Abschlussbericht - Pflanzenernährung - Universität Bonn

Abschlussbericht
Nährstofftrennung und –verwertung in der
Abwassertechnik am Beispiel
der „Lambertsmühle“
Andreas Bastian *) , Catrin Bornemann *) , Miriam Hachenberg *) , Martin Oldenburg **) , Maike
Schmelzer **)
*)
Wupperverband, Untere Lichtenplatzer Str. 100, 42289 Wuppertal
**)
OtterWasser GmbH, Engelsgrube 81, 23552 Lübeck
Andrea Butzen, Friedrich Werres, Peter Balsaa
IWW Rheinisch-Westfälisches Institut für Wasserforschung gemeinnützige GmbH
Institut an der Universität Duisburg-Essen, Moritzstraße 26, 45476 Mülheim an der Ruhr
Rudolf J. Schneider
IPE Institut für Pflanzenernährung, Universität Bonn, Karlrobert-Kreiten-Str. 13, 53115 Bonn
Jan Mauritz Kaub, Jörg Londong
Professur für Siedlungswasserwirtschaft, Bauhaus-Universität Weimar, Coudraystr. 7,
99421 Weimar
Jürgen Simons, Joachim Clemens
Institut für Pflanzenernährung , Universität Bonn Karlrobert-Kreiten-Str. 13 , 53115 Bonn
Andrea Rechenburg
Institut für Hygiene und öffentliche Gesundheit, Universität Bonn
Maria Hogrebe
Gewitra mbH, Karlrobert-Kreiten-Str. 13 , 53115 Bonn
Mit Förderung durch das Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und
Verbraucherschutz des Landes Nordrhein-Westfalen
Aktenzeichen: IV – 9 – 0421440010

ISBN 3-937941-02-9

Inhaltsverzeichnis I
Einführung Sanitärtechnik und Bodenfilter
1 Einleitung ........................................................................................................................1
2 Darstellung des Abwasserkonzepts.............................................................................1
3 Forschungsprojekt Teil I................................................................................................3
3.1 Ziele des Projekts .....................................................................................................3
3.2 Ergebnisse................................................................................................................4
4 Forschungsprojekt Teil II...............................................................................................4
4.1 Ziele des Projekts .....................................................................................................4
4.2 Arbeitsprogramm ......................................................................................................4
4.3 Umbau der Separationstoiletten ...............................................................................5
4.4 Modifikation des Filtersackes ...................................................................................5
5 Betriebsergebnisse ......................................................................................................11
5.1 Betriebsergebnisse des bewachsenen Bodenfilters...............................................11
5.2 Mikrobiologische Untersuchungsergebnisse ..........................................................16
5.3 Betriebsergebnisse Wirbelabscheider ....................................................................16
6 Risikoabschätzung.......................................................................................................18
6.1 Sanitärinstallationen im Gebäude...........................................................................18
6.2 Abwasserbehandlung .............................................................................................21
7 Zusammenfassung.......................................................................................................24
Aufbau und Einsatz einer problemorientierten
Analytik mit dem Ziel eines Monitorings ausgewählter Pharmaka
in Böden und Urin
1 Einleitung ......................................................................................................................25
2 Zielsetzung....................................................................................................................25
3 Stoffauswahl .................................................................................................................25
4 Analytik..........................................................................................................................26
4.1 HPLC-MS (Hochleistungsflüssigchromatographie-Massenspektrometrie).............26
4.2 Methodenentwicklung.............................................................................................27
4.3 Methodenvalidierung und Bewertung .....................................................................31
5 Projektbegleitende Aufgaben......................................................................................33
5.1 Aufgaben ................................................................................................................33
5.2 Ansetzen der Dotierlösung .....................................................................................34
6 Ergebnisse der projektbegleitenden Analytik ...........................................................37
6.1 Untersuchungen zur Abnahme der Wirkstoffkonzentration in gelagertem Urin.....37
6.2 Analytik zum Versuch „Mikrobieller Abbau in Böden“.............................................39
6.3 Ergebnisse der begleitenden Analytik des „Gewächshausversuchs“.....................41

Inhaltsverzeichnis II
6.4 Analytik zum Versuch „Urinreinigung mit Zeolithen zur Herstellung
eines arzneimittelfreien Düngers“...........................................................................45
6.5 Ergebnisse der begleitenden Analytik des „Bodenfilterversuches“ ........................46
7 Zusammenfassende Bewertung .................................................................................49
8 Anhang ..........................................................................................................................50
8.1 Literaturverzeichnis ................................................................................................50
8.2 Stoffdaten ausgewählter Arzneimittelwirkstoffe......................................................52
Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
1 Einleitung und Zielsetzung..........................................................................................54
2 Stand des Wissens.......................................................................................................54
2.1 Antibiotika in der Umwelt ........................................................................................54
2.2 Analytik von Antibiotikarückständen in Pflanze und Boden....................................57
3 Material und Methoden ................................................................................................59
3.1 Wirkstoffe................................................................................................................59
3.2 Bodenextraktion......................................................................................................60
3.3 Pflanzenextraktion ..................................................................................................61
3.4 Immunoassay .........................................................................................................62
3.5 Untersuchte Böden.................................................................................................64
3.6 Urin .........................................................................................................................66
3.7 Dotierlösungen .......................................................................................................66
4 Studie 1: Mikrobieller Abbau in Böden vs. Akkumulation........................................66
5 Studie 2: Auswaschung vs. Transfer in Pflanzen......................................................69
6 Ergebnisse ....................................................................................................................72
6.1 Abbau im Boden .....................................................................................................72
6.2 Pflanzenaufnahme..................................................................................................74
7 Bewertung des Risikopotentials.................................................................................78
7.1 Abbau .....................................................................................................................78
7.2 Pflanzenaufnahme von Pharmaka..........................................................................78
7.3 Versickerung...........................................................................................................78
8 Literatur.........................................................................................................................79
Säulenversuche zum Rückhalt von Pharmaka in Bodenfiltern
1 Einleitung ......................................................................................................................82
2 Zielsetzung und Arbeitsansatz....................................................................................82
3 Beschreibung Versuchsanlage ...................................................................................83
3.1 Allgemein................................................................................................................83

Inhaltsverzeichnis III
3.2 Aufbau und Befüllung Säulen .................................................................................83
4 Versuchsvorbereitung .................................................................................................90
4.1 Glassäulen..............................................................................................................90
4.2 Dummy-Säulen.......................................................................................................90
5 Versuchsdurchführung................................................................................................91
5.1 Bestimmung Bezugsgewicht ..................................................................................91
5.2 Dotierung Pharmaka...............................................................................................91
5.3 Urinzugabe .............................................................................................................91
5.4 Beregnung ..............................................................................................................92
5.5 Probenahme ...........................................................................................................92
6 Ergebnisse ....................................................................................................................93
6.1 Analytik Sickerwasser.............................................................................................93
6.2 Gewichtsüberwachung Dummy-Säulen..................................................................97
6.3 Einordnung Ergebnisse ..........................................................................................99
7 Ausblick.......................................................................................................................102
8 Literatur.......................................................................................................................102
9 Anlagen .......................................................................................................................103
9.1 Frachtberechnungen der Glassäulen ...................................................................103
Urin-/Pharmaka-Keimtest
1 Einleitung ....................................................................................................................106
2 Ergebnisse Keimtest..................................................................................................107
3 Risikobewertung.........................................................................................................108
4 Zusammenfassung.....................................................................................................109
5 Literatur.......................................................................................................................109
Biologische Behandlung der Fäkalien
1 Einleitung ....................................................................................................................110
2 Aerobe Verfahren .......................................................................................................110
2.1 Langzeitrotte.........................................................................................................110
2.2 Wurmkompostierung ............................................................................................112
3 Anaerobes Verfahren zur Stabilisierung des Braunwassers .................................122
3.1 Einleitung..............................................................................................................122
3.2 Beschreibung Versuchsanlage.............................................................................123
3.3 Versuchsdurchführung .........................................................................................124
3.4 Ergebnisse............................................................................................................127
3.5 Bewertung ............................................................................................................130

