbamazepinfracht errechnet:• 4 EW-Anlage: bei 1 angenommenen Patienten ergibt sich täglich eineCarbamazepin-Konzentration im Abwasser von (75mg/600l = 0.125 mg/l)• 20 EW-Anlage: bei 1 angenommenen Patienten ergibt sich täglich eineCarbamazepin-Konzentration im Abwasser von (75mg/3000l = 0.025 mg/l)Im Rahmen der Simulationen wurden 2 Fälle für eine Konzentrationsabnahme vonCarbamazepin bei einer Versickerung betrachtet:• Abbau mit einer Halbwertszeit von 192 d ((Ternes et al. 2004)) sowie Vermischungmit dem Grundwasser• Kein Abbau, Konzentrationsabnahme nur über Vermischung mit dem Grundwasser123

6. Modellierung des StofftransportsAls Kriterium für die Abschätzungen der Beeinflussung des Grundwassers über eineVersickerung wurde die Entfernung gewählt, welche zum Erreichen einer Carbamazepin-Konzentration im Grundwasser erforderlich ist, die der PNEC-Konzentration (Predicted No-Effect Concentration) entspricht. Als PNEC-Konzentration wurde entsprechend Angaben in(Hartmann et al. 2003) eine Carbamazepin-Konzentration von 14 µg/l im Grundwasserdefiniert.Fall Viren (enterale Viren)Enterale Viren werden bei der Transportmodellierung als Modellviren verwendet, um dieBeeinflussung des Grundwassers durch Viren bei einer Versickerung abzuschätzen. Virenwerden in hohen Konzentrationen durch den Menschen ausgeschieden und können nichtvollständig durch eine konventionelle biologische Abwasserreinigung entfernt werden. Somitist mit einer Beeinflussung des Grundwassers im Fall einer Versickerung in jedem Fall zurechnen.Basierend auf den Überlegungen der Risikoabschätzung wurde in Kap. 0 ein Kriteriumfestgelegt, in welchem der Zustand des Grundwassers als nicht durch eine Versickerungbeeinflusst definiert wurde. Entsprechend diesem Kriterium ist sicherzustellen, dass 10 -4Infektionen pro Person pro Jahr bei Trinkwasserkonsum aus dem Grundwasser eingehaltenwerden können. Um dieses Kriterium einhalten zu können, ist unter Berücksichtigung der inTabelle 37 aufgelisteten Daten eine Mindestreduktion der Viren bei der Versickerungerrechnet worden.Tabelle 37: Zusammenstellung der mikrobiologischen Parameter und Kennwerte alsEingangsgrößen für die hydrologische Modellierung im Fall enterale Viren„enteraler Virustyp“Notwendige Mindestreduktion aufgrund des erwarteten Vorkommens enteraler Viren nachAblauf aus einer Kleinkläranlage mit mechanisch-biologischer Reinigung (1-20 EGW) um einInfektionsrisiko von 10 -4 Person -1 Jahr -1 bei oraler Exposition (Tagesaufnahme 0 bis 1Lungekochtes Wasser) nicht zu überschreiten:durchschnittliche log 10 Reduktion: -12,4erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: -15,9Inaktivierungsrate (Tag -1 )0,0058 bis 0,24 (angenommene Gleichverteilung)Größe Virenpartikel (nm)20 – 35Sticking – Effizienz (-)10 -5 bis 10 -3 (angenommene Gleichverteilung)Fall Bakterien (E.coli)Neben den Viren werden ebenfalls Bakterien als mikrobiologische Parameter zur Bewertungder Beeinflussung des Grundwassers bei einer Versickerung berücksichtigt. AlsModellbakterien wurden E.coli gewählt.124

6. Modellierung des StofftransportsAls Kriterium für die Beeinflussung des Grundwassers wurde eine notwendige Reduktion derBakterien bei der Versickerung gewählt die sicherstellt, dass in 95% derGrundwasseruntersuchungen kein positiver Nachweis von E.coli in 250 ml Wasserprobemöglich ist. Entsprechend wurde in Tabelle 38 eine Mindestreduktion von E.coli bei derVersickerung berechnet.Tabelle 38: Zusammenstellung der mikrobiologischen Parameter und Kennwerte alsEingangsgrößen für die hydrologische Modellierung im Fall Bakterien (E.coli)Escherichia coli (mechanisch-biologisch gereinigtes häusliches Abwasser)Notwendige Mindestreduktion von E.coli im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihrerabgeschätzten Konzentrationen im Ablauf von Kleinkläranlagen mit mechanisch-biologischerReinigung, um die Anforderung zu Erfüllen, dass E.coli in 95% der Fälle in 250mlUntersuchungsvolumen nicht nachweisbar ist:Durchschnittliche log 10 Reduktion im Untergrund: 6,0erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 8,8Escherichia coli (Störfall)Notwendige Mindestreduktion von E.coli im Verlauf der Fließstrecke auf Basis ihrerabgeschätzten Konzentrationen im Ablauf von Kleinkläranlagen mit mechanisch-biologischerReinigung im Störfall (keine Reinigungsleistung), um die Anforderung zu Erfüllen, dass E.coliin 95% der Fälle in 250ml Untersuchungsvolumen nicht nachweisbar ist:durchschnittliche log 10 Reduktion: 9,2erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: 11,0Filtrationskonstanten (1/m)Sand: 0,4 – 5; Lehmiger Sand, Sandiger Lehm: 0,4 - 10; Sandiger Kies: 0,4 – 2,5 (angenommeneGleichverteilung)Absterberate (1/d)0,0063 – 0,36 (angenommene Gleichverteilung)6.3.4.2 MEMBRANVERFAHRENFür die definierten Fälle Sauerstoff, Nitrat und Carbamazepin und Viren ergeben sich keineUnterschiede in den Annahmen für die Definition der Eingangsdaten der Simulation imVergleich zu Belebungs- und Pflanzenkläranlagen (siehe Kap. 6.3.4.1). Aus diesem Grundwurden keine separaten Simulationsrechnungen für diesen Anlagentyp für die genanntenFälle durchgeführt.Für den Fall Bakterien wurde entsprechend den Erläuterungen in Kap. 4.2.9 angenommen,dass diese durch die Membranen aufgrund der Partikelgröße der Bakterien nahezuvollständig zurückgehalten werden.125

6. Modellierung des Stofftransports6.3.4.3 GRAUWASSERDa Carbamazepin bei der Abwasserteilstromseparierung über das Gelb- und Braunwasserentsorgt wird, wurde der Fall Carbamazepin für diesen Anlagentyp nicht definiert.Fall SauerstoffAufgrund der weitaus geringeren Stickstofffracht im Grauwasser gegenüber einerherkömmlichen Abwasserzusammensetzung beschränkt sich im Fall Sauerstoff diesesAnlagentyps das Sauerstoffzehrungspotential nahezu vollständig auf den CSB. Für diesenFall wurden nur Berechnungen für den „Normalfall“ durchgeführt. Als Häufigkeitsverteilungder CSB-Konzentration einer Versickerung wurden analoge Annahmen wie in Kap 6.3.4.1(Belebungs- und Pflanzenkläranlagen) getroffen. Die Ammonium-Konzentration wurde mit1mg/l NH 4 -N angenommen.Fall NitratAufgrund des geringen Stickstoffanteils im Grauwasser ist mit einer im Verhältnis zuBelebungs- und Pflanzenkläranlagen geringen NO 3 -N-Konzentration im Grauwasser beieiner Versickerung zu rechnen. Aus diesem Grund wurden keine separaten Berechnungenfür diesen Fall und diesen Anlagentyp durchgeführt.Fall Viren (Enterale Viren)Die in Kap. 6.3.4.1 erläuterten Annahmen wurden ebenfalls für die Berechnung dernotwendigen Log-Reduktion für eine Versickerung von Grauwasser verwendet. Durch dieweitaus geringere Konzentrationen der Viren im Grauwasser im Vergleich zuherkömmlichem Abwasser sind entsprechend die errechneten notwendigen Log-Reduktionen für eine Versickerung von Grauwasser geringer (siehe Tabelle 39).126

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 39: Zusammenstellung der mikrobiologischen Parameter und Kennwerte alsEingangsgrößen für die hydrologische Modellierung im Fall enterale Viren im Grauwasser„enteraler Virustyp“Notwendige Mindestreduktion aufgrund des erwarteten Vorkommens enteraler Viren inGrauwasser nach Ablauf aus einer Kleinkläranlage mit mechanisch-biologischer Reinigung (1-20 EGW) um ein Infektionsrisiko von 10 -4 Person -1 Jahr -1 bei oraler Exposition (Tagesaufnahme0 bis 1L ungekochtes Wasser) nicht zu überschreiten:durchschnittliche log 10 Reduktion: -8,7erhöht um 3-fache Standardabweichung: log 10 Reduktion: -12,4Inaktivierungsrate (Tag -1 )0,0058 bis 0,24 (angenommene Gleichverteilung)Größe Virenpartikel (nm)20 – 35Sticking – Effizienz (-)10 -5 bis 10 -3 (angenommene Gleichverteilung)Fall Bakterien (E.coli)Eine separate Berechnung für den Fall Bakterien für eine Versickerung von Grauwasserwurde nicht durchgeführt. Wie sich für den modellierten Fall Bakterien für Belebungs- undPflanzenkläranlagen zeigte, sind die Beeinflussungen des Grundwassers durch Bakterien mitweitaus geringeren Transportweiten im Verhältnis zu den Viren verbunden. Aus hygienischerSicht ist somit die Ausbreitung der Viren das maßgebliche Kriterium für die Beurteilung derBeeinflussung des Grundwassers durch eine Versickerung.6.4 Ergebnisse der Simulationsrechnungen6.4.1 Fall Sauerstoff6.4.1.1 VERHALTEN IN DER UNGESÄTTIGTE ZONEIn Tabelle 40 sind Fließzeiten durch die ungesättigte Zone und notwendigeVerdünnungsverhältnisse zur Erreichung eines Sauerstoffgehaltes im Grundwasser von 2mg/l für ausgewählte Fälle der ungesättigten Zone dargestellt. Die Fließzeit nimmt linear mitdem Flurabstand zu und bewegt sich im Mittel im Bereich zwischen ca. 2 (Kies) bis ca. 10(sandiger Lehm) Tagen pro Meter. Anhand der Verdünnung, die notwendig ist, um imGrundwasser eine Sauerstoffkonzentration von 2 mg/l zu erreichen, erkennt man dieBedeutung des Flurabstandes beim Abbau der sauerstoffzehrenden Stoffe DOC undAmmonium. Vor allem die langen Fließzeiten bei gering durchlässigen Böden bewirken einestarke Reduktion des Sauerstoffzehrungspotentials mit zunehmendem Flurabstand.127

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 40: Fließzeiten und notwendige Verdünnungsverhältnisse zur Erreichung einesSauerstoffgehaltes im Grundwasser von 2 mg/l für ausgewählte Fälle.NormalfallNotwendige Verdünnung Q GW /Q Versickerungfür Konzentration von 2 mg/l bei GW-Konz. von 8 mg/l, VersickerungungesättigtNotwendige Verdünnung Q GW /Q Versickerungfür Konzentration von 2 mg/l bei GW-Konz. von 8 mg/l, Versickerung gesättigtFließzeit [d]Texturklasse Flurabstand 10% 25% 50% 75% 90% 95% 10% 25% 50% 75% 90% 95% 10% 25% 50% 75% 90% 95%Kies1 1.7 1.8 1.9 2.0 2.1 2.2 3.5 4.6 6.4 9.3 12.8 15.6 3.6 4.7 6.6 9.8 13.8 17.610 17.0 17.9 18.9 19.9 21.0 21.6 2.7 3.3 4.2 5.6 7.2 8.5 2.9 3.7 5.0 7.2 10.1 12.4Sandiger1 3.3 3.4 3.5 3.6 3.7 3.8 3.3 4.3 6.0 8.5 11.9 14.4 3.4 4.5 6.5 9.2 13.0 15.8Kies10 33.0 34.0 35.1 36.2 37.3 37.9 2.3 2.6 3.3 4.2 5.4 6.2 2.5 3.1 4.1 5.8 8.4 10.5Sand1 4.0 4.5 5.3 6.3 7.3 8.1 3.2 4.2 5.6 8.0 10.5 12.6 3.4 4.5 6.1 9.1 12.5 15.610 39.8 45.2 53.0 63.1 73.2 80.8 2.0 2.2 2.6 3.1 4.0 4.6 2.2 2.6 3.4 4.7 6.9 8.9Lehmiger1 4.8 5.7 6.9 8.5 10.2 11.5 3.1 4.0 5.5 7.7 10.7 12.9 3.3 4.4 6.2 9.1 13.2 16.3Sand10 47.7 56.8 68.6 85.2 102.4 114.7 1.9 2.0 2.3 2.8 3.4 3.9 2.1 2.5 3.1 4.4 6.1 7.6Sandiger1 6.7 8.0 9.9 12.1 14.1 15.4 2.9 3.8 5.1 6.9 9.3 11.0 3.1 4.2 5.8 8.3 11.9 14.2Lehm10 66.7 80.2 99.3 120.7 140.8 153.9 1.8 1.8 2.0 2.3 2.7 3.0 2.0 2.2 2.8 3.7 5.2 6.720 133.4 160.4 198.7 241.4 281.6 307.8 - - - - - - - - - - - -StörfallNotwendige Verdünnung fürKonzentration von 2 mg/l bei GW-Konz.von 8 mg/l, Versickerung ungesättigtNotwendige Verdünnung fürKonzentration von 2 mg/l bei GW-Konz.von 8 mg/l, Versickerung gesättigtTexturklasse Flurabstand 10% 25% 50% 75% 90% 95% 10% 25% 50% 75% 90% 95%Kies1 20.3 28.5 40.9 58.9 81.3 99.8 23.4 32.5 47.8 68.6 98.9 119.910 9.2 12.4 17.2 24.3 34.4 41.1 17.9 25.4 37.1 52.5 74.6 93.7Sandiger1 16.4 22.8 33.6 48.8 67.8 86.2 21.9 30.5 44.9 64.7 89.5 115.4Kies10 6.2 8.2 11.1 15.5 21.6 26.4 14.8 20.4 29.6 43.5 61.8 75.5Sand1 14.9 21.0 30.6 44.5 62.4 75.7 22.0 30.8 44.1 63.9 90.1 108.310 3.9 5.1 6.9 9.9 14.5 17.7 12.8 17.9 25.7 38.0 55.9 68.5Lehmiger1 13.4 18.8 28.1 41.6 59.1 72.4 21.2 29.0 42.4 62.4 88.4 108.9Sand10 2.8 3.7 5.4 8.2 12.3 15.5 11.3 16.1 24.6 36.4 52.8 64.6Sandiger1 11.3 16.0 23.5 34.2 47.1 61.1 19.8 27.7 39.5 57.6 78.4 100.6Lehm10 2.0 2.5 3.3 4.9 7.1 9.3 9.9 13.9 21.5 32.7 46.8 59.2So ist beispielsweise die notwendige Verdünnung bei 10 m Flurabstand bei Kies nur umetwa die Hälfte kleiner als bei einem Meter Flurabstand, bei sandigem Lehm reduziert sichdie notwendige Verdünnung bei zehn Meter Flurabstand auf ungefähr ein Viertel des Wertesvon einem Meter. Eine Versickerung über gesättigtem Boden führt je nach Bodenart undFlurabstand zu unterschiedlich höherem Sauerstoffzehrungspotential im Vergleich zuVersickerung über ungesättigtem Boden. Je größer die Fließzeit, desto stärker kommt diegünstige Wirkung einer Versickerung über ungesättigter Zone zur Geltung. So ist zumBeispiel das Sauerstoffzehrungspotential bei Kies, Flurabstand 1 m bei gesättigterVersickerung nur um etwa 20 % größer als bei ungesättigter Versickerung (95%-Percentil).Bei sandigem Lehm ist das Sauerstoffzehrungspotential bei einem Flurabstand von einemMeter und gesättigter Versickerung um 25 % höher als bei ungesättigter Versickerung, bei10 Meter beträgt der Unterschied etwa 100 %. Bei Betrachtung von niedrigerenPerzentilwerten werden die Unterschiede kleiner.Ein Vergleich der Werte von Normalfall und Störfall macht die Bedeutung einerfunktionierenden Kläranlage deutlich. Das Sauerstoffzehrungspotential ist im Störfall etwaum den Faktor 7 höher als im Normalfall.6.4.1.2 VERHALTEN IN DER GESÄTTIGTE ZONEDer DOC- und Ammoniumgehalt des Abwassers, der nach Durchgang durch dieungesättigte Zone nicht abgebaut ist, führt in der gesättigten Zone zu einerSauerstoffzehrung und, da die Nachlieferung von Sauerstoff nur durch das zuströmendeGrundwasser erfolgen kann, zu einer Verringerung der Sauerstoffkonzentration im128

6. Modellierung des StofftransportsGrundwasser. Durch Vermischung infolge Dispersion erfolgt entlang des Fließweges wiedereine Zunahme des Sauerstoffgehaltes und er nähert sich asymptotisch wieder dem Niveaudes unbeeinflussten Grundwassers.Als erforderliche Sauerstoffkonzentration wird ein Wert von 2 mg/l angesehen (siehe Kapitel4.3). Daher erfolgte die Berechnung der notwendigen Transportstrecke, bis einSauerstoffgehalt von 2 mg/l im Grundwasser erreicht wird (entsprechend den Definitionen inKap. 6.3.4).129

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 38: Erforderliche Fließstrecke bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird inAbhängigkeit des Verdünnungspotentials. 50 % Perzentil, ungesättigte Versickerung.130

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 39: Erforderliche Fließstrecke bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird inAbhängigkeit des Verdünnungspotentials, 90 % Perzentil, ungesättigte Versickerung.131

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 40: Erforderliche Fließstrecke bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird inAbhängigkeit des Verdünnungspotentials, 50 % Perzentil, gesättigte Versickerung.132

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 41: Erforderliche Fließstrecke bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird inAbhängigkeit des Verdünnungspotentials, 90 % Perzentil, gesättigte Versickerung.In Abbildung 38 bis Abbildung 41 ist die erforderliche Fließstrecke für verschiedene Fälle inAbhängigkeit des Verdünnungspotentials dargestellt. Die durchgezogenen Linien markieren133

6. Modellierung des Stofftransportsden Störfall, die strichlierten Linien markieren den Normalfall. Für einen Wert desVerdünnungspotentials gibt es drei verschiedene Werte für die Transportstrecke, wobei derWert mit der größten Transportstrecke dem kleinsten Flurabstand (1 m) entspricht, der Wertmit der kleinsten Transportstrecke entspricht dem größten Flurabstand (10 m). Die MinimalundMaximalwerte werden durch die Linien als Umhüllende begrenzt. Ein Diagramm gilt fürdie angegebenen Systemkenngrößen (Sauerstoffgehalt des Grundwassers, Art derVersickerung) und Perzentilwerte. Das Verdünnungspotential ergibt sich aus derKombination von Grundwassermächtigkeit, Texturklasse als Maß für die hydraulischeDurchlässigkeit und Grundwasserspiegelgefälle. Das Verdünnungspotential, das sich beiverschiedenen Kombinationen dieser drei Größen ergibt, ist in Abbildung 42 für einenAbwasseranfall von 600 l/d dargestellt.Mächtigkeit [m]Sandiger LehmGW-Gefälle [%]Mächtigkeit [m]Lehmiger SandGW-Gefälle [%]Mächtigkeit [m]SandGW-Gefälle [%]3 5 10 3 53 105 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.51 1 1 5 5 50.5103 5 10 3 5 3 5 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 1 1 5 5 50.5103 5 10 3 5 3 5 10 3 5 100.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 1 1 5 5 50.5Mächtigkeit [m]Sandiger KiesGW-Gefälle [%]103 5 10 3 5 3 50.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 10.5101Mächtigkeit [m]KiesGW-Gefälle [%]103 5 10 3 5 3 50.1 0.1 0.1 0.5 0.5 1 10.510 -3 10 -2 10 -1 10 0 10 1 10 2Verdünnungspotential Q GW/Q Versick[m 3 /(m.d)/(m 3 /d)]Abbildung 42: Verdünnungspotential für eine Versickerungswassermenge von 600 l/d für diebetrachteten Texturklassen, Mächtigkeiten und Grundwasserspiegelgefälle. Mittlere k-Werte[m/s]: Kies: 1,5.10 -2 , Sandiger Kies: 2,9.10 -4 , Sand: 8,2.10 -5 , Lehmiger Sand: 4.10 -5 , SandigerLehm: 1,2.10 -5 .Aus den obigen Abbildungen lassen sich deutliche Unterschiede zwischen denverschiedenen Fällen erkennen und günstige von ungünstigen Situationen unterscheiden.Außerdem bekommt man eine Vorstellung der Größe der Zone, in der mit einerBeeinflussung des Sauerstoffgehaltes durch die Versickerung gerechnet werden muss.Günstige Situation in Hinblick auf die Beeinflussung des Sauerstoffgehaltes im Grundwassersind jene, wo einerseits ein guter Abbau von DOC und Ammonium in der ungesättigten Zoneund andererseits in der gesättigten Zone eine starke Verdünnung gegeben ist. Daher tretenbei gut durchlässigen Texturklassen mit großem Grundwasserspiegelgefälle und großerMächtigkeit die kleinsten Transportweiten auf. Deutliche Unterschiede weisen auch die FälleNormalfall und Störfall auf. Es ergeben sich für den Störfall Transportweiten, die um denFaktor 50 bis 80 größer sind als für den Normalfall. Dabei muss aber nochmals erwähntwerden, dass in den Berechnungen davon ausgegangen wurde, dass der Störfall einenDauerzustand darstellt und dass sich eine stationäre Fahne ausgebildet hat. Die Ergebnissezeigen, dass durch eine gute Reinigungsleistung der Kläranlage die Beeinflussung des134

6. Modellierung des StofftransportsSauerstoffgehaltes im Grundwasser deutlich verringert werden kann und vor allem langanhaltende Störfälle daher möglichst vermieden werden sollten.Ebenfalls einen großen Einfluss auf die Transportweite hat der Sauerstoffgehalt desunbeeinflussten Grundwassers. Je näher der zu erreichende Sauerstoffgehalt an demSauerstoffgehalt im Grundwasser liegt, desto größer ist die notwendige Transportstrecke, umdurch Durchmischung die erforderliche Sauerstoffkonzentration zu erreichen. EineSauerstoffkonzentration von 3 mg/l im Grundwasser führt zu einer etwa um den Faktor 30größeren Transportstrecke bis zur Erreichung der 2 mg/l-Grenze im Vergleich zu 8 mg/lSauerstoffkonzentration im Grundwasser.Eine Versickerung über ungesättigter Fläche hat bessere Wirkung bei gering durchlässigenBöden im Vergleich zu gut durchlässigen Böden. Der Unterschied zwischen großem undkleinem Flurabstand ist bei ungesättigter Versickerung größer als bei gesättigterVersickerung.In folgenden Fällen ist der DOC- und Ammoniumabbau in der ungesättigten Zoneausreichend, sodass es in der gesättigten Zone nach Durchmischung mit dem zuströmendenGrundwasser zu keiner Sauerstoffzehrung unter 2 mg/l kommt:• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 8 mg/l, ungesättigte Versickerung, Normalfall,Flurabstand größer 5 m. Kies auch im Störfall.• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 8 mg/l, gesättigte Versickerung, Normalfall,Flurabstand größer 10 m.In folgenden Fällen ist die Fließstrecke, bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird, in50 % der Fälle kleiner als 100 m:• Sauerstoffgehalt im GW 8 mg/l, ungesättigte Versickerung, Normalfall, Störfall wennVerdünnungspotential größer 0.2 m 3 /(m 2 .d)/m 3 /d.• Sauerstoffgehalt im GW 3 mg/l, ungesättigte Versickerung, Normalfall wennFlurabstand > 1 m, Störfall bei Lehmigem Sand und sandigem Lehm, wennFlurabstand 10 m oder mehr.• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 8 mg/l, gesättigte Versickerung, Normalfall, Störfallnur wenn Flurabstand größer 10 m.• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 3 mg/l, Normalfall wenn Flurabstand größer als5 m.In folgenden Fällen ist die Fließstrecke, bis ein Sauerstoffgehalt von 2 mg/l erreicht wird, in50 % der Fälle größer als 1000 m:• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 3 mg/l, Störfall, gesättigte Versickerung undVerdünnungspotential kleiner 1.• Sauerstoffgehalt im Grundwasser 3 mg/l, Störfall, Flurabstand kleiner als 5 m,ungesättigte Versickerung.135

6. Modellierung des StofftransportsIm Anhang Abbildung 69 bis Abbildung 73 sind die berechneten Transportweiten in Tabellengeordnet nach den jeweiligen Texturklassen zusammengefasst.6.4.1.3 GRAUWASSERIm Fall der Versickerung von gereinigtem Grauwasser treten deutlich geringereTransportweiten, bis eine Sauerstoffkonzentration von 2 mg/l erreicht wird, auf, da dieSauerstoffzehrung durch den Abbau von Ammonium in diesem Fall zu vernachlässigen istBei hohem Sauerstoffgehalt im unbeeinflussten Grundwasser beschränkt sich der Bereichmit einer Sauerstoffkonzentration unter 2 mg/l in allen Fällen auf eine Entfernung unter 30Meter. Bei vorbelastetem Grundwasser (Sauerstoffgehalt 3 mg/l) treten Transportweiten bis900 Meter auf.136

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 43: Erforderliche Transportweite zur Erreichung eines Sauerstoffgehaltes von 2 mg/lbei einem Sauerstoffgehalt im Grundwasser von 3 mg/l (vorbelastetes Grundwasser), 90 %-Perzentil (oben), 50 %-Perzentil (unten).137

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 44: Erforderliche Transportweite zur Erreichung eines Sauerstoffgehaltes von 2 mg/lbei einem Sauerstoffgehalt im Grundwasser von 8 mg/l (vorbelastetes Grundwasser), 90 %-Perzentil.Im Anhang Abbildung 80 sind die berechneten Transportweiten in Tabellen geordnet nachden jeweiligen Texturklassen zusammengefasst.6.4.2 Fall NitratIn Abbildung 45 ist die erforderliche Fließstrecke bis der Parameterwert derTrinkwasserverordnung für Nitrat in 90 % der Fälle eingehalten wird in Abhängigkeit desVerdünnungspotentials dargestellt. Ein Vergleich mit den erforderlichen Fließstrecken fürSauerstoff zeigt, dass bei Nitrat durchwegs kürzere Fließstrecken erforderlich sind. DerEinfluss der Abwasserversickerung beschränkt sich auf einen Bereich kleiner 200 mstromabwärts der Versickerungsanlage. Bei den Berechnungen wurde von einemNitratstickstoffgehalt im Grundwasser von 5 mg/l ausgegangen. Aufgrund der oftmals hohenNitratbelastung des Grundwassers durch anderer anthropogene Einflüsse kann die in diesenFällen niedrigere Nitratkonzentration im Abwasser zu einer Verdünnung und damitVerbesserung der Situation im Bezug auf Nitrat führen (siehe z. B. Kroiss et al. (2002)).138

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 45: Erforderliche Fließstrecke bis der Parameterwert der Trinkwasserverordnung fürNitrat eingehalten wird.Im Anhang Abbildung 74 sind die berechneten Transportweiten in Tabellen geordnet nachden jeweiligen Texturklassen zusammengefasst. Ähnlich wie im Fall Sauerstoff, sind diegeringsten Transportweiten für die Texturklassen Kies und sandigen Kies zu verzeichnen. Jebindiger der Untergrund, umso weit reichender ist der Einfluss einer Versickerung auf dasGrundwasser in Hinblick auf den Parameter Nitrat. Da ein Nitratabbau im Wesentlichenanoxisch über Denitrifikation in der gesättigten Zone stattfindet, ist die Mächtigkeit derungesättigten Zone (Flurabstand) in diesem Fall nicht maßgebend. Am ungünstigsten für denEinfluss von Nitrat durch eine Versickerung auf das Grundwasser sind ein geringesGrundwassergefälle sowie geringe Mächtigkeiten des Grundwasserleiters zu bewerten. Jehöher die Konzentrationen im gereinigten Abwasser, umso weitereichender ist dieBeeinflussung des Grundwassers. Transportweiten > 100m wurden nur für die Annahme vonNitratkonzentrationen > 70 mg/l im gereinigten Abwasser berechnet.6.4.3 Fall CarbamazepinIn Abbildung 46 ist die erforderliche Fließstrecke zum Erreichen des PNEC-Wertes nach(Hartmann et al. 2003) dargestellt. Aufgrund der geringen erforderlichen Verdünnung desgereinigten Abwassers, um diesen Wert einzuhalten, ist eine geringe Transportweite, die 90Meter nicht überschreitet, erforderlich. Daher ist Carbamazepin in diesem Fall alsunproblematisch anzusehen, wenn man einen Mindestabstand von 100 Meter vorschreibt.139

6. Modellierung des Stofftransports100Erforderliche Fließstrecke [m]10Sandiger KiesSandLehmiger SandSandiger LehmKiesmit Abbauohne Abbau10,001 0,01 0,1 1 10 100Verdünnungspotential Q GW /Q Versick [(m 3 /(m.d))/m 3 /d] 90%-PercentileAbbildung 46: Erforderliche Fließstrecke bis der PNEC-Wert für Carbamazepin nach (Hartmannet al. 2003) von 14 μg/l erreicht wird.Im Anhang Abbildung 75 sind die berechneten Transportweiten in Tabellen geordnet nachden jeweiligen Texturklassen zusammengefasst. Wiederum sind die geringstenTransportweiten für die Texturklassen Kies und sandigen Kies zu verzeichnen, die höchstenTransportweiten wurden für die bindigen Texturklassen (sandiger Lehm) berechnet. Wie imFall Sauerstoff, ist ohne Berücksichtigung von Abbauprozessen der Flurabstand für dieerrechnete Transportweite nicht maßgebend. Deutliche Abnahmen der Transportweiteergeben sich mit zunehmendem Grundwassergefälle und zunehmenderGrundwassermächtigkeit.6.4.4 Fall Bakterien (E.coli)In Abbildung 47 ist die erforderliche Transportstrecke für eine Reduktion von E.coli um 6 log-Stufen im Normalfall bzw. 9.2 log-Stufen im Störfall (siehe Kap. 5.2.3) dargestellt. DieTransportweiten liegen deutlich unter den erforderlichen Weiten für enterale Viren. Für denFall Kies ist bei einer log-Reduktion von 6 log-Stufen bei einem Flurabstand von 20 m einEinfluss der Verdünnung auf die Transportstrecke erkennbar, da in diesem Fall mitzunehmendem Grundwasserspiegelgefälle die erforderliche Transportstrecke abnimmt. Beiden feinkörnigeren sandig kiesigen Böden ist bei einem Flurabstand von 20 Meter, beilehmigen Böden bei einem Flurabstand von 10 m die erforderliche Reduktion für denNormalfall schon nach Durchgang durch die ungesättigte Zone erreicht (siehe auch Tabelle58 und Tabelle 59).140

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 47: Erforderliche Transportstrecke um die erforderliche Reduktion für Bakterien (E.coli) von 6 log-Stufen (Normalfall) bzw. 9.2 log-Stufen (Störfall) in 95 % der Fälle zu erreichen.141