Inhaltsverzeichnis IV
4 Schlussfolgerungen...................................................................................................130
5 Empfehlungen zur Kompostierung für die Lambertsmühle...................................131
6 Literatur.......................................................................................................................131
Biologische Behandlung der Fäkalien Hygieneuntersuchung von
Fäkalkomposten
1 Einleitung ....................................................................................................................132
2 Methoden.....................................................................................................................132
2.1 Aufbereitung der Regenwürmer............................................................................132
2.2 Aufbereitung der Komposte..................................................................................132
2.3 Bakteriologische Parameter .................................................................................132
3 Ergebnisse und Diskussion ......................................................................................133
3.1 Bakteriengehalt der Kompostwürmer ...................................................................133
3.2 Bakteriengehalt der Langzeitrotte.........................................................................135
3.3 Bakteriengehalt des Vermiculturkompostes.........................................................138
4 Diskussion der Ergebnisse .......................................................................................139
5 Literatur.......................................................................................................................141
Zeolithversuche zur Adsorption von Ammonium aus Urin und
Herstellung eines Depotdüngers
1 Einleitung ....................................................................................................................142
2 Material und Methoden ..............................................................................................142
2.1 Ergebnisse............................................................................................................144
2.2 Zusammenfassung ...............................................................................................148
3 Einsatz von Zeolithen zur Herstellung von Depotdüngern im Gartenbau ............148
3.1 Einleitung..............................................................................................................148
3.2 Material und Methoden.........................................................................................148
4 Ergebnisse ..................................................................................................................150
4.1 Wachstumsbeobachtungen ..................................................................................150
4.2 Bonitur ..................................................................................................................150
4.3 Erträge..................................................................................................................151
5 Schlussfolgerung .......................................................................................................153
6 Quellenangabe............................................................................................................153

Inhaltsverzeichnis V
Zusammenfassende Risikobewertung
1. Einleitung ....................................................................................................................154
2. Risiko Sanitär- und Behandlungstechnik ................................................................154
3. Risiko Arzneimittel .....................................................................................................154
3.1 Urinlagerung .........................................................................................................155
3.2 Abbau, Speicherung im Boden.............................................................................155
3.3 Pflanzenaufnahme................................................................................................155
3.4 Versickerung.........................................................................................................156
4. Risiko Hygiene............................................................................................................156
4.1 Sanitärtechnik im Haus.........................................................................................156
4.2 Kompostverwendung............................................................................................156
4.3 Umgang mit Rottegut und Urin .............................................................................157
5. Risiko der Verwertung von Urin und Fäkalien.........................................................157
5.1 Urin .......................................................................................................................157
5.2 Fäkalien ................................................................................................................158
6. Zusammenfassung.....................................................................................................158

Sanitärtechnik und Bodenfilter 1
Einführung Sanitärtechnik und Bodenfilter
Andreas Bastian *) , Catrin Bornemann *) , Miriam Hachenberg *) , Martin Oldenburg **) , , Maike
Schmelzer **)
*) Wupperverband, Untere Lichtenplatzer Str. 100, 42289 Wuppertal
**) OtterWasser GmbH, Engelsgrube 81, 23552 Lübeck
1 Einleitung
Für die Lambertsmühle, eine historische Wassermühle im Bergischen Land bei Burscheid,
wurde ein neues Abwasserkonzept mit der getrennten Erfassung von Teilströmen erarbeitet.
Neben dem Ausbau der Mühle zu einem Museum, das unter dem Konzept „Vom Korn zum
Brot“ die Tradition der Bergischen Wassermühlen zeigen will, stand eine Sanierung der vorhandenen
Abwassersammelgrube an. Da ein Anschluss an das öffentliches Kanalnetz wegen
der weiten Wegstrecken mit hohen Investitionskosten verbunden gewesen wäre, wurde auch
weiterhin eine eigenständige Abwasserbehandlung erforderlich. Der Ausbau des Museums
wurde durch ein Abwasserkonzept „Vom Brot zum Korn“ mit der Rückführung von Nährstoffen
in den Nährstoffkreislauf ergänzt.
Das unter Berücksichtigung des natürlichen Wasser- und Nährstoffkreislaufes erarbeitete Abwasserkonzept
sieht eine Trennung des häuslichen Abwassers in Teilströme unterschiedlicher
Qualitäten mit differenzierten Behandlungsstufen vor.
Im Rahmen eines vom Ministerium für Umwelt, Landwirtschaft und Verbraucherschutz unterstützten
Forschungsvorhaben wurde die Funktionsweise des Abwasserkonzepts detailliert in
dem Zeitraum 2001 – 2002 untersucht; die Ergebnisse wurden im März 2003 in einem
Workshop präsentiert. Es wurde deutlich, dass sich infolge der Urinseparation die
Medikamentenrückstände effektiv aus dem Abwasser abtrennen und in dem Urin sammeln
lassen. Die Wichtigkeit der derzeit stark diskutierten Frage des Verbleibs der Medikamentenrückstände
führte dazu, dass das Projekt für eine zweite Phase mit dem Schwerpunkt der
Untersuchungen dieser endokrin wirksamen Stoffe verlängert wurde. Im Rahmen dieser
Verlängerung wurden auch Modifikationen an den abwassertechnischen Anlagen
vorgenommen, die sich aus den Erkenntnissen der ersten Projektphase ergaben.
Da dieses Projekt eines der ersten Projekte in Deutschland mit Urinseparation und weitgehener
Teilstromtrennung war, wurden die Ergebnisse in der Fachöffentlichkeit sehr aufmerksam zur
Kenntnis genommen, was auch die rege Beteiligung an dem Abschlussworkshop im März 2003
zeigte.
2 Darstellung des Abwasserkonzepts
Das Abwasserkonzept für die Lambertsmühle soll in diesem Rahmen nur grob umrissen
werden, für Details wird auf den Bericht der ersten Projektphase verwiesen.
Das Abwasserkonzept für die Lambertsmühle, dessen Funktionsschema in Tab. 1 dargestellt
ist, besteht im wesentlichen aus einer getrennten Ableitung und Behandlung folgender Teilströme:

Sanitärtechnik und Bodenfilter 2
Tab. 1: Teilströme des Abwasserkonzepts Lambertsmühle
Teilstrom Beschreibung
Gelbwasser Urin aus Urinseparationstoiletten und Urinalen, mit oder
ohne Spülwasser
Braunwasser Sanitärwasser der Toiletten ohne Urin bzw. Gelbwasser
(Fäkalien und Spülwasser)
Grauwasser häusliches Abwasser ohne Fäkalien und Urin aus Küche,
Bad, Dusche, Waschmaschine usw.
Das separat durch den Einsatz von Urinseparationstoiletten und wasserlosen Urinalen erfasste
Gelbwasser wird über die Gelbwasserleitung abgeleitet und anschließend in einem Gelbwasserspeicher
bis zur Abfuhr und Nutzung in der Landwirtschaft gelagert.
Zur getrennten Erfassung von Urin und Fäkalien sind in der Wohnung der Lambertsmühle zwei
Toiletten mit getrennter Erfassung der beiden Teilströme installiert. In dem der Öffentlichkeit
zugänglichen Bereich des Museums sind in der Damentoilette zwei und in der Herrentoilette
eine separierende Toilette unterschiedlicher Fabrikate installiert. Bei den Herren wird diese
Installation durch zwei wasserlose Urinale ergänzt. Hinsichtlich der Erfahrung mit diesen
Einrichtungen wird auf den Abschlussbericht der ersten Projektphase verwiesen.
Das Braunwasser als zweiter Teilstrom des Toilettenabwassers wird ebenfalls separat über die
Braunwasserleitung abgeleitet. Die Feststoffe werden in einer Filtereinheit zurückgehalten.
Das bei der Fäkalienentwässerung im Filterbehälter anfallende Wasser (Filtrat) ist aufgrund der
Urinseparation im Verhältnis zum herkömmlichen Toilettenabwasser nährstoffarm. Die
Nährstoffe, insbesondere der Stickstoff, befinden sich größtenteils im Urin. Bei der Mitbehandlung
dieses Filtrats in der Pflanzenkläranlage ist somit nur in geringem Umfang eine
Nährstoffelimination erforderlich.
Beim Umbau des Mühlengebäudes konnte die neben dem Schlafraum gelegene Toilette im
Wohnungsbereich im 2. Geschoß nicht gegen ein separierendes Modell ausgetauscht werden.
Hier ist in Abhängigkeit von der Benutzung mit Nährstoffeinträgen zu rechnen, da Urin und
Fäkalien gemeinsam abgeleitet werden. Dieser Aspekt ist bei der Bewertung aller Messergebnisse
zu berücksichtigen.
Das Grauwasser wird zur Vorklärung ebenfalls in die Anlage geleitet. Vom Pumpenschacht im
Filterbehälter wird die vertikal durchströmte Pflanzenkläranlage intermittierend beschickt.
Das gereinigte Wasser wird abschließend in ein oberirdisches Gewässer eingeleitet.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 3
Abb. 1: Funktionsschema Lambertsmühle
Ein vereinfachtes Funktionsschema mit der Einordnung in den Wasser- und Nährstoffkreislauf
zeigt Abb. 1, in der die einzelnen Elemente und die Teilströme des Abwasserkonzepts dargestellt
sind.
3 Forschungsprojekt Teil I
3.1 Ziele des Projekts
Der erste Teil des Forschungsprojekts sollte Erkenntnisse über die folgenden Einzelaspekte
liefern:
• Erfahrungen mit sortierenden Toiletten unter Praxisbedingungen
• Grad der Trennung des Nährstoff- und Wasserkreislaufs
• Teilstrombehandlung (Reinigungsleistungen, Betriebsbeurteilungen etc.) unter Praxisbedingungen
• Untersuchungen der Teilströme hinsichtlich hygienischer Beschaffenheit, des Nährstoffgehalts
und ausgewählter organischer Inhaltsstoffe (Arzneimittelrückstände etc.)
• Stoffbilanzierung unter Praxisbedingungen
• Entwicklung und Darstellung eines Verwertungskonzepts im Rahmen der Museumskonzeption
und für landwirtschaftliche Betriebe

Sanitärtechnik und Bodenfilter 4
3.2 Ergebnisse
Die Separation von Urin als Gelbwasser ist technisch möglich, auch wenn nicht alle Toiletten
uneingeschränkt einsetzbar sind. So bedürfen einige der eingesetzten Separationstoiletten
noch einer weiteren Entwicklung, um den gleichen Komfort für alle Nutzer (z.B. Kinder) wie bei
herkömmlichen Toilettenmodellen zu erzielen.
An den Anlagen der Abwasserbehandlung ist nach Angaben des Vereins als Betreiber der
Anlage keine Geruchsbelästigung festzustellen, auch wenn das Gelbwasser ohne
Konditionierung gesammelt wird. Der bewachsene Bodenfilter funktionierte problemlos und
konnte die geforderten Ablaufwerte auch im Winter einhalten.
In den Filtersäcken, die als Grobfilter wirkten, fand eine gute Feststoffabtrennung statt. Trotzdem
waren die Filtersäcke, die aus einem an dem Schachtdeckel eingehängten Sack
bestanden, verbesserungsbedürftig. Die zurückgehaltenen Feststoffe (Fäkalien, Toilettenpapier
etc.) verblieben in dem während des Projekts modifizierten Filtersack. Die Feststoffabtrennung
in den Grobfiltern wirkt sich nicht auf die hygienischen Parameter aus; das Filtrat aus den Grobfiltern
weist noch hohe Keimzahlen auf. Es war allerdings absehbar, dass die Entwässerungsund
Eindickungseigenschaften dieses Systems nicht den Erwartungen entsprachen und einer
Optimierung bedurften.
Die Einführung des teilstromorientierten Konzepts erfolgte in vorhandener und unter Denkmalschutz
stehender Bausubstanz und führt zwangsläufig gegenüber einem Neubau zu höheren
finanziellen Aufwendungen.
Die positive Entlastung des Abwassers durch die Abtrennung der Nährstoffe, hier im wesentlichen
Stickstoff und Phosphor, konnte anhand der Messwerte nachgewiesen werden. Die
Nährstoffe können bei einer landwirtschaftlichen Verwertung als Düngerersatz genutzt werden.
Die Abtrennung des Urins vom restlichen Abwasser reduziert die Nährstofffrachten des
Abwassers und hält in signifikanter Weise die durch den Menschen ausgeschiedenen Pharmazeutika
und Hormone dem Abwasser und letztendlich auch der aquatischen Umwelt fern.
4 Forschungsprojekt Teil II
4.1 Ziele des Projekts
Im Rahmen der Fortsetzung des Forschungsprojekts sollen daher diese Aspekte verbessert
und optimiert werden, wobei der Feststoffabtrennung ein besonderes Augenmerk zukommt.
Ziel des Projekts war die Verbesserung der Trennleistung und die Verbesserung der Handhabung
bei der Entnahme der Feststoffe.
4.2 Arbeitsprogramm
Das Arbeitsprogramm sollte sich über die folgenden Aspekte erstrecken:
4.2.1 Umbau der Separationstoiletten
Die vorhandene Separationstoilette der Fa. Roediger im Toilettenbereich des Museums, die ein
Prototyp ist, soll gegen ein Serienmodell ausgetauscht werden. Bei den schwedischen Separationstoiletten
mit den in der Toilettenschüssel integrierten „Trennwänden“ können insbesondere
durch die Benutzung von Kleinkindern Fäkalien in den vorderen Toilettenbereich gelangen, die
mühsam entfernt werden müssen. Es ist daher beabsichtigt, eines dieser Toilettenmodelle im
Bereich der Damentoilette gegen ein anderes Modell auszutauschen, um hiermit Erfahrungen
zu sammeln.
4.2.2 Modifikation des Grobfilters