6. Modellierung des Stofftransports6.4.5 Fall Viren (Enterale Viren)6.4.5.1 VERHALTEN IN DER UNGESÄTTIGTEN ZONEIn Tabelle 41 ist das Reduktionsvermögen der ungesättigten Zone für enterale Viren undColi-Bakterien angeführt. Für den Abbau von Viren und Bakterien sind eine lange Fließzeitund feinkörnige Böden günstig. Die log-Reduktion von Viren nimmt linear mit demFlurabstand zu und beträgt bei Kies 0.02 log-Stufen pro Meter, bei sandigem Lehm 0.35 log-Stufen pro Meter (95%-Percentilwerte). Bei einer Mächtigkeit der ungesättigten Zone von 20Meter kann das Reduktionspotential bei lehmigem Untergrund ein Drittel bis die Hälfte dererforderlichen log-Reduktion von 12.4 log-Stufen (gereinigtes Gesamtabwasser) ausmachen,die erforderliche log-Reduktion für gereinigtes Grauwasser (8.7 log-Stufen) wird bei diesenBedingungen zur Hälfte bis fast zur Gänze von der ungesättigten Zone erbracht. DasReduktionsvermögen bei kiesigem Untergrund ist mit maximal 1.5 log-Stufen (sandiger Kies)bei 20 Meter Flurabstand deutlich kleiner.Tabelle 41: Reduktionen in log-Stufen für enterale Viren und E.Coli in der ungesättigten ZoneLog-Reduktion VirenLog-Reduktion BakterienTexturklasse Flurabstand 10% 25% 50% 75% 90% 95% 10% 25% 50% 75% 90% 95%Kies1 -0.19 -0.16 -0.11 -0.06 -0.03 -0.02 -0.29 -0.24 -0.17 -0.11 -0.06 -0.053 -0.57 -0.48 -0.32 -0.19 -0.10 -0.07 -0.87 -0.75 -0.51 -0.29 -0.16 -0.125 -0.94 -0.79 -0.55 -0.33 -0.17 -0.11 -1.47 -1.23 -0.90 -0.53 -0.33 -0.2310 -1.90 -1.58 -1.12 -0.65 -0.35 -0.23 -2.91 -2.44 -1.66 -1.00 -0.56 -0.4220 -3.82 -3.20 -2.29 -1.33 -0.66 -0.43 -5.89 -5.01 -3.51 -2.04 -1.24 -0.96Sandiger1 -1.26 -0.54 -0.32 -0.20 -0.11 -0.07 -1.32 -1.12 -0.91 -0.66 -0.46 -0.39Kies3 -3.54 -1.59 -0.97 -0.59 -0.33 -0.21 -3.97 -3.42 -2.69 -2.01 -1.47 -1.215 -6.10 -2.66 -1.58 -0.97 -0.52 -0.33 -6.48 -5.68 -4.56 -3.31 -2.43 -1.9310 -12.38 -5.01 -3.09 -1.89 -1.05 -0.66 -13.28 -11.44 -9.20 -7.20 -5.22 -4.2920 -25.11 -10.38 -6.30 -3.95 -2.24 -1.50 -26.20 -22.42 -17.86 -13.37 -10.13 -7.79Sand1 -0.74 -0.59 -0.44 -0.31 -0.20 -0.15 -2.49 -2.10 -1.61 -1.03 -0.74 -0.593 -2.22 -1.80 -1.35 -0.94 -0.61 -0.46 -7.41 -6.36 -4.79 -3.27 -2.27 -1.755 -3.67 -2.98 -2.24 -1.57 -0.99 -0.73 -12.46 -10.74 -8.13 -5.34 -3.69 -2.8910 -7.32 -5.94 -4.51 -3.10 -2.06 -1.51 -24.26 -20.84 -15.75 -11.02 -7.43 -6.1320 -14.78 -11.85 -9.06 -6.28 -4.15 -3.04 -49.70 -42.46 -33.25 -22.57 -15.24 -11.91Lehmiger1 -1.12 -0.89 -0.66 -0.45 -0.28 -0.21 -4.47 -3.82 -2.86 -1.76 -1.09 -0.80Sand3 -3.31 -2.64 -1.98 -1.35 -0.86 -0.63 -13.45 -11.55 -8.24 -5.12 -3.40 -2.535 -5.57 -4.39 -3.30 -2.28 -1.46 -1.06 -22.45 -19.54 -14.02 -9.04 -5.58 -4.3410 -11.21 -8.83 -6.51 -4.53 -2.94 -2.08 -44.07 -38.16 -28.25 -17.27 -10.18 -7.8620 -22.28 -17.70 -13.24 -9.09 -5.91 -4.36 -90.02 -77.93 -57.15 -36.19 -23.04 -17.95Sandiger1 -1.77 -1.40 -1.05 -0.74 -0.48 -0.35 -4.77 -3.97 -2.95 -1.97 -1.27 -0.87Lehm3 -5.24 -4.12 -3.13 -2.17 -1.43 -1.08 -14.18 -12.50 -9.36 -6.26 -3.93 -2.835 -8.85 -6.94 -5.15 -3.54 -2.24 -1.67 -24.54 -20.88 -15.66 -9.87 -6.46 -4.4810 -17.46 -13.84 -10.38 -7.29 -4.85 -3.51 -49.25 -42.09 -31.34 -19.61 -12.78 -9.2520 -34.75 -27.92 -21.13 -14.78 -9.55 -7.10 -97.81 -83.73 -61.06 -39.67 -26.65 -19.62Die Variabilität des Virenreduktionsvermögens ist sehr groß, wie bei einem Vergleich derverschiedenen Perzentilwerte (10% bis 95% Perzentil) deutlich wird. Daher hat die Wahl desPerzentilwertes, der für die Festlegung der erforderlichen Fließstrecke herangezogen wird,eine entscheidende Bedeutung bei der Festlegung der Größe der Zone, in der eineeingeschränkte Nutzung des Grundwassers notwendig ist.142

6. Modellierung des Stofftransports6.4.5.2 VERHALTEN IN DER GESÄTTIGTEN ZONEIn Abbildung 48 bis Abbildung 50 sind erforderliche Transportweiten (90 % und 95 %-Percentile) zur Erreichung der von der Gruppe Mikrobiologie/Hygiene für verschiedeneBedingungen festgelegten log-Reduktionen dargestellt. Jede Texturklasse ist durch zweiLinien repräsentiert, wobei die obere Linie den Fall mit einem Meter Flurabstand zeigt, dieuntere Linie zeigt den Fall mit 20 Meter Flurabstand. Auf der horizontalen Achse ist dasGrundwasserspiegelgefälle aufgetragen. Die Mächtigkeit des Grundwasserleiters spielt beider Reduktion der Virenkonzentration entlang des Fließweges eine untergeordnete Rolle, dadie geringfügig größere Verdünnung mit Zunahme der Grundwassermächtigkeit bei einerderart großen erforderlichen Reduktion (log 8.7 bis log 15.9) keinen erkennbaren Einflusshat.143

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 48: Erforderliche Fließstrecke für eine log-Reduktion von 12.4 log-Stufen, 95 %- und90 %-Percentile.144

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 49: Erforderliche Fließstrecke für eine log-Reduktion von 8.7 log-Stufen, 95 %- und90 %-Percentile.145

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 50: Erforderliche Fließstrecke für eine log-Reduktion von 15.9 log-Stufen, 95 %- und90 %-Percentile.146

6. Modellierung des StofftransportsDie erforderliche Fließstrecke nimmt mit zunehmender Durchlässigkeit (von lehmigem zukiesigem Untergrund) und mit zunehmendem Grundwasserspiegelgefälle zu. DiesesVerhalten ist genau gegengleich dem Verhalten der chemischen Parameter. Situationen, diefür den Rückhalt von Viren günstig wirken (geringe erforderliche Transportstrecke), wirkenfür chemische Parameter (Sauerstoff, Nitrat, Carbamazepin) ungünstig (große erforderlicheTransportstrecke).Ursache dieses unterschiedlichen Verhaltens sind die unterschiedlichen Prozesse, die zueiner Reduktion der Konzentration entlang des Fließweges führen. Im Fall der chemischenParameter wird die Reduktion durch Verdünnung und einen zeitabhängigen Abbauhervorgerufen. Daher wirken Situationen, die zu einer großen Verdünnung führen (hoheDurchlässigkeit, große Mächtigkeit, großes Grundwasserspiegelgefälle) günstig. Im Fall desVirentransports wird die Reduktion im Wesentlichen durch ein Anhaften (Attachement) derViren an die Bodenkörner hervorgerufen. Dieses Anhaften erfolgt umso besser, je kleiner dieBodenkörner sind und je kleiner die Fließgeschwindigkeit ist. Das Absterben der Virenerfolgt, wie in der Literatur vielfach gezeigt (siehe Kapitel 5.2.2) sehr langsam.Die erforderliche Fließstrecke erstreckt sich für den Standardfall (Reinigung desGesamtabwassers, Reduktion um 12.4 log-Stufen, 95 %-Perzentilwerte) von < 10 m beisandigem Lehm und 20 Meter Flurabstand (Reduktion im Wesentlichen in der ungesättigtenZone) bis 2000 Meter bei sandigem Kies und Flurabstand von einem Meter. Bei gutdurchlässigem Kies mit so gut wie keinem Sand- und Lehmanteil erreichen die erforderlichenTransportstrecken bei realistischem Grundwasserspiegelgefälle bis 1 % theoretische Wertebis 40000 m. Diese Größen haben natürlich nur theoretische Bedeutung, zeigen aber dasgroße Gefährdungspotential einer in gut durchlässigen Kiesen gelegenenAbwasserversickerungsanlage, bei der keine hygienische Nachbehandlung des gereinigtenAbwassers erfolgt.Die erforderlichen Fließstrecken zur Sicherstellung einer Reduktion um 15.9 log-Stufen(praktisch eine 100%-ige Einhaltung des Qualitätsziels) sind nur unwesentlich höher imVergleich zum betrachteten Standardfall (12.4 log-Reduktion).6.4.6 Ableitung erforderlicher Fließstrecken zur Festlegung derAusdehnung potentiell beeinträchtigter Bereiche in Fließrichtung(bezogen auf Leitfaden, Kapitel 2)Vergleicht man die zuvor dargestellten Ergebnisse für unterschiedliche Parametermiteinander so erkennt man, dass bei den mikrobiologisch-hygienischen Parametern dieAusdehnung der beeinträchtigten Zone mit zunehmenden Grundwasserdurchfluss (bedingtdurch höhere k f -Werte und Grundwassergefälle) auf Grund reduzierter Filtration bzw.Adsorption zunimmt. Hingegen führen diese Verhältnisse bei der Beeinträchtigung überchemisch-physikalische Parameter zu kleineren Abmessungen der beeinträchtigten Zone.Wird der Grundwasserdurchfluss bedingt durch geringere kf-Werte und Grundwassergefällekleiner sind die Verhältnisse genau umgekehrt. Ein Vergrößerung der beeinträchtigten Zonebei den chemisch-physikalische Parametern (verringerte Verdünnung) und kleinereAbmessungen der beeinträchtigten Zone bei den mikrobiologisch-hygienischen Parametern(erhöhte Filterwirkung). Insgesamt gibt es daher Fälle, in denen die Ausbreitung vonmikrobiologisch-hygienischen Parametern die Ausdehnung der potentiell beeinträchtigte147

6. Modellierung des StofftransportsFläche bestimmt und solche Fälle, wo die Ausdehnung der potentiell beeinträchtigten Flächedurch chemisch-physikalische Parameter bestimmt wird.Bei den mikrobiologisch-hygienischen Parametern dominiert jeweils die Fließstrecke, dieerforderlich ist um eine Beeinträchtigung des Grundwassers durch enterale Viren zuvermeiden. Bei den chemisch-physikalischen Parametern ist jeweils das Sauerstoffkriteriumjenes, welches zu der weitreichendsten Beeinträchtigung führt. Das heißt, dass eineFestlegung der Fließstrecke in der Grundwasserfließrichtung in der es zu einerBeeinträchtigung des Grundwassers kommen kann über die Parameter „enteralen Viren“ und„Sauerstoff“ möglich ist. Wenn diese beiden Kriterien erfüllt sind, kann in der Regel davonausgegangen werden, dass auch die anderen Kriterien erfüllt sind.Um aus den Modellrechnungen jene Fließstrecke, die erforderliche ist um eineBeeinträchtigung des Grundwassers zu vermeiden, ableiten zu können, ist noch dieDefinition der Sicherheit erforderlich, mit der auf Basis der Rechenergebnisse dieBeeinträchtigung vermieden werden soll. Hierbei ist Ausgangslage für den Berechnungsfall„Viren“ grundsätzlich anderes als jene für den Berechnungsfall „Sauerstoff“.Für den Berechnungsfall enterale Viren wurde eine Beeinträchtigung so definiert, dass diesegegeben ist wenn > 1 Infektion pro 10000 Einwohnern und Jahr durch das Grundwasser alsTrinkwasser ausgelöst werden kann. Hier ist ein direkter Bezug zu einem tolerierbaren Risikogegeben. Rein statistisch wäre es argumentierbar den Erwartungswert (50 % - Wert) derRechenergebnisse für eine Festlegung von potentiell beeinträchtigten Bereichenheranzuziehen. Allerdings beinhalten die Berechnungen eine Reihe von Unsicherheiten undUnabwegbarkeiten (vor allem die der Transportmodellierung), sodass für die Festlegung derAusdehnung potentiell beeinträchtigter Bereich im Leitfaden der 95 % Wert herangezogenwurde.Für das Kriterium Sauerstoff ist die Situation insofern anders, als hier kein unmittelbarerBezug zur Trinkwasserqualität bzw. potentielle Gesundheitsgefährdung durch dasGrundwasser als Trinkwasser gegen ist. Es gibt in der Trinkwasserverordnung keinenGrenzwert für Sauerstoff. Allerdings kann es bei geringen Sauerstoffgehalten bzw. vor allembeim fehlen von Sauerstoff im Grundwasser zu einem vermehrten Auftreten von z.B. Nitritund Ammonium im Grundwasser kommen, welche in der Trinkwasserverordnung durchGrenzwerte geregelt sind. Die quantitative Beschreibung des Zusammenhanges zwischendem Auftreten dieser Stoffe und dem Sauerstoffgehalt im Grundwasser ist auf Basis desvorhandenen Verständnisses über die Zusammenhänge derzeit nicht möglich. DieForderung von 2 mg O 2 /l im Grundwasser unterhalb der Einleitung einer Versickerung vonbiologisch gereinigtem Abwasser stellt jedoch einen Vorsorgewert dar, welcher mit hoherSicherheit vermeiden soll, dass von der Versickerung her eine Beeinträchtigung durch Nitritoder Ammonium auftritt. Weiters ist in den Berechnungen dadurch eine Sicherheiteingebaut, indem der ungünstige Fall angenommen wurde, dass das in den Untergrundeingeleitete Ammonium nicht durch Adsorption verringert wird, zur Gänze nitrifiziert wird unddadurch zur Sauerstoffzehrung beiträgt. Das heißt bereits in dem Berechnungsansatz istgegenüber den tatsächlich in der Natur auftretenden Verhältnissen ein Sicherheitspolstergegeben, der sich allerdings nicht quantitativ beschreiben lässt.Für die Umsetzung der Modellrechnungen zum Fall „Sauerstoff“ wurden unterschiedlicheAusgangsgehalte von Sauerstoff im Grundwasser angenommen. Für die Umsetzung derRechenergebnisse in den Leitfaden wurden nur jene Rechenergebnisse herangezogen, die148

6. Modellierung des Stofftransportsvon einem ungünstigen Ausgangssauerstoffgehalt im Grundwasser von 3 mg/l ausgehen. Sosollten kritische Situation von unkritischen unterschieden werden. Für den Leitfaden wurdendann jene Entfernungen zur Abgrenzung der „potentiell beeinträchtigten Bereiche“herangezogen, die bei einem Ausgangssauerstoffgehalt im Grundwasser von 3 mg/l in 50%der Fälle ein Erreichen von 2 mg O 2 /l im Grundwasser gewährleisten. Berücksichtigt man dieAuftrittswahrscheinlichkeit von 2-3 mg O 2 /l im Grundwasser so ist bei diesen Annahmeneine rechnerische Wahrscheinlichkeit von 90 % gegeben, dass bei einenAusgangssauerstoffgehalt im zuströmenden Grundwasser von > 2mg/l ein Sauerstoffgehaltvon < 2 mg/l außerhalb der potentiell beeinträchtigten Bereiche nicht auftritt. Bei einemgeringen Sauerstoffgehalt im zuströmenden Grundwasser (< 2 mg/l) ist nach dem Leitfadeneine Versickerung nicht zulässig.Aus statistischer Sicht lässt sich dieser Zusammenhang folgendermaßen ableiten. Für eineVersickerung kommen nur Gebiete in Betracht, welche einen höheren Sauerstoffgehalt als 2mg/l aufweisen. Auf Grund der Datenlage (WGEV-Daten) kann man die Verteilung desSauerstoffgehaltes im zuströmenden Grundwasser im Bereich 2 - 10 mg/l recht gut durcheine Trapezverteilung beschreiben.W-Dichte f(x)0,180,160,140,120,100,080,060,040,020,000 2 4 6 8 10 12 14xAbbildung 51: Wahrscheinlichkeitsdichte einer passenden Trapezverteilung für denAusgangssauerstoffgehalt (in mg/) im zuströmenden GrundwasserDie momentan vorgeschlagenen Grenzen für das potentiell beeinträchtigte Gebiet zurVersickerung sind für einen Ausgangsgehalt an Sauerstoff von 3 mg/l ermittelt und stellensicher, dass auf Basis der Rechenergebnisse für einen Sauerstoffgehalt unter 2 mg/laußerhalb des erwähnten Ausschließungsgebietes die Auftrittswahrscheinlichkeit maximal50% beträgt. Bei einem Ausgangswert für den Sauerstoffgehalt von genau 2 mg/l beträgtdagegen die Unterschreitungswahrscheinlichkeit dafür außerhalb desAusschließungsgebietes praktisch 100%. Weiters wurde nachgewiesen, dass dieAusdehnung des notwendigen Ausschließungsgebietes bei einem Ausgangswert von 8 mg/lum den Faktor 30 schrumpft, also die Unterschreitungswahrscheinlichkeit des Grenzwertes 2mg/o außerhalb des empfohlenen Ausschließungsgebietes praktisch null ist. Insgesamt kannmangels alternativer Kenntnisse in einer groben Näherung dieUnterschreitungswahrscheinlichkeit in Abhängigkeit vom Ausgangswert des Sauerstoffgehaltesim Bereich von 2 (~ 100%) über 3 (~ 50%) bis 4 (~ 0%) mg/L linear modelliertwerden. Damit erhält man schließlich für die generelle Unterschreitungswahrscheinlichkeitdes Sauerstoffgrenzwertes außerhalb das potentiell beeinträchtigte Gebiet über eine Integralüber die Wahrscheinlichkeitsdichte in Abbildung 51:149

6. Modellierung des StofftransportsP(O -Gehalt außerhalb==∫∫10242(Regel von der< 2 mg/L)=P(O - Gehalt außerhalb1 x + 6(4 − x)× dx +2961042 mg/L | O - Istx + 60 × dx =9652576= x)× f ( x)dx" vollständigen Wahrscheinlichkeit" )∫

6. Modellierung des StofftransportsX SP ...........Ausbreitung entgegen der Hauptströmungsrichtung [m]q...........Versickerungswassermenge [m 3 /d]k...........Hydraulische Durchlässigkeit (Häufigkeitsverteilung) [m/d]I............Grundwasserspiegelgefälle [1]H..........Grundwassermächtigkeit [m]Die Breite des Bereiches, der aufgrund der Strömungssituation von der Versickerungbeeinflusst wird, berechnet sich aus:B s= qk ⋅ I ⋅ HGleichung 28mit den Größen wie oben. Die Breite nimmt zu mit geringerer Durchlässigkeit (sandiglehmigerUntergrund) und abnehmendem Grundwassergefälle und Mächtigkeit.Die maximal mögliche Breite der Stofffahne ist jene, die sich aufgrund der hydraulischenStrömungssituation ergibt (B s ).Die Größe des Gebietes, in dem das geforderte Qualitätsziel nicht eingehalten wird, wirdalso durch zwei Grenzen bestimmt: die Grenze, die sich aufgrund der Strömungssituationergibt (Begrenzung erfolgt nur quer und gegen die Hauptströmungsrichtung) und die Grenze,die aufgrund von Abbauprozessen entlang des Fließweges nicht überschritten wird(Begrenzung erfolgt auch in Hauptströmungsrichtung) (siehe Abbildung 52).Abbildung 52: Ausbreitung der Stofffahne, Prinzipskizze.Ist die Transportstrecke, ab der das geforderte Qualitätskriterium erreicht ist, kleiner als dieEntfernung des Staupunktes (X SP ), so wird angenommen, dass außerhalb eines151

6. Modellierung des Stofftransportskreisförmigen Gebietes mit dem Radius, der der Transportstrecke X T entspricht, dasQualitätskriterium mit hoher Wahrscheinlichkeit (90 %, 95 %) eingehalten wird.Ist die Transportstrecke X T , ab der das geforderte Qualitätskriterium erreicht ist, größer alsdie Entfernung des Staupunktes von der Versickerungsfläche (X SP ), so wird als Begrenzungentgegen der Hauptströmungsrichtung die Entfernung des Staupunktes von derVersickerungsfläche X SP wirksam, da das die maximale Ausbreitungsentfernung desversickerten Abwassers in diese Richtung darstellt. Als Breite ist B s heranzuziehen. InGrundwasserströmungsrichtung ist die Transportweite X T , bis das Qualitätskriteriumeingehalten wird, die maßgebende Entfernung.Abbildung 53: Gegenüberstellung der Entfernung zum Staupunkt X SP (links) und der Breiteaufgrund Strömung (B s , rechts) für eine Abwassermenge von 600 l/d mit der Transportweite,bis die Qualitätskriterien einer log 12.4 – Reduktion bzw. 2 mg/l Sauerstoff im Grundwassererreicht sind. Normalfall, Sauerstoffgehalt im Grundwasser 8 mg/l (oben) bzw. 3 mg/l (unten).Es sind die 50%-Percentile für Sauerstoff, Staupunktentfernung und B s und die 95%-Percentilefür enterale Viren dargestellt.Abbildung 53 zeigt eine Gegenüberstellung der Entfernung zum Staupunkt bzw. der Breite B smit der Transportweite bis das Qualitätskriterium eingehalten ist. Als Qualitätskriterium isteine Virenreduktion um 12.4 log-Stufen (rote Punkte) bzw. ein Sauerstoffgehalt größer 2 mg/l(blaue Punkte) gewählt. Die Größe auf der vertikalen Achse ist nur von den hydraulischenBedingungen abhängig (Grundwasserspiegelgefälle, Texturklasse, Grundwassermächtigkeit,152

6. Modellierung des StofftransportsVersickerungswassermenge), daher liegen die Werte für die verschiedenenabwassertechnischen Fälle auf einer horizontalen Linie. Die horizontale Streuung dieserPunkte ergibt sich aus den verschiedenen Flurabständen und Grundwassermächtigkeiten.Die berechneten hydraulischen Größen Staupunktabstand X SP und B s gelten für dieAbwassermenge eines Einzelhauses mit 4 EW (600 l/d) und nehmen bei Zunahme derWassermenge in gleichem Maße zu (Verdoppelung bei der doppelten Abwassermenge). Die1:1-Linie (schwarze Linie) ist jene Linie, auf der die Entfernung zum Staupunkt bzw. B s gleichgroß wie die Transportweite ist. In den Fällen, die oberhalb dieser Linie liegen, reicht dieAusbreitung der Abwasserinhaltstoffe nicht bis zur hydraulisch möglichen Grenze, da sieentlang des Fließweges so weit abgebaut (Viren) bzw. verdünnt (Sauerstoff) werden, dassdas Qualitätskriterium schon nach kürzerer Fließstrecke erreicht wird. Außerdem erkenntman das gegenläufige Verhalten der Ausbreitung von Viren und der Sauerstoffbeeinflussung.Im Normalfall bei einem Sauerstoffgehalt im Grundwasser von 8 mg/l ist überwiegend dieTransportweite von Viren maßgebend.In Tabelle 42 ist die resultierende Begrenzung entgegen der Hauptströmungsrichtung unddie erforderliche Breite angegeben, die sich bei Berücksichtigung der Transportstreckeenteraler Viren und der hydraulisch möglichen Ausbreitung ergeben. Gelb hinterlegte Felderbedeuten, dass die Ausbreitung durch den Virentransport begrenzt ist (Staupunktabstandbzw. B s /2 ist größer als X T ), bei blau hinterlegten Feldern sind die hydraulischen Grenzenmaßgebend.Tabelle 42: Abgrenzung des beeinflussten Bereiches entgegen und quer zurHauptströmungsrichtung.TexturklasseSandLehmiger SandFlurabstand[m]13510201351020Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzunggegen Hauptströmungsrichtungbzw. erforderlicheRadius X SP [m] Breite B S [m]Grundwasserspiegelgefälle[1]Begrenzunggegen Hauptströmungsrichtungbzw. erforderlicheRadius X SP [m] Breite B S [m]FlurabstandTexturklasse [m]0.001 44 92 0.001 17 340.005 9 5510.005 34 690.01 4 27 0.01 51 1020.05 1 5 0.05 27 1670.001 44 90 0.001 16 310.005 9 55 0.005 33 660.01 4 2730.01 46 920.05 1 5 0.05 27 1670.001 42 84 0.001 14 270.005 9 55 0.005 29 58Sandiger Lehm 50.01 4 27 0.01 40 810.05 1 5 0.05 27 1670.001 38 77 0.001 10 190.005 9 55 0.005 22 44100.01 4 27 0.01 29 580.05 1 5 0.05 27 1270.001 31 63 0.001 5 100.005 9 55 0.005 12 24200.01 4 27 0.01 14 280.05 1 5 0.05 27 760.001 31 63 0.001 6 350.005 29 140 10.005 1 70.01 14 90 0.01 1 40.05 3 18 0.001 6 350.001 31 61 30.005 1 70.005 29 127 0.01 1 40.01 14 90 0.001 6 350.05 3 18 Sandiger Kies 50.005 1 70.001 28 56 0.01 1 40.005 29 121 0.001 6 350.01 14 90 100.005 1 70.05 3 18 0.01 1 40.001 23 47 0.001 6 350.005 29 109 200.005 1 70.01 14 90 0.01 1 40.05 3 180.001 17 340.005 29 720.01 14 900.05 3 18Blau: Begrenzung durch hydraulische SituationGelb: Begrenzung durch Transportweite153

6. Modellierung des StofftransportsBei der Abgrenzung des durch die Abwasserversickerung beeinflussten Bereiches gemäßTabelle 42 für eine bestimmte Situation (Texturklasse, Flurabstand,Grundwasserspiegelgefälle) gibt es drei Möglichkeiten:• X SP und B S blau hinterlegt: X SP und B S gemäß Tabelle 42, X T gemäß DiagrammAbbildung 48, 95%-Percentil.• X SP blau, B S gelb: X SP und BBS gemäß Tabelle 42, X T == B s /2 und entspricht Wert ausAbbildung 48.• X SP und B S gelb: Kreis mit Durchmesser B s , das entspricht dem Radius X SP .In der praktischen Anwendung sind die sich ergebenden Distanzen vom Rand derVersickerungsfläche zu messen.Bei einer wechselnden Grundwasserströmungsrichtung ist die Begrenzung des beeinflusstenBereiches um den Winkel der Richtungsänderung zu drehen.6.4.8 Ermittlung der FließzeitenEine Ermittlung der Fließzeiten, bei der auf dem gleichen Weg wie bei der Ermittlung dererforderlichen Transportstrecke vorgegangen wurde, (Berechnung der Transportstrecke fürjede der 1000 bzw. 4000 Simulationen und Berechnung der Perzentilwerte dieser Werte)führt dazu, dass erforderliche Fließstrecke und Fließzeit für die gleichen Perzentilwerte nichtüber die Fließgeschwindigkeit direkt umrechenbar sind. Daher müssen die Fließzeiten füreine bestimmte erforderliche Transportstrecke unabhängig davon aus der hydraulischenDurchlässigkeit, dem Grundwasserspiegelgefälle und der effektiven Porosität errechnetwerden.In Abbildung 54 und Abbildung 55 sind die Ergebnisse dieser Berechnung dargestellt. Manerhält die Fließzeit, die für eine bestimmte erforderliche Fließstrecke in 90 % bzw. 50 % derFälle überschritten wird. Dabei wird aber nur die Fließzeit in der gesättigten Zoneberücksichtigt. Die Fließzeit in der ungesättigten Zone kann aus Tabelle 58 und Tabelle 59ermittelt werden.154

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 54: Fließzeiten für die verschiedenen Texturklassen undGrundwasserspiegelgefälle, die in 90 % überschritten werden in Abhängigkeit der Fließstrecke.155

6. Modellierung des StofftransportsAbbildung 55: Fließzeiten für die verschiedenen Texturklassen undGrundwasserspiegelgefälle, die in 50 % überschritten werden in Abhängigkeit der Fließstrecke.In Tabelle 43 sind aus den Diagrammen ermittelte Werte der erforderlichenTransportstrecken und Fließzeiten für enterale Viren bei einer Reduktion um 12.4 log-Stufenmit 95 % Wahrscheinlichkeit dargestellt. Die erforderliche Fließzeit überschreitet in allenbetrachteten Fällen deutlich die für die engere Schutzzone (Zone II) eines Brunnens odereiner Quelle geforderte Grenze von 60 Tagen Fließzeit. Im Gegensatz dazu ist diese Grenzefür Coli-Bakterien in den meisten Fällen ausreichend (Tabelle 44).156

6. Modellierung des StofftransportsTabelle 43: Erforderliche Transportstrecken und Fließzeiten für eine Reduktion enteraler Virenvon 12.4 log-Stufen bei einem Flurabstand von 1 Meter, 95 %-Perzentil.TexturGW-Gefälle[%]TransportstreckeViren, 12.4 log-Stufen, 95%-Percentil [m]Fließzeit, die in90 % der Fälleüberschrittenwird [d]Sandiger Kies 1 600 500 600Sandiger Kies 0.5 330 600 800Sand 5 360 220 300Sand 1 130 400 800Sand 0.5 100 600 1200Sand 0.1 50 1500 3000Lehmiger Sand 5 250 220 700Lehmiger Sand 0.5 75 600 2000Lehmiger Sand 0.1 33 1300 4000Sandiger Lehm 5 110 300 2000Sandiger Lehm 1 50 600 3000Sandiger Lehm 0.5 33 900 5000Fließzeit, die in50 % der Fälleüberschrittenwird [d]Tabelle 44: Erforderliche Transportstrecke und Fließzeiten für eine Bakterienreduktion (E.coli)von 6 log-Stufen bei einem Flurabstand von 1 m, 95 %-Perzentil.TexturGW-Gefälle[%]TransportstreckeBakterien, 6 log-Stufen, 95%-Percentil [m]Fließzeit, die in90 % der Fälleüberschrittenwird [d]Sandiger Kies 1 16 13 20Sandiger Kies 0.5 15 12 40Sand 5 13 8 16Sand 1 9 25 50Sand 0.5 7 40 80Sand 0.1 4 120 240Lehmiger Sand 5 7 6 16Lehmiger Sand 0.5 4 30 100Lehmiger Sand 0.1 2 80 230Sandiger Lehm 5 5 11 70Sandiger Lehm 1 3 35 200Sandiger Lehm 0.5 2 50 300Fließzeit, die in50 % der Fälleüberschrittenwird [d]157

6. Modellierung des Stofftransports6.4.9 Überlegungen zur Genauigkeit der ErgebnisseFolgende Punkte führen zu einer fehlerhaften Beschreibung der natürlichen Situation:1. Fähigkeit der Modelle zur Wiedergabe der natürlichen Prozesse.2. Unsicherheiten in den Eingangsparametern der Modelle.3. Unsicherheiten, die sich aufgrund der Anzahl an Simulationen in der Monte-Carlo-Simulation ergeben.Ad 1: Die verwendeten analytischen Lösungen der Gleichungen gehen von einer Reihe vonVereinfachungen aus. Im Bezug auf den Wassertransport im Grundwasser sind das dieAnnahme von einem homogenen, isotropen Grundwasserleiter mit konstanter Mächtigkeit,konstantem Grundwassergefälle und stationäre Strömungsverhältnisse. Die Lösungen derTransportgleichung setzen einen konstanten Stoffeintrag und ein homogenes, stationäresStrömungsfeld voraus. Weiters wird ein zeitabhängiger Abbau der chemischen Stoffe überdie gesamte Fließstrecke angenommen. Verschiedene Untersuchungen (Cha et al. (2003),Rettinger et al. (1992), Rauch et al. (2003) haben aber gezeigt, dass beispielsweise derorganische Kohlenstoff auf den ersten Zentimetern nach der Infiltration weitgehend abgebautwird und in tieferen Bodenschichten kein weiterer Abbau stattfindet.Theoretische Untersuchungen von Rehmann et al. (1999) haben gezeigt, dass dieAusbreitung von Viren bei Beachtung der Heterogenität in der hydraulischen Durchlässigkeit,der Porosität und den Adsorptionseigenschaften von Grundwasserleitern schneller vor sichgeht, als bei Annahme eines homogenen Aquifers mit mittlerer Durchlässigkeit. Die Ursachewird in der Ausbildung von bevorzugten Wegigkeiten gesehen, die einerseits durchzusammenhängende Bereiche hoher Durchlässigkeit entstehen, andererseits ist derVirentransport aufgrund der Größe der Viren auf ausreichend große Poren beschränkt, indenen ein rascher Transport stattfindet.Dieser Tatsache wird in dieser Arbeit dadurch Rechnung getragen, dass für die erforderlicheTransportweite hohe Perzentilwerte (90% bzw. 95%-Percentile) herangezogen werden.Dadurch wird zwar kein „worst case szenario“ berücksichtigt, eine Überschreitung dererforderlichen Transportweite tritt theoretisch allerdings nur mit einer Wahrscheinlichkeit von5% bzw. 10 % auf.Ad 2: Die Eingangsparameter der Modelle sind meist nicht genau bekannt. DieserUnsicherheit wird im Zuge der Monte-Carlo-Simulation in der Art Rechnung getragen, dassVerteilungen der erforderlichen Parameter angenommen werden. Dadurch bekommt maneine Vorstellung über die mögliche Spannweite der Ergebnisse, die zu einem größerenVertrauen in Entscheidungen führt. Die in dieser Arbeit als Systemkenngrößen bezeichnetenMerkmale der Fälle basieren bei der praktischen Durchführung einer Standortbeurteilung oftauf Schätzwerten oder Erfahrungen der beteiligten Personen, wodurch ein weitererUnsicherheitsfaktor hinzukommt.Ad 3: Aus der Anzahl der Monte-Carlo-Simulationen ergibt sich eine Unsicherheit in derBestimmung der notwendigen Transportweite, die sich über das Konfidenzintervall genauangeben lässt. Die Breite des Konfidenzintervalles ist [p-Δp, p+Δp].158