Sanitärtechnik und Bodenfilter 5
Der hohe Feuchtigkeitsgehalt der zurückgehaltenen Feststoffe ist ein Indikator für die
schlechte Eindick- und Entwässerungsleistung des Filtersackes. Es ist daher beabsichtigt,
durch die Vorschaltung einer Trenneinheit den Flüssigkeitsanteil signifikant zu vermindern und
somit die Feststoffkonzentration im Filtersack zu steigern.
Hierbei sollen zwei Systeme zum Einsatz kommen:
• Wirbelabscheider
• Siebeinrichtung
Als Alternative zu den Wirbelabscheidern wird eine mechanische Abtrennung der Feststoffe
durch ein (Bogen-)sieb vorgesehen. Auch hiervon sollen die Feststoffe dann in den Filtersack
fallen.
Für beide Modifikationen waren Arbeiten an den vorhandenen Anlagen erforderlich. Es war
beabsichtigt, beide Filtersäcke umzurüsten und diese dann jeweils ein halbes Jahr zu betreiben.
Insgesamt soll damit auch die Handhabung bzw. das „Handling“ des o.g. Systems verbessert
werden.
4.2.3 Aktualisierung der Internetpräsenz
Zur Verbreitung der Projektergebnisse wird die vorhandene Internetpräsenz durch OtterWasser
überarbeitet und an den aktuellen Stand angepasst. Hierzu gehören:
• die Einarbeitung der wichtigsten Ergebnisse aus dem abgeschlossenen Forschungsprojekt
• die Präsentation der Projektfortsetzung
• Überarbeitung der Projektdarstellung.
4.3 Umbau der Separationstoiletten
Der geplante Austausch der Separationstoiletten im öffentlichen Bereich des Museums wurde
nach intensiven Diskussionen mit dem Verein verworfen. Einerseits war der Verein mit der
Toilette im Herrenbereich zufrieden und sah andererseits nicht die Notwendigkeit des
Austauschs, der zudem auch wieder Unannehmlichkeiten für den Museumsbetrieb infolge der
Bautätigkeiten mit sich gebracht hätte.
Die Separationstoilette wird durch die Nutzer akzeptiert, ablehnende oder negative Äußerungen
seitens der Nutzer wurden bisher durch den Verein nicht berichtet.
Für die Damentoiletten wurde die Möglichkeit des Umtauschs insbesondere mit den bereits
montierten Vorwandinstallationen geprüft. Ein Umbau hätte größere Bauarbeiten nach sich
gezogen, da die Vorwandrahmen nicht kompatibel mit anderen Toiletten sind, d.h. es hätte die
gesamte Vorwand entfernt und neu errichtet werden müssen. Dies hätte auch die gesamte
Fliesenwand betroffen, die ebenfalls hätte erneuert werden müssen. In Abwägung zwischen
Aufwand und Nutzen wurde auch auf den Austausch der Toiletten im Damenbereich verzichtet.
Nach Angaben des Vereins werden die Toiletten auch im Damen-WC von den Nutzerinnen
akzeptiert. Lediglich vereinzelt wird von mangelnder Akzeptanz und dem Verzicht auf den
Toilettengang berichtet. Als Grund hierfür kann die fehlende Bereitschaft, sich bei öffentlichen
Toiletten auf die Toilettenbrille zu setzen, vermutet werden.
4.4 Modifikation des Filtersackes
Die in der ersten Phase des Forschungsvorhabens gemachten Erfahrungen mit der Abtrennung
der Fäkalien aus dem Braunwasser waren noch nicht zufrieden stellend. Die gesammelten
Feststoffe waren noch sehr feucht, die Entwässerung der Feststoffe zudem unzureichend (s.
Abb. 2). Ferner setzt der Feinkornanteil der Fäkalien die Maschen der Filtersäcke im Laufe
einer fortschreitenden Nutzung zu. Lediglich im äußeren Randbereich des Filters war deutlich
eine aufgelockerte, aerobe Struktur des Filtermaterials erkennbar, im inneren Bereich des
Filters war das Material fest und kompakt.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 6
Abb. 2: Blick in den Filtersack vor dem Umbau der Anlage
Eine Optimierung der Anlage sollte den folgenden Kriterien genügen:
• Verbesserung der Fest/Flüssig-Trennung
• Verbesserung der Entwässerungsleistung, d.h. Verringerung des Wasseranteils
• Die Filterbehälter sollten nicht nur die Feststoffe sammeln, sondern auch als Container
für eine weitere Behandlung dienen
• Handhabung und Austausch der Filtereinheiten ohne die Notwendigkeit den Schacht
besteigen zu müssen
Es wurde recht schnell deutlich, dass eine Vorabtrennung der Feststoffe erforderlich sein wird,
um den Wassergehalt im Filterbehälter(-sack) zu reduzieren.
Die anfänglich geplante Möglichkeit des Einbaus eines Bogensiebs zum Rückhalt der
Grobstoffe musste verworfen werden, da Erfahrungen aus anderen Projekten zeigten, dass
eine ständige und kontinuierliche Überströmung des Siebs zum Abtransport der abgetrennten
Feststoffe erforderlich sein wird. Bleiben Feststoffe (Fäkalien, Toilettenpapier etc.) auf dem Sieb
liegen und trocknen an, können diese durch den Wasserstrom nicht mehr remobilisiert werden
und langfristig zu einer Verstopfung des Siebes führen. Aufgrund der sehr schwankenden Benutzungszahlen
durch den Museums- und Veranstaltungsbetrieb muss mit langen Beschickungspausen
gerechnet werden. Hierdurch besteht eine höhere Gefahr der Feststoffablagerung
gegenüber größeren Anlagen. Daher wurde der Einbau eines Bogensiebs zur
Grobstoffentfernung in Übereinstimmung mit allen Projektbeteiligten frühzeitig zugunsten der
jetzt realisierten Umbaumöglichkeit verworfen.
4.4.1 Erweitung durch einen Wirbelabscheider
Zur Verbesserung der Fest-Flüssig-Trennung des zufließenden Braunwassers wurde ein
Wirbelabscheider (Hydrozyklon) installiert. Hierdurch war beabsichtigt, den Filtersäcken weniger
feuchtes Material zuzuführen.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 7
Abb. 3: Funktionsprinzip des Wirbelabscheiders [Firmenunterlagen Aquatron]
Bei dem eingebauten Wirbelabscheider handelt es sich um einen patentierten Separator aus
der Baureihe AQUATRON 4x300. Die AQUATRON-Systeme aus Schweden werden vielfach
zur Beschickung von Kompostier-Systemen mit Abwässern aus Wasserspültoiletten verwendet.
Hierbei trennt der Separator nach dem Spülvorgang die Feststoffe (Fäkalien und Toilettenpapier)
von den Flüssigkeiten (Spülwasser) und die Feststoffe werden in einem Kompostbehälter
zur Kompostierung gesammelt. Üblicherweise sind diese Kompostbehälter in den
Kellerräumen direkt unterhalb der Toilette angeordnet.
In dem Anwendungsfall in der Lambertsmühle werden die Feststoffe nicht einer Kompostiereinheit
sondern dem Filtersack zugeführt. Die festen Bestandteile des Braunwasser werden
durch die Ausnutzung der Bewegungsenergie des ankommenden Braunwassers und der Gravitationskraft
getrennt und gelangen in den Filtersack. Die flüssige Phase (Zentrat) wird auf
Grund der Zentrifugalkraft abgesondert und fließt in den Absetzbereich (Vorklärung) für das
Grauwasser innerhalb der Filtersackanlage.
Um die Einbaubedingungen für den Separator zu erfüllen war es erforderlich ein Gefälle von 5%
auf einer Strecke von ca. 1 m zu erreichen. Der Wirbelabscheider steht auf einem Höhenverstellbarem
Dreieck, um die Geschwindigkeit (Gefälle des Einlaufrohres) des ankommenden
Braunwasser regulieren zu können. Damit hat man eine Möglichkeit den Feuchtigkeitsgehalt
der Fäkalien im Filtersack zu steuern.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 8
Abb. 4: Wirbelabscheider mit Höhenverstelleinrichtung nach Einbau
Weiterhin war es erforderlich die Filtersäcke selber zu modifizieren. Sowohl das Material als
auch Maschenweite und die Verarbeitung wurden verbessert. Alternativ zu den Filtersäcken
wurde ein Filterkorb aus Edelstahl gefertigt.
4.4.2 Modifikation der Filterbehälter und –säcke
Die Materialeigenschaften und die Verarbeitung der bisher verwendeten Filtersäcke sind nicht
für den Langzeiteinsatz geeignet. Schwachstellen waren dabei die verwendete Randeinfassung
sowie die Tragfähigkeit des Materials selbst. Zusätzlich war das Herausheben der Säcke aus
dem Schacht nur zusammen mit dem Stützgestell möglich.
Auf Grund der gewählten Maschenweite ist die Entwässerungsfähigkeit der Filtersäcke unzureichend.
Bei häufigen Spülungen steht Wasser auf dem Filtersack (Abb. 2) und fließt zu
langsam ab.
Folglich wurde die Maschenweite vergrößert und als Material PE (Polyethylen) gewählt. Dieses
Material hat sich als beständiger im ständigen Einsatz bzw. Kontakt mit Abwasser hervorgetan.
Der Filtersack hat umlaufende Tragegurte aus Nylon, wie sie auch bei der Herstellung von Big-
Packs zum Transport von Steinen etc. verwendet werden.
Alternativ zu den Filtersäcken wird die Sammlung der Feststoffe in einem konisch gefertigten
Filterkorb aus Edelstahl-Lochblechen erprobt. Eine Seitenplatte des Korbes lässt sich
entfernen. Damit dürfte das Entleeren und Reinigen des Filterkorbes sehr viel einfacher werden.
4.4.3 Konstruktive Umbauten in der Filtersackanlage
Alle Umbauten dienen einer besseren Handhabbarkeit. Bisher gab es keine Möglichkeit, in die
Anlage hineinzusteigen. Für diesen Zweck wurde eine Steigleiter mit einer Einsteighilfe
montiert.
Die Filtersäcke bzw. der Filterkorb aus Edelstahl sind als Laufwagen auf Laufschienen montiert,
so dass eine Bedienung erfolgen kann, ohne zwangsläufig in die Filtersackanlage hinein
steigen zu müssen.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 9
Abb. 5: Blick in den Filterbehälter mit Wirbelabscheider (Bildmitte) und Laufwagen mit Filtersack (im
Bild oberhalb des Wirbelabscheiders sichtbar)
Die Laufwagen mit dem Filterkorb bzw. den Filtersäcken können von oben verschoben werden,
so dass eine Positionierung unterhalb des Wirbelabscheiders zum Betrieb oder auch neben
dem Wirbelabscheider zur weiteren Entwässerung oder zur Entnahme problemlos möglich ist.
Die Entnahme erfolgt weiterhin von oben mittels eines Hebegeräts. Die Aufhängungen sind
bereits vormontiert, so dass für die Entnahme der Laufwagen ein Besteigen der Anlage nicht
mehr erforderlich ist.
Somit muss lediglich zu Reinigungs- und Reparaturzwecken die Anlage noch über die Leiter
betreten werden.
4.4.4 Betrieb der Anlage
Nach dem oben beschriebenen Umbau der Anlage hat sich das Abwasserkonzept der Lambertsmühle
mit seinen Teilströmen wie folgt verändert:

Sanitärtechnik und Bodenfilter 10
Abb. 6: Abwasserkonzept der Lambertsmühle
In der ersten Betriebsphase wurde der Filterkorb verwendet. Es konnte ein deutlicher Unterschied
im Feuchtigkeitsgehalt der abgetrennten Feststoffe aus dem Braunwasser gegenüber
dem früheren Betrieb festgestellt werden. Das Material ist zwar weiterhin feucht, aber es steht
kein Wasser mehr auf den Feststoffen.
Abb. 7: Filterkorb aus Edelstahl nach drei Betriebswochen

Sanitärtechnik und Bodenfilter 11
Abb. 8: Blick in die Anlage nach drei Wochen Betrieb mit dem Filterkorb aus Edelstahl; der Laufwagen
mit dem Filtersack hängt links neben dem Wirbelabscheider
4.4.5 Aktualisierung der Internetpräsenz
Die Internetpräsenz für das Forschungsprojekt wurde auf die Darstellung der Lambertsmühle
als Museum erweitert und an die derzeitige Situation im Forschungsprojekt angepasst. Die
aktuelle Adresse der Homepage lautet www.lambertsmuehle-burscheid.de.
5 Betriebsergebnisse
5.1 Betriebsergebnisse des bewachsenen Bodenfilters
Der bewachsenen Bodenfilter (Abb. 9) ist seit inzwischen 4 Jahren in Betrieb. Während dieser
Zeit ist es bisher nicht zu nennenswerten Betriebsstörungen gekommen. Im Rahmen der 14tägigen
Wartung der Anlage durch den Wupperverband wird der Zu- und Ablauf des Bodenfilters
regelmäßig beprobt. Neben den behördlich geforderten Parametern CSB und BSB5
wurden die Proben auf die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor sowie auf abfiltrierbare Stoffe
untersucht.
In Abb. 10 und Abb. 11 sind die Ergebnisse der Untersuchungen über den Zeitraum November
2000 bis November 2004 dargestellt. Die geforderten Grenzwerte für CSB und BSB5 (150 und
40 mg/L) wurden zu jeder Zeit sicher eingehalten. Der mittlere CSB-Ablaufwert liegt bei
45 mg/L. Das entspricht bei einer mittleren Zulaufkonzentration von 490 mg/L einer Reduktion
des CSB um 91 %. Beim BSB5 sieht es ähnlich aus. Hier steht einer mittleren Zulaufkonzentration
von 222 mg/L ein mittlerer Ablaufwert von 9,6 mg/L gegenüber. Dies entspricht
einer Abbauleistung von 96 %.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 12
Abb. 9: Der bewachsene Bodenfilter
CSB [mg/l]
1000
950
900
850
800
750
700
650
600
550
500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
27.11.00
13.02.01
11.04.01
28.08.01
22.10.01
06.12.01
18.12.01
30.01.02
13.02.02
20.03.02
11.04.02
06.05.02
CSB-Meßwerte
(Zu- und Ablauf Bodenfilter Lambertsmühle)
06.06.02
19.06.02
04.07.02
19.07.02
14.08.02
29.08.02
23.09.02
23.10.02
Datum
06.11.02
19.11.02
25.02.03
03.06.03
Abb. 10: CSB-Meßwerte im Zu- und Ablauf des Bodenfilters
28.08.03
04.11.03
CSB (Zulauf)
CSB (Ablauf)
CSB (Grenzwert)
03.12.03
06.01.04
03.02.04
09.03.04
19.04.04
03.05.04
03.06.04
02.07.04
09.08.04
03.09.04
25.10.04
08.11.04