6. Modellierung des StofftransportsΔp=pcm( 1−p)m......Anzahl an Simulationenp.......Perzentilwert [0,1]c.......Konfidenzzahl für die Normalverteilung (1.96 für das 95%-Konfidenzintervall).Δp erreicht ein Maximum bei p=0.5, daher sind zur Schätzung des Medians eine größereAnzahl von Simulationen notwendig, als zur Schätzung von höheren Perzentilen, bei gleicherGröße des Konfidenzintervalles. An den extremen Enden der Verteilungsfunktion, in diesemFall einer log-Normalverteilung, wirkt sich ein Konfidenzintervall mit einer bestimmte Breiteaufgrund der geringen Neigung der Verteilungsfunktion allerdings stärker auf dieTransportstrecke aus, als in der Nähe des 50%-Percentils.Abbildung 56: Summenhäufigkeitsverteilung der log-transformierten Transportstrecke.In Tabelle 45 ist die Breite des 95%-Konfidenzintervalles in Prozent der errechnetenTransportstrecke bei Betrachtung der 90%-Percentilwerte dargestellt. Man erkennt, dass mitzunehmender Transportstrecke die Breite des Konfidenzintervalles kleiner wird, sie bewegtsich zwischen +/-15 bis +/-20 Prozent für die Sauerstofftransportrechnungen und zw. +/-5 bis+/-15 Prozent für die Virentransportrechnungen. Diese Genauigkeit erscheint bei Beachtungder sonstigen Unsicherheiten, die sich beispielsweise aus der Ermittlung derSystemkenngrößen (Textur, Grundwasserspiegelgefälle, Mächtigkeit...) ergeben, als159

6. Modellierung des Stofftransportsausreichend, weshalb die durchgeführten 1000 Simulationen im Falle von Sauerstoff und4000 Simulationen im Fall von Virentransport als ausreichend angesehen werden.Tabelle 45: Breite des 95-%-Konfidenzintervalles in Prozent der errechneten Transportstreckefür Sauerstoff und Viren, 90%-Percentil.Transportstrecke Sauerstoff, 1000 Simulationen Viren, 4000 Simulationen1 < x < 10 41 2810 < x < 100 36 10100 < x < 1000 33 10x > 1000 31 12Die vorangegangenen Überlegungen führen zu folgenden Schlussfolgerungen undKonsequenzen bei dem Umgang mit den Berechnungsergebnissen:• Die berechneten Transportweiten bilden einen Anhaltspunkt für die Größe des durchdie Versickerung beeinflussten Bereiches, die mit großer Wahrscheinlichkeit nichtüberschritten wird. Tatsächliche Transportweiten an einem bestimmten Standortkönnen von den berechneten abweichen.• Anhand der berechneten Transportweiten können kritische von weniger kritischenFällen unterschieden werden und der Einfluss der verschiedenen Parameter kannuntersucht werden.• Die Ergebnisse gelten für die bei Kleinkläranlagen auftretenden Wassermengen unddie Flächenbeschickungen, die sich aus den empfohlenen Größen derVersickerungsflächen für die verschiedenen Texturklassen ergeben. Bei deutlichgrößeren Flächenbeschickungen, die hydraulisch z. B. bei sandig-kiesigemUntergrund durchaus möglich wären, ist aufgrund der schnellerenFließgeschwindigkeiten mit deutlich geringeren Virenreduktionen in der ungesättigtenZone und damit längeren Transportstrecken in der gesättigten Zone zu rechnen.160

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7 WEITERE HYDRO-GEOLOGISCHEASPEKTE7.1 Bestimmung der erforderlichen VersickerungsflächeEine Voraussetzung für den ordnungsgemäßen Betrieb einer Abwasserversickerungsanlageist, dass die Infiltrationskapazität des Bodens groß genug sein muss, um die anfallendeAbwassermenge ableiten zu können. In der Literatur sind verschiedene Ansätze zurErmittlung der erforderlichen Versickerungsfläche dokumentiert, die meist auf empirischenErfahrungen basieren. Bei manchen werden Ergebnisse eines Versickerungsversuches, beianderen die Bestimmung der Texturklasse zur Beurteilung des Versickerungsvermögens desUntergrundes herangezogen. Hier werden einige dieser Ansätze diskutiert.7.1.1 Flächenbedarfsermittlung nach Kiker und PönningerDie Flächenermittlung erfolgt über die Auswertung eines Sickerversuchs. Das Verfahrenwurde im Jahre 1950 von John E. Kiker (Kiker (1950)) erstmals nach einer empirischermittelten Formel publiziert. Später wurde es von Rudolf Pönninger auf europäische Maßeumgerechnet und wird seitdem in Österreich, vorwiegend in Kärnten, angewendet.Bei diesem Sickerversuch wird im Bereich der zukünftigen Versickerungsfläche eineProbegrube ausgehoben. Diese hat am Grund (meist in 1 bis 3 Meter Tiefe, entsprechendder geplanten Versickerung) eine Breite von 30*30 cm und eine Tiefe von ca. 30 cm. DasVersuchsloch wird anschließend zur Vornässung zweimal mit Wasser gefüllt. Erst danachwird das Versuchsloch ca. 25 cm mit Wasser aufgefüllt und die Spiegelabsenkung imMinutenabstand gemessen. Dieser Versuch wird dreimal durchgeführt und ein Mittelwertberechnet. Die gemessene Versickerungszeit t in Minuten pro Zentimeter geht in folgendeempirische Formel ein:( 2,54t+ 6,24)C =1181,57Dabei drückt der Versickerungskoeffizient (C) den Kehrwert der zulässigen Wassermenge inLiter pro Quadratmeter und Tag aus. Der Zeitaufwand, ohne Grabungsarbeiten, beträgteinige Stunden und hängt im Wesentlichen von der Sickerfähigkeit des Untergrundes ab.Vorteile:• Einfache Durchführung und Auswertung• Kurze Dauer• Bestimmung der Texturklasse ist nicht notwendig.161

7. Weitere hydro-geologische AspekteNachteile:• Kleine Versuchsfläche, daher hat bei heterogenem Untergrund die Auswahl derVersuchsfläche einen großen Einfluss auf das Ergebnis.7.1.2 Flächenbedarfsermittlung nach ImhoffDie in Imhoff (1963) angegebene Methode zur Ermittlung des erforderlichenFlächenbedarfes basiert ebenfalls auf der Beobachtung eines fallenden Wasserstandes imZuge eines Versickerungsversuches.Tabelle 46: Sickerzeiten und zulässige Belastung der Sickerfläche nach Imhoff (1963).Sickerzeit für eine Spiegelabsenkung von1 cm [min]1 2 4 12 24Zul. Belastung der Sickerfläche [l/(m 2 .d)] 130 100 70 33 24Bei Absenkungszeiten länger als 24 min. pro cm ist von einer Versickerung in dieserBodenschicht abzuraten.7.1.3 Flächenbedarfsermittlung nach Schmitz-LendersIn Schmitz-Lenders (1951) wird der Flächenbedarf in Abhängigkeit der am Standortvorliegenden Texturklasse angegeben. Dabei ist eine genaue Definition der Texturklassen,für die die Angaben gelten, notwendig, die in diesem Fall nicht gegeben ist. Eine Zuordnungder Bodenverhältnisse am Standort zu den angegebenen Texturklassen ist daher nichteindeutig möglich, wodurch sich große Unsicherheiten bei der Ermittlung der Größe derVersickerungsfläche ergeben.Tabelle 47: Erforderliche Versickerungsfläche nach Schmitz-Lenders (1951)erforderliche Sickerfläche bei Schmutzwasser:Je Person erforderliche wirksameEinsickerungsfläche bei SickerschächtenBodenart a.) Wohnungen b.) Lager c.) SchulenGrober Sand oder Kies 0,93m² 0,23m² 0,14m² 2,9Feiner Sand 1,40m² 0,37m² 0,23m² 4,4Sandiger Lehm oder sandiger Ton 2,30m² 0,60m² 0,37m² 7,3Ton mit beachtlichen 3,70m² 0,93m² 0,60m² 11,7Beimengungen von Sand undKiesm²/600l*d füra.) Wohnungen162

7. Weitere hydro-geologische AspekteTon mit geringen Beimengungen 7,40m² 1,85m² 1,25m² 23,4von Sand oder KiesSchwerer, dichter Ton, Felsenoder andere undurchlässigeBodenarten ungeeignet ungeeignet ungeeignet ungeeignetzu a.) Wohnungenzu b.) Lagerzu c.) Schulen189 l/Bew. und Tag95 l/Bew. und Tag64 l/Schüler und Tag7.1.4 Flächenbedarfsermittlung nach TylerIn Tyler (2001) erfolgt die Angabe der erforderlichen Versickerungsfläche ebenfalls auf Basisvon Texturklassen, in diesem Fall findet die Nomenklatur nach USDA Soil ClassificationSystem Anwendung. Außerdem sind Angaben über die Kornform und die Sortierungerforderlich und es erfolgt eine Unterscheidung nach dem Gehalt von organischemKohlenstoff im Abwasser. Hintergrund dieser Unterscheidung ist die unterschiedlicheGefährdung für eine Verringerung des Infiltrationsvermögens des Bodens durch Kolmation.Bei höherem Gehalt an organischem Kohlenstoff im Abwasser ist die Gefahr der Bildungeiner Kolmationsschicht größer, daher sind in diesem Fall geringere Flächenbeschickungenzulässig. Die Angaben in Tabelle 48 sind im wesentlichen Erfahrungswerte des Autors.163

7. Weitere hydro-geologische AspekteTabelle 48: Zulässige Flächenbeschickung [l/(m 2 .d)] nach Tyler (2001).TEXTURESTRUCTUREHYDRAULIC LOADING Rate, (l/m²d)SHAPE GRADE BOD>30 mg/L BOD

7. Weitere hydro-geologische AspekteQA =Qqvers( k s)Dabei ist Q vers die Versickerungsmenge in m 3 /d und Qq(k s ) der k s -Wert, der in q % der Fälleunterschritten wird (q%-Quantil).In Tabelle 49 ist die erforderliche Versickerungsfläche für eine Wassermenge von 600 l/dangeführt. Das entspricht einem Wasserverbrauch eines 4-Personen-Haushaltes (4 x 150l/d). Dabei bedeutet der Wert für das 10%-Quantil, dass die Durchlässigkeit in 10 % der Fällenicht ausreicht, die Wassermenge auf dieser Fläche zu versickern. Man sieht, dass für Sand,lehmigen Sand und sandigen Lehm für eine Kleinkläranlage mit 4 EW eineVersickerungsfläche bis 10 m 2 ausreicht, mit zunehmendem Ton- und Schluffgehalt steigt dieerforderliche Versickerungsfläche stark an und es wird eine sehr große Versickerungsflächenotwendig. Dabei wird allerdings eine volle Sättigung des Bodens zugelassen. ZurErmöglichung eines aeroben Abbaus in der ungesättigten Zone ist allerdings die Möglichkeiteiner Wiederbelüftung des versickerten Wassers aus der Bodenluft notwendig, da keineSauerstoffzufuhr über ein unbeeinflusstes zuströmendes Grundwasser, wie es in dergesättigten Zone gegeben ist, erfolgt. Das ist nur bei ungesättigten Verhältnissen möglich,daher ist zur Erhaltung eines ungesättigten Zustandes eine noch größereVersickerungsfläche erforderlich.Aufgrund dieser Überlegungen wurden die Monte-Carlo-Simulationen für die Texturklassender feinkörnigen Böden Sand, lehmiger Sand und sandiger Lehm durchgeführt, dazukommen noch die grobkörnigen Böden sandiger Kies und Kies. Für die grobkörnigen Bödenstellt die Infiltrationskapazität bei den bei Kleinkläranlagen auftretenden Wassermengen keinProblem dar.Tabelle 49: Erforderliche Versickerungsfläche [m 2 ] um in (100 – q) % der Fälle eineWassermenge von 600 l/d versickern zu können. Die Berechnung erfolgte auf Basis derHäufigkeitsverteilungen für k s aus Carsel et al. (1988).Texturklasse10%-Quantil 20%-Quantil 50%-Quantil 75%-QuantilSand 0.27 0.18 0.09 0.06Lehmiger Sand 1.1 0.62 0.22 0.12Sandiger Lehm 7.22 3.73 1.09 0.44Lehm 66.81 30.62 6.98 2.22Schluffiger Lehm 150.78 78.28 22.33 8.18Sandig-toniger Lehm 76.18 33.83 7.23 2.16Toniger Lehm 4981.99 1379.07 118.42 16.81Schluffig-toniger Lehm 1153.16 565.79 145.25 49.18Sandiger Ton 1891.31 777.72 142.07 36.37Schluffiger Ton 3964.45 2227.90 739.73 305.73Schluff 55.33 40.67 22.56 14.07Ton 3112.02 1116.86 157.60 33.13In Abbildung 57 ist die Flächenbeschickung für die ausgewählten Texturklassen und fürSchluff in Abhängigkeit der Sättigung für die 50 %-Percentile, 25 %-Percentile und die 10 %-165

7. Weitere hydro-geologische AspektePercentile dargestellt. Schluff ist als Beispiel für eine Texturklasse angeführt, für die eineVersickerung aufgrund der Infiltrationskapazität als problematisch anzusehen ist und dienach Sand, lehmiger Sand und sandigem Lehm die nächstgrößere Versickerungsflächeerfordert (10%-Percentile in Tabelle 49). Aus dieser Abbildung wird deutlich, dass zurSicherstellung von ungesättigten Verhältnissen (Sättigung 0.6-0.7) eine mindestens 10 malgrößere Versickerungsfläche als bei gesättigten Verhältnissen notwendig ist. Es ist auch derempfohlene Bereich der hydraulischen Durchlässigkeit eingetragen, der in der DIN 4261 alserforderlich für eine Abwasserversickerung angegeben wird (rote Linien). In der DIN 4261sind auch Angaben über die erforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner fürverschiedene Bodenarten angegeben (Tabelle 50). Nicht genannte Bodenarten sind nachDIN 4261 gesondert zu bewerten, wobei keine näheren Angaben gemacht werden.Tabelle 50: Angaben zur erforderlichen Versickerungsfläche pro Einwohner nach DIN 4261.Sand-Kiesgemische, Sande, schwach schluffige Sande1 – 1,5 m 2 /EWSchluffe (auch schwach tonig), Sand- 2 – 2,5 m 2 /EWSchluffmischungen, Stein-LehmgemischeBei einer Annahme eines Abwasseranfalles von 150 l/EW und Tag ergeben sich aus denWerten in Tabelle 50 Flächenbeschickungen zwischen 0.06 bis 0.15 m 3 /(m 2 .d). AusAbbildung 57 ist erkennbar, dass die sich dabei einstellende Sättigung für sandigen Kies undSand unter 50 % liegen, auch bei den tonreicheren Bodenarten liegen in 50 % und 25 % derFälle noch ungesättigte Verhältnisse vor mit Sättigungen bis 80 %, bei sandigem Lehm wirdin 10 % der Fällen eine Sättigung erreicht.166

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 57: Maximal zulässige Flächenbeschickung in Abhängigkeit der Texturklasse undder Sättigung. Es sind die 50 %-Percentile, die 25 %-Percentile und die 10 %-Percentiledargestellt. Die vertikalen Linien stellen den permanenten Welkepunkt für die verschiedenenTexturklassen dar (pF-Wert 4.2).167

7. Weitere hydro-geologische AspekteTabelle 51: Zulässige Flächenbeschickung und die sich daraus ergebende erforderlicheVersickerungsfläche pro Einwohner bei einem Abwasseranfall von 150 l/(EW.d), und einerSättigung von 70 %. Außerdem sind die Spannweiten aus Tyler (2001) und der DIN 4261angegeben.Flächenbeschickung [m 3 /(m 2 .d)]Sättigung 70 % Ableitung aus Carsel, Parrish (1988) Angaben aus Tyler (2000)50% 25% 10% von bisSandiger Lehm 0.03 0.01 0.003 0.009 0.07Lehmiger Sand 0.25 0.1 0.05 Angaben aus DIN 4261Sand 0.9 0.5 0.24 von bisSandiger Kies 1.6 1.3 1 0.06 0.15Fläche pro Einwohner [m 2 ]Ableitung aus Carsel, Parrish (1988) Angaben aus Tyler (2000)50% 75% 90% von bisSandiger Lehm 5.000 15.000 50.000 2.143 16.667Lehmiger Sand 0.600 1.500 3.000 Angaben aus DIN 4261Sand 0.167 0.300 0.625 von bisSandiger Kies 0.094 0.115 0.150 1.000 2.500Tabelle 52: Erforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner bei gesättigter Versickerung [m 2 ].[m 2 ] 90% 75% 50% 25% 10%Sandiger Lehm 1.81 0.73 0.27 0.11 0.05Lehmiger Sand 0.26 0.13 0.05 0.03 0.02Sand 0.07 0.04 0.02 0.01 0.01Sandiger Kies 0.01 0.01 0.01 0.01 0.00Kies3.1E-04 2.1E-04 1.0E-04 8.3E-05 6.3E-05Tabelle 53: Sickerraten in min/cm bei gesättigten Verhältnissen.Sickerrate für gesättigten Versickerungsversuch [min/cm]10% 25% 50% 75% 90%Sandiger Lehm 174 70 26 10.6 5Lehmiger Sand 25 12 5 2.7 1.8Sand 6.3 3.6 2 1.4 1Sandiger Kies 0.85 0.7 0.6 0.5 0.4Kies 0.03 0.02 0.01 0.008 0.006In Tabelle 51 ist die zulässige Flächenbeschickung und die sich daraus ergebendeerforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner bei einem Abwasseranfall von 150 l proEinwohner und Tag angegeben, wenn eine Sättigung von 70 % gefordert wird. Es wirdwieder die starke Zunahme der erforderlichen Versickerungsfläche bei Zunahme desTongehaltes deutlich. So ist beispielsweise für den sandigen Lehm eine 10 – 15 mal sogroße Fläche erforderlich wie für lehmigen Sand. Bei sandigem Lehm ist beispielsweise eineFläche von 50 m 2 pro Einwohner erforderlich, um in 90 % der Fälle eine Sättigung kleiner als70 % sicherzustellen. Für geringere Perzentile (Sättigung wird mit einer geringerenSicherheit nicht überschritten) wird die erforderliche Versickerungsfläche deutlich kleiner. Dieerforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner bei Zulassung von gesättigter Versickerungist in Tabelle 52 angeführt. Sie liegen um mindestens eine Größenordnung unter denFlächen, die für eine ungesättigte Versickerung notwendig sind.Neben der Bestimmung der notwendigen Versickerungsfläche anhand der Texturklasse kannauch das Ergebnis eines Versickerungsversuches zur Beurteilung der Sickerfähigkeit desUntergrundes herangezogen werden. In Tabelle 52 sind die sich theoretisch ergebenden168

7. Weitere hydro-geologische AspekteSickerraten bei voller Sättigung für die betrachteten Texturklassen dargestellt. Die Werte fürKies können in der Praxis so nicht gemessen werden. Die Infiltrationskapazität von Kies stelltaber in keinem Fall ein Problem dar, daher ist bei einer Sickerrate kleiner 1 min/cm einezuverlässige Versickerung auf jeden Fall sichergestellt. In diesem Fall wird die Entscheidungüber die Zulässigkeit einer Abwasserversickerung von der Ausbreitung von Viren undpathogenen Keimen bestimmt.7.1.6 Vergleich der verschiedenen AnsätzeIn Tabelle 54 ist der Flächenbedarf für eine Versickerung von 150 Liter pro Tag nach denverschiedenen Quellenangaben dargestellt. Die Angaben, die auf der Versickerungszeit auseinem Versickerungsversuch basieren (Pönninger, Imhoff), zeigen gute Übereinstimmung.Bei den Angaben, die auf einer Unterscheidung nach Texturklassen basieren, stellt sich dasProblem der Vergleichbarkeit, da die Bezeichnungen nicht eindeutig sind. Die sehr feineUnterteilung der Texturklassenbezeichnung in Tyler (2001) (Tabelle 48) erscheint für diepraktische Durchführung nicht praktikabel, da sehr genaue Untersuchungen notwendig sind.Die relativ grobe Einteilung, die anhand der Daten aus Carsel et al. (1988) durchgeführtwurde, erscheint für die Beurteilung des Versickerungsvermögens ausreichend und miteinem geringen Aufwand durchführbar. Die Bezeichnung der Texturklassen ist genaudefiniert. Durch die Wahl entsprechender Perzentilwerte ist auch eine Sicherheit im Bezugauf Heterogenität des Untergrundes und Verringerung des Versickerungsvermögens infolgeKolmation gegeben. Die Flächenangaben beziehen sich auf den Fall einer ständigenVersickerung, wird eine intermittierende Versickerung vorgesehen, sind entsprechendgrößere Versickerungsflächen notwendig.169

7. Weitere hydro-geologische AspekteTabelle 54: Vergleich des Flächenbedarfs nach verschiedenen Quellenangaben.AutorVersickerungszeitpro cm [min] TexturklasseEinheitausQuelleErforderliche Flächepro Einwohnerbei 150 l/(EW.d)Kiker, Pönninger1 1.112 1.444 2.0812 4.6624 8.53Imhoffl/(m 2 .d)1 130 1.152 100 1.504 702.1412 33 4.5524 24 6.25Schmitz-Lendersmbei 189 l/(EW.d)Grober Sand oder Kies 0.93 0.74Feiner Sand 1.4 1.11Sandiger Lehm odersandiger Ton 2.3 1.83Ton mit beachtlichenBeimengungen von Sandund Kies 3.7 2.94Ton mit geringenBeimengungen von Sandoder Kies 7.4 5.87Schwerer, dichter Ton,Felsen oder andereundurchlässige Bodenarten - -Tylerl/(m 2 .d)Grober Sand, Sand,lehmiger grober Sand,lehmiger Sand 64 2.34Feiner Sand, sehr feinerSand, lehmiger feinerSand, lehmiger sehr feinerSand 40 3.75Grober sandiger Lehm,sandiger Lehm 28 5.36Feiner sandiger Lehm, sehrfeiner sandiger Lehm 25 6.00Lehm 25 6.00Schluffiger Lehm 21 7.14Sandig toniger Lehm,toniger Lehm, schluffigtoniger Lehm 18 8.33Sandiger Ton, Ton,schluffiger Ton 12 12.50Flächenbedarf abgeleitet aus den Daten von Carsel, Parrish< 1 Sandiger Kies, Kies 0.5 bzw. 11 - 4 Sand 0.5 bzw. 14 - 12 Lehmiger Sand > 0.5 bzw. > 312 - 24 Sandiger Lehm > 2.5 bzw. > 15170

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.1.7 Vorgeschlagene VorgehensweiseIn Tabelle 55 sind die in der Praxis anwendbaren Bemessungsgrößen für dieVersickerungsfläche angeführt. Die angeführten Größen ergeben sich aus denvorangegangenen Berechnungen (Ergebnisse aus Tabelle 51 bis Tabelle 53) undVergleichen mit Literaturwerten. Es wird zwischen sensiblen und nicht sensiblen Fällenunterschieden. In sensiblen Fällen ist eine Vorbelastung des Grundwassers mitsauerstoffzehrenden (leicht biologisch abbaubaren) Substanzen vorhanden und derSauerstoffgehalt des Grundwassers ist gering. Daher ist ein Abbau des sauerstoffzehrendenRest-DOC und -Ammoniumgehaltes des gereinigten Abwassers in der ungesättigten Zonenotwendig und muss durch die Sicherstellung von ungesättigten Verhältnissen ermöglichtwerden. Bei ausreichendem Sauerstoffgehalt des Grundwassers ist die Ausbildung einesgesättigten Bodens über dem Grundwasserspiegel zulässig.Tabelle 55: Erforderliche Versickerungsfläche pro Einwohner [m 2 ] bei einem Abwasseranfallvon 150 l/(EW.d) unterteilt nach sensiblen und nicht sensiblen Situationen. Bei sensiblenVerhältnissen wird eine ungesättigte Versickerung mit großer Sicherheit gefordert, bei nichtsensiblen Verhältnissen ist eine (teilweise) Sättigung zulässig.Sickerrate [min/cm]Teilweise Sättigungzulässigungesättigte Versickerungerforderlich< 1 Sandiger Kies, Kies1 - 4 SandMindestfläche 0.5 Mindestfläche 14 - 12 Lehmiger Sand > 0.5 > 312 - 25 Sandiger Lehm > 2.5 > 15Bei sandigen und kiesigen Böden führt die Bildung einer Kolmationsschicht, die durchFeststoffe im Kläranlagenablauf oder durch die Bildung einer Biofilmschicht hervorgerufenwird, zu einer deutlichen Verringerung der Durchlässigkeit bis in die Größenordnung vonlehmigem Sand (Landesamt für Umweltschutz Baden-Württemberg (2002)). Daher ist indiesen Fällen eine Mindestfläche angeführt, die größer als die hydraulisch notwendigeFläche ist. Bei schlecht durchlässigen tonreichen Böden ist die Abnahme der Durchlässigkeitdurch Kolmation deutlich geringer Tyler (2001).In den Simulationen wurde mit einem Abwasseranfall von 600 l/d, die auf einer Fläche von20 m 2 versickert werden, gerechnet. Das entspricht einer Flächenbeschickung von 30l/(m 2 .d). Die sich daraus ergebende Sättigung ist in Abbildung 58 für die behandeltenTexturklassen dargestellt. Außer bei sandigem Lehm ist in allen Fällen eine ungesättigteVersickerung sichergestellt. Im Fall von sandigem Lehm tritt in einigen Fällen volle Sättigungauf.171

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 58: Sättigungsgrad der ungesättigten Zone für die 5 Texturklassen, für die Monte-Carlo-Simulationen durchgeführt wurden. Oberflächenbeschickung 0.03 m3/(m2.d).7.2 Versickerung über oberflächennahem Festgestein7.2.1 AllgemeinesDie Thematik der Kluftgrundwasserleiter hat große Relevanz für die Fragestellung einermöglichen Versickerung von gereinigtem Abwasser. Weite Bereiche Österreichs sind vonFestgestein aufgebaut. Entweder tritt es direkt an der Oberfläche, inkl. Verwitterungszone,auf oder es wird von +/- mächtigen Lockergesteinsedimenten überlagert.Manchmal sind in speziellen Gesteinsserien Kluft- und Porenhohlräume ausgebildet, z.B.Sandsteine, Konglomerate, Rauhwacken. In den meisten Festgesteinsserien bilden jedochnicht die Poren, sondern (Trenn-)Fugen die hydraulisch wirksamen Räume. In derHydrogeologie werden alle Fugen und Spalten als Klüfte bezeichnet. Die Neigung dereinzelnen Gesteine, zu zerreißen und Klüfte zu bilden, hängt von den auftretenden Kräftenund den elastischen Eigenschaften ab. Kompetente (spröde) Gesteine sind in der Regelunelastisch und hart, und zerbrechen deshalb bei tektonischer Beanspruchung, wie z.B.Sandsteine, Quarzite, Kalke, magmatische Gesteine (Granite). Inkompetente (duktile)Gesteine sind dagegen mehr oder weniger plastisch. Sie neigen weniger zur Zerklüftung, wiez.B. Tonsteine, Tonschiefer, Schiefer und Phyllite. Die räumliche Erstreckung und dieÖffnungsweite der Klüfte ist je nach tektonischer Beanspruchung sehr verschieden. DieKlüfte erstrecken sich über einige Zentimeter bis Kilometer (z.B. Störungen). Meistens endensie jedoch nach einigen Metern bis 10er-Metern und werden von anderen abgelöst. Ingeschichteten oder geschieferten Gesteinen bilden sich Klüfte auch entlang der SchichtoderSchieferungsfugen aus. Klüfte sind in bestimmten Richtungen orientiert, die Ausdruckder richtungsgebundenen tektonischen Beanspruchung sind. Quer zu denHauptkluftrichtungen treten noch zusätzlich Neben- oder Querklüfte auf, die meist kürzersind und geringere Öffnungsweiten aufweisen. Vielfach ist eine Abnahme der Klüftung mitder Tiefe zu bemerken.172

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.2.2 Grundwasser in FestgesteinenEs ist prinzipiell zwischen Gesteinsdurchlässigkeit, Durchlässigkeit des ungestörten, festenGesteins (Poren), und Gebirgsdurchlässigkeit, Durchlässigkeit des geklüfteten Gesteins(Gesteinsdurchlässigkeit und Durchlässigkeit der Klüfte) zu unterscheiden. Die Klüftemüssen allerdings eine Öffnungsweite von mindestens 0,008mm aufweisen um hydraulischwirksam zu sein. Ansonsten kann sich zwar Haftwasser ausbilden, aber keineFließbewegung stattfinden.Für die vorliegende Fragestellung unterscheiden wir nachfolgend generell zwischenmagmatischen und metamorphen massigen Gesteinen, (Granite, Amphibolite, grobbankigeGneise, Marmore, Quarzite) sedimentären Gesteinen mit Sprödbruchverhalten (wieKonglomerate, Karbonate, Sandsteine), sowie andrerseits inkompetente ± plastischverformbare Gesteine wie Phyllite, Glimmerschiefer, Tonschiefer und Tonsteine, Mergel.Erosion und die Nähe zur natürlichen Oberfläche sind primäre Gründe dafür, dassvornehmlich die Talflanken entlastet werden und es zu einem Öffnen der vorhandenenDiskontinuitäten im Gebirge kommt. Auch führt die Verwitterung, abhängig von derReliefenergie, den Klimaverhältnissen, der mineralogischen Zusammensetzung und derTextur der Gesteine zu einer unterschiedlichen Auflockerung des Gesteins. Dadurch habenoberflächennahe Bereiche in der Regel höhere Durchlässigkeiten. Die Trennflächen bildenfür die Verwitterung bevorzugte Angriffsflächen, insbesondere in Störungszonen. DieVerwitterungszone erreicht in diesen Bereichen die größten Mächtigkeiten. Dies ist jedochnicht prinzipiell gleichbedeutend mit verbesserter Wasserdurchlässigkeit. Durch dasVorkommen von Kluftfüllungen (bes. in ton- oder glimmerreichen Gesteinen) kann es auchzu einer abdichtenden Wirkung der Störungszonen kommen. Allgemein kommt es zu einerReduktion der Durchlässigkeit mit der Tiefe, die mit einer Exponentialfunktion beschriebenwerden kann, deren Durchlässigkeit sich mit der Tiefe (bis etwa 200m unter GOK) einemsehr geringen Wert annähert.7.2.2.1 SPRÖDE MAGMATISCHE UND METAMORPHE GESTEINE (GRANITE, GNEISE,AMPHIBOLITE, QUARZITE)Die Gesteinsdurchlässigkeit ist für die praktische Fragestellung vernachlässigbar. DieGebirgsdurchlässigkeit kann allerdings aufgrund der Klüftung relativ groß sein. Die steilstehenden Quer- und Längsklüfte sind durch mechanische Beanspruchung während derBildung entstanden. Die oberflächenparallelen Klüfte haben sich aufgrund von Entspannunggebildet. Stober (1995) beschreibt die hydrogeologischen Eigenschaften des kristallinenGrundgebirges, vorwiegend von Gneisen und Graniten. Die mittlere Durchlässigkeit betrug2,1*10 -7 m/s, die größten Durchlässigkeiten traten in verwitterten Graniten und Gneisgrus auf.Grundsätzlich sind für die metamorphen Gesteine geringere Durchlässigkeiten als fürGranite angeführt. Die mittlere Durchlässigkeit für Granite lag bei 9,5*10 -7 m/s, jene derGneise bei 5,0*10 -8 m/s. Eine eindeutige Abnahme der Durchlässigkeit mit der Tiefe ist beiGneisen deutlich stärker ausgebildet als bei Graniten. Für lokal vorkommende sprödeMetamorphite (wie Amphibolite, Quarzite u.ä.) ist hydrogeologisch eine Stellung zwischenGraniten und Gneisen anzunehmen.173

7. Weitere hydro-geologische AspekteEine offene Klüftung ist bis in große Tiefen (mehr als 100 m) möglich. Dies gilt mit einigenEinschränkungen für alle Gesteine. Bei Verwitterung entstehen je nach den klimatischenVerhältnissen bzw. den Mineralparagenesen gut wasserdurchlässiger Grus (Textur sandig)oder schlecht durchlässige tonige Verwitterungsprodukte. Die Tiefe der Verwitterungszoneist im Allgemeinen mit maximal 30m beschränkt. In lokalen Bereichen bzw. anStörungszonen (Bsp. Böhmische Masse oder Koralmkristallin) kann sie auch tiefer reichen.Große zusammenhängende Grusvorkommen wirken als Porengrundwasserleiter.Konsequenzen für Abwasserversickerung:Das Versickerungsvermögen der oberen Bodenschicht ist bei einer ausreichend mächtigenVerwitterungszone meistens gegeben. Vorausgesetzt gilt, dass es sich um eine sandiggrusigeVerwitterungszone (hydrogeologisches Verhalten wie Sand-Kiesgemisch) und nichttonig-schluffiges Material handelt. Eine ausreichende Mächtigkeit ist ab etwa 3m vorhanden,wobei jedoch die seitliche homogene Ausbreitung dieser Verhältnisse selten bekannt ist. Dievorhandene Klüftung führt außerdem zu weiten Transportwegen, auch in große Tiefen. DieFließwege und Fließzeiten an Klüften sind schwer abschätzbar.Brunnen oder Quellen mit guter Ergiebigkeit sind nur im Nahbereich von Störungen zuerwarten (Bsp. Böhmische Masse). Daher ist, bedingt durch die gute Wasserwegigkeit undden relativ schnellen Transport in diesen Bereichen, eine Versickerung im Bereich vonStörungen problematisch. In der Regel ist die Durchlässigkeit der Verwitterungszone alsausreichend anzunehmen, sodass die geeignete Mächtigkeit, auch lateral, und die Nähe zubekannten Störungen maßgeblich sind.Abbildung 59: Festgestein mit Lockergesteinsauflage. Die Störungszone ist starkwasserführend. Die blauen Pfeile zeigen den Sickerweg an. Entlang der Störung ist ein rascherund weiter Transport zu erwarten.7.2.2.2 SPRÖDE SANDSTEINE, KONGLOMERATEBesonders bei Sandsteinen ist der Porenhohlraum für den Wassertransport zum Teilwesentlich. Dies gilt insbesondere für wenig diagenetisch verfestigte oder verwitterteGesteinspartien. Daher sind in diesen Bereichen auch Wasserversorgungsanlagen vonkleiner bis mittlerer Größe anzutreffen.Konsequenzen für Abwasserversickerung:174

7. Weitere hydro-geologische AspekteBei diesen Ausgangsgesteinen werden gut durchlässige Boden- bzw. Verwitterungszonenerwartet. Trotzdem ist vor allem in der Bodenzone auch eine ausreichende Rückhaltewirkunggegeben. Große Störungszonen, die einen raschen und weiten Abwassertransportverursachen, sind selten.7.2.2.3 SCHIEFRIGE METAMORPHITE (+/- PLASTISCH PHYLLITE, TONSCHIEFER,GLIMMERSCHIEFER, STARK SCHIEFRIGE GNEISE)Das gemeinsame Merkmal dieser Gesteinsserien ist die Schieferung. Die duktilen meiststark geschieferten Metamorphite weisen daher geringe bis sehr geringe Kluftbildungen auf.Trennfugen entstehen einerseits entlang der Schieferung und andererseits alsEntspannungsklüfte. Schieferungsflächen sind parallel gerichtet, sehr engständig und mithohen tonigen Anteilen sowie (sehr) geringen Öffnungsweiten ausgebildet. Offene Klüfte, dieeine Wasserwegigkeit erlauben, treten im Allgemeinen quer zur Schieferung auf. Hohlräumesind entsprechend dem feinkörnigen Gestein und der starken tektonischen Beanspruchungklein bis sehr klein Es ist grundsätzlich von einer starken Richtungsabhängigkeit derDurchlässigkeit auszugehen (Mattheß & Ubell, 1981). Dadurch und durch den hohen Anteilan Glimmer und Tonmineralen ist eine oft sehr tiefgründige Verwitterung (bis 100m) mit tonigschluffigen Zersetzungsprodukten möglich. Die Gebirgsdurchlässigkeit ist beiGlimmerschiefern und Tonschiefern sehr gering, bei Gneisen gering. Sie ist allgemeingeringer als z.B. bei Graniten, da die Klüfte kleinere Öffnungsweiten aufweisen. Die im Mittelgeringsten Durchlässigkeiten weisen Phyllite und andere blättrige Metamorphite auf.An Störungen können bei schiefrigen Metamorphiten, Glimmerschiefern oder Phylliten vonder tektonischen Beanspruchung betroffene tonige Bereiche in die Störungszonehingeschleppt werden und diese somit abdichten.Abbildung 60: Festgestein mit Lockergesteinsauflage. Abdichtende Wirkung der Störungszone.Die Störungszone ist durch die bevorzugte Erosion tiefer ausgeräumt. Durch die stauendeWirkung der Störung kann sich im überlagernden Lockergesteinsbereich ein lokalerGrundwasserkörper bilden.Konsequenzen für Abwasserversickerung:Das Versickerungsvermögen der oberen Bodenschicht ist je nach Ausgangsgestein sehrunterschiedlich. Als relativ hoch ist es bei verwittertem Gneis (sandig-grusige175

7. Weitere hydro-geologische AspekteVerwitterungszone), als (zu) niedrig bei verwittertem Tonschiefer und Glimmerschiefer(schluffig-tonige Verwitterungszone) zu bezeichnen.Bei Versickerung auf Lockersedimenten, wie Schwemmfächern oder Hangschuttmaterial,sind Tonschiefer bzw. Glimmerschiefer aufgrund ihrer stauenden Wirkung, etwas günstigerals Gneise.7.2.2.4 TON-, SCHLUFF-, MERGELGESTEINE (PELITISCHE GESTEINE)Die Gesteinsdurchlässigkeit ist sehr gering. Die Gebirgsdurchlässigkeit wird vor allem vonrelativ selten auftretenden wasserwegigen Trennfugen bestimmt. Klüfte können unteranderem auch durch Austrocknung (Schrumpfen) gebildet werden. Sie sind im allgemeinenauf den oberflächennahen Bereich beschränkt, da tonreiche Gesteine bei größerenÜberlagerungsdrücken überwiegend plastische Verformung aufweisen. Bei Verwitterungentstehen vorwiegend feinkörnige Böden (lehmig, schluffig, tonig).Konsequenzen für Abwasserversickerung:Das Versickerungsvermögen des Bodens ist in den meisten Fällen gering, da eine geringeDurchlässigkeit vorherrscht. Bei einer Überlagerung mit durchlässigerem Material(Schwemmkegel, Hangschutt, uä.) ist anzunehmen, dass der Transport des Abwassers nichtin gleichem Ausmaß in den Klüften passiert, sondern vorwiegend in der Überdeckungszoneabläuft. Die Klüftung ist meistens auf den oberflächennahen Bereich beschränkt (bis max.mehrere 10er Meter). Dies bewirkt eine geringe Wahrscheinlichkeit für einen schnellenStofftransport der über weite Entfernungen stattfindet. Die Ausbreitungsgebiete sind relativgut abgrenzbar. Das Festgestein wirkt im Allgemeinen als Stauhorizont. Der hoheFeinkorngehalt wirkt sich zusätzlich günstig auf den Rückhalt von Viren bzw. pathogenenKeimen aus. Die vorhandenen Brunnen in pelitischen Gesteinen lassen eine geringeErgiebigkeit erwarten. Daher sind große Wasserversorgungsanlagen in diesen Bereichselten. Es handelt sich meist um Einzelversorgungen.7.2.2.5 KARBONAT-, GIPS- UND ANHYDRITGESTEINE (INKL. MARMORE)Diese werden aufgrund wegen der Ausschließungsgründe gem. Kap. 2.2.2 nicht behandelt.176

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.2.3 Allgemeine SchlussfolgerungenSituationen, wo eine Abschätzung der Transportweiten auf Basis der durchgeführtenRechnungen (siehe Kapitel 6.) möglich ist:Als allgemeine Voraussetzung ist eine ausreichende Mächtigkeit der Lockergesteinsauflagenotwendig (3m). Bei der Modellvorstellung zur Sickerwasserströmung erfolgt der vertikaleTransport durch die ungesättigte Zone. Ab dem Auftreffen auf die gesättigte Zone oder aufFestgestein findet vor allem ein horizontaler Transport in Grundwasserfließrichtung bzw.bergab entlang der stauenden Schicht statt. Strömendes Grundwasser (Hangwasser) istdabei möglicherweise nur zeitweise nach Niederschlägen vorhanden.Lockergesteinsauflage auf Ton-, Schluff- und Mergelgesteinen: Das Festgestein wirkt alsrelativer Stauer. Daher ist die Gefährdung eines Transports über weitreichende offene Klüftegering. Allerdings können sich Probleme durch eine nicht ausreichende Durchlässigkeit desUntergrundes ergeben, da die Verwitterungszone ebenso wie die Festgesteinsserienfeinkornreich ist. Sollte die Lockergesteinsauflage von Hangschutt oderSchwemmfächermaterial gebildet werden, ist eine ausreichende Durchlässigkeit zu erwarten.Vor allem bei geringen Auflagemächtigkeiten ist in Abhängigkeit von der Morphologie dieGefahr einer Hangrutschung zu beachten. Die auftretenden Einschränkungen im Nahbereichvon Störungszonen können von den anderen Festgesteinen abgeleitet werden und geltensinngemäß auch hier. Die maßgebliche Entfernung richtet sich dabei prinzipiell immer nachder Durchlässigkeit der auftretenden Texturklasse.Lockergesteinsauflage auf Sandstein, Konglomerat: Eine prinzipielle Voraussetzung ist einnicht verkarstungsfähiger Untergrund, und das Nichtvorhandensein großer tektonischerStörungen im Bereich der geplanten Einleitung. Das Einfallen der Schichtpakete für denWassertransport ist von Bedeutung, da dieser vornehmlich in den Schichtflächen und denKlüften der Wassertransport vor sich geht. Diese Gesteine weisen meist auch beträchtlichePorenräume auf, sodass in der Betrachtung Querverbindungen zu den Lockergesteinengemacht werden können.Lockergesteinsauflage auf Tonschiefer, Glimmerschiefer: Auch hier gilt die Vorraussetzung,dass im Nahbereich keine große tektonische Störung verläuft. Die Verwitterungszone ist alsschluffig oder zumindest schluffreich anzunehmen und für eine Versickerung eventuell zudicht. Bei einer Auflage von Hangschutt, Schwemmfächermaterial o.ä. ist ein ausreichendesVersickerungsvermögen gegeben. Die Ausbreitung entlang von Klüften kann nurabgeschätzt werden. Es sind ausreichende Entfernungen zu Grundwasserentnahmenbasierend auf der ausgewiesenen Texturklasse zu definieren. Auf das Einfallen derSchieferung der Festgesteinsserien und den daraus resultierenden unterschiedlichenGrundwassertransport ist zu achten. Auch sollte eine mögliche Gefährdung durchHangrutschungen, vor allem bei hangparalleler Schieferung, nicht unterschätzt werden.177

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 61: Metamorphe Gesteinsserie (Schieferung fällt hangparallel ein) mitLockergesteinsbedeckung. Wasser dringt an den normal auf die Schieferung stehendenKlüften ein und wird an den feinkornreichen Schieferungsflächen gestaut. DieSchieferungsflächen bilden potentielle Gleitebenen.Abbildung 62: Metamorphe Gesteinsserie (Schieferung fällt in den Hang ein) mitLockergesteinsbedeckung. Dadurch können die Schieferungsflächen nicht als Gleitebenenaktiviert werden. Wasser kann an den normal auf die Schieferung stehenden Klüfteneindringen. Der Großteil wird jedoch in der Lockergesteinsbedeckung abfließen.Situationen, wo eine Abschätzung der Transportweiten auf Basis der durchgeführtenRechnungen nicht immer möglich ist:Dies kann bei Graniten, Gneisen und anderen spröd reagierenden Metamorphiten (Quarzite,Amphibolite, u.ä.) der Fall sein. Die Modellvorstellung zur Sickerwasserströmung geht voneinem vertikalen Transport durch die ungesättigte Zone aus, welcher ab dem Auftreffen auf178

7. Weitere hydro-geologische Aspektegeklüftetes Festgestein nicht vorwiegend horizontal sondern auch über Klüfte und/oderentlang von Störungszonen in größere Tiefen erfolgen kann. Bei Letzteren ist ein Erreichendes Kluftgrundwasserspiegels möglich. Fließrichtungen und Fließzeiten können je nach Lageder Schichtung, Schieferung bzw. Klüfte und Störungen stark unterschiedlich sein. EineAbgrenzung der Ausbreitung ist deshalb in diesen Fällen nicht möglich. Grundsätzlich sindzwei Szenarien denkbar.Lockergesteinsauflage auf Granit, Gneis und spröd reagierenden Metamorphiten ohne Nähezu Störungen: Die Problematik ergibt sich auch bei keinen Störungszonen im Nahbereich dergeplanten Versickerung aus der hohen Wahrscheinlichkeit von miteinanderkommunizierenden Klüften mit einer bei sandigen Böden sehr geringen Rückhaltwirkung derVerwitterungszone für Viren. Sollte die Verwitterungszone jedoch nicht sandig-kiesig,sondern sehr tonreich sein, ist kein ausreichendes Aufnahmevermögen des Untergrundesgegeben. In der Praxis dürften meist sandig-schluffige Verhältnisse mit unterschiedlicherGewichtung vorherrschen. Berechnungen in der Projektsphase I zeigten bei diesenVerhältnissen in Granitgebieten, dass der Transport des Abwassers fast ausschließlich in derBoden- bzw. Verwitterungszone vor sich geht und kaum Abwasser in den Granitkörperinfiltriert. Diese Berechnungen lassen einen Sickerweg erwarten, der nach dem Auftreffenauf das Festgestein vor allem horizontal erfolgt. Dabei wirkt das Festgestein als relativerStauer. Eine Abschätzung der Transportweiten auf Basis der Rechnungen ist möglich.Lockergesteinsauflage auf Granit, Gneis und spröd reagierenden Metamorphiten in der Nähezu Störungen: Anders stellt sich das Verhalten bei und nahe an Störungszonen dar. Dabeierfolgt der Transport nach Durchfließen einer Lockergesteinsüberlagerung zumüberwiegenden Teil konzentriert entlang der stark durchlässigen Störungszone. Dabei ist einrascher und weiter Transport ohne rückhaltende Wirkung zu erwarten. Solche Situationenkönnen auf Basis der Rechnungen nicht dargestellt werden. Daher ist eine Abschätzung derTransportweiten unter diesen Bedingungen nicht zulässig.7.2.4 Angaben zur Kluftöffnung und zum KluftvolumenDie Kluftöffnung muss aufgrund des elektrostatischen Haftwassers (maximale Schichtdicke4µm) mindestens 0,008mm betragen, da geringer geöffnete Klüfte nicht mehr vomGrundwasser durchflossen werden können.179

7. Weitere hydro-geologische AspekteTabelle 56: Diverse Angaben zum Kluftvolumen von Festgesteinen.Sandsteine, Grauwacken,Konglomerate,(psammitische Gesteine)1,0-1,5% Hölting 1996SchluffigeTonschieferSandsteine,0,1-0,5% Hölting 1996Schluff-, Tonsteine

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.3 Lokalaugenschein in den 6 Typregionen der Phase I7.3.1 AllgemeinesZur Verifizierung, Überprüfung und Verbesserung der in Phase I gemachten Angaben wurdeim Herbst 2004 in den 6 Typregionen ein jeweils zweitägiger Lokalaugenschein durchgeführt.Dabei wurden die örtlichen geographischen, morphologischen, geologischen undhydrogeologischen Gegebenheiten im Rahmen von Begehungen eruiert. Ebenfalls wurdeder prinzipielle Bedarf an der Abwasserentsorgung mittels Kleinkläranlagen undanschließender Versickerung in der Typregion anhand von Auskünften der jeweiligenBehörden (Bezirkshauptmannschaften, Gemeinden, etc.) und Befragung der Bevölkerungerhoben. Dabei konnten die in Phase I erarbeiteten Grundlagen durch Geländebefunde zumGroßteil unterstützt werden. Im Folgenden werden die Erfahrungen und Ergebnisse dieserBegehungen ausgeführt.7.3.2 Böhmische Masse: Bereich Sandl, nordöstliches MühlviertelFür diese Typregion der Böhmischen Masse aus der Phase I gibt es aufgrund der Regelungdes Landes Oberösterreich, die Ausbringung auf landwirtschaftliche Flächen zu bevorzugen,nur sehr wenige Versickerungsanlagen. Grundsätzlich konnte aber, bei entsprechendergesetzlicher Regelung, ein Bedarf an derartigen Anlagen ausgemacht werden.Die geologischen Gegebenheiten des so genannten Feinkorngranits zeigen sich im Mittel bisetwa 3m unter GOK als sandig–grusig verwittert. Eine deutlich tiefgreifendere Verwitterung(>10m) ist durchwegs an Störungszonen gebunden. Bereichsweise ist der Fels (angewittert)bereits unter einer nur 10cm mächtigen Bodenzone aufgeschlossen. Eine generelleAbschätzung über die Mächtigkeit der Verwitterungsschicht bzw. des Flinz (k f -Wert 10 -5 m/sbis 10 -6 m/s, E. Vohryska, 1996) ist aufgrund des zu beobachtenden kleinräumigen Wechselsder Mächtigkeit nicht möglich. Unterlagen ehemaliger Bauvorhaben bzw. Aufschlüsse imGelände können für eine Beurteilung sehr hilfreich sein. Die Klüfte sind meist geschlossenund nur sehr untergeordnet (oberflächennah) mit Öffnungsweiten bis in den cm-Bereichanzutreffen. Ein von Niederschlagswässern gespeister kleiner Teich an der Basis der etwa 5-10m hohen Wand eines kleinen, aufgelassenen Steinbruchs zeigt die relativ stauendeWirkung des anstehenden kompakten Granits (k f -Wert

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 63: Aufgelassener Granitsteinbruch. Die stauende Wirkung des Untergrundes führtzur Tümpelbildung. In den kleinen Bildausschnitten kann die tief greifende grusigeVerwitterung an Störungszonen (links) bzw. die im oberflächennahen Bereich deutlich (bismehrere cm) geöffneten Klüfte (rechts) gezeigt werden.Die Trinkwasserversorgung der für eine Versickerung relevanten Objekte erfolgt großteilsüber eigene Brunnen (nur wenige Meter tief). Die Ergiebigkeit der Brunnen ist gering(

7. Weitere hydro-geologische Aspekteeinfachen direkten Bodenaufschluss (Schurf) festgestellt werden. Für eine genauereAussage zur Durchlässigkeit sind weitere Untersuchungen, zumindest in Form einerKorngrößenanalyse oder eines Sickerversuchs, notwendig. Wird die maximale Tiefe derLockergesteinsüberlagerung mit dem Schurf nicht erreicht, kann die Mächtigkeit in denmeisten Fällen als ausreichend angesehen werden. Da der Wassertransport nachdurchfließen der Boden- bzw. Verwitterungszone vorwiegend in den Klufthohlräumenstattfindet, ist das Wissen über die wesentlichen Kluftrichtung und Störungszonen sehrwichtig. Die Orientierungen dieser Gefügeelemente sind meist bekannt und können ameinfachsten aus einer geologischen Karte im Maßstab 1:50.000 abgelesen werden. Alsproblematisch aus geologischer Sichtweise sind Versickerungsanlagen im Nahbereich vonStörungen anzusehen. Dabei ist eine rasche und nicht ausreichend abschätzbareAusbreitung des Abwassers zu erwarten. Ebenfalls als kritisch sind Bereiche in und nahevon lokalen Marmorzügen anzusehen.7.3.3 Tertiärbecken: Bereich südlich von HartbergIn einigen Gemeinden ist, laut Auskunft des Landes Steiermark, entweder bereits derzeiteine vollständige kommunale Entsorgung des Abwassers aller Objekte vorhanden, bzw. isteine solche zukünftig geplant. In anderen sind einige in Betrieb befindliche Kleinkläranlagenmit anschließender Versickerung anzutreffen.Die geologischen Verhältnisse zeigen sich als eine Wechselfolge unterschiedlicherLockergesteinsserien. Beispielsweise treten unter einer etwa 20cm mächtigen Bodenzoneschluffig-sandige Lockersedimente (k f -Wert 10 -5 m/s) auf, in welche kleinräumig Tonpartieneingeschalten sind. Das Oberflächenrelief ist sehr unregelmäßig ausgebildet. Es ist durchehemalige Bachläufe mit Rutschnischen an den Seiten und zahlreiche Vernässungszonengekennzeichnet. Von den örtlichen geologischen Gegebenheiten aus betrachtet, scheint eineVersickerung bei ausreichender Durchlässigkeit des Untergrundes, trotz desVorhandenseins einzelner Hausbrunnen, möglich zu sein.Die Siedlungen bzw. Einzelgehöfte sind meist entlang der Ortsstraße sehr weit gestreckt undam morphologisch höchsten Punkt situiert. Eine hangparallele Versickerung in Richtungeines Grabens bzw. zum Vorfluter hin wäre daher möglich. Entlang der erwartetenAusbreitung des Abwassers sind in diesen Fällen keine fremden Rechte betroffen. Einausreichender Abstand zu anderen Objekten ist gegeben. In den breiteren Tälern tretenentlang der Bäche vermehrt (rezente) Schotter geringer Mächtigkeit (max. wenige Meter)auf. Die engen Gräben an den Talflanken, die durch ehemalige Wasserläufe bzw. denAbfluss von Niederschlagswässern gebildet wurden, sind in der Regel nicht wasserführend.Lediglich bei und nach Starkniederschlägen ist eine temporäre Wasserführung, gespeistdurch oberirdischen Abfluss, gegeben.Ein exemplarischer Fall einer Versickerung von gereinigtem Abwasser ist in der GemeindeBuch-Geiseldorf zu finden. Die Kleinkläranlage mit anschließender Versickerung ist seit 1995in Betrieb. Die Reinigung des Abwassers erfolgt durch eine Pflanzenkläranlage. DieSickerfläche beträgt 50m² und wird von einem eingebauten Schotterkörper umgeben. Bishersind bei der Aufnahme des Abwassers durch den Untergrund keine Probleme aufgetreten.Dieser ist in diesem Bereich sandig (k f -Wert 10 -4 m/s) bis sandig-lehmig (k f -Wert 10 -5 m/s).Durch die Versickerung gelangt das Abwasser eines 4 Personen-Haushalts zur Einleitung.183

7. Weitere hydro-geologische AspekteIm Abstrombereich des Abwassers liegen keine Objekte. Ein 150m entfernter Brunnen miteiner Tiefe von etwa 64m zeigte keine Anzeichen einer Verunreinigung. Der Brunnen istallerdings im Zuge der Tieferlegung der Safen (Vorfluter im Haupttal) trockengefallen. Ernutzte ein Grundwasservorkommen eines tieferliegenden Aquifers. DieTrinkwasserversorgung des Objekts erfolgt nun über einen Anschluss an die kommunaleWasserleitung. Der anfallende Klärschlamm wird nach Hartberg gebracht und dort in derkommunalen Kläranlage entsorgt. Die Kosten für die Errichtung der Gesamtanlage beliefensich auf etwa € 8.800.In anderen Bereichen sind sandig-lehmige Sedimente vorherrschend, die zum Teil auch sehrhohe Lehmanteile zeigen. Darunter tritt in etwa 9m unter GOK blauer Lehm auf, mit einemetwa 3m mächtigen Grundwasserleiter in schluffig-sandigen Sedimentschichten imLiegenden.Die Problematik einer geeigneten Durchlässigkeit des Untergrundes ist in der nächstenAbbildung erkennbar, wo eine Ton-Lehm-(Sand) Wechsellagerung (k f -Wert 10 -5 bis 10 -6 m/s)gegen den Hang einfällt. Die Humusbedeckung beträgt weniger als 20cm. Eine für dieVersickerung ausreichende Durchlässigkeit ist hier nicht gegeben.Abbildung 64: Unter der dünnen Bodenzone sind die feinkornreichen Sedimentschichtenerkennbar. An der Oberkante der sandigeren Bereiche treten Verockerungshorizonte auf.In Bereich einer Sand- und Schottergrube konnte auch das Auftreten grobkörnigerSedimentabfolgen studiert werden. Es zeigte sich über eine Gesamtmächtigkeit von 10 bis15m eine Wechsellagerung von Mittelkiesen und Feinsanden. Diese grobkörnigenSedimente finden sich jedoch nur im lokalen Umfeld dieser Schottergrube.184

7. Weitere hydro-geologische AspekteIn der Nähe (etwa 2km) ist eine weitere funktionierende Kleinkläranlage mit Versickerung inBetrieb. Bisher sind keine Komplikationen aufgetreten. Die Sickerfläche beträgt 50-60m² beieinem anfallenden Abwasser von max. etwa 20 Personen (Fremdenzimmer). Der Boden imdirekten Umfeld ist bedingt durch die Versickerung etwas feuchter. Der Untergrund ist sandig(k f -Wert 10 -4 m/s), in der näheren Umgebung auch Kies-dominiert.SchlussfolgerungenDer Untergrund in dieser Typregion ist zumeist von Schluffen dominiert. Sand und lokal auchKiese treten untergeordnet auf. Es ist besonders auf Vernässungszonen undBrunnennutzungen zu achten. Durch die Wechselfolge der Sedimente bedingt, fördern diemeisten Brunnen aus einem anderen, tieferen Grundwasserstockwerk, als jenem welchesprimär von der Versickerung betroffen ist, bzw. wäre.7.3.4 Molassezone: Bereich Markt St. Florian, südöstlich von LinzIn diesem Gebiet bestehen, ebenfalls aufgrund der Regelung des Landes Oberösterreich,die Ausbringung auf landwirtschaftliche Flächen zu bevorzugen, nur wenigeVersickerungsanlagen. In einigen Ortschaften werden alle anfallenden Abwässer aus dichtenSenkgruben mittels Tankwagen in die regionale Kläranlage verbracht. Die Flächennutzung indiesem landwirtschaftlich dominierten Gebiet stellt sich grundsätzlich so dar, dass 10% derFläche von Wald bedeckt werden, 80% agrarisch genutzt werden und 10% unter derSammelbezeichnung Sonstiges zusammengefasst werden können.Die geologischen Gegebenheiten werden von Terrassenschottern, teilweise mitLößlehmauflage (a*10 -7 m/s, Blaschke et al., 1994) und Schliersedimenten (geklüftet, a*10 -6 m/s, Blaschke et al., 1994) dominiert. Die Trinkwasserversorgung erfolgt häufig über eigeneBrunnen, welche im Mittel etwa 20m tief sind. Eine durchschnittliche Durchlässigkeit beträgtdabei 2*10 -4 m/sec (Leopold, 1998). Diese Brunnen fördern fast ausschließlich Wasser ausdem Schotterkörper. Dieses zeigt häufig erhöhte Nitratwerte.Die schlechte Sickerfähigkeit des von Schlier aufgebauten Untergrundes wird vonEinheimischen durch das nur sehr langsam versickernde Regenwasser beobachtet.In den von Terrassenschottern aufgebauten Bereichen ist eine rasche und weiträumigeAusbreitung des Abwassers zu erwarten.SchlussfolgerungenAus geologisch-hydrogeologischer Sicht weisen die feinkörnigen Sedimente des Lößlehmsund des Schliers eine sehr geringe Durchlässigkeit auf. Der Schlier ist jedoch zumindestbereichsweise geklüftet. Bisherige Untersuchungen (Bsp. Blaschke et al., 1994) haben eineGefährdung von Trinkwasserreserven bedingt durch die Wasserwegigkeit entlang der Klüftedes Schliers gezeigt. Dabei wiesen auch tiefliegende und/oder gespannte Grundwässereinen erheblichen Oberflächeneinfluss auf. Die Gebiete der Terrassenschotter (Kiese) sinddurch eine hohe Durchlässigkeit und dadurch bedingte weite Ausbreitung geprägt.185

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.3.5 Flyschzone (tw. Molasse): Bereich Scheibbs, MostviertelIn dieser Typregion treten neben den Flyschgesteinen auch Molassesedimente auf. Letzterewerden hier, so sie im Gelände vorgefunden wurden, ebenfalls behandelt.In den Abschnitten der Molassezone werden die Untergrundverhältnisse häufig von kiesdominiertenSedimenten charakterisiert. Die diversen Brunnen in diesem Bereich zeigenGrundwasserspiegelstände zwischen 14 und 17m unter GOK.In einem Aufschluss in einer stillgelegten Schottergrube traten unter dem etwa 1m mächtigenBodenhorizont grobkörnige, kiesige Sedimente auf. Diese sind bereichsweise schwachverkittet. Eine Versickerung ist vom Standpunkt einer ausreichenden Durchlässigkeit desUntergrundes möglich. Die rasche Ausbreitungsgeschwindigkeit und etwaigeGrundwassernutzungen sind zu beachten.Abbildung 65: Fotos der angeführten Schottergrube. Der Grundwasserspiegel entspricht demWasserspiegel des Schotterteichs. Die zwei kleinen Fotos sind aus dem rot umrahmten oberenAbschnitt des Schotterkörpers. Sie sollen den Aufbau der oberen Zonen, inkl. Bodenhorizont,sowie im linken Bild die schwache Verkittung der Kornkomponenten zeigen.Prinzipiell wird bei nicht an die örtliche Kanalisation angeschlossenen Haushalten von einerEinleitung des gereinigten Abwassers aus alten Dreikammerfaulgruben bzw.Kleinkläranlagen in die Vorfluter ausgegangen.Eine in Betrieb befindliche Versickerung in Edelbach ist an eine Pflanzenkläranlageangeschlossen. Dabei wird Abwasser eines 6 Personen Haushalts zur Versickerunggebracht. Diese erfolgt auf einer Fläche von 5*8m. Die Gesamtanlage funktioniert gut. Der186

7. Weitere hydro-geologische AspekteAmmonium-Meßwert zeigte bei Beprobungen mehrmals erhöhte Werte (40 statt

7. Weitere hydro-geologische AspekteSchlussfolgerungenIn den grobkörnig aufgebauten Bereichen der Molassezone ist eine ausreichendeDurchlässigkeit des Untergrundes gegeben. Dies kann durch das angeführteVersickerungsbeispiel in der Ortschaft Edelbach belegt werden. Auch die Rutschgefährdungist hier als gering einzustufen.In der Flyschzone ist eine Versickerung vor allem hinsichtlich der Rutschgefährdung lokal alssehr sensibel einzustufen. Die Gefährdung tiefliegender Kluftgrundwasserkörper durch eineVersickerung ist aufgrund der Wechsellagerung von Sand- und Tonsteinen (k f -Wert 10 -7 m/s)und der abdichtenden Wirkung Letzterer gering. Bei bedeutenden Störungszonen kann esallerdings zu einem raschen und weitreichenden Transport der Abwässer kommen. Einehöhere Durchlässigkeit ist nur in mächtigen Sandsteinbänken (k f -Wert 10 -5 m/s) zu erwarten.Die Verwitterungsprodukte sind meist Schluff-Ton-dominiert (k f -Wert