Sanitärtechnik und Bodenfilter 13
BSB 5 [mg/l]
800
760
720
680
640
600
560
520
480
440
400
360
320
280
240
200
160
120
80
40
0
27.11.00
11.04.01
22.10.01
18.12.01
13.02.02
11.04.02
BSB 5-Meßwerte
(Zu- und Ablauf Bodenfilter Lambertsmühle)
06.06.02
04.07.02
14.08.02
23.09.02
Datum
Abb. 11: BSB5-Meßwerte im Zu- und Ablauf des Bodenfilters
06.11.02
25.02.03
28.08.03
BSB5 (Zulauf)
BSB5 (Ablauf)
BSB5 (Grenzwert)
Betrachtet man die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor, so findet sich im Zulauf zum Bodenfilter
vor allem Ammonium-Stickstoff und organisch gebundener Stickstoff in einer mittleren Konzentration
von insgesamt 33 mg/L (Abb. 12) Bei der Graphik ist zu berücksichtigen, dass der
Parameter Norg. nur an ausgewählten Tagen bestimmt wurde. Dieser Wert ist für Grauwasser
relativ hoch, aber deutlich geringer als typische Stickstoffkonzentrationen im Zulauf von Kleinkläranlagen,
die nach DIN prEN 12566-3 (1998) 40-60 mg/L betragen sollen. Der Grund hierfür
ist, dass im Wohnbereich eine ständig genutzte Toilette den stickstoffreichen Urin über das
Braunwasser ableitet, und somit ein Teil Urin über den Filtersack in den Zulauf zum Bodenfilter
gelangt.
Im Ablauf des Bodenfilters ist Nitrat nur phasenweise und nach dem Sommer 2003 nicht mehr
im Ablauf nachzuweisen. Die Nitrifikation und anschließende Denitrifikation im Bodenfilter findet
zwar zu keiner Zeit vollständig aber dennoch in hohem Masse statt, wie die niedrigen Messwerte
am Ablauf verdeutlichen (Abb. 13). Es findet insgesamt eine sehr gute Stickstoffreduktion
statt, sie liegt im Mittel bei 72% (Abb. 14).
03.12.03
03.02.04
19.04.04
03.06.04
09.08.04
25.10.04

Sanitärtechnik und Bodenfilter 14
N ges.,anorg. [mg/l]
60,0
55,0
50,0
45,0
40,0
35,0
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
Norg (nicht immer bestimmt)
NO3-N (Zulauf)
NO2-N (Zulauf)
NH4-N (Zulauf)
N ges -Meßwerte
(Zulauf Bodenfilter Lambertsmühle)
28.08.2001
22.10.2001
06.12.2001
18.12.2001
30.01.2002
13.02.2002
20.03.2002
11.04.2002
06.05.2002
06.06.2002
19.06.2002
04.07.2002
19.07.2002
14.08.2002
29.08.2002
23.09.2002
23.10.2002
06.11.2002
19.11.2002
25.02.2003
03.06.2003
28.08.2003
04.11.2003
03.12.2003
06.01.2004
03.02.2004
09.03.2004
19.04.2004
03.05.2004
03.06.2004
02.07.2004
09.08.2004
03.09.2004
25.10.2004
08.11.2004
Datum
Abb. 12: Stickstoff-Meßwerte im Zulauf zum Bodenfilter
N ges.,anorg. [mg/l]
20,0
18,0
16,0
14,0
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
Norg (erst ab 09/02)
NO3-N (Ablauf)
NO2-N (Ablauf)
NH4-N (Ablauf)
N ges -Meßwerte
(Ablauf Bodenfilter Lambertsmühle)
28.08.2001
22.10.2001
06.12.2001
18.12.2001
30.01.2002
13.02.2002
20.03.2002
11.04.2002
06.05.2002
06.06.2002
19.06.2002
04.07.2002
19.07.2002
14.08.2002
29.08.2002
23.09.2002
23.10.2002
06.11.2002
19.11.2002
25.02.2003
03.06.2003
28.08.2003
04.11.2003
03.12.2003
06.01.2004
03.02.2004
09.03.2004
19.04.2004
03.05.2004
03.06.2004
02.07.2004
09.08.2004
03.09.2004
25.10.2004
08.11.2004
Datum
Abb. 13: Stickstoff-Meßwerte im Ablauf des Bodenfilters

Sanitärtechnik und Bodenfilter 15
N-Reduktion %
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Abb. 14: Stickstoffelimination im Bodenfilter
N ges -Reduktion
Bodenfilter Lambertsmühle
23.09.2002
23.10.2002
06.11.2002
19.11.2002
25.02.2003
03.06.2003
28.08.2003
04.11.2003
03.12.2003
06.01.2004
03.02.2004
09.03.2004
19.04.2004
03.05.2004
03.06.2004
02.07.2004
09.08.2004
03.09.2004
25.10.2004
08.11.2004
Datum
Delta Nges %
Die Phosphorwerte zeigt Abb. 15. Sie liegen im Zulauf zum Bodenfilter im Mittel bei 8,7 mg/L
und im Ablauf im Mittel bei 3,8 mg/L, die mittlere Elimination liegt somit bei 56%. Es ist aber zu
beobachten, das der prozentuale Phosphorrückhalt im Filter jedes Jahr abnimmt. Dies ist auch
zu erwarten, da mit der Zeit die Aufnahmekapazität des Filtermaterials für Phosphat abnimmt.
Pges [mg/l]
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
28.08.2001
22.10.2001
06.12.2001
18.12.2001
Pges. (Zulauf)
Pges.
Delta P %
Jahresmittel Delta P %
30.01.2002
13.02.2002
20.03.2002
11.04.2002
06.05.2002
06.06.2002
P ges.-Meßwerte
(Zu- und Ablauf Bodenfilter Lambertsmühle)
19.06.2002
04.07.2002
19.07.2002
14.08.2002
29.08.2002
23.09.2002
23.10.2002
06.11.2002
Datum
19.11.2002
25.02.2003
Abb. 15: Prozentualer Phosphorrückhalt und Phosphor-Meßwerte im Zu- und Ablauf des Bodenfilters
03.06.2003
28.08.2003
04.11.2003
03.12.2003
06.01.2004
03.02.2004
09.03.2004
19.04.2004
03.05.2004
03.06.2004
02.07.2004
09.08.2004
03.09.2004
25.10.2004
08.11.2004
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