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 67: Ansicht der Siedlungsstruktur und der morphologischen Situation im BereichKoralpe. Blick gegen Südwesten (Wolfsberg).Einige Abschnitte der Koralpe gelten als wasserempfindlich und rutschungsanfällig. Eshandelt sich dabei vorwiegend um die von Glimmerschiefer und Phylliten aufgebautenBereiche. Die Verwitterung der diversen metamorphen Gesteinsserien bewirkt, dass sich dieeigentliche Verwitterungsschwarte in Form von völlig aufgelockerten ehemaligenFestgesteinspartien, welche heute als Lockergestein anzusprechen sind, darstellt. Dieseoberste Verwitterungsschwarte wird vor allem von den Kornfraktionen Schluff und Sanddominiert und ist im Durchschnitt etwa 2 (max. 2,5)m mächtig. Auch darunter werden dichtekompakte, lockergesteinsähnliche Bereiche, in denen allerdings die Felsstrukturen und dasGefüge noch erkennbar sind, angetroffen. Diese Bereiche können durchaus mehrere 10erMeter und an Störungszonen sogar über 40 (bis 100)m mächtig werden. Die Störungszonenkönnen, in Abhängigkeit vom Ausgangsmaterial, sowohl grundwasserstauende als auch -leitende Funktion haben. Der Feinkornanteil in der Verwitterungszone nimmt von dengrobkörnigen Metamorphiten, Gneisen, zu den Glimmerschiefern und Phylliten hin merklichzu. Zu berücksichtigen sind auch die für die Grundwasserführung sehr wichtigenMarmorzüge.189

7. Weitere hydro-geologische AspekteAbbildung 68: Darstellung der verwitterten Bereiche. Im oberen Bild ist die Bodenbildung miteingeschlossenen Gesteinsbruchstücken erkennbar. Darunter zeigt sich ein Glimmerschiefer,dessen Struktur zwar erkennbar ist, der allerdings hinsichtlich der Gesteinseigenschaften nichtmehr als Festgestein bezeichnet werden kann.Die Untergrundverhältnisse sind allgemein als gering bis sehr gering sickerfähig zubezeichnen. Dies entspricht Durchlässigkeiten ≤10 -6 m/sec. Daher ist ein direkterBodenaufschluss (Schurf, Probeschlitz) oder auch ein Sickerversuch notwendig, um dieSituation ausreichend einschätzen zu können. Grundsätzlich ist bei Bedarf eine flächigeVersickerung mit mehreren hangparallelen Sickersträngen zu empfehlen. Die bisherigenErfahrungen zeigen bei Pflanzenkläranlagen, die eine flächenhafte Verdunstungermöglichen, mit daran anschließender Versickerung gute Ergebnisse.In der Ortschaft Kamp gab es Planungen für eine gemeinsame Versickerung des Abwassersmehrerer Objekte. Sie wurde aber aufgrund von organisatorischen Gründen nicht ausgeführt.Die Gesamtsituation war aus geologischer Sicht, laut einer Stellungnahme desAmtsachverständigen, als kritisch zu bewerten. An der geplanten Örtlichkeit traten temporärVernässungszonen auf. Eine Pflanzenkläranlage eines Einzelobjekts mit anschließenderVersickerung ist in dieser Ortschaft bereits in Betrieb. Ihre Funktionalität ist gegeben.190

7. Weitere hydro-geologische AspekteAllgemein sind die Einzelgehöfte meist sehr abgeschieden situiert und im Abstrombereichvon ausgedehnten Waldflächen umgeben. Die Entsorgung der meisten Objekte scheint überdie Einleitung der Abwässer in ausreichend wasserführende Vorfluter möglich.SchlussfolgerungenOberhalb von etwa 800müA ist die Bodendecke aufgrund des Vegetationswechsels sehrdünn ausgebildet. Teilweise tritt kompakter, anstehender Fels (vor allem in den GneisbetontenAbschnitten) auf. Daher ist eine Filterwirkung des Untergrundes nur bedingtgegeben. Einzelne Gehöfte unter 800müA sind, bei ausreichender Durchlässigkeit undFilterwirkung, für eine Versickerung gereinigter Abwässer geeignet. Dabei ist aufVernässungszonen, die Bodenverhältnisse mit zu geringer Sickerfähigkeit kennzeichnen, zuachten. Nutzungskonflikte sind in Gebieten zu erwarten in denen eine Abwasserversickerungauf der Talschulter in Richtung des Vorfluters über einen Graben erfolgt. An den Hängendieser Gräben befinden sich häufig Quellfassungen von (kommunalen)Trinkwasserversorgungen.Der Wassertransport an den Kluftflächen ist abhängig vom Einfallen der metamorphenFestgesteinsserien. Dabei ist die Wasserwegigkeit an den Schieferungsflächen deutlichgeringer als an den orthogonal dazu stehenden Trennflächen. Die Schieferungsflächenhaben meist zu geringe Öffnungsweiten und einen hohen Tonmineralanteil. Das Einfallen istauch für eine Hangrutschungsgefährdung wichtig. Diese ist bei hangparallelem Einfallendeutlich höher. Bedeutend sind auch Störungszonen, die allerdings vor allem bei Schiefernund Phylliten abdichtende Wirkung haben können. Als kritisch sind Bereiche von und nahebei Marmorzügen zu bezeichnen.7.3.7 Zentralalpin 2: Bereich Mürzzuschlag, ObersteiermarkBereichsweise ist im gesamten Abschnitt eines engen Tales aufgrund der Nähe zumVorfluter eine Einleitung gereinigter Abwässer in diesen möglich. Die Geologie stellt sichdurch Lockergesteinsabschnitte, die von Niederterrassen bzw. Schwemmfächern aufgebautwerden, dar. Hinsichtlich der Festgesteine wird das Gebiet von Granatglimmerschieferndominiert. Die Ortschaften und Streusiedlungen befinden sich meist auf den Resten derLockersedimente (Schwemmfächer, Terrassen, Hangschutt u.ä.).Die Abwässer einzelner Objekte werden derzeit auf landwirtschaftlich genutzte Flächenausgebracht. Zukünftig werden die meisten an die kommunale Kanalisation angeschlossen.Der Untergrund ist meist sandig bis lehmig. Im Abstrombereich befinden sich nur seltenweitere Objekte. Die Trinkwasserversorgung erfolgt durch eigene Quellen, die deutlichoberhalb einer möglichen Versickerungsfläche liegen bzw. liegen müssen. Die lautgeologischer Karte in diesem Bereich anzutreffenden Glimmerschiefer (phyllitisch) werden inRichtung Norden, Mürztal, von einem ehemaligen Prä-Riß Schwemmfächer (kiesig, sandig)überlagert. Der Bodenhorizont ist im Mittel etwa 30cm mächtig. Anstehender Fels wird erst ineiner Tiefe von mehr als 2,5m erreicht. In westlicher Richtung nimmt die Mächtigkeit desverwitterten Bereichs der Glimmerschiefer zu, sodass der anstehende Fels tiefer als 5munter GOK liegt. Der eigentliche Bodenhorizont ist lehmig. In den höhergelegenenTalbereichen (bis 1229müA) ist eine ausreichende Filterwirkung des Bodens anzuzweifeln.191

7. Weitere hydro-geologische AspekteIm Raum Pretul sind Quellfassungen für die Trinkwasserversorgungen von Langenwangsituiert. Zwei Gehöfte kommen für eine eventuelle Versickerung in Frage, wobei vor allemeine mögliche Beeinträchtigung der genutzten Quellen zu beachten ist. Hinsichtlich derSickerfähigkeit des Untergrundes kann aufgrund der Steilheit der Talflanken eineausreichende Ableitung der zu versickernden Abwässer in Richtung Vorfluter angenommenwerden.SchlussfolgerungenDie Böden in den Lockergesteinsabschnitten sind als lehmreich (k f -Wert 10 -6 m/s) zubezeichnen. Die Durchlässigkeit für die Versickerung von Einzelkläranlagen ist im Bedarfsfallzu überprüfen. Die zu entsorgenden Objekte sind meist an den Hängen situiert und haben imnäheren Umkreis keine weiteren Objekte. Zu beachten ist ein möglicher Konflikt mitWassernutzungen. Für die Wasserwegigkeit entlang von Schieferungsflächen, Klüften undStörungen gilt ähnliches wie für die Typregion Koralpe.7.3.8 Oberkärnten, ZentralalpinDieses Gebiet liegt in keiner Typregion der Phase I. Aus geologischer Sicht kann es zurgeologischen Großeinheit des Zentralalpins gerechnet werden. In der Gemeinde Irschen(Kärnten) wurde eine Kleinkläranlage und ihre Umgebung in der Ortschaft Griebitsch näheruntersuchtDie Ortschaft liegt auf etwa 1000müA. Der Untergrund wird von einer etwa 20cm dickenHumusschicht, einer darunter auftretenden 6-7m mächtigen Hangschuttbedeckung (Blöcke,kiesig, sandig, geringer Schluff- und Tonanteil), lokal auch Reste glazialer Sedimente, undanschließendem Fels (Glimmerschiefer) aufgebaut. Die Hangneigung beträgt im Mittel 17°.Bei der Kleinkläranlage handelt sich um das Modell BIOKAT der Firma Kendat. Derzeit sind13EWs an die Anlage angeschlossen. Eine Erweiterung auf maximal 20EWs ist möglich. Dieanschließende Versickerung des gereinigten Abwassers erfolgt aus einem Sickerschacht(ein zweiter Sickerschacht ist zur Sicherheit ebenfalls errichtet und wird bei Rückstau ausdem Ersten in Betrieb genommen). Beide Sickerschächte sind mit Betonringen ausgebautund 3m tief. Der Winterfrost stellt hinsichtlich der Versickerung keine Einschränkung dar.Abwechselnd erfolgt ein Weiterpumpen des Abwassers bzw. ein Belüften der Anlage.Probleme traten bisher lediglich bei der Belüftung aufgrund zu schwacher Kompressoren auf.Bei der Planung wurde kein Sickerversuch durchgeführt. Ein unmittelbar neben derKleinkläranlage verlaufender Vorfluter hat eine zu geringe Wasserführung bzw. fällt zeitweisetrocken um für eine Einleitung des Abwassers herangezogen werden zu können. Er dient alsnatürliche Barriere zu einem Quellschutzgebiet auf der gegenüberliegenden Bachseite. ImAbstrombereich der Versickerung liegt eine landwirtschaftliche genutzte Fläche.Die Kosten für die Errichtung beliefen sich in Summe auf etwas mehr als € 20.000, inklusive300m Rohrleitungsbau, für die Entsorgung der Abwässer von 4 Einfamilienhäusern.In der gegenständlichen Gemeinde (etwa 2000 Einwohner) bestehen mehr als 10 solcherAnlagen. Bisher sind keine Beeinflussungen durch eine Versickerung bekannt.192

7. Weitere hydro-geologische AspekteDarüber hinaus sind, laut Auskunft der Firma Kendat, im gesamten Oberkärntner Raum etwa70 Versickerungen nach Kleinkläranlagen in Betrieb. Auch von dieser Seite werden diebereits angeführten Erfahrungen, hinsichtlich einer bei ausreichender Wartung problemlosenFunktionalität der Anlagen, bestätigt. Mehrfach kam es aufgrund der Einleitung nichtgeeigneter Stoffe (Bsp. Frittierfett) zu Fehlern im Ablauf. Im Normalfall werden die Anlagenvon Firmenseite direkt nach dem Einbau, 2-3 Monate danach und anschließend imJahresintervall kontrolliert. Dazwischen wird der Betreiber, nach ausreichender Einschulung,angehalten die Anlage mittels Teststreifen auf ihre Funktion zu prüfen. Die Kosten für dieErrichtung belaufen sich bei einer 5EW-Anlage im Schnitt auf € 10.000-12.000.7.3.9 ZusammenfassungNach der Betrachtung der lokalen Verhältnisse in den 6 Typregionen, sowie im BereichOberkärnten, können die in Phase I gemachten Angaben bestätigt werden. Es hat sichallerdings gezeigt, dass stärker als bisher angenommen auf die lokalen, kleinräumigenVerhältnisse eingegangen werden muss. Als ein zentraler Punkt ist die Frage, ob dieVersickerung im Fest- oder Lockergestein situiert ist, zu bezeichnen.7.4 Ableitung geologischer und hydrologischerAusgangsparameter aus vorhandenen Informationenund Ortsbefunden zur Beurteilung einer VersickerungDie wesentlichen hydrologischen und geologischen Einflussgrößen auf die Ausbreitung desgereinigten Abwassers im Untergrund sind die hydrogeologischen Größen, die dieFließgeschwindigkeit, Fließzeit und die Verdünnung beeinflussen. Das sind die Texturklasse,über die die hydraulischen Eigenschaften des Untergrundes festgelegt werden, dasGrundwasserspiegelgefälle, die Grundwassermächtigkeit und der Flurabstand. ZurStandortbeurteilung einer Abwasserversickerung ist also die Erhebung dieser Größennotwendig.Je nach räumlicher Variabilität der hydrogeologischen Kenngröße, kann der Wert entwederfür ein ausgedehntes Gebiet (z. B. Gemeindegebiet) abgeschätzt werden, oder es ist dieErmittlung dieser Größe für einen bestimmten Standort erforderlich. Werte, die genauerbestimmbar sind, eignen sich eher für die Ermittlung an einem bestimmten Standort, beianderen Größen, für die eine genaue Bestimmung an einem Standort nicht einfach möglichist, wird man sich auf eine ungefähre Angabe des Wertes dieser Größe für ein größeresGebiet beschränken müssen. So ist beispielsweise denkbar, das Infiltrationsvermögen desUntergrundes bzw. den Flurabstand für den möglichen Standort zu bestimmen, fürGrundwasserspiegelgefälle, Texturklasse und Grundwassermächtigkeit großräumig gültigeAngaben zu machen und die Gebiete, für die die angegebenen Werte zu verwenden sind,anzugeben.Teilweise können die Werte aus vorhandenen Unterlagen ermittelt werden, wenn diese nichtzur Verfügung stehen, müssen Untersuchungen vor Ort durchgeführt werden.193

7. Weitere hydro-geologische AspekteJedenfalls sollen bei der Erhebung der Daten und der Beurteilung folgende Schritte zurErkundung eingehalten werden:1. Daten und Unterlagen, die aus vorhandenen Unterlagen erhoben werden können2. Daten und Unterlagen, die vor Ort erkennbar sind, inkl. einfacher Untersuchungen(Ortsbefund)7.4.1 Erhebung aus vorhandenen UnterlagenZur Erhebung der erforderlichen Daten stehen im Wesentlichen folgende Unterlagen zurVerfügung:Geologische Karte: Von etwa der Hälfte des Bundesgebietes sind geologische Karten imMaßstab 1:50.000 vorhanden. Die Schnitte dieser Kartenblätter orientieren sich an denAufnahmen des Bundesamts für Eich- und Vermessungswesen (ÖK Blätter). Zusätzlich sindvon einigen Bundesländern (Burgenland, Niederösterreich, Salzburg, Steiermark, Vorarlberg)Karten im Maßstab 1:200.000 verfügbar. Weiters gibt es regionale oder bundesweiteThemenkarten und Manuskriptkarten. Die Aufnahmen können über die Website dergeologischen Bundesanstalt (www.geologie.ac.at) kostenfrei online eingesehen werden.Dabei richtet sich der dargestellte Maßstab nach dem betrachteten Bereich (max. 1:50.000) -von der Übersichtskarte 1:2.000.000 bis zur geologischen Karte 1:50.000.Bodenkarte: Sie ist in digitaler Form im Internet verfügbar (http://bfw.ac.at/ebod/ebod.main).und steht für landwirtschaftlich genützte Böden (ohne Waldflächen) Österreichweit (bis aufwenige Ausnahmen) zur Verfügung.Hydrogeologische Karte aus dem Hydrologischen Atlas Österreich: Aus derhydrogeologischen Karte erhält man Information über die Art der vorkommendenGrundwasserleiter (Poren-, Kluft-, Karstgrundwasserleiter) und über die überwiegendvorkommenden Gesteine.Untersuchungen zur Ausweisung von Grundwasserkörpern gemäß EU-Wasserrahmenrichtlinie: Im Zuge dieser Untersuchungen wurden umfangreiche Datenüber die ausgewiesenen Grundwasserkörper in Österreich erhoben (Petrographie (Textur),Flurabstand, Mächtigkeit, hydraulische Durchlässigkeit...). Die Angaben erfolgen allerdingsteilweise für sehr große Gebiete mit Angabe von großen Schwankungsbereichen, daher istdie Anwendung zur Beurteilung einer Abwasserversickerungsanlage im Einzelfall zuentscheiden. Die Anfrage zur Beschaffung der Daten ist beim Lebensministerium, derUmweltbundesamt GmbH oder den Ämtern der Landesregierungen möglich.Unterlagen aus Bauvorhaben in der Umgebung des potentiellenVersickerungsstandortes: Derartige Unterlagen können in Umfang und Qualität sehrunterschiedlich sein und müssen auf die Eignung zur Beurteilung einerAbwasserversickerung im Einzelfall geprüft werden.194

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.4.1.1 TEXTUR, BODENART, GEOLOGIEInformationen über den ersten Meter des Untergrundes erhält man aus der Bodenkarte. Diefür die Fragestellung der Abwasserversickerung relevanten Informationen sind Bodentyp undAusgangsmaterial, Bodenart (Textur) und Grobanteil und eventuell Erosionsgefährdung. Mitdiesen Informationen ergänzt durch Informationen aus der geologischen Karte lässt sich aufdas Versickerungsvermögen der oberen Schicht und teilweise auf die geologischenVerhältnisse des Bereiches unterhalb des in der Bodenkarte ausgewiesenen Bereichesschließen.In Tabelle 57 sind Abfrageergebnisse aus der digitalen Bodenkarte für drei Gebiete der inPhase I bearbeiteten Typregionen angeführt. In der Böhmischen Masse besteht der Bodenaus lehmigem Sand bis sandigem Lehm, mit zunehmender Tiefe geht die Textur in gröberesVerwitterungsmaterial des Granit und Gneis über (Texturklasse Sandiger Kies). Es ist miteiner guten Durchlässigkeit zu rechnen, sodass das Versickerungsvermögen ausreichend fürdie Versickerung der anfallenden Abwassermenge ist. Das Beispiel Zentralalpin im BereichMürzzuschlag zeigt schluffigen bis lehmig-sandigen Untergrund auf kristallinem Hangschutt.Aufgrund des teilweise steilen Geländes kann das Wasser nicht versickern und rinntoberflächennahe hangabwärts. Eine Versickerung von Abwasser kommt eventuell in flachenLagen bei ausreichender Durchlässigkeit und Lockergesteinsüberlagerung in Frage. Zurgenaueren Beurteilung sind weiterführende Erhebungen notwendig. In der Molassezone imBereich Markt St. Florian besteht der Boden aus gering durchlässigem Schluff oder Lehm(Löss), der eine Deckschichte auf gut durchlässige Kiese und Sande der Deckenschotterbildet. Eine Versickerung in der Deckschichte ist aufgrund der geringen Durchlässigkeit nichtmöglich. Bei geringer Mächtigkeit der Deckschichte ist eventuell nach Abtragen der oberenSchicht eine Versickerung in die Terrassenschotter möglich. In diesem Fall ist allerdings miteinem geringen Rückhalt von Viren und Bakterien zu rechnen (Sandiger Kies bis Kies).Tabelle 57: Beispielhafte Abfrageergebnisse aus der digitalen Bodenkarte für drei Gebiete derin Phase I bearbeiteten Typregionen.Böhmische Masse,Bereich SandlZentralalpin 2, BereichMürzzuschlagMolassezone, BereichMarkt St. FlorianTreffer 1 1 1Kartierungsbereich 133 12 39Bodenform 15 44 37KomponenteBundesland Oberösterreich Steiermark OberösterreichKurzbezeichnung oFB sN TPGröße der Bodenform565 ha = 2,2 % der kart.Flächeetwa 350 ha = ca. 2,9 %der kart. Flächeetwa 2765 ha = ca. 15,2% der kart. FlächeLage und Vorkommenauf Verebnungen undleichten Hängen; eben bisleicht hängigLandschaftsraum"Bergbereich", inQuellfluren, auf Hängenund in Mulden, leichtLandschaftsraum"Hügelbereich"; schwach195

7. Weitere hydro-geologische Aspektehängig bis stark hängig,vereinzelt auch steilhängiggeneigt bis hängig, aufRücken, Hängen,VerebnungenBodentyp undAusgangsmaterialpodsolige Felsbraunerdeaus feinem und grobem,silikatischemVerwitterungsmaterial(grob- und feinkörnigerGranit bzw. Gneis)kalkfreies Anmoor auskristallinem HangschuttTypischer Pseudogleyaus DecklehmWasserverhältnissemäßig trocken; mäßigeSpeicherkraft. hoheDurchlässigkeitnaß; infolge des dichtenCG HorizontesHangwasserstau bis in dieKrume, das Tag- bzw.Quellwasser kann dahernicht versickern und ziehtoberflächennahehangabwärts; zügigeWasserbewegungwechselfeucht mitÜberwiegen der feuchtenPhase; mäßigeSpeicherkraft, geringeDurchlässigkeitHorizonteA(10-20); Bs(50-60);Cv(100);Ag(20-25); AGor(35-45);Gor(50-80); CGr(100);Ap(25-30); P(50-70);S(100);Bodenart undGrobanteilA lehmiger Sand mitmäßigem Grobanteil (Grusund Steine) Bs sandigerLehm mit mäßigemGrobanteil (Grus undStein) Cv lehmiger Sandmit vorherrschendemGrobanteil (Grus, Steineund Grobsteine)Ag lehmiger Schluff odersandiger Schluff, vereinzeltauch lehmiger Sand AGorlehmiger Schluff oderlehmiger Sand mitgeringem bis mäßigemGrobanteil (Grus, Steine)Gor lehmiger Sand mitmäßigem bis hohemGrobanteil (Grus, Steine)CGr lehmiger Sand mitsehr hohem Grobanteil(Grus, Steine) odervorherrschend Grobanteil(Grus, Steine)Humusverhältnisse A stark humos; Mull Ag AGor stark humos;AnmoorhumusKalkgehaltBodenreaktionkalkfrei (durch Aufkalkungim Oberbodenstellenweise kalkarm)stark sauer bis sauer,durch Aufkalkungvereinzelt schwach sauerkalkfreistark sauer; vereinzeltauch sauer oder schwachsauerAp Schluff oder lehmigerSchluff P1 lehmigerSchluff P2 schluffigerLehm S schluffiger Lehmoder LehmAp mittelhumos; Mullkalkfreistark sauer bis sauerErosionsgefahr nicht gefährdet mäßig rutschgefährdet nicht gefährdetBearbeitbarkeitbei Ackernutzung gut zubearbeiten; beiGrünlandnutzung gut zubefahren und zu beweidennicht zu beackern;schwierig zu befahrenbei Ackernutzung: beihöherer DurchfeuchtungBearbeitung erschwert;bei Grünlandnutzung: inFeuchtperiodenerschwert zu befahrenNatürlicher Bodenwertgeringwertiges Ackerland,geringwertiges Grünlandgeringwertiges Grünlandmittelwertiges Ackerland;hochwertiges Grünland196

7. Weitere hydro-geologische AspekteSonstige AngabenVereinzelt im Kern derNaßstellen Niedermoore(Humusform: zersetzterNiedermoortorf)Bodentyp Felsbraunerde Anmoor Typischer PseudogleyDie geologische Karte liefert unter Anderem Informationen zur Gesteinsart. Daraus lassensich Schlüsse über die Ausbildung der Lockergesteinsauflage (Verwitterungszone) treffen,sofern diese nicht aus verfrachteten Sedimenten (fluviatile Sedimente, Moränenmaterial) ausanderem Ausgangsgestein gebildet wurden. Ähnliche Information erhält man aus derhydrogeologischen Karte des Hydrologischen Atlas Österreichs.Weitere Informationen über die hydrogeologischen Verhältnisse erhält man durchErgebnisse von Bohrungen, Baugrunduntersuchungen oder Bodenaufschlüssen, dieaus Bauvorhaben in der unmittelbaren Umgebung des Versickerungsstandortes zurVerfügung stehen.7.4.1.2 FLURABSTANDDer maßgebende Flurabstand ist der minimale Flurabstand am Ort der Versickerung. ImIdealfall stehen am potentiellen Standort Grundwassermessstellen oder Hausbrunnen zurVerfügung, anhand derer der Flurabstand ermittelt werden kann. Für die ausgewiesenenGrundwassergebiete können der mittlere Flurabstand und die mittlere jährliche Schwankungdes Grundwasserspiegels aus dem hydrologischen Atlas entnommen werden. Anhanddieser Werte kann der minimale Flurabstand in der Größenordnung abgeschätzt werden.Weitere Informationsquellen über den Flurabstand stellen Auswertungen von Bohrungen,Baugrunduntersuchungen oder Bodenaufschlüssen aus Bauvorhaben in der näherenUmgebung dar. Bei nicht eindeutiger Datenlage ist der ungünstigere Fall, das heißt einkleiner Flurabstand, anzunehmen.7.4.1.3 GRUNDWASSERSPIEGELGEFÄLLEEine genaue Bestimmung des Grundwasserspiegelgefälles und derGrundwasserfließrichtung ist anhand von drei Grundwassermessstellen in der Umgebungdes potentiellen Standortes möglich. Stehen Daten für einen längeren Zeitraum zurVerfügung, in dem Extremereignisse dokumentiert sind (trockene Verhältnisse, nasseVerhältnisse, Hochwasserereignisse...), ist eine zuverlässige Ermittlung der Bandbreite derFließrichtung möglich und für eine Abgrenzung des durch die Abwasserversickerungbeeinträchtigten Bereiches notwendig.197

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.4.1.4 GRUNDWASSERMÄCHTIGKEITZur Ermittlung der Grundwassermächtigkeit sind geologische Untersuchungen undgeologische Karten (ev. Erläuterungshefte der geologischen Karte) heranzuziehen. EinNachweis einer größeren Mächtigkeit als 3 m kann als ausreichend angesehen werden, einegrößere Mächtigkeit wirkt günstig.7.4.1.5 LAGE VON STÖRUNGENDie Lage von bekannten größeren Störungen ist in den Kartenblättern der analogengeologischen Karte (Maßstab 1:50.000), nicht aber in der Online-Version der geologischenKarte (http://www.geologie.ac.at/) dargestellt. Für die Erhebung der Lage der Störungen fürdie Fragestellung der Abwasserversickerung müssen detaillierte Karten (Maßstab 1:50.000)verwendet werden.7.4.2 Erhebung aus OrtsbefundenIst eine Beurteilung des Standortes anhand der vorhandenen Unterlagen nicht möglich, sosind weiterführende Untersuchungen durch eine Begehung und Probenahmen notwendig.Diese Situation wird in vielen Fällen eintreten, da eine eindeutige Beurteilung anhandvorhandener Unterlagen in vielen Fällen nicht möglich sein wird. Außerdem kommt eineVersickerung des Abwassers vorwiegend in dünn besiedelten Regionen in Frage, wo wenigehydrologische und geologische Daten vorliegen. Die Untersuchungsmethoden müsseneinfach und kostengünstig durchführbar sein.Eine vom Verhältnis Aufwand zu erhaltener Information günstige Untersuchungsmethodestellt ein Schurf dar. Neben einer Information über die überwiegende Texturklasse lässt sich,aufgrund der räumlichen Ausdehnung des Schurfes, auch die Heterogenität und ein ev.vorhandener Schichtaufbau des Untergrundes erkennen. Die Tiefe eines Schurfes solltemindestens bis in die Tiefe der geplanten Versickerung reichen. Dadurch kann auf demgeplanten Niveau ein Versickerungsversuch durchgeführt werden, der zur Bestimmung dererforderlichen Versickerungsfläche herangezogen werden kann. Punktuelle Information überTexturklasse und Schichtaufbau erhält man durch Kernbohrungen. Daraus erhält man auchInformationen zu Flurabstand und Mächtigkeit des Grundwasserleiters, weiters lassen sichdie Bohrungen mit wenig Aufwand zu Grundwassermessstellen ausbauen. DieseUntersuchungsmethode ist allerdings mit hohem finanziellem Aufwand verbunden, wodurchschnell die Grenzen der Wirtschaftlichkeit erreicht werden.198

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.4.2.1 BESTIMMUNG DER TEXTURKLASSE NACH USDA-KLASSIFIKATION MIT DERFINGERPROBEZur Durchführung der Fingerprobe reicht eine kleine Probenmenge (eine Hand voll) aus. DerBoden darf nicht zu trocken sein. Die charakteristischen Merkmale der für eine Versickerungin Frage kommenden Texturklassen nach USDA-Klassifikation werden im Folgendenbeschrieben. Es gilt das Texturdreieck gemäß Abbildung 25:Sand: Körner sind mit freiem Auge zu erkennen. Fühlt sich körnig an. Auf den Fingern bleibtnichts haften. Das Formen von Kugeln ist nicht möglich.Lehmiger Sand: Fühlt sich körnig an, Sandgehalt ist zu spüren, Tonanteile bleiben auf denFingern haften. Das Formen von Kugeln ist möglich, diese zerbrechen aber sehr leicht.Sandiger Lehm: Fühlt sich ebenfalls körnig (sandig) an. Tonanteile bleiben auf den Fingernkleben. Das formen einer Kugel ist möglich. Diese kann vorsichtig zwischen die Fingergenommen werden, ohne dass sie zerbricht.Anzeichen eines höheren Schluff- und Tongehaltes, der eine Versickerung aufgrund dergeringen Infiltrationskapazität eventuell nicht möglich macht sind:• Formen von Kugeln ist leicht möglich. Sie zerbrechen beim Hantieren nicht.• Das Ausrollen von Würstchen ist möglich.• Es bleibt ein Fingerabdruck auf der Probe zurück.• Reiben mit dem Fingernagel erzeugt eine glänzende Fläche auf der Probe.• Beim Zerreiben zwischen den Fingern sind keine Körner spürbar.• Beim Zerreiben zwischen den Fingern bleibt kein Material zurück.Sandiger Kies: enthält einen großen Anteil an Körnern größer 2 mm. Diese Texturklasseentspricht „grob bis sehr grobkörnigen Sanden und Kiesen“ (Burger et al. (1997)). Der k f -Wert liegt zwischen 10 – 60 m/d (1.1*10 -4 – 7*10 -4 m/s).Kies: Dieser Fall stellt einen Extremfall dar. Es handelt sich um sehr gut durchlässigen„schwach abgestuften Kies, so gut wie kein Sand oder Schluff“ (Jussel et al. (1994)) mitDurchlässigkeiten um 1000 m/d (1*10 -2 m/s) (für eine Abwasserversickerung nicht geeignet).Die räumliche Verteilung der Texturklassen kann heterogen sein. Maßgebend ist dieüberwiegende Texturklasse. Daher ist eine näherungsweise Bestimmung der Texturklassean mehreren Punkten des Untersuchungsgebietes mit der Fingerprobe besser zurBeurteilung eines Standortes geeignet, als eine genaue Analyse eines Probenortes (z.B.durch die Ermittlung von Sieblinien). Die Bestimmung der Texturklasse muss unterhalb desBodenhorizontes (üblicherweise tiefer als 1 m) im Ausgangsmaterial der Bodenbildung (C-Horizont) erfolgen.199

7. Weitere hydro-geologische Aspekte7.4.2.2 BEURTEILUNG DER VERSICKERUNGSFÄHIGKEIT DES UNTERGRUNDESANHAND EINES VERSICKERUNGSVERSUCHESDie Beurteilung der Versickerungsfähigkeit des Untergrundes an einem Standort kannentweder über eine Probenahme und Bestimmung der Texturklasse (siehe oben) oder übereinen Versickerungsversuch erfolgen.Es wird eine Versuchsdurchführung des Versickerungsversuches analog derVorgehensweise bei dem Versuch nach Kiker-Pönninger empfohlen. Bei diesemSickerversuch wird im Bereich der zukünftigen Versickerungsfläche eine Probegrubeausgehoben. Diese hat am Grund (meist in 1 bis 3 Meter Tiefe, entsprechend der geplantenVersickerung) eine Breite von 30*30 cm und eine Tiefe von ca. 30 cm. Das Versuchslochwird anschließend zur Vornässung zweimal mit Wasser gefüllt. Erst danach wird dasVersuchsloch ca. 25 cm mit Wasser aufgefüllt und die Spiegelabsenkung im Minutenabstandgemessen. Dieser Versuch wird dreimal durchgeführt und ein Mittelwert derSpiegelabsenkung in Minuten pro Zentimeter berechnet. Mit diesem Wert kann gemäßTabelle 55 eine näherungsweise Bestimmung der Texturklasse und der erforderlichenVersickerungsfläche erfolgen.Der Versickerungsversuch sollte in einer Tiefe durchgeführt werden, wo eine Beeinflussungder Wasserleitfähigkeit durch bevorzugte Wasserwegigkeiten, wie Wurzeln oderRegenwurmlöcher, ausgeschlossen werden kann. Das ist üblicherweise ab einer Tiefe voneinem Meter gegeben.200

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9. Anhang9 ANHANG – ZUSAMMENSTELLUNG DERERFORDERLICHEN ENTFERNUNGENVON EINER VERSICKERUNG ZUREINHALTUNG DER GEWÄHLTENSCHUTZZIELE9.1 Belebungs-/Pflanzenkläranlagen9.1.1 Fall SauerstoffIn Abbildung 69 bis Abbildung 73 sind die Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen zurSicherstellung einer Sauerstoff-Konzentration im Grundwasser von mindestens 2 mg/l inAbhängigkeit des Betriebszustandes, der Vorbelastung des Grundwassers (O 2 -Konzentrationim anstehenden Grundwasser) und der betrachteten Systemkenngrößen dargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rotUm eine zeitliche Begrenzung eines Störfalles in die Auswertungen mit einzubeziehen,wurde neben dem Normalfall und dem Störfall der kombinierte Fall mit betrachtet. Dabei wirdvon der Annahme ausgegangen, dass die Abwasserreinigungsanlage in• 85% der Fälle im Normalbetrieb funktioniert und in• 15% der Fälle ein Störfall vorherrschtDieser Fall berücksichtigt somit das Auftreten beider Betriebsfälle.213

BemessungsgrößeArt der Reinigung: Belebung/Pflanzenkläranlagebetrachteter Parameter: SauerstoffBetriebsartNormalfallStörfallKombinierte FälleArt der Versickerung010 10 1Percentil 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95überwiegendeTexturklasseVorbelastung(O2-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle0.001 18 46 133 395 971 1793 27 67 190 490 1119 2132 1547 3227 7187 18095 38683 60090 3183 7242 17012 40615 80703 138060 20 54 165 597 2893 7839 29 78 229 735 4543 170650.005 8 23 60 166 466 751 13 34 94 240 557 907 562 1415 3273 8616 19253 31333 1501 3045 7613 18581 42973 70699 10 26 77 255 1218 3452 14 40 115 370 1788 76460.01 4 11 32 106 253 430 5 18 46 133 350 633 324 772 1840 4689 10243 16540 823 1721 4228 10069 22973 39577 4 13 42 155 701 2028 6 20 59 220 1318 43480.05 0 0 3 11 31 55 0 1 5 17 50 101 26 71 184 545 1623 2966 51 139 385 1243 3671 6224 0 1 4 19 86 235 0 1 6 26 150 4970.001 14 39 118 317 689 1182 23 65 166 420 1056 1732 1135 2600 6699 15966 31451 48674 2899 6183 14635 33855 78462 128830 15 50 140 477 2085 6839 26 71 212 659 3852 154160.005 5 14 43 112 311 477 6 20 68 179 400 685 394 893 2253 5871 13227 19808 900 2038 4930 11727 27551 43728 5 17 54 182 809 2606 7 23 87 267 1268 49280.01 2 6 20 54 163 249 3 9 28 86 206 360 164 381 1081 2609 6467 11488 366 809 2343 6288 14727 22480 2 7 25 81 388 1203 3 10 37 125 635 23470.05 0 0 0 4 14 29 0 0 1 7 21 45 12 29 77 258 615 1270 22 58 187 546 1438 2606 0 0 1 8 40 106 0 0 2 12 70 2170.001 10 29 88 228 559 864 15 40 121 312 716 1286 868 1768 4467 10630 22086 37494 2174 4342 10743 24052 53866 81225 11 35 107 354 1435 4573 16 45 148 501 2549 110250.005 2 5 18 48 120 214 3 8 23 72 193 368 150 368 994 2527 6264 9899 413 949 2559 6174 15315 24526 2 6 22 75 376 1173 3 10 30 119 706 29080.01 0 1 6 20 59 97 1 3 9 30 91 184 47 132 341 1011 2765 5324 118 272 802 2235 6071 9985 0 2 8 34 149 405 1 4 11 53 274 10010.05 0 0 0 0 5 12 0 0 0 1 6 12 3 7 21 77 230 426 6 14 47 144 501 898 0 0 0 2 13 33 0 0 0 3 17 670.001 3 9 27 81 217 366 12 34 89 232 501 943 191 448 1164 2979 7497 12442 1946 3910 9017 20426 43610 72950 3 10 34 135 490 1522 14 39 112 346 2368 98070.005 1 5 15 38 100 174 5 13 39 98 249 408 93 207 563 1527 3646 5675 804 1734 4453 10522 19858 31077 2 6 18 62 231 608 5 15 46 146 947 46390.01 0 2 7 21 57 95 3 7 21 53 145 265 47 115 303 851 1937 3396 381 858 2133 5296 11927 21404 0 2 9 34 130 377 3 9 25 88 560 22230.05 0 0 0 2 7 12 0 0 2 6 17 33 4 10 30 86 232 375 33 86 234 677 1660 3527 0 0 0 4 15 42 0 0 2 10 60 2670.001 2 9 24 72 162 307 10 23 71 195 485 765 172 406 1052 2527 6072 10042 1895 3833 8401 18955 37235 56078 3 10 30 106 433 1242 11 27 98 308 2206 89040.005 0 3 9 28 69 109 4 9 25 79 187 296 56 129 351 957 2305 3861 462 1111 2808 7988 19325 31186 0 3 12 42 147 408 4 10 31 125 538 29710.01 0 1 4 13 31 53 1 3 10 32 83 170 22 56 151 430 1016 1851 173 493 1276 3341 7685 14948 0 1 5 19 70 187 1 4 12 50 343 12780.05 0 0 0 0 3 6 0 0 0 3 9 17 1 4 11 38 104 190 12 30 86 266 870 1542 0 0 0 1 7 18 0 0 0 5 30 1040.001 2 6 17 45 112 184 8 18 53 127 306 581 119 283 768 1963 5164 7619 1200 2473 5486 12564 29054 46060 2 7 21 75 307 923 9 21 65 185 1443 56700.005 0 1 4 13 33 57 1 3 10 30 80 136 26 66 172 418 972 1685 208 533 1311 3351 9415 15200 0 1 5 19 82 237 1 4 13 45 317 13810.01 0 0 1 4 12 23 0 1 3 11 37 70 8 20 55 164 452 872 65 156 418 1207 3243 5874 0 0 1 7 30 79 0 1 5 19 125 4500.05 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 5 0 1 3 11 34 56 4 8 26 88 256 482 0 0 0 0 2 6 0 0 0 0 8 310.001 0 1 6 20 50 93 4 10 31 82 246 416 30 73 224 643 1815 3026 1033 2293 5853 13455 33392 52798 0 2 7 30 117 314 5 11 39 142 1056 59200.005 0 0 3 9 24 48 2 5 16 45 119 213 12 35 100 278 683 1139 457 1030 2419 6466 15106 26364 0 0 3 13 57 148 2 6 20 73 525 25200.01 0 0 1 4 13 31 1 2 8 24 62 104 7 19 53 178 457 754 214 492 1397 3746 10123 16598 0 0 2 7 33 81 1 3 10 39 262 13940.05 0 0 0 0 0 2 0 0 0 2 7 15 0 2 6 18 52 85 20 51 143 473 1285 2394 0 0 0 0 3 8 0 0 0 4 40 1550.001 0 1 5 16 44 78 3 9 26 77 213 364 26 64 215 655 1722 2942 796 1922 4424 11164 24409 42998 0 1 7 26 90 280 4 10 33 121 964 47130.005 0 0 1 5 16 26 1 3 10 25 66 115 8 21 67 222 511 842 295 642 1666 4534 10990 20112 0 0 2 9 32 94 1 4 12 41 380 18420.01 0 0 0 2 6 10 0 1 4 15 39 70 4 10 28 85 240 424 127 299 794 2097 4766 9441 0 0 0 4 14 40 0 1 5 25 174 8330.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 6 0 0 2 7 18 37 8 20 60 175 554 943 0 0 0 0 0 3 0 0 0 1 16 650.001 0 0 3 11 35 63 3 6 18 59 153 287 17 50 170 484 1210 2223 651 1453 3327 8359 19919 30303 0 1 5 18 84 227 3 7 23 91 630 34160.005 0 0 0 2 6 12 0 1 4 13 36 66 4 10 31 95 266 487 139 309 767 1967 4848 7482 0 0 0 4 16 42 0 1 5 23 171 8030.01 0 0 0 0 2 5 0 0 1 5 13 23 1 4 11 33 92 181 39 99 275 758 1993 3607 0 0 0 1 5 14 0 0 2 8 60 2870.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 6 14 2 6 16 53 152 334 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 4 190.001 0 1 4 11 28 42 1 2 6 14 34 62 101 194 480 1031 2365 3515 101 194 480 1031 2365 3515 1 1 5 19 76 265 1 2 7 22 130 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BemessungsgrößeArt der Reinigung: Belebung/Pflanzenkläranlagebetrachteter Parameter: SauerstoffBetriebsartNormalfallStörfallKombinierte FälleArt der Versickerung010 10 1Percentil 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95überwiegendeTexturklasseVorbelastung(O2-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle0.001 17 44 131 367 942 1669 26 69 208 577 1357 2056 1400 3131 7440 18704 41847 66085 3770 8087 18875 44099 90636 142020 18 50 166 576 2978 8110 31 85 254 862 5166 197910.005 11 29 80 214 562 941 19 51 137 337 743 1415 962 2223 4868 12201 28609 49100 2210 5316 12117 27406 55501 97211 12 34 101 332 1841 5393 22 58 168 526 2788 125650.01 6 19 56 190 503 761 10 32 81 233 617 1012 541 1213 3102 7720 19368 28986 1470 3303 8135 18593 41022 66437 7 22 72 299 1137 3532 11 37 95 403 2177 84660.05 0 3 10 37 107 201 2 4 16 54 160 263 58 148 505 1709 4940 9349 154 459 1470 3970 13403 24128 1 3 13 58 257 711 2 5 21 89 440 15880.001 18 51 147 368 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BemessungsgrößeArt der Reinigung: Belebung/Pflanzenkläranlagebetrachteter Parameter: SauerstoffBetriebsartNormalfallStörfallKombinierte FälleArt der Versickerung010 10 1Percentil 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95überwiegendeTexturklasseVorbelastung(O2-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle0.001 14 42 119 325 868 1231 26 67 186 532 1232 2097 1066 2289 5600 13850 29567 47558 3584 7640 16894 40815 80703 127780 16 49 154 482 1928 6290 28 77 234 836 4316 174290.005 12 35 101 264 657 1066 25 66 173 420 988 1595 809 2119 5281 12338 25296 40903 3256 6839 14731 35529 73609 115850 13 41 125 435 1933 5681 29 81 211 618 3819 155950.01 9 29 92 238 551 907 25 58 152 396 1008 1667 769 1688 4403 11741 27704 51075 2557 5301 12815 28430 59532 104020 11 33 116 363 1384 4490 28 64 195 613 3720 132510.05 3 12 41 130 337 562 8 22 65 202 545 939 255 679 1897 5153 12746 23378 897 2409 6522 16893 43343 76647 4 14 52 195 821 2514 9 24 85 346 1742 68390.001 13 39 121 356 800 1386 32 72 179 472 1101 1907 1123 2355 6058 14606 33200 51281 3178 8144 17230 38460 85229 134410 15 46 151 544 1881 6501 36 83 225 715 3739 195540.005 10 31 89 274 643 1150 19 54 146 375 934 1624 926 2101 4578 11225 23933 38908 3007 6114 13960 33665 76249 118780 11 35 113 444 1815 5169 23 60 184 584 3243 140360.01 8 23 75 210 526 959 18 48 126 364 891 1584 620 1383 3409 8582 18947 34376 2205 5372 12736 27857 61978 95496 9 28 96 321 1422 4048 20 54 162 552 2959 129230.05 2 7 28 92 261 535 4 13 50 167 401 740 145 400 1340 3817 10780 18553 378 1247 4298 13585 31259 49432 2 9 38 141 680 1616 5 16 69 239 1102 46740.001 13 36 121 316 803 1458 29 67 184 470 1037 1767 1008 2093 5067 13338 27389 46507 3345 7220 15090 36475 74079 123950 15 43 144 478 2189 5499 32 79 222 674 4303 154280.005 6 19 76 215 490 862 15 40 109 311 708 1167 629 1403 3514 8917 19522 34217 1865 4513 10698 26017 56015 89359 7 23 95 320 1263 3914 17 47 142 490 2645 111670.01 7 16 53 167 441 724 9 28 93 243 579 964 350 991 2398 6444 14711 24837 1104 2922 7925 19981 42899 72978 7 18 68 260 1042 2804 10 34 112 385 1774 81630.05 0 2 12 45 157 303 1 5 24 90 299 527 43 157 646 2141 5710 10152 141 487 2256 7695 19462 37419 0 3 15 72 344 938 1 6 30 143 716 26050.001 0 3 9 31 81 170 6 16 51 154 377 656 45 132 405 1292 3242 5729 1503 3170 7383 17963 39495 66770 0 3 12 46 217 575 7 19 65 247 1604 78360.005 0 2 10 33 85 155 5 12 37 118 284 458 37 102 320 922 2397 4020 1243 2828 6727 15942 35584 55107 0 3 13 50 179 485 5 14 50 179 1336 68930.01 0 2 8 26 66 127 4 12 33 95 248 511 35 103 276 842 2334 4200 1079 2404 5298 12250 27793 39430 0 2 10 41 159 381 5 13 40 158 1308 56430.05 0 0 3 12 33 57 2 5 16 49 121 215 15 43 123 378 1081 1926 312 932 2683 7386 18976 29700 0 0 4 18 73 194 2 6 21 77 472 26860.001 0 2 9 34 102 170 6 16 43 120 310 644 36 121 386 1275 3267 5441 1338 2758 7062 17287 43786 67976 0 3 11 53 213 580 6 20 57 194 1382 71040.005 0 2 7 23 59 124 4 11 34 101 244 460 35 102 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Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der Entfernungen in Abhängigkeit vom Betriebszustand und denSystemkenngrößen für die Texturklasse sandiger Lehm

BemessungsgrößeArt der Reinigung: Belebung/Pflanzenkläranlagebetrachteter Parameter: SauerstoffBetriebsartNormalfallStörfallKombinierte FälleArt der Versickerung010 10 1Percentil 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95überwiegendeTexturklasseVorbelastung(O2-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle0.001 12 33 97 277 624 953 18 43 122 319 765 1234 1248 2412 5409 12762 27536 42315 2344 4598 9608 23978 54840 78811 14 39 126 404 1793 6248 20 50 156 488 2871 101730.005 3 6 18 47 103 201 3 8 23 63 149 232 157 388 991 2475 5693 8751 367 858 1958 4830 10087 16874 3 7 24 65 304 1087 3 9 30 99 452 20580.01 0 2 7 18 42 67 1 3 8 23 54 103 71 150 356 939 2167 3528 121 272 651 1666 3846 6117 0 2 9 27 122 403 1 3 10 35 173 7090.05 0 0 0 0 1 3 0 0 0 0 2 5 3 8 20 52 116 176 7 16 39 95 208 310 0 0 0 0 6 22 0 0 0 1 8 390.001 8 21 60 170 410 617 13 32 91 250 521 831 726 1679 4021 9131 19742 31001 1256 2792 6846 15482 32626 55938 8 25 74 260 1258 4230 15 38 115 360 1844 70940.005 1 3 8 23 50 98 1 4 10 27 71 105 106 229 537 1263 2666 4705 157 349 846 2107 5287 9690 1 3 10 35 183 570 2 4 13 45 272 9300.01 0 0 2 7 19 37 0 1 3 10 23 47 27 65 158 405 916 1481 55 122 278 650 1463 2443 0 0 3 11 56 183 0 1 4 15 88 2880.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 3 8 19 42 73 2 5 13 30 81 137 0 0 0 0 2 8 0 0 0 0 3 140.001 4 11 30 81 199 311 5 12 37 98 259 455 353 846 2060 4735 11562 17238 614 1379 3150 7128 16727 25683 5 12 36 126 575 2068 6 15 47 160 883 32840.005 0 0 2 8 20 36 0 1 3 10 25 43 27 58 149 342 748 1374 54 116 282 737 1567 2751 0 0 3 12 55 163 0 1 4 16 80 2910.01 0 0 0 2 5 8 0 0 0 2 7 12 8 17 41 100 237 373 13 33 76 181 366 649 0 0 0 3 14 44 0 0 0 4 21 790.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 5 13 18 0 1 4 9 19 32 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 1 40.001 4 11 34 91 223 410 7 22 62 177 477 781 221 491 1379 3185 7780 12293 1299 2974 7310 16135 30957 48928 4 13 41 141 544 1583 9 25 80 285 1731 75850.005 0 2 6 18 49 87 2 5 14 35 74 139 42 103 286 701 1614 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6 10 1 2 5 13 34 58 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 50.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 2 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 1 2 3 0 0 1 1 4 6 2 5 12 30 66 114 11 24 57 145 332 565 0 0 0 1 5 13 0 0 1 2 14 580.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 3 6 9 1 2 5 12 29 46 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 60.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 4 0 1 1 3 7 12 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 20.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 1 2 3 0 0 1 2 6 9 2 5 12 32 71 127 25 53 120 276 614 960 0 0 0 1 5 15 0 0 1 4 24 1240.005 0 0 0 0 0 1 0 0 0 1 1 2 0 1 2 6 14 22 5 11 27 65 128 241 0 0 0 0 1 3 0 0 0 1 5 270.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 1 2 6 9 1 4 7 19 42 70 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 2 80.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 4 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 1 2 3 0 0 1 2 5 8 1 3 8 21 50 75 18 38 89 202 462 730 0 0 0 1 4 10 0 0 1 3 19 900.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 3 6 10 2 4 10 25 57 92 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 2 110.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 4 1 1 3 8 19 33 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 30.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 1 2 0 0 0 1 2 4 1 1 4 11 26 41 8 17 41 102 261 392 0 0 0 0 2 6 0 0 0 1 9 420.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 4 1 1 3 8 18 30 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 30.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 1 3 5 9 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 03m1m5m10m3m3 mg/l5m5m10m3m10m5mSandiger Kies10m3m1m5m10m3m8 mg/l5m5m10m3m10m5m10mAbbildung 72: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Einhaltung einer O 2 -Konzentration von 2mg/l im Grundwasser für den FallSauerstoff von Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der Entfernungen in Abhängigkeit vom Betriebszustand und denSystemkenngrößen für die Texturklasse sandiger Kies

BemessungsgrößeArt der Reinigung: Belebung/Pflanzenkläranlagebetrachteter Parameter: SauerstoffBetriebsartNormalfallStörfallKombinierte FälleArt der Versickerung010 10 1Percentil 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95 10 25 50 75 90 95überwiegendeTexturklasseVorbelastung(O2-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle0.001 0 0 0 1 4 8 0 0 0 1 4 9 4 12 35 103 266 449 7 16 48 128 322 570 0 0 0 2 11 41 0 0 0 2 15 550.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 4 11 18 0 0 1 6 14 22 0 0 0 0 1 2 0 0 0 0 0 20.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 4 0 0 0 0 3 6 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 1 4 2 4 11 38 86 147 2 5 16 46 111 198 0 0 0 0 4 14 0 0 0 0 6 200.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 4 7 0 0 0 1 5 10 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 9 22 40 0 1 4 12 34 65 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 0 50.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 1 4 0 0 0 0 3 6 1 3 11 34 84 171 5 13 37 111 303 546 0 0 0 0 5 14 0 0 0 2 10 420.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 7 0 0 1 4 12 22 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 4 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 1 4 13 36 64 1 4 12 36 102 181 0 0 0 0 1 7 0 0 0 0 3 130.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0 0 1 5 8 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 20.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 8 14 0 1 3 11 28 45 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 30.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 1 3 0 1 5 14 44 98 4 8 27 81 190 352 0 0 0 0 2 7 0 0 0 0 6 320.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 3 0 0 0 3 9 17 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 4 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 6 15 25 1 3 9 29 72 122 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 3 110.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 6 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 4 8 0 0 2 7 20 38 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 20.005 0 0 0 0 0 0 0 0 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0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 4 0 0 1 3 8 13 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 10.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 2 0 0 0 1 3 5 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.001 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.005 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.01 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 00.05 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 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mg/l5m5m10m3m10m5m10mKies3m1m5m10m3m8 mg/l5m5m10m3m10m5m10mAbbildung 73: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Einhaltung einer O 2 -Konzentration von 2mg/l im Grundwasser für den FallSauerstoff von Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der Entfernungen in Abhängigkeit vom Betriebszustand und denSystemkenngrößen für die Texturklasse Kies

9. Anhang9.1.2 Fall NitratIn Abbildung 74 sind die 50%- und 90%-Percentilwerte der erforderlichen Entfernungen zurErreichung einer Nitratkonzentration im Grundwasser, die dem Parameterwert derTrinkwasserverordnung (11,3 mg/l NO 3 -N) entspricht, für niedrige und hoheNitratkonzentrationen im Ablauf in Abhängigkeit der betrachteten Systemkenngrößendargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot219

Texturklassebetrachteter ParameterBetriebsartniedrigeKonzentr.SandNO 3hoheKonzentr.lehmiger SandNO 3niedrigeKonzentr.hoheKonzentr.sandiger LehmNO 3niedrigeKonzentr.hoheKonzentr.niedrigeKonzentr.KiesNO 3hoheKonzentr.sandiger KiesNO 3niedrigeKonzentr.hoheKonzentr.Vorbelastung(NO 3 -Gehalt)Flur-abstand5 mg/lH-GWGW-Gefälle50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil1m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10m0,001 1 34 14 119 2 19 40 129 2 16 47 153 1 1 1 1 1 8 18 620,005 1 15 6 63 1 11 24 96 2 14 39 140 1 1 1 1 1 1 3 110,01 1 7 3 40 1 7 16 76 1 13 33 128 1 1 1 1 1 1 1 30,05 1 1 1 5 1 2 2 23 1 7 14 79 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 31 10 109 1 15 37 127 2 20 43 136 1 1 1 1 1 4 13 440,005 1 9 4 40 1 9 19 74 1 12 34 126 1 1 1 1 1 1 1 50,01 1 4 2 22 1 5 10 56 1 14 29 105 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 2 1 1 1 13 1 5 10 60 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 23 7 76 1 12 31 103 2 17 38 142 1 1 1 1 1 2 6 200,005 1 4 2 18 1 5 10 48 1 12 27 104 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 8 1 3 5 35 1 9 20 95 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 5 1 3 4 38 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 35 15 125 1 16 38 135 2 17 41 147 1 1 1 1 1 8 19 670,005 1 15 6 64 1 10 24 93 1 13 37 127 1 1 1 1 1 1 3 110,01 1 8 3 36 1 7 16 72 1 13 34 122 1 1 1 1 1 1 1 30,05 1 1 1 5 1 2 3 24 1 7 15 70 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 29 11 104 1 15 37 127 1 17 43 144 1 1 1 1 1 5 13 470,005 1 9 4 41 1 8 19 79 1 13 36 123 1 1 1 1 1 1 1 50,01 1 4 2 19 1 5 10 52 1 11 27 96 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 2 1 1 1 12 1 4 9 56 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 21 8 76 1 10 32 110 1 16 40 140 1 1 1 1 1 2 6 230,005 1 4 2 21 1 5 10 47 1 13 27 104 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 8 1 2 5 30 1 9 20 86 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 5 1 3 5 41 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 36 13 122 2 15 39 144 1 16 46 163 1 1 1 1 1 9 20 690,005 1 15 6 59 1 9 25 91 1 15 39 136 1 1 1 1 1 1 3 120,01 1 8 3 42 1 6 17 77 1 14 33 118 1 1 1 1 1 1 1 30,05 1 1 1 5 1 1 2 21 1 7 15 72 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 30 10 107 1 13 40 135 2 17 44 142 1 1 1 1 1 5 13 550,005 1 9 4 44 1 9 19 81 1 14 34 127 1 1 1 1 1 1 1 50,01 1 4 2 21 1 4 10 58 1 10 27 108 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 2 1 1 1 12 1 5 10 55 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 20 8 74 1 12 31 114 2 17 40 128 1 1 1 1 1 2 5 190,005 1 4 2 20 1 4 11 53 1 11 26 101 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 9 1 2 4 33 1 8 19 84 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 5 1 2 4 42 1 1 1 1 1 1 1 1Abbildung 74: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Einhaltung einer Nitratkonzentration entsprechend dem Parameterwert (11,3mg/l NO 3 -N) der Trinkwasserverordnung im Grundwasser für Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der 50%- und 90%-Percentilwerte derEntfernungen in Abhängigkeit der Konzentration im Ablauf und den Systemkenngrößen

9. Anhang9.1.3 Fall CarbamazepinIn Abbildung 75 sind die 50%- und 90%-Percentilwerte der erforderlichen Entfernungen zurSicherstellung einer Carbamazepinkonzentration im Grundwasser entsprechend dem PNEC-Wert (14 µg/l) in Abhängigkeit der betrachteten Systemkenngrößen dargestellt. Es wirdzwischen einem Abbau von Carbamazepin und einer Konzentrationsabnahme nur durchVermischung mit dem Grundwasser unterschieden.Ebenfalls wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm,sandiger Kies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot221

Texturklassebetrachteter ParameterSandCarbamazepinlehmiger SandCarbamazepinsandiger LehmCarbamazepinKiesCarbamazepinsandiger KiesCarbamazepinBetriebsartmit Abbauohne Abbaumit Abbauohne Abbaumit Abbauohne Abbaumit Abbauohne Abbaumit Abbauohne AbbauFlur-abstand1m5m10mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil0,001 4 6 18 59 3 5 21 66 1 3 24 67 1 1 1 1 6 13 11 340,005 5 10 10 32 4 9 14 45 3 6 21 71 1 1 1 1 2 6 3 80,01 4 9 5 18 4 9 9 36 3 7 17 58 1 1 1 1 1 3 1 30,05 1 3 1 4 2 7 2 13 4 9 9 36 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 6 16 51 2 5 20 61 1 3 23 72 1 1 1 1 4 10 8 230,005 4 8 6 23 4 8 11 39 2 6 19 59 1 1 1 1 1 4 1 40,01 2 6 3 12 3 7 7 27 3 6 16 58 1 1 1 1 1 1 1 20,05 1 2 1 2 1 5 1 8 3 7 6 32 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 5 12 40 2 4 16 51 1 3 21 67 1 1 1 1 3 7 4 110,005 2 5 3 12 3 6 7 31 2 5 15 53 1 1 1 1 1 1 1 20,01 1 3 1 5 2 5 3 17 2 5 11 42 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 3 1 4 2 5 3 22 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 6 18 56 2 5 21 66 1 3 23 67 1 1 1 1 6 12 11 320,005 4 9 9 34 4 8 15 51 2 6 20 63 1 1 1 1 2 6 2 80,01 3 8 5 19 4 9 9 34 3 7 17 53 1 1 1 1 1 3 1 30,05 1 3 1 4 2 6 2 13 3 7 9 37 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 6 17 51 2 5 20 64 1 3 23 71 1 1 1 1 4 9 8 270,005 3 7 6 22 3 7 11 43 2 5 18 57 1 1 1 1 1 3 1 40,01 2 6 3 13 3 7 7 31 3 6 15 50 1 1 1 1 1 1 1 20,05 1 2 1 2 1 4 1 8 2 6 7 30 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 5 12 41 2 4 17 49 1 3 21 70 1 1 1 1 3 6 4 120,005 2 5 3 13 2 5 7 26 2 4 15 51 1 1 1 1 1 1 1 20,01 1 3 1 5 2 5 3 18 2 4 11 46 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 2 1 3 2 4 3 21 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 6 19 65 2 4 22 68 1 3 22 70 1 1 1 1 5 11 11 350,005 4 8 9 30 3 8 14 48 2 5 20 62 1 1 1 1 2 5 2 80,01 3 7 5 19 3 8 9 38 2 6 18 57 1 1 1 1 1 2 1 30,05 1 2 1 3 1 5 2 13 2 6 9 37 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 5 17 50 2 4 19 59 1 3 22 66 1 1 1 1 4 9 7 230,005 3 6 6 22 3 6 11 41 2 5 20 60 1 1 1 1 1 3 1 40,01 2 5 3 12 2 6 6 28 2 5 15 51 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 2 1 3 1 7 2 5 6 29 1 1 1 1 1 1 1 10,001 2 5 12 39 2 4 17 55 1 2 21 63 1 1 1 1 2 5 4 130,005 2 4 3 13 2 4 7 28 2 4 15 54 1 1 1 1 1 1 1 20,01 1 3 1 6 2 4 3 18 2 4 11 41 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 2 1 4 1 4 3 20 1 1 1 1 1 1 1 150 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil50 % Percentil90 % PercentilAbbildung 75: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Einhaltung einer Carbamazepinkonzentration entsprechend einem PNEC-Wert(14 µg/l) im Grundwasser für Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der 50%- und 90%-Percentilwerte der Entfernungen in Abhängigkeit derSystemkenngrößen

9. Anhang9.1.4 Fall Viren (Enterale Viren)In Abbildung 76 und Abbildung 77 sind die Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungenzur Sicherstellung einer notwendigen Log-Reduktion von Viren im Untergrund inAbhängigkeit der betrachteten Systemkenngrößen dargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot223

TexturklasseBetriebsartSandlog 12.4 log 15.9sandiger Lehmlog 12.4 log 15.9lehmiger Sandlog 12.4 log 15.9Flur-abstand1m5m10m20mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil0,001 8 11 17 25 36 46 10 14 22 32 47 59 2 3 5 8 13 17 2 3 6 11 17 22 4 6 11 16 25 31 5 8 14 21 32 410,005 18 26 38 57 81 100 23 33 49 74 104 130 4 6 10 17 27 34 5 8 13 22 35 45 9 14 23 36 54 70 12 18 30 47 71 910,01 26 37 55 82 118 148 34 48 72 107 153 193 5 8 14 24 38 51 6 10 18 31 49 66 13 20 33 52 77 100 16 26 43 68 100 1300,05 64 93 135 199 294 371 84 123 178 263 386 489 10 17 30 52 87 120 14 23 39 68 115 157 27 45 74 118 183 240 36 60 98 155 241 3150,001 8 11 17 25 37 45 10 15 22 33 47 58 2 3 5 8 13 17 2 4 6 11 17 23 4 6 11 17 25 32 5 8 14 22 32 420,005 17 25 37 56 79 102 23 33 48 72 103 133 3 6 10 17 28 36 5 7 13 22 36 47 9 14 23 36 54 72 11 18 30 47 71 930,01 26 37 55 81 116 147 34 49 72 105 151 191 5 8 14 24 38 49 6 10 18 31 50 63 12 20 33 50 76 96 16 26 43 66 99 1250,05 62 90 134 199 290 374 82 119 177 264 383 495 10 17 30 52 82 107 14 22 39 68 108 142 28 44 73 114 174 232 36 58 96 151 229 3050,001 8 11 17 25 36 46 10 15 22 32 47 60 2 3 5 8 13 17 2 3 6 11 17 23 4 6 10 17 26 32 5 8 14 21 33 420,005 17 26 38 56 81 101 23 33 49 73 106 132 3 6 10 17 27 35 5 7 13 22 35 46 9 14 22 35 53 67 11 18 29 45 69 880,01 25 36 53 80 117 145 33 48 70 105 153 190 5 8 14 24 38 51 6 11 18 31 50 67 12 19 31 50 73 93 16 26 41 65 95 1220,05 61 89 131 192 276 360 82 118 175 256 368 478 10 17 30 51 79 105 14 23 39 68 105 138 27 44 71 114 174 232 36 58 95 153 231 3090,001 7 10 16 24 36 45 9 13 21 32 46 59 1 2 4 7 12 16 2 3 5 9 16 21 3 5 9 15 23 31 4 7 12 20 30 400,005 16 23 35 54 80 101 21 31 46 71 104 132 2 4 8 15 25 33 4 6 11 20 33 44 7 12 20 32 49 64 10 16 27 43 64 830,01 23 34 50 75 112 142 31 45 67 100 147 185 3 6 11 20 33 46 5 8 16 27 45 61 10 16 29 48 71 92 14 22 39 64 94 1210,05 56 83 125 185 276 357 77 112 169 248 366 475 7 13 24 43 73 100 10 18 34 59 99 135 23 38 64 109 172 223 32 53 88 147 230 2970,001 7 10 15 24 35 44 9 13 20 31 45 57 1 2 4 7 12 16 2 3 5 9 16 21 3 5 9 15 23 30 4 7 12 20 30 390,005 16 23 35 52 78 96 21 31 46 68 102 127 2 4 8 14 23 32 4 6 11 20 31 43 7 12 20 32 49 64 10 16 27 43 65 840,01 23 33 50 76 112 137 30 45 67 101 148 180 3 6 11 19 33 42 5 9 15 27 45 57 10 17 29 47 74 97 14 23 39 63 99 1280,05 52 80 123 187 275 369 72 110 166 252 368 492 7 12 24 43 74 102 11 18 33 59 102 136 22 36 63 104 161 211 31 50 86 141 216 2810,001 7 10 15 24 35 45 9 13 20 32 46 58 1 2 4 7 11 15 2 3 5 9 15 20 3 5 9 15 23 31 5 7 12 20 31 400,005 16 23 34 51 78 101 21 31 46 68 103 132 2 4 8 14 23 31 4 6 11 20 31 42 7 12 20 32 49 64 10 16 27 44 66 850,01 22 33 48 73 105 132 30 44 65 97 140 175 3 6 11 20 33 44 5 9 16 28 45 59 10 17 28 46 68 90 14 23 38 62 91 1200,05 54 79 120 179 266 354 74 109 164 243 358 475 7 12 23 42 68 96 11 18 33 57 93 129 22 36 61 103 163 215 30 50 85 140 221 2910,001 6 9 14 22 33 42 8 12 19 29 43 55 1 1 3 6 10 14 1 2 4 8 13 18 2 4 8 14 22 28 4 6 11 19 29 370,005 14 21 32 49 73 96 19 29 43 66 97 126 1 3 6 12 21 29 3 5 9 18 29 39 6 10 17 29 46 61 8 14 24 40 62 810,01 20 30 46 72 107 142 28 41 63 96 143 186 2 4 8 16 29 40 3 6 13 23 40 55 8 14 25 43 69 90 12 20 35 58 93 1210,05 47 74 113 176 274 367 67 103 156 241 368 492 4 8 18 37 66 91 7 14 28 53 93 126 17 30 56 97 159 221 26 45 79 135 217 2990,001 6 9 14 22 33 42 8 12 19 29 44 55 1 1 3 6 10 13 1 2 4 8 14 18 3 5 8 14 21 29 4 7 11 19 29 380,005 13 21 32 48 72 92 19 29 44 65 96 121 1 3 6 12 21 29 2 5 9 17 29 40 5 10 17 29 46 60 8 14 24 40 62 800,01 20 30 46 72 104 134 28 42 63 97 138 178 2 4 8 16 28 39 3 6 12 23 39 54 8 14 25 41 64 83 12 20 35 57 87 1110,05 47 70 112 172 264 353 67 99 155 236 358 471 4 8 18 35 61 83 7 13 27 51 86 115 17 30 55 95 158 208 27 45 79 134 218 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Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen in Abhängigkeit der Systemkenngrößen für die TexturklassenSand, sandiger Lehm und lehmiger Sand