Sanitärtechnik und Bodenfilter 16
5.2 Mikrobiologische Untersuchungsergebnisse
Der Zu- und Ablauf des Bodenfilters wurde im Rahmen des Projektes zweimal, am 25.10 und
am 08.11.2004 auf mikrobielle Parameter untersucht. Wie schon im ersten Projekt, erfolgte die
Probenahme durch den Wupperverband. Anschließend wurden die Proben vom Hygiene-Institut
des Ruhrgebiets abgeholt und dort untersucht. Alle Proben wurden auf Gesamtkeimzahl bei 20
und 36°C, E. coli, Clostridium perfringens und Salmonellen untersucht. Im Zulauf finden sich
Gesamtkeimzahlen von 106 – 108/ml, wobei die Koloniezahl bei einer Bebrütungstemperatur
von 20 °C geringfügig höher liegt als bei 36 °C. Bei den Fäkalbakterien schwankt der Wert für
E. coli stark zwischen den beiden Proben (104/10 ml gegenüber 108/10 ml). Im Ablauf war für
E. coli eine Abnahme um zwei Zehnerpotenzen zu verzeichnen. Bei der Gesamtkoloniezahl wie
auch bei C. perfringens finden sich im Ablauf um eine Zehnerpotenz gegenüber dem Zulauf
reduzierte Keimzahlen. Salmonellen wurden keine gefunden. Diese Ergebnisse decken sich in
ihrer Größenordnung und Schwankungsbreite mit den Ergebnissen aus den Jahren 2001/2002.
5.3 Betriebsergebnisse Wirbelabscheider
Im Mai 2004 wurde im Rahmen der Umbaumaßnahmen an der Filtersackanlage ein Wirbelabscheider
zur besseren Trennung der Fäkalien vom Spülwasser eingebaut (siehe Punkt
4.4.1). Die Abscheideleistung des neu installierten Separators wurde zwischen Juni und August
2004 getestet. Folgende Fragestellungen sollten beantwortet werden:
Wieviel Wasser wird abgeschieden?
Wieviel Wasser gelangt mit den Feststoffen in den Filtersack?
Welche Qualität hat das abgeschiedene Wasser?
Hierzu wurde die abgeschiedene Wasserphase in einem 60 Liter Fass gesammelt und als 24-
Stunden Mischprobe analysiert. Eine weitere Probe wurde zum Vergleich am Ablauf des Filtersackes
gezogen. Aus beiden Proben wurde der Feststoffgehalt sowie die Konzentration an
CSB, Stickstoff und Phosphor bestimmt.
In einer ersten Messphase im Juni 2004 ist das Probenahmegefäß am Ablauf des Separators in
24 Stunden mehrfach übergelaufen. Die ankommende Wassermenge belief sich auf über 55
Liter pro Tag. Dies erschien aufgrund der geringen Nutzung der Lambertsmühle und der kleinen
Einwohnerzahl im Hause hoch. Es zeigte sich, dass diese Wassermenge durch verschiedene
Maßnahmen zu verringern war. Erstens wurde die Braunwasserleitung mit Kondenswasser
eines veralteten Heizgerätes beaufschlagt, welches ausgetauscht wurde und zweitens konnte
die Spülwassermenge der Toiletten noch verringert werden.
Ein weiteres während der ersten Messphase auftretendes Problem war die unzureichende Fest-
Flüssig-Trennung. In der Wasserphase am Ablauf des Separators und damit im Zulauf zum
bewachsenen Bodenfilter befand sich noch zuviel Feststoff. Diese Tatsache machte als dritte
Maßnahme eine neue Ausrichtung des Separators zur Erlangung eines geringeren Gefälles
notwendig.
In einer zweiten Messphase im August 2004 konnten Probenahme und Analytik des abgeschiedenen
Wassers durchgeführt werden.
Bei der Auswertung wurde angenommen, dass das die Summe des aus dem Separator und
dem Filtersack ausgetretenen Wassers 100% des über die Toilettenspülung eingetragenen
Wassers beträgt. Verdunstung und Wasserverbleib im Filtersack wurden vernachlässigt.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 17
5.3.1 Ergebnisse
Die Wassermenge, die in der zweiten Messphase täglich aus dem Ablauf des Wirbelabscheiders
und dem Ablauf des Filtersackes entnommen wurde betrug im Mittel 55 Liter. Davon
gelangten 98% in die Anlage und nur ein Rest von rund 2% konnte am Ablauf des Filtersackes
gesammelt werden. Mit der Einschränkung, dass eine gewisse Wassermenge mit den Feststoffen
im Filter verbleibt, ist die Trennwirkung des Separators dennoch sehr gut.
Die Analysenergebnisse der beiden untersuchten Teilströme sind in Tab. 2 zusammengefasst.
Im Ablauf des Filtersackes finden sich aus den Fäkalien stammende gelöste Nährstoffe, vor
allem Phosphor, sowie CSB. Die Feststoffkonzentration ist am Ablauf des Filterkorbes
erwartungsgemäß gering. Am Ablauf des Abscheiders zeigt sich, dass eine komplette
Abtrennung der Feststoffe nicht möglich ist. Ein Teil bleibt in der Wasserphase, dieser ist mit
meist unter 1g/L aber als gering einzustufen.
Tab. 2: Analysenergebnisse der Teilströme „Ablauf Wirbelabscheider“ und „Ablauf Filtersack“
Ablauf Filtersack CSB
mg/l
AFS
mg/l
NH4-N
mg/l
Pges
mg/l
ortho-P
mg/l
NO3-N
mg/l
NO2-N
mg/l
Nanorg
mg/l
Mittelwert Phase II 1052 163 5.7 36 29 8.1 0.2 14.0
17.08.04 1104 178 3.1 37 34 7.0 0.2 10.2
18.08.04 967 128 6.8 36 31 8.0 0.2 15.0
19.08.04 885 114 5.0 36 26 8.6 0.3 14.0
20.08.04 1250 230 7.8 36 26 8.9 0.2 16.8
Ablauf Abscheider CSB AFS NH4-N Pges ortho-P NO3-N NO2-N Nanorg
mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l mg/l
Mittelwert Phase II 1784 848 26.0 14 10 2.3 1.1 29.0
17.08.04 871 438 11 13 2.1 2.2
18.08.04 1651 680 16.9 14 8 2.8 1.8 21.6
19.08.04 1313 652 30.7 14 8 2.1 0.1 33.0
20.08.04 3302 1620 30.3 19 10 2.3 0.0 32.6

Sanitärtechnik und Bodenfilter 18
6 Risikoabschätzung
Die Risikobewertung umfasst die technischen Anlagen des Sanitärkonzepts in der Lambertsmühle.
Der Betrachtungsrahmen beschränkt sich auf die Installationen vor Ort, d.h. die Sanitärinstallationen
im Gebäude (Toiletten, Urinale, Rohrleitungen) und die Behandlungsanlage
außerhalb des Gebäudes (Gelbwasserspeicher, Wirbelabscheider, Filtersack- bzw. Filterkorbund
Pumpenanlage und bewachsener Bodenfilter).
Bei der Bewertung werden zwei Zustände unterschieden:
1. Betrieb
ordnungsgemäßer Betrieb der Anlagen durch Benutzer und Betreiber
2. Störung oder Versagensfall
teilweiser oder totaler Ausfall der Anlage oder von Anlagenteilen, z.B. Stromausfall,
Verstopfungen etc.
Es werden die Auswirkungen der beiden Zustände sowohl für den Benutzer als auch für den
Betreiber dargelegt. Die Beurteilung erfolgt dabei sowohl hinsichtlich der technischen Funktionalität
als auch hinsichtlich gesundheitlicher Auswirkungen oder Gefährdungen für Benutzer
und/oder Betreiber.
Als Benutzer wird der unkundige Benutzer bezeichnet, der nicht mit der Funktionsweise einer
solchen Anlage vertraut ist und ohne detaillierte Kenntnisse die Abwasseranlage benutzt. Als
Betreiber wird der für den Anlagenbetrieb Verantwortliche bezeichnet, dem auch die Wartung
obliegt.
Es wird zudem eine Wertung des jeweiligen Aspekts der Risikopotentialabschätzung vorgenommen.
Als Referenz dient eine konventionelle Kleinkläranlage, bestehend aus einer
Mehrkammerausfaulgrube und einem vertikal beschickten bewachsenen Bodenfilter.
6.1 Sanitärinstallationen im Gebäude
Bei der Betrachtung der Sanitäranlagen im Gebäude ist für den Betrieb hauptsächlich die
Ebene Benutzer zu betrachten, während bei Störungen der Betreiber relevant wird.

Sanitärtechnik & Bodenfilter 19
Tab. 3: Expositionswege und Risikoeinschätzung am Beispiel der Sanitäranlagen in der
Lambertsmühle
Anlagenteil / Tätigkeit
Zustand
Betrieb Störung
Exposition Risikopotential Wertung Erläuterung
Urin-separierende Toilette
Akzeptanz X Ablehnung durch
Benutzer
Reinigung der Toilette X Verwendung
von
Reinigungsmitteln
Verstopfung des Urinabflusses
bei Toilette mit
Beckentrennung:
Verstopfung des Urinabflusses
bei Toilette ohne
Beckentrennung:
Verstopfung des
Fäkalienabflusses
Entfernung der
Verstopfung
Verstopfung der
Braunwasserrohrleitung
X
X
Ggf.
Verstopfung
des Urinbeckens
mit
Fäkalien z. B.
durch Nutzung
von Kleinkinder
Abfluss in den
Fäkalienteil
X Ggf.
Überlaufen der
Toilette
X Ggf.
Chemikalien
(z.B. Säure)
X Ggf.
Überlaufen der
Toilette
Abhängig von
dem
verwendeten
Reinigungsmittel
und -gerät
Ggf. Kontakt mit
Krankheitserregern
für
Benutzer
möglich
Kein Risiko
Kontakt mit
Krankheitserrege
rn für Benutzer
möglich
In Abhängigkeit
von der
verwendeten
Chemikalie
Kontakt mit
Krankheitserregern
für Benutzer
möglich
- Ggf. werden
Sanitäranlagen
nicht genutzt,
hinderlich für die
Einführung des
Systems
Ο kein Unterschied
gegenüber
herkömmlicher
Spültoilette
-
Ο
Aufstau von Urin
im Urinbereich,
Reinigung des
Urinablauf
aufwendig
kein Aufstau von
Urin möglich, da
freier Abfluss in
den Fäkalienteil,
kein Unterschied
gegenüber
herkömmlicher
Spültoilette,
Ο kein Unterschied
gegenüber
herkömmlicher
Spültoilette
Ο kein Unterschied
gegenüber
herkömmlicher
Spültoilette
Ο kein Unterschied
gegenüber
herkömmlicher
Spültoilette
Stromausfall X Kein Risiko Ο keine stromabhängigen
Bauteile vorhanden

Sanitärtechnik & Bodenfilter 20
Anlagenteil / Tätigkeit
Wasserlose Urinale
Auffüllen der
Sperrflüssigkeit
Zustand
Betrieb Störung Exposition Risikopotential Wertung Erläuterung
X Hygienevorschriften
für
Wechsel
beachten
Wechsel des Siphons X Hygienevorschriften
für
Wechsel
beachten
Verstopfung des
Urinabflusses im Urinal
Verstopfung der
Gelbwasserrohrleitung
X Hygienevorschriften
für
Wechsel
beachten
X Ggf. Rückstau
im Urinal möglich
Kein Risiko für
Betreiber
Kein Risiko für
Betreiber
Kontakt mit
Krankheitserregern
evtl.
möglich
Kontakt mit
Krankheitserregern
evtl.
möglich
Ο
Ο
Ο kein
Unterschied
gegenüber
herkömmlichen
Urinalen
+ Verstopfungsgef
ahr scheint bei
schneller,
wasserloser
Ableitung
geringer als bei
Ableitung mit
Spülwasser
Stromausfall X Kein Risiko Ο keine stromabhängigen
Bauteile
vorhanden
Wertung gegenüber Referenz (herkömmliche Spültoilette):
+ besser als Referenz
Ο kein Unterschied gegenüber Referenz
- schlechter als Referenz

Sanitärtechnik & Bodenfilter 21
Die Urin separierenden Toiletten entsprechen in ihrem Benutzungsverhalten den konventionellen
Spültoiletten. Die Gefahr einer Verstopfung und des damit verbundenen Ausfalls der
Toilette entspricht einer herkömmlichen Spültoilette.
Bei der Beurteilung des Urinablaufs muss zwischen den verschiedenen Toilettentypen unterschieden
werden. Bei den schwedischen Toilettentypen mit der Trennung zwischen Urin- und
Fäkalienablauf hat ein Verstopfen des Urinablaufs den Überlauf des Beckenteils in den
Fäkalienteil und daraus zwingend eine Reinigung des Urinbeckens zur Folge. Bei dieser
Reinigung besteht natürlich die potentielle Exposition mit pathogenen Keimen und Viren, die in
den ausgeschiedenen Fäkalien – und im Krankheitsfalle auch im Urin - enthalten sind.
Bei der Toilette der Fa. Roediger hat ein Verstopfen der Urinleitung lediglich den Ausfall der
getrennten Urinableitung zu Folge. Der Urin fließt dann wie bei einer herkömmlichen Toilette
gemeinsam mit den Fäkalien ab. Hieraus ergibt sich nur eine Auswirkung auf technischer
Ebene (eine Urintrennung findet nicht mehr statt), die Benutzungsmöglichkeit der Toilette ist
weiterhin gegeben.
Die unter der Rubrik Störung genannten Aspekte wirken nur auf den Betreiber. Hier sind die
wichtigsten Punkte potentielle Verstopfungen und deren Beseitigung. Diese Punkte sind in ihrer
Auswirkung dem System einer konventionellen Spültoilette bzw. eines wassergespülten Urinals
gleichzusetzen.
Nach dem derzeitigen Kenntnisstand ist der separierenden Toilette der Fa. Roediger der
Vorzug gegenüber den anderen Modellen zu geben, auch wenn bei Ersterer noch
Optimierungspotenzial besteht.
6.2 Abwasserbehandlung
Generell ist der Betreiber auf die hygienischen Risiken bei Arbeiten an der Abwasseranlage
hinzuweisen, in der Regel wird der Betreiber dieses ja nicht selber übernehmen