TexturklasseBetriebsartKiessandiger Kieslog 12.4 log 15.9 log 12.4 log 15.9Flur-abstand1m5m10m20mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil0,001 339 499 793 1349 2502 3633 447 660 1051 1790 3327 4837 14 24 37 58 90 117 19 31 48 75 116 1510,005 1216 1882 3120 5371 9749 14113 1627 2528 4203 7277 13199 19039 31 58 95 149 239 319 41 76 124 194 311 4140,01 2136 3331 5704 9960 18368 26863 2890 4503 7723 13548 24973 36496 37 83 142 231 385 553 50 109 186 302 503 7240,05 7872 12753 22060 39481 68936 99404 10856 17623 30581 54730 95352 137870 83 209 434 748 1375 2044 112 279 577 994 1821 27110,001 336 491 770 1355 2464 3621 445 652 1025 1811 3287 4842 15 24 37 57 89 121 19 31 48 74 115 1560,005 1204 1836 2956 5250 9390 14018 1624 2477 4017 7146 12728 18968 30 57 95 147 232 328 40 75 124 193 304 4280,01 2184 3302 5445 9666 17248 26338 2966 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37629 69637 98314 10614 17123 29141 52590 96931 137570 62 180 400 708 1328 2010 92 248 540 953 1769 26770,001 330 478 771 1343 2415 3665 441 641 1032 1798 3215 4916 11 21 35 56 88 117 16 29 46 73 114 1520,005 1190 1789 2929 5350 9530 14279 1620 2440 3994 7290 12946 19536 23 53 90 142 231 336 33 71 120 188 303 4380,01 2044 3256 5289 9248 17270 25321 2807 4466 7259 12705 23792 34736 30 75 131 212 353 516 44 101 176 282 466 6780,05 7558 12281 20497 36816 68298 102180 10627 17155 28754 51687 95760 144030 67 190 413 704 1240 1793 99 262 560 950 1664 24050,001 315 474 752 1329 2460 3665 423 637 1014 1794 3299 4945 11 21 34 55 84 116 16 28 46 72 109 1500,005 1145 1761 2930 5106 9420 13890 1567 2410 4024 7032 12885 18916 19 48 86 140 234 331 28 65 115 186 308 4360,01 2015 3061 5257 9210 17515 25946 2793 4233 7283 12779 24265 35821 26 71 132 218 372 553 38 97 177 292 492 7330,05 7309 11781 20244 36381 66870 96102 10329 16659 28673 51722 94737 135510 49 161 374 662 1190 1721 77 224 512 901 1600 23260,001 315 467 754 1337 2381 3607 422 623 1010 1780 3171 4811 9 20 33 54 84 119 13 27 44 71 110 1550,005 1161 1788 3026 5298 9785 15191 1574 2435 4134 7229 13338 20554 16 45 82 135 224 319 26 63 110 180 294 4190,01 2010 3228 5530 9819 17883 26889 2762 4459 7593 13528 24354 36666 21 67 127 215 374 514 34 93 172 288 491 6740,05 7384 11931 20986 38896 70256 101790 10396 16775 29535 54594 97826 140850 38 155 387 690 1214 1771 66 221 531 938 1623 23660,001 314 467 768 1348 2493 3891 423 630 1036 1813 3322 5197 8 19 33 52 84 120 13 27 44 69 110 1560,005 1115 1711 2857 5122 9730 14532 1529 2354 3925 6989 13314 19773 16 45 83 136 224 308 26 62 112 181 296 4060,01 2015 3090 5181 9241 17322 26064 2790 4278 7164 12748 23736 36199 22 65 125 218 357 518 36 92 170 291 473 6820,05 7021 11587 19992 36358 67413 99498 9891 16435 28129 51335 94697 139140 37 158 370 678 1265 1843 66 226 510 923 1701 24700,001 300 453 718 1270 2336 3584 406 615 976 1713 3168 4828 7 19 33 53 82 111 12 26 44 70 108 1450,005 1103 1661 2750 5089 9861 14530 1523 2302 3802 7015 13527 19866 16 45 82 138 225 317 27 64 111 186 298 4190,01 1922 3014 5095 8914 17098 26321 2692 4207 7112 12465 23652 36487 21 65 124 207 350 533 34 91 170 279 469 7090,05 6846 11214 19824 36119 63336 93798 9764 16083 28388 51456 90118 133220 34 152 367 654 1235 1926 65 221 511 897 1681 25960,001 298 440 712 1283 2419 3653 411 600 966 1733 3247 4858 0 14 28 48 80 111 4 22 39 65 107 1460,005 1041 1627 2770 5166 9510 13537 1460 2268 3845 7074 12974 18431 0 34 70 123 212 297 8 52 98 167 281 3910,01 1872 2944 5025 8858 17043 26087 2648 4160 7000 12271 23424 35532 0 44 106 188 350 506 9 69 150 259 469 6710,05 6666 11015 19499 35795 68166 103370 9707 15887 28005 50977 96185 145080 0 108 322 619 1153 1866 18 179 463 863 1563 25250,001 285 425 700 1278 2458 3727 394 584 956 1730 3312 5009 0 14 28 47 81 111 5 21 39 64 108 1450,005 1022 1592 2670 4998 9528 13977 1439 2242 3735 6921 13094 19152 0 33 68 120 215 313 9 50 97 164 286 4140,01 1767 2880 4855 8850 16327 25975 2521 4112 6841 12390 22659 35857 0 47 104 186 323 484 7 73 149 257 436 6440,05 6688 10837 18733 34766 64351 90357 9757 15811 27202 49537 91357 127560 0 113 311 601 1139 1652 23 183 457 845 1563 22410,001 278 416 693 1201 2312 3450 388 579 957 1640 3171 4660 0 14 28 47 82 115 4 22 39 65 109 1520,005 980 1513 2573 4705 8674 13310 1394 2158 3633 6596 11961 18310 0 31 67 116 206 312 8 49 96 161 279 4140,01 1719 2774 4764 8723 16838 25990 2476 4007 6800 12349 23385 36298 0 43 99 179 323 462 3 68 143 251 438 6240,05 6084 10170 17705 32458 59603 87450 9057 14954 26041 47107 85061 125510 0 99 291 600 1145 1697 11 169 432 849 1577 230910%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-PercentilAbbildung 77: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Sicherstellung einer erforderlichen Log-Reduktion für Viren für Belebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen in Abhängigkeit der Systemkenngrößen für die TexturklassenKies und sandiger Kies

9. Anhang9.1.5 Fall Bakterien (E.coli)In Abbildung 78 und Abbildung 79 sind die Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungenzur Sicherstellung einer notwendigen Log-Reduktion von Bakterien im Untergrund inAbhängigkeit der betrachteten Systemkenngrößen dargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot226

TexturklasseBetriebsartSandlog 6 log 10sandiger Lehmlog 6 log 10lehmiger Sandlog 6 log 10Flur-abstand1m5m10m20mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil0.001 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 4 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 2 1 1 1 2 2 30.005 1 2 2 3 5 7 2 3 4 6 9 12 1 1 1 1 2 2 1 1 1 2 3 4 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 5 70.01 2 2 3 4 6 8 3 4 5 7 11 14 1 1 1 1 2 3 1 1 1 2 4 5 1 1 1 2 4 5 1 2 2 4 7 90.05 2 2 3 6 9 12 4 4 6 11 18 23 1 1 1 2 3 5 1 2 2 4 6 9 1 1 1 3 5 8 2 2 3 5 10 140.001 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 5 7 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 2 1 1 1 2 3 40.005 1 2 2 3 6 7 2 3 4 6 10 12 1 1 1 1 2 2 1 1 1 2 3 4 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 5 70.01 2 2 3 4 6 8 3 4 5 7 12 14 1 1 1 1 2 3 1 1 2 2 4 6 1 1 1 2 4 5 1 2 2 4 7 90.05 2 2 3 5 9 12 4 4 6 11 18 24 1 1 1 2 4 6 1 2 2 3 7 10 1 1 1 3 6 8 2 2 3 5 11 160.001 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 4 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 2 1 1 1 2 3 30.005 1 2 2 3 5 6 2 3 4 6 8 11 1 1 1 1 2 2 1 1 1 2 3 4 1 1 1 2 3 4 1 1 2 3 5 60.01 1 2 3 4 7 8 3 4 5 7 12 15 1 1 1 1 2 3 1 1 1 2 4 5 1 1 1 2 3 5 1 2 2 4 6 90.05 2 2 3 5 9 11 3 4 6 10 17 22 1 1 1 2 3 4 1 2 2 3 6 8 1 1 1 2 5 6 2 2 3 5 9 120.001 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.005 1 1 1 1 2 4 1 1 1 3 6 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 40.01 1 1 1 1 2 4 1 1 1 4 7 11 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 50.05 1 1 1 1 3 6 1 1 1 5 11 16 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 4 70.001 1 1 1 1 1 2 1 1 1 2 3 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.005 1 1 1 1 2 4 1 1 1 3 6 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 40.01 1 1 1 1 3 4 1 1 1 3 8 11 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 4 60.05 1 1 1 1 2 5 1 1 1 4 10 15 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 5 90.001 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.005 1 1 1 1 2 4 1 1 1 3 6 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 40.01 1 1 1 1 2 4 1 1 1 3 7 11 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 60.05 1 1 1 1 2 4 1 1 1 4 10 13 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 4 80.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 30.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 7 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 4 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10.05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 195%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-PercentilAbbildung 78: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Sicherstellung einer erforderlichen Log-Reduktion für Bakterien (E.coli) fürBelebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen in Abhängigkeit der Systemkenngrößen für dieTexturklassen Sand, sandiger Lehm und lehmiger Sand

TexturklasseBetriebsartKiessandiger Kieslog 6 log 10 log 6 log 10Flur-abstand1m5m10m20mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil0.001 58 75 98 137 214 264 110 144 188 264 401 513 2 3 4 5 7 9 4 5 6 9 12 150.005 83 95 129 195 313 379 173 198 269 417 663 807 4 5 6 8 12 14 7 8 11 15 21 250.01 81 95 132 218 320 428 178 209 287 475 695 938 4 5 7 10 13 16 8 9 12 18 25 290.05 67 77 105 179 307 388 168 191 265 442 760 966 4 4 6 9 14 17 8 9 12 19 29 340.001 56 71 95 138 206 262 109 139 188 275 402 519 2 3 4 5 7 9 4 5 6 9 12 160.005 78 92 123 183 275 371 170 197 267 397 601 807 4 4 6 8 11 14 7 8 11 15 20 250.01 75 89 121 194 306 374 169 202 276 437 700 855 4 5 6 9 13 16 8 9 12 18 24 290.05 60 72 103 174 297 379 160 191 274 451 774 990 3 4 6 9 14 16 7 9 12 19 28 330.001 52 66 86 117 165 214 103 135 175 239 337 447 2 3 4 5 7 9 4 5 6 9 13 160.005 70 83 111 164 250 310 162 187 252 375 574 698 4 4 5 7 10 13 7 8 10 14 20 240.01 68 80 110 179 284 346 165 191 268 434 671 834 4 4 6 8 12 14 7 8 11 16 23 260.05 53 63 91 147 249 309 153 179 256 418 698 861 3 4 5 8 12 15 7 8 11 18 26 310.001 43 57 82 117 176 229 95 126 173 244 349 456 1 1 1 2 4 6 2 3 4 6 9 120.005 60 77 107 171 260 343 152 182 249 392 611 780 1 1 2 4 7 9 3 4 6 11 17 200.01 57 71 101 158 264 325 156 182 248 395 638 779 1 1 1 4 8 11 3 4 7 12 19 240.05 43 56 83 145 241 329 146 174 250 426 733 921 1 1 1 3 7 10 3 4 7 13 22 270.001 42 55 80 121 181 240 96 124 170 254 375 487 1 1 1 2 4 6 2 3 4 6 9 120.005 58 73 105 161 253 331 152 182 252 389 595 775 1 1 1 4 7 9 3 4 6 11 16 200.01 53 68 98 158 253 325 152 180 255 410 645 823 1 1 1 4 7 10 3 4 7 12 17 230.05 36 48 70 119 204 262 140 162 226 387 653 852 1 1 1 3 7 9 2 4 7 13 21 260.001 38 50 74 106 165 225 94 121 167 233 357 472 1 1 1 2 4 6 2 2 4 6 9 120.005 49 61 87 138 228 292 140 165 229 359 557 726 1 1 1 3 7 9 2 4 6 10 17 200.01 45 58 81 124 204 274 144 170 228 355 580 744 1 1 1 3 7 10 2 4 6 11 18 230.05 28 37 58 98 160 222 132 154 222 361 598 801 1 1 1 2 5 7 2 3 6 11 18 230.001 25 38 65 104 160 219 79 108 158 225 342 453 1 1 1 1 2 3 1 1 1 3 6 90.005 28 45 73 122 200 281 125 156 210 331 520 663 1 1 1 1 1 4 1 1 1 5 11 150.01 23 41 71 118 193 262 129 161 228 360 542 718 1 1 1 1 1 4 1 1 1 5 12 170.05 1 17 48 87 171 244 116 147 213 374 639 803 1 1 1 1 1 3 1 1 1 6 12 180.001 21 34 59 97 167 228 78 104 150 224 357 476 1 1 1 1 1 3 1 1 1 3 6 100.005 21 37 64 112 197 283 119 145 203 324 510 689 1 1 1 1 1 4 1 1 1 4 11 150.01 13 31 58 107 181 246 119 149 207 346 526 683 1 1 1 1 1 3 1 1 1 4 11 160.05 1 7 34 74 149 227 110 139 195 344 575 775 1 1 1 1 1 2 1 1 1 4 11 170.001 17 28 53 89 145 181 72 98 143 216 333 408 1 1 1 1 1 2 1 1 1 3 6 80.005 13 29 57 99 173 255 111 143 198 321 519 677 1 1 1 1 1 3 1 1 1 5 10 140.01 3 19 47 89 173 234 115 145 199 319 544 721 1 1 1 1 1 2 1 1 1 4 10 140.05 1 1 25 60 126 180 101 130 190 330 542 728 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 10 140.001 1 1 24 77 137 221 40 65 116 201 320 492 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 40.005 1 1 14 67 146 205 57 92 153 262 432 558 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 40.01 1 1 2 59 130 218 55 94 155 261 461 667 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 50.05 1 1 1 35 78 142 37 73 137 239 414 541 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 40.001 1 1 20 69 126 193 39 64 114 187 310 432 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 30.005 1 1 8 68 139 200 52 90 149 261 443 585 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 50.01 1 1 1 46 111 176 47 86 147 243 462 587 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 50.05 1 1 1 24 79 145 27 67 132 235 419 602 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.001 1 1 12 51 107 177 33 57 104 171 282 431 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 30.005 1 1 1 48 103 167 44 80 138 224 367 549 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.01 1 1 1 43 113 175 40 74 133 238 408 597 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20.05 1 1 1 13 54 106 21 58 117 214 372 553 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 110%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-PercentilAbbildung 79: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Sicherstellung einer erforderlichen Log-Reduktion für Bakterien (E.coli) fürBelebungs-/Pflanzenkläranlagen; Darstellung der Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen in Abhängigkeit der Systemkenngrößen für dieTexturklassen Kies und sandiger Kies

9. Anhang9.2 Grauwasser - Fall SauerstoffIn Abbildung 80 sind die Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen zur Sicherstellungeiner Sauerstoff-Konzentration im Grundwasser von mindestens 2 mg/l in Abhängigkeit desBetriebszustandes, der Vorbelastung des Grundwassers (O 2 -Konzentration im anstehendenGrundwasser) und der betrachteten Systemkenngrößen dargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot229

Texturklassebetrachteter ParameterSandsandiger Lehmlehmiger SandKiessandiger KiesO 2 O 2O2 O 2O 2 O 2O 2 O 2O 2 O 2Versickerung über ungesättigte Versickerung über gesättigteFlächeFlächeVersickerung über ungesättigte Versickerung über gesättigteFlächeFlächeVersickerung über ungesättigte Versickerung über gesättigteFlächeFlächeVersickerung über ungesättigte Versickerung über gesättigteFlächeFlächeVersickerung über ungesättigte Versickerung über gesättigteFlächeFlächeBetriebsartVorbelastung(NO 3-Gehalt)Flur-abstandH-GWGW-Gefälle10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil10 % Percentil25 % Percentil50 % Percentil90 % Percentil95 % Percentil0,001 16 41 114 321 864 25 57 154 373 966 13 39 106 316 724 25 57 163 439 1018 15 40 123 357 808 27 63 168 402 1050 1 1 1 2 4 1 1 1 2 5 9 27 79 204 477 14 34 91 239 5140,005 7 20 58 177 454 12 31 75 194 426 10 29 94 254 742 22 50 127 347 769 9 27 78 250 539 15 38 100 287 774 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 15 38 90 3 7 18 50 1090,01 3 10 29 86 206 5 14 37 109 263 8 25 79 246 600 17 42 104 298 703 7 18 52 146 376 11 26 73 186 477 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 14 32 1 3 7 17 430,05 1 1 4 10 31 1 2 4 13 33 4 12 40 118 310 7 18 55 156 433 1 3 9 35 115 2 4 13 45 134 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 30,001 14 40 105 288 686 20 42 135 333 815 14 37 111 305 737 25 62 163 358 832 18 44 118 392 861 23 54 133 368 857 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 8 21 58 146 375 10 25 69 174 4080,005 4 13 37 112 276 6 17 49 131 332 8 27 83 227 580 18 44 115 301 635 7 22 61 183 425 13 30 76 207 487 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 21 51 2 4 9 25 570,01 2 6 17 51 141 3 7 23 66 173 8 20 65 210 467 15 35 97 265 628 4 11 35 109 304 7 17 46 132 323 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 15 1 1 3 8 200,05 1 1 2 5 16 1 1 2 6 19 2 7 27 97 269 3 10 35 107 281 1 2 5 19 58 1 2 7 25 80 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 10 25 78 207 487 16 39 101 260 586 12 33 89 266 657 25 53 146 363 903 11 31 89 228 617 21 46 114 279 725 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 4 10 29 73 160 6 13 31 90 1950,005 2 6 18 57 149 3 6 19 63 177 9 22 63 173 465 15 34 93 231 575 4 10 35 105 287 6 18 49 148 342 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 6 14 1 1 3 8 190,01 1 2 7 18 57 1 3 8 25 68 5 13 43 127 351 9 25 70 187 448 2 5 16 59 200 2 7 24 74 204 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 2 60,05 1 1 1 2 5 1 1 1 2 6 1 3 13 48 162 1 4 17 61 200 1 1 2 6 25 1 1 2 8 30 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 3 11 34 104 243 11 23 55 132 301 1 3 10 36 94 7 14 30 73 172 2 7 24 72 187 9 20 46 113 270 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 4 9 32 91 238 8 19 52 122 3010,005 2 4 13 40 109 6 12 29 75 163 1 3 9 32 89 6 11 26 62 143 2 4 13 42 110 6 13 32 81 203 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 7 18 52 2 4 10 28 620,01 1 3 8 22 51 3 6 16 43 94 1 3 7 22 61 5 10 23 60 136 1 3 10 29 86 4 9 23 57 149 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 15 1 2 4 10 220,05 1 1 1 3 8 1 1 2 5 13 1 1 4 11 34 2 5 11 30 66 1 1 2 7 21 1 2 5 13 33 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20,001 3 9 30 93 215 9 19 52 126 306 1 3 9 32 87 7 13 30 75 182 2 6 19 59 166 8 18 46 111 246 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 21 62 134 6 15 40 99 2370,005 1 3 9 29 81 4 7 17 43 96 1 2 8 27 78 6 11 24 57 132 1 3 10 32 76 5 10 23 57 145 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 19 1 2 5 12 280,01 1 2 5 13 33 2 3 8 20 51 1 2 7 20 53 4 9 21 47 105 1 2 6 19 49 3 6 14 35 84 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 1 1 2 4 90,05 1 1 1 1 4 1 1 1 2 6 1 1 3 8 23 1 3 7 20 54 1 1 1 3 10 1 1 2 6 17 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 2 6 21 62 152 6 14 32 86 202 1 3 10 31 92 6 12 27 65 139 2 5 18 48 136 7 16 37 90 195 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 4 13 34 79 3 7 17 41 950,005 1 2 4 14 33 2 3 8 21 53 1 2 7 20 53 5 9 20 46 103 1 2 6 17 49 3 6 16 39 83 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 1 1 2 4 80,01 1 1 2 5 14 1 1 3 9 22 1 2 5 15 41 3 6 14 34 74 1 1 3 9 23 1 3 7 19 45 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 2 30,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 4 15 1 1 4 10 27 1 1 1 2 4 1 1 1 3 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 2 6 19 54 5 9 20 49 118 1 1 1 3 10 3 5 10 21 44 1 1 3 11 30 4 7 15 34 73 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 2 4 12 33 80 5 11 26 61 1330,005 1 1 3 9 25 3 5 11 22 46 1 1 1 3 9 3 5 9 18 37 1 1 3 8 23 3 5 11 25 55 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 15 1 2 5 11 240,01 1 1 2 5 11 2 3 6 13 26 1 1 1 3 9 2 4 7 14 30 1 1 2 6 13 2 3 8 18 35 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 6 1 1 2 5 90,05 1 1 1 1 2 1 1 1 2 4 1 1 1 2 4 1 2 4 7 15 1 1 1 1 4 1 1 2 4 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 2 5 15 40 4 9 19 40 83 1 1 1 3 12 3 5 10 20 41 1 1 3 11 37 4 7 15 31 71 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 8 25 53 4 7 17 43 1070,005 1 1 2 6 15 2 3 7 15 30 1 1 1 3 9 3 4 8 16 32 1 1 2 6 17 2 4 8 17 34 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 1 1 3 6 120,01 1 1 1 3 8 1 2 3 8 17 1 1 1 2 7 2 3 6 13 28 1 1 1 3 9 1 2 5 11 25 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 2 40,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 1 1 3 6 12 1 1 1 1 2 1 1 1 2 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 2 4 12 32 4 7 14 31 66 1 1 1 3 10 3 5 9 20 41 1 1 3 9 29 4 6 13 30 61 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 4 12 28 2 4 9 21 460,005 1 1 1 3 7 1 2 3 8 18 1 1 1 2 7 2 3 7 14 26 1 1 1 3 10 1 2 5 12 27 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 2 40,01 1 1 1 1 3 1 1 2 3 7 1 1 1 2 4 1 2 5 9 19 1 1 1 2 5 1 1 3 6 13 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 4 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 2 4 10 24 1 2 5 12 24 1 1 3 9 20 1 2 5 11 23 1 2 4 9 24 1 2 5 13 25 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 6 13 1 2 3 8 180,005 1 1 2 5 12 1 1 2 6 13 1 1 3 8 19 1 2 4 10 24 1 1 3 7 17 1 2 3 8 19 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 3 1 1 1 2 40,01 1 1 1 3 7 1 1 2 3 8 1 1 3 7 15 1 2 4 9 19 1 1 2 5 12 1 1 2 6 13 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 20,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 2 4 9 1 1 2 5 11 1 1 1 2 5 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 3 8 19 1 2 4 10 21 1 2 4 10 24 1 2 5 11 26 1 1 4 9 20 1 2 5 11 23 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 10 1 1 2 5 100,005 1 1 2 3 7 1 1 2 4 12 1 1 3 7 17 1 2 4 8 19 1 1 2 6 15 1 1 3 7 16 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 20,01 1 1 1 2 5 1 1 1 2 5 1 1 2 6 14 1 1 3 8 18 1 1 1 4 9 1 1 2 4 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 1 1 1 4 9 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 3 6 13 1 2 3 8 18 1 2 4 8 18 1 2 4 11 22 1 1 3 8 19 1 2 4 9 20 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 3 60,005 1 1 1 2 4 1 1 1 2 5 1 1 2 6 15 1 1 3 8 18 1 1 2 4 9 1 1 2 4 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 1 1 2 5 12 1 1 2 6 14 1 1 1 2 5 1 1 1 2 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 2 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 3 7 1 1 2 4 8 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 1 1 1 2 6 1 1 2 4 8 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 7 1 1 2 5 90,005 1 1 1 2 3 1 1 1 2 5 1 1 1 1 3 1 1 1 2 5 1 1 1 2 4 1 1 1 3 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 20,01 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 1 1 1 1 2 1 1 1 2 4 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 3 5 1 1 2 4 8 1 1 1 2 4 1 1 1 3 5 1 1 1 2 5 1 1 2 4 9 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 5 1 1 1 3 60,005 1 1 1 1 2 1 1 1 2 4 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 1 1 1 2 3 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 2 4 1 1 1 3 6 1 1 1 1 3 1 1 1 2 4 1 1 1 2 4 1 1 2 3 6 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 2 30,005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 2 1 1 1 2 3 1 1 1 1 2 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 1 2 1 1 1 2 4 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 3 1 1 1 2 50,005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 1 2 1 1 1 2 3 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 2 30,005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,001 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 2 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 20,005 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,01 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 10,05 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 13m1m5m10m3m3 mg/l5m5m10m3m10m5m10m3m1m5m10m3m8 mg/l5m5m10m3m10m5m10mAbbildung 80: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Einhaltung einer O 2 -Konzentration von 2mg/l im Grundwasser für den FallSauerstoff für Grauwasser; Darstellung der Perzentilwerte der Entfernungen in Abhängigkeit der Versickerungsfläche und der Systemkenngrößen

9. Anhang9.3 Grauwasser - Fall Viren (Enterale Viren)In Abbildung 81 sind die Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen zur Sicherstellungeiner notwendigen Log-Reduktion von Viren im Untergrund in Abhängigkeit der betrachtetenSystemkenngrößen dargestellt.Es wird nach den jeweiligen Texturklassen Sand, lehmiger Sand, sandiger Lehm, sandigerKies und Kies unterschieden.Die entsprechenden Entfernungen sind farblich folgendermaßen gekennzeichnet:• Entfernungen < 100m : blau• Entfernungen 100…1000m: gelb• Entfernungen > 1000m: rot231

TexturklasseBetriebsartSand sandiger Lehm lehmiger SandKiessandiger Kieslog 8.7 log 8.7 log 8.7 log 8.7log 8.7Flur-abstand1m5m10m20mH-GW3m5m10m3m5m10m3m5m10m3m5m10mGW-Gefälle10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil0,001 5 8 12 17 25 32 1 2 3 6 9 12 3 4 7 11 17 22 224 330 520 885 1643 2383 10 16 26 40 62 810,005 12 17 26 39 55 69 2 4 7 11 18 24 6 10 15 25 37 48 780 1198 1973 3400 6173 8900 20 39 64 101 164 2170,01 18 25 37 56 80 101 3 5 9 16 26 35 8 13 22 35 53 69 1342 2086 3553 6161 11377 16685 24 55 95 155 261 3730,05 43 62 90 132 195 249 7 11 20 35 59 80 18 30 49 78 122 162 4775 7647 13050 23362 40713 58368 51 135 283 489 903 13420,001 5 8 12 17 25 31 1 2 3 6 9 12 3 4 7 11 17 22 220 320 500 880 1598 2348 10 16 25 39 62 840,005 12 17 25 38 54 70 2 4 7 11 19 25 6 10 15 25 37 49 762 1156 1848 3259 5853 8807 19 38 64 99 157 2220,01 17 25 37 54 78 100 3 5 9 16 26 33 8 13 22 34 52 65 1347 2044 3353 5917 10480 16242 26 55 94 151 246 3440,05 41 59 88 130 191 247 7 11 20 34 54 72 18 29 48 75 115 154 4568 7506 12506 22381 39427 59114 51 129 276 475 815 12460,001 5 8 11 17 25 32 1 2 3 5 9 12 3 4 7 11 18 22 211 308 490 847 1638 2413 9 16 25 39 61 820,005 12 17 25 37 55 69 2 4 7 11 18 24 6 9 15 23 36 46 735 1104 1778 3134 5546 8172 17 35 60 96 156 2180,01 17 24 36 53 78 97 3 5 9 16 26 35 8 13 21 33 49 62 1272 1927 3244 5704 10193 14581 25 53 91 145 241 3440,05 40 57 85 124 179 234 7 11 19 33 52 69 18 29 46 74 113 153 4316 6947 11801 20810 37930 56321 44 116 260 461 826 11860,001 4 7 10 16 24 31 1 1 2 4 8 10 2 3 6 10 15 20 219 319 508 919 1691 2589 7 14 24 37 60 810,005 10 15 23 36 54 68 1 2 5 9 16 22 4 7 13 21 32 42 766 1163 1902 3438 6326 9319 12 33 59 94 159 2250,01 15 22 33 50 74 95 2 3 7 12 21 30 6 10 18 31 46 61 1321 2018 3392 5999 11214 16550 16 48 90 148 260 3910,05 35 51 79 119 179 235 3 7 14 26 46 64 14 23 39 68 110 146 4439 7191 12254 21873 40582 57476 31 109 252 451 865 13070,001 4 7 10 16 23 30 1 1 2 4 7 10 2 3 6 10 15 20 212 308 496 866 1571 2363 6 14 23 38 60 810,005 10 15 23 34 52 65 1 2 5 9 15 21 4 7 13 21 32 42 740 1108 1804 3304 5885 8812 13 34 58 94 155 2270,01 14 21 33 50 74 91 2 3 6 12 21 27 6 10 18 30 49 65 1236 1961 3203 5562 10437 15528 15 47 84 139 231 3430,05 32 49 76 119 178 242 3 7 14 26 47 65 13 22 38 65 103 136 4346 7074 11775 21061 39415 59418 33 113 258 443 795 11620,001 4 6 10 16 24 30 1 1 2 4 7 10 2 3 6 10 15 21 200 298 475 841 1552 2315 6 14 23 37 57 790,005 10 15 22 34 51 67 1 2 5 9 15 20 4 7 13 21 32 43 698 1069 1767 3092 5765 8486 10 30 56 92 155 2210,01 14 21 31 47 68 87 2 3 6 12 21 28 6 10 18 29 44 59 1197 1817 3108 5443 10391 15598 12 43 84 140 244 3610,05 32 48 73 111 168 227 3 6 13 24 42 61 12 21 36 63 102 136 4086 6592 11271 20214 37236 54174 21 92 228 409 754 10870,001 3 5 9 14 22 28 0 0 1 3 6 8 1 2 5 9 14 18 202 300 485 859 1553 2339 4 12 22 36 57 810,005 8 13 20 31 48 63 0 1 3 7 13 18 3 5 10 18 29 39 716 1095 1871 3278 6093 9403 6 27 52 88 149 2140,01 11 18 28 46 70 94 0 1 4 9 17 25 4 7 14 26 44 58 1205 1931 3334 5987 10976 16438 7 39 80 139 248 3440,05 26 42 67 108 172 237 0 2 8 20 39 56 7 15 31 57 98 139 4186 6810 11952 22211 40786 59220 8 83 236 432 780 11490,001 3 5 9 14 22 28 0 0 1 3 6 8 1 2 5 8 14 19 199 297 486 861 1599 2512 3 12 21 35 57 820,005 8 13 20 31 46 61 0 1 3 7 12 18 3 5 10 17 29 38 671 1034 1729 3145 6010 9008 6 27 52 88 148 2060,01 11 18 28 45 67 87 0 1 4 9 17 24 3 7 14 25 40 54 1198 1832 3081 5552 10473 15895 7 37 78 140 235 3430,05 26 39 65 104 166 223 0 2 8 18 36 49 7 15 30 56 95 129 3921 6481 11114 20375 38338 57206 5 87 220 413 806 11810,001 3 5 9 14 21 27 0 0 1 3 6 8 1 2 5 8 14 18 186 280 444 796 1481 2276 2 12 21 35 55 740,005 8 12 19 31 46 60 0 1 3 6 12 17 3 5 10 17 28 39 657 981 1632 3030 5956 8841 6 26 51 89 147 2090,01 10 17 27 42 64 84 0 1 4 9 17 24 3 7 13 24 38 51 1116 1747 2952 5209 10129 15715 6 37 76 130 225 3480,05 23 37 60 100 159 221 0 2 7 17 36 54 6 14 28 53 90 124 3691 6098 10737 19849 35207 52660 5 78 215 393 768 12130,001 0 0 0 4 12 18 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 5 8 117 189 350 725 1453 2386 0 0 6 20 44 680,005 0 0 0 9 26 43 0 0 0 0 0 4 0 0 0 0 8 17 380 668 1236 2617 5536 7985 0 0 13 48 115 1850,01 0 0 0 12 37 62 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 12 26 663 1115 2108 4566 9131 14475 0 0 20 80 191 2990,05 0 0 0 23 86 141 0 0 0 0 0 9 0 0 0 0 23 56 1889 3628 7655 16271 32771 50775 0 0 35 220 571 9730,001 0 0 0 4 11 17 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 4 8 117 193 350 724 1450 2237 0 0 6 20 42 640,005 0 0 0 8 26 41 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 9 20 354 616 1220 2615 5563 8531 0 0 15 52 119 1760,01 0 0 0 10 35 57 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 13 26 580 1048 2065 4376 9079 14834 0 0 18 72 189 3130,05 0 0 0 18 78 137 0 0 0 0 0 8 0 0 0 0 23 56 1660 3239 6977 15297 31547 48250 0 0 23 196 541 9360,001 0 0 0 4 11 17 0 0 0 0 0 1 0 0 0 0 4 9 101 173 327 679 1416 2124 0 0 6 20 43 680,005 0 0 0 8 24 39 0 0 0 0 0 3 0 0 0 0 8 17 321 577 1111 2403 5220 8072 0 0 11 47 109 1790,01 0 0 0 10 33 52 0 0 0 0 0 2 0 0 0 0 10 24 508 940 1905 4178 8400 12735 0 0 13 66 168 2700,05 0 0 0 15 77 132 0 0 0 0 0 6 0 0 0 0 13 43 1348 2930 6447 14486 29663 47941 0 0 20 184 523 89375%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-Percentil10%-Percentil25%-Percentil50%-Percentil75%-Percentil90%-Percentil95%-PercentilAbbildung 81: Erforderliche Entfernung [m] von der Versickerung zur Sicherstellung einer erforderlichen Log-Reduktion für Viren für Grauwasser;Darstellung der Perzentilwerte der erforderlichen Entfernungen in Abhängigkeit der Systemkenngrößen

9. Anhang9.4 Vorgehensweise in den Bundesländern9.4.1 KärntenAmt der Kärntner Landesregierung (1999):Erforderliche Plan- und Beschreibungsunterlagen:· Bezeichnung des Bauvorhabens· Maß der Wassernutzung· Grundstücksverzeichnis· Berührte fremde Rechte· Berührte sonstige öffentliche Interessen· Angaben zu den Entsorgungsverhältnissen auf kommunaler Ebene· Angaben darüber, ob beabsichtigt ist, für die Errichtung der KKA öffentliche Fördermittel in Anspruch zunehmen· Angaben zu Herkunft des Abwassers· Angaben zur Ermittlung der derzeitigen und zukünftigen Einwohnerwerte (EW) oderEinwohnergleichwerte (EGW)· Angaben zur Ermittlung der anfallenden Abwassermenge· Technische Beschreibunga) des angewandten Reinigungsverfahrensb) der wasserbautechnischen Anlagenteilec) der konstruktiven Ausgestaltung der KKAd) der konstruktiven Ausgestaltung der Abwasserzu- und -ableitungen (erforderlichenfalls einschließlichAbwasserpumpwerk)e) der Schlammbehandlung und -speicherungf) der Probenahmemöglichkeit für den Ablauf der KKA (vorgesehene Örtlichkeit, Zugänglichkeit)g) der konstruktive Ausgestaltung der Versickerungsanlage (bei Versickerungen) oder desEinleitungsbauwerkes in das Fließgewässer (bei Einleitungen in einen Vorfluter)h) der sonstigen vorhandenen Anlagenteile (z. B. weitergehende Reinigung, oder Maßnahmen, dieaufgrund der besonderen Lage z.B. Hochgebirge zu setzen sind)233

9. Anhangi) der vorgesehenen Elektroinstallationen im Hinblick auf die geltenden Vorschriften· Bemessung sämtlicher Anlagenteile der Abwasserreinigungsanlage samt jeweiligerBemessungsgrundlage· Bei Versickerungena) Angaben zu Art, Zusammensetzung, Beschaffenheit und Sickerfähigkeit des Untergrundes im Bereichder geplanten Versickerungsstelle. Bei ungünstigen Bodenverhältnissen Nachweis durch Vorlage einesProtokolls über einen Sickerversuchb) Angaben, ob sich die Anlage in einem Karstgebiet, Grundwasserschongebiet, Quellschutzgebiet,wasserwirtschaftlich sensiblen Gebiet oder im Einzugsbereichs eines Sees befindetc) Angaben zum Flurabstand des Grundwasserspiegels, der Grundwasserfließrichtung und der Tiefenlageder Sickerebene· Angaben zur Entsorgung der Rückstände aus der Abwasserreinigung· Betriebs- und Wartungsvorschrift· Häufigkeit der Eigen- und Fremdüberwachung· Übersichtslageplan (z.B. Maßstab 1:50 000 oder 1 : 25 000)· Aktueller Katasterlageplan mit Angabe des Maßstabes, der Grundstücksnummer und KG mit Darstellunga) sämtlicher Anlagenteile (KKA, Zu- und Ableitungen, Versickerungsanlage bzw. Einleitungsbauwerk). ImFalle einer bereits bestehenden Versickerung sind auch bereits bestehende Sickeranlagen (z.B. fürNiederschlagswässer) einzutragen.b) der Lage(n) berührter fremder Rechte· Detailplänea) Detailpläne bzw. Typenplan sämtlicher Anlagenteile im Grundriss und Schnitt (KKA,Versickerungsanlage bzw. Einleitungsbauwerk, Pumpstation, Schlammspeicheranlage, etc.)b) Längs- und Querschnitte sämtlicher Anlagenteile (KKA, Versickerungsanlage, bzw. Einleitungsbauwerk,Pumpwerk, Schlammspeicheranlage, etc.)c) Längsschnitt(e) durch die Gesamtanlage inklusive der Abwasserzu- und –ableitung(en)d) Bezeichnung der Probennahmestelle234

9. Anhang9.4.2 NiederösterreichAmt der Niederösterreichischen Landesregierung (2001):Erforderliche Plan- und Beschreibungsunterlagen:Nach den geltenden gesetzlichen Bestimmungen (§ 103 WRG) müssen zur Bewilligung eingereichte Projektebestimmten formalen und inhaltlichen Anforderungen entsprechen. Wesentlich dabei ist, dass für dieProjekterstellung die Fachkundigkeit des Planers erforderlich ist. Als fachkundig können z.B. Ziviltechniker,Technische Büros oder sonstige einschlägig tätige und hierzu befugte Unternehmen oder Personen angesehenwerden.Die Fachkundigkeit wird in der Praxis nicht nur anhand einer formalen Befugnis, sondern auch unterBerücksichtigung der inhaltlichen Qualität von Projektsunterlagen zu beurteilen sein.AllgemeinesKonsenswerberGrundbesitzverhältnisseParteien, AnrainerEntsorgungsvariantenAngaben zur kommunalen Entsorgungssituation (gelbe Linie etc.) in der KGBeschreibung der örtlichen Verhältnisse (Entsorgung benachbarter Objekte, Siedlungsstruktur)Prüfung der Entsorgungsmöglichkeiten (landwirtschaftliche Verwertung, Anschluss an eine öffentlicheKanalisation, Senkgrube, gemeinsame Lösung mit benachbarten Objekten, Vorflutereinleitung, Verrieselung) undBegründung für die gewählte EntsorgungsvarianteWasserwirtschaftliche VerhältnisseGrundwasserverhältnisse (Schutz- und Schongebiete, benachbarte Trink- und Nutzwasserbrunnen, Gutachtenüber die geohydrologischen Verhältnisse bei Verrieselung bzw. Einleitung in trockenfallende Vorfluter)Vorflutverhältnisse (Bezeichnung des Gerinnes, Beschreibung des Gerinnezustandes und derWasserführungsdaten mit Q95)BemessungsgrundlagenAbwasseranfall, ständige/nicht ständige Bewohner, Stoßbelastungen, betriebliche Abwässer,Einwohnergleichwerte EW60Reinigungsanforderungen in Abhängigkeit von der Entsorgungsvariante (gewährleistete Ablaufwerte,Immissionsbetrachtung gemäß Beiblatt)Konsensantrag235

9. AnhangTechnische Beschreibung und BemessungBeschreibung des Reinigungssystemes, KläranlagenbemessungZu- und Ableitungen ( Verlauf, Gefälle, Rohrmaterial)ProbenahmemöglichkeitBetrieb und WartungSteuerung der AnlageSchlammspeicherung und EntsorgungStörfallvorsorgeAngaben zur Eigen- und FremdüberwachungPlanunterlagenÜbersichtskarte (1:25 000) mit eingetragenen StandortKatasterplan mit Zu- und Ableitungen und lagerichtiger Darstellung aller Anlagen zur Sammlung, Reinigung undVerbringung der AbwässerDetailpläne aller Anlagenteile in Grundriss und Schnittdarstellung mit Maßangaben9.4.3 Salzburg (Stadt Salzburg)Magistrat Salzburg, (2001):Das Projekt hat zu beinhalten:1) Übersichtslageplan i.M. 1:1000Sollten im Umkreis von 100 m von der geplanten Abwasseranlage Brunnen vorhandensein, so sind diese in den Plan einzutragen und die Namen und Adressender Eigentümer bekanntzugeben.2) Lageplan möglichst i.M. 1:100 bis 1:500Im Lageplan sind die Anlage zur Abwasserreinigung und Abwasserbeseitigungsowie zur Beseitigung der Dach- und Oberflächenwässer mit allen Kanalleitungeneinzutragen.236

9. Anhang3) Detailpläne mit Vertikal- und Horizontalschnitt i.M. 1:20 bis 1:25Es ist der max. GW-Spiegel bzw. Hochwasserspiegellage des Vorfluters anzugeben.4) Gesamter Längenschnitt durch die Anlage mit den absoluten HöhenSchnittdarstellung bis Versickerung bzw. Vorfluter5) Technischer BerichtEr enthält die Bemessung der Anlage (Klärtechnische Berechnung, die denNachweis, entsprechende Verordnungen, Normen und Richtlinien zu erfüllen,beinhalten muss) sowie Angaben über Bodenverhältnisse (Bodenprofil), Sickerfähigkeit(eventuell Nachweis über einen Sickerversuch) sowie den höchstenGrundwasserstand und derzeitige sowie zukünftige Geländehöhen in absolutenWerten.Bei Einleitungen in Bäche ist die vorhandene Gewässergüte im Einleitbereich anzugeben.Der Technische Bericht muss Angaben über Art, Zweck, Umfang und Dauer desVorhabens und das betroffene Gewässer (Vorfluter/Grundwasser) aufweisen sowieAngaben über Menge, Art und Beschaffenheit der Abwässer, insbesondereüber Fracht und Konzentration schädlicher Abwasserinhaltsstoffe und über diezum Schutz der Gewässer vorgesehenen Maßnahmen.6) Ablaufwerte:Generell dürfen folgende Ablaufwerte nicht überschritten werden:absetzbare Stoffe nach 30 Min. 0,3 ml/lBSB5 25 mg/lCSB 90 mg/lNH4-N 10 mg/lDer Projektant hat das Erreichen dieser Reinigungsleistung für die Anlage nachzuweisenbzw. zu garantieren.237

9. AnhangBei besonderen wasserwirtschaftlichen Verhältnissen und bei Einleitung in dasGrundwasser können die Anforderungen verschärft werden.7) Bedienungs- bzw. Betriebsanleitungen für die Abwasserbeseitigungsanlage sindbeizulegen.Das Projekt und diese Beilagen müssen in 4-facher Ausfertigung eingereicht werden.Weiters sind dem Projekt nach Rückfrage beim Wasserbuch bzw. nach Befassungdes Wasserwirtschaftlichen Planungsorganes als Planungsinstrument folgendeUnterlagen beizulegen:1) Namhaftmachung derjenigen, die durch die geplante Anlage in wasserrechtlichgeschützten Rechten berührt oder deren Grundstücke durch Zwangsrechte in Anspruchgenommen werden.2) Namhaftmachung der Fischereiberechtigten im Falle von Einleitungen in Oberflächengewässer.3) Amtsbestätigung des Grundbuches über die Eigentumsverhältnisse an denGrundstücken, auf denen die Abwasseranlage bzw. Teile davon errichtet werden sollen.9.4.4 SteiermarkAmt der Steiermärkischen Landesregierung, (2005)Für die Bewilligung zum Bau und Betrieb einer Kleinkläranlage ist ein Ansuchen gem. § 103 Wasserrechtsgesetzbei der Behörde einzubringen. Dazu ist von einem Fachkundigen ein Projekt zu erstellen und verantwortlich zuunterfertigen. Eine vollständige Einreichung umfasst in der Regel nachstehende Unterlagen:1. Technischer Bericht mita. Kurzbeschreibung der Orts-(zu entsorgende Liegenschaften, Einwohnerzahl, Siedlungsstruktur,Geländeverhältnisse) und Anlagenverhältnisse.b. Angaben zu den kommunalen Entsorgungsverhältnissen (Abwasserplanung des Gemeinde).c. Begründung für die Errichtung einer eigenen Anlage.d. Beschreibung der Anlage (Reinigungsverfahren, Bemessungsgrundlagen und Bemessung, Zu- undAbleitungen).238

9. Anhange. Angaben über das Maß der angestrebten Wasserbenutzung mit Emissionsangaben und Reinigungsleistung,Abwassermenge in m3/d, m3/h und l/s.f. Beschreibung des Vorfluters mit Immissionsbeurteilung.g. Angaben über die Möglichkeit zur Probenahme und Mengenmessung im Ablauf.h. Nachweis, dass die Anlagenteile dem derzeitigen Stand der Technik entsprechen. Bei nicht erprobtenAnlagetypen ist der Stand der Technik für alle Anlagenteile nachzuweisen. Dieser Nachweis ist anhand vonentsprechenden Bemessungsberechnungen, Verfahrensbeschreibungen und allen erforderlichen Leistungsdatenzu führen.i. Angaben zur Klärschlammentsorgung und zur Entsorgung von Reststoffen (Sieb- und Filtergut, Primärschlamm,Überschussschlamm etc.)j. Angaben über die ständige Zufahrtsmöglichkeit zur Anlage (Wartungsmöglichkeit)k. Angaben über wasserwirtschaftlich bedeutsame Gebiete im Entsorgungsbereichl. Angaben über Drainagierungen und deren Ableitungm. Angaben über hydrogeologischen und bodenmechanischen Verhältnisse am AnlagenstandortBei Verrieselung ist zur Abwehr der Gefahr für das öffentliche Interesse ein Nachweis erforderlich, dass eineAbleitung in einen Vorfluter technisch unmöglich oder wirtschaftlich unzumutbar ist. Ferner ist ein geologischesGutachten (Rutschgefahr) und eine hydrogeologische Beurteilung über mögliche Beeinträchtigungen vonWasserversorgungsanlagen und Grundwasser im Allgemeinen erforderlich. Diesbezüglich wird auf die Leitlinienzur Versickerung und Verrieselung biologisch gereinigter Abwässer, herausgegeben vom Amt derSteiermärkischen Landesregierung, FA 3a, hingewiesen.2. Grundbuchauszug, nicht älter als 6 Wochen3. Verzeichnis aller betroffenen Grundeigentümer, sonstiger Parteien und Beteiligter (z.B. Fischereiberechtigte,Leitungsberechtigte), Angaben der Wasserberechtigten am Vorfluter bzw. Quellen- und Brunnenbesitzer imBeeinträchtigungsbereich von Verrieselungen(4. Hydrologisches Gutachten zum Vorfluter)5. Zustimmungserklärung aller durch Anlagenteile betroffenen Grundeigentümer6. Übersichtsplan M 1:15 000 bis 1:25 0007. Aktueller Katasterplan, in dem die Zuleitung, die Kläranlage und alle sonstigen Anlagenteile bis zum Vorfluterbzw. der Verrieselungsanlage und die Zufahrt zur Kläranlage eingetragen sind8. Planliche Darstellung der Kläranlage bzw. deren Komponenten (Grundrisse, Schnitte) einschließlich des ZuundAbleitungskanals bis zur EinleitungsstelleKleinkläranlagen müssen dem Stand der Technik entsprechen. Dieser ist für sämtliche Bau-, Einrichtungs- undAusrüstungsteile hinsichtlich Dimensionierung, Materialwahl und Ausführungsqualität anzuwenden. Ob dieser239

9. Anhangzutrifft, ist erforderlichenfalls durch Gutachten nachzuweisen und wird im wasserrechtlichen Verfahren durchAmtssachverständige überprüft. Grundlage für die Beurteilung sind das einschlägige Regelwerk sowie dienachgewiesenen Betriebserfahrungen bestehender gleichartiger Anlagen. Jedenfalls muss eine Kleinkläranlagebei ordnungsgemäßem Betrieb dazu in der Lage sein, die jeweils geforderte Reinigungsleistung zu erbringen.Dafür hat der Hersteller bzw. Lieferant zu garantieren.Als Mindestanforderung kann die Einhaltung folgender Grenzwerte angesehen werden:Absetzbare Stoffe max. 0,3 ml/lBSB5 max. 25 mg/lCSB max. 90 mg/lTOC max. 30 mg/lNH4-N (T über 120C) max. 10 mg/lDiese Grenzwerte werden bei Einleitung in einen vorbelasteten oder sehr kleinen Vorfluter bzw. beiUntergrundverrieselung entsprechend strenger sein und werden nach Einzelfallprüfung jeweils von der Behördevorgeschrieben.Vom Gesetz her gibt es keine Bedingung, dass eine Kleinkläranlage den Normen zu entsprechen hat; dienormgemäße Ausführung stellt jedoch eine große Sicherheit für die Einhaltung des Standes der Technik dar.Grundsätzlich sollte die ÖNORM B 2502-1 ,,Kleinkläranlagen (Hauskläranlagen) für Anlagen bis 50Einwohnerwerte" eingehalten werden. Abweichungen sind in der Regel zu begründen.Je nach Anlagenkonzept kann eine mechanische Vorreinigungsstufe vorgesehen sein oder auch nicht. Für diebiologische Abwasserreinigung, die jedenfalls erfolgen muss, können Belebungs-, Festbett-, Tropfkörper- oderTauchkörperanlagen eingesetzt werden. Ebenfalls verschiedenartig kann die Abtrennung des Belebt- undÜberschußschlamms bzw. dessen Speicherung bis zur Entsorgung oder Verwertung sein. Auf jeden Fall müssenalle Komponenten, soweit mehrere vorgesehen sind, aufeinander abgestimmt sein. Weiters ist eine ständigzugängliche Probenentnahmestelle notwendig, an der zum Nachweis der Reinigungsleistung der AnlageAblaufproben gezogen werden können.9.4.5 VorarlbergAmt der Vorarlberger Landesregierung, (2003):Erforderliche Plan- und Beschreibungsunterlagen:· Übersichtslageplan (z.B. im M 1:5000) für eine grobe Orientierung über die Situierung des Objektes undder Abwasseranlage, möglichst mit Bezug auf das Siedlungsgebiet der Gemeinde (künftigerKanalanschluss).· Detaillageplan (z.B. M 1:100, Grundrissplan der Baueingabe), aus welchem die geplanten Kläranlagen,sonstige Vorreinigungsanlagen sowie die Sickeranlage bzw. die Ableitung zum Vorfluter ersichtlich sind.Neben den Abwasseranlagen ist auch die Beseitigung der Niederschlagswässer darzustellen.240

9. Anhang· Detailplan der beantragten Kläranlage (z.B. im M 1:50, Grundriss und Schnitt).· Bei Verwendung einer Fertigteilkläranlage genügt eine Kopie des Typenplanes mit Angabe derHerstellerfirma und der Größe der Kläranlage.· Systemskizze der Sickeranlagen. In die Schnittzeichnung ist der örtlich vorkommende, höchsteGrundwasserstand einzutragen und zu kotieren (m über Adria).· Für den Fall, dass die örtliche Sickerfähigkeit des Untergrundes für eine einwandfreie und dauerhafteFunktion der Sickeranlage nicht im Voraus eindeutig angenommen werden kann, ist im Rahmen deswasserrechtlichen Ansuchens an Ort und Stelle ein 4-tägiger, repräsentativer Sickerversuchdurchzuführen und das diesbezügliche Ergebnisprotokoll dem wasserrechtlichen Ansuchenbeizuschließen (ein diesbezügliches Informationsblatt liegt bei den Bezirkshauptmannschaften auf).· Technische Beschreibung zum wasserrechtlichen Ansuchen.Technische Beschreibung zum wasserrechtlichen Ansuchen1. Bezeichnung der Liegenschaft(en), mit welcher das Wasserbenutzungsrecht verbunden sein soll: GST-NR ,KG.2. Lage der Abwasserbeseitigungsanlage: Gemeinde/Parzelle/Straße3. Voraussichtliche Möglichkeit eines Anschlusses an eine öffentliche Abwasserentsorgung (Ortskanalisation): imJahr4. Beschreibung des Ausmaßes der Wasserbenutzung:5. Die anfallenden Abwässer werden geklärt in:einer 3-Kammer-Kläranlage (Faulanlage) nach ÖNORM B 2502-1 mit einem Gesamtnutzinhalt von m³einer Faulanlage mit m³ Gesamtnutzinhalt und (einer) nachgeschalteten Filterkammer(n) mit insgesamt m²Oberfläche.einer vollbiologischen Kleinkläranlage für EW (bemessen für 75 g BSB5 und 250 l pro Bewohner und Tag).sonstiges (Klärsystem angeben!):6. Die geklärten Abwässer werden sodanna) auf eigenem Grund versickert:flächenhafte Versickerung in einer Rieselgrabenanlage nach ÖNORM B 2502-1 Rieselgräben á Laufmeter ineinem Sickerschacht nach ÖNORM B 2502-1 Durchmesser m, Einbautiefe m, Beschreibung des Sickergrundes:(Nachweis der Sickerfähigkeit), Tiefenlage des Grundwassers: (m ü.A.)b) in ein Fließgewässer eingeleitet:7. Angabe:241

9. Anhanga) aller Wasserberechtigten und sonstiger Personen, deren Rechte durch die gegenständliche Abwasseranlageberührt werden (z.B. Benutzer best. Grundwasserbrunnen, Quellen, Fischereiberechtigte, Betreiber einerWasserkraftanlage, etc.)b) der Grundstücke, die mit Dienstbarkeiten zu belasten sind, unter Namhaftmachung der Eigentümer: (z.B.Sickeranlage auf fremdem Grund, Ableitung über fremde Grundstücke)8. Die Niederschlagswässer werden separat versickertseparat abgeleitetgemeinsam mit den geklärten Abwässern abgeleitet9. Sonstige Bemerkungen zum Ansuchen:9.4.6 BurgenlandAmt der burgenländischen Landesregierung (Abteilung 9, Wasser- und Abwasserwirtschaft)Kriterien für die Beurteilung von „Pflanzenkläranlagen“ (bepflanzte Bodenfilter) < 10 EW(Stand: 21.12.1999):Der derzeitige Stand der Technik für Anlagen mit Einleitung in ein Fließgewässer, wie auch für Anlagen mitnachfolgender Versickerung wird im Wesentlichen definiert durch:• ÖN B 2505 vom 1.07.1997 „Bepflanzte Bodenfilter (Pflanzenkläranlagen) – Anwendung, Bau undBetrieb“• ÖN B 2502-1 vom 1.07.1994 „Kleinkläranlagen (Hauskläranlagen) für Anlagen bis 50 Einwohnerwerte –Anwendung, Bemessung, Bau und Betrieb“ (mechan. Vorreinigung, Versickerung).Für die Beurteilung hinsichtlich der Einleitung in ein Fließgewässer ist weiters der Entwurf der 2. KommunalenAbwasseremissionsverordnung für Anlagen < 50 EW (Ablaufwerte sind darin gleichlautend mit der 1. AEV fürkommunales Abwasser (210/1996) definiert), sowie der mittels Erlass als verbindlich erklärte Entwurf derImmissionsrichtlinie vom Februar 1987, und der Entwurf der Immissionsverordnung vom 18.08.1995heranzuziehen.Die Bewilligung für die bepflanzten Bodenfilter (Pflanzenkläranlagen) sind aus wasserfachlicher Sicht generell aufdie Dauer von 5 Jahren zu befristen, da sich durch die Dynamik der wasserwirtschaftlichen Entwicklung, bzw. derbezughabenden Rechtsmaterie laufend Änderungen hinsichtlich der Bewilligungskriterien und des Standes derTechnik ergeben. Insbesondere ist in diesem Zusammenhang auf die Entwürfe derAbwasseremissionsverordnungen „Wasserrechtliche Behandlung kleiner Einleitung von kommunalen Abwasserin Fließgewässer“ vom 15.10.1999 hinzuweisen, deren Inkrafttreten wesentliche Verschärfungen ergäbe.Des Weiteren ergeben sich hinsichtlich einer Beurteilung derartiger Anlagen folgende Unterscheidungen undKriterien bei einer Einleitung des gereinigten Abwassers in ein Fließgewässer, bzw. bei einer Versickerung in das242

9. AnhangGrundwasser (Anmerkung: Generell muss eine Anlage dem Stand der Technik sowie den angeführten Kriterienentsprechen um als bewilligungsfähig angesehen werden zu können):Einleitung der gereinigten Abwässer in einFließgewässer:Einleitung der gereinigten Abwässer in dasGrundwasser:Beurteilungskriterium Fließgewässer:Beurteilungskriterium Grundwasserschutz:Wasserführung groß (>1m³/s): Positive Beurteilungdurch ASV wenn Anlage den sonstigen Kriterien unddem Stand der Technik entspricht,Wasserführungklein: Einzelfallbeurteilung durch ASV erforderlich,bzw. Ablehnung (unter Bezugnahme aufImmissionsrichtlinie)Im Bereich von Schutz-. Und Schongebieten erfolgtgenerell Ablehnung durch ASV und WWPOImEinzugsbereich von Brunnen, wo Beeinflussungmöglich ist: Ablehnung durch ASV und WWPO, wobeiEinzelfallbeurteilung erforderlich ist.Einleitung inGrundwasser ist nur über Sickergräben oderSickerteiche (lt. ÖN B 2505 bzw. 2502/1)zulässig.Minimaler Abstand zum Grundwasserspiegelvon 1,5m muss gewährleistet sein; Nachweis erfolgtdurch einen 2m tiefen Bodenaufschluss; fallsKriterium nicht erfüllt: AblehnungDokumentation desBodenaufbaus bis 2m Tiefe unter Angabe derKronfraktion (geotechnisch-hydrogeologischeBeschreibung) mit fotografischer Dokumentation;Nachweis der Versickerungsfähigkeit gemäß ÖN B2505; Pkt. 4.5; durch eine Planungsbüro erforderlich.Grundsätzlich sind hinsichtlich einer Einleitung derEmissionsanforderungen der ÖN B 2505 einzuhalten.Weiters hat ein Hinweis auf den Entwurf derVerordnung „Wasserrechtliche Behandlung kleinererEinleitungen von kommunalen Abwasser in dasGrundwasser“ – vor allem hinsichtlich der zuerwartenden Änderungen bezüglich des „Standes derTechnik“ zu erfolgen.Beurteilungskriterium öffentlicher Kanal:Beurteilungskriterium öffentlicher Kanal:Vorhanden, Entfernung < 30 m: Pflichtanschluss anden Kanal (Grundlage bildet die AAEV §3/1: Generellewasserwirtschaftliche Anforderungen an dieAbwasserbehandlung – Allgemeiner Stand erRückhalte- und Reinigungstechnik); weiters kann aufdas Bgld. Kanalanschlussgesetz verwiesen werden.Ablehnung durch ASVEs gelten die selben Kriterien wie bei einer Einleitungin FließgewässerVorhanden, Entfernung > 30 m, < 100m: Beurteilungauf Grundlage AAEV (§3/1) im Regelfall negativ durchWWPO; Einzelfallbeurteilung durch ASV;Vorhanden, > 100 m: Einzelfallbeurteilung durch ASV243

9. Anhangund WWPOKanal- konkrete Projektierung (undwasserrechtlich genehmigt):Entfernung projektierter Kanal < 30 m;Fertigstellungspflicht bis 31.12.2005 (Termin aufGrundlage §33g/1 WRG:- positive Beurteilung aus wasserfachlicher Sicht;- Ablehnung aus der Sicht des WWPO (FallsBewilligung durch WR-Behörde dennoch erfolgt:Befristung auf 5 Jahre)Entfernung projektierter Kanal < 30 m;Fertigstellungsfrist nach dem 31.12.2005:- befristete Bewilligung auf 5 Jahre- Hinweisauf zukünftig erforderlichen KanalanschlussEntfernung projektierter Kanal > 30 m;Fertigstellungspflicht nach dem 31.12.2005:- -Befristete Bewilligung auf 5 JahreDer Schlamm von Dreikammerfaulanlagen ist nachweislich über kommunale biologischeAbwasserreinigungsanlagen zu entsorgen (schriftliche Nachweise, gesammelt im Betriebsbuch). Dies isterforderlich, da es sich bei den anfallenden Schlämmen um nicht stabilisierte Primärschlämme handelt, derenAusbringung ein nicht zu tolerierendes hygienisches Problem darstellt.Ausgenommen von dieser Regelung bleibt eine Verbringung des Klärschlammes auf landwirtschaftlich genutzteBöden, wenn eine Entsorgung über eine Gülle- oder Jauchegrube im eigenen landwirtschaftlichen Betrieb erfolgt(lt. Bgld. Bodenschutzgesetz (LGBl. 87/1990). Nachweise über das Betriebsbuch sind erforderlich.Hinsichtlich eines Neubaues eines Wohnobjektes, beziehungsweise einen Altbestand wird keine Unterscheidunggetroffen. In diesem Zusammenhang wird auf den §33g WRG in Zusammenhang mit der Änderung des Bgld.Kanalanschlussgesetzes (LGBl. 47/1999) verwiesen.Abschließend bleibt festzuhalten, dass es für derartige „Pflanzenkläranlagen“ (bepflanzte Bodenfilter) imBurgenland keine Förderung durch das Land und somit auch keine Förderungen durch die ÖKK gibt.244

9. Anhang9.5 Ergebnisse ungesättigte Zone245

Tabelle 58: Fließzeiten, Stoffkonzentrationen und log-Reduktionen nach Durchgang durch die ungesättigte Zone, Normalfall.

Tabelle 59: Fließzeiten, Stoffkonzentrationen und log-Reduktionen nach Durchgang durch die ungesättigte Zone, Störfall.

9. Anhang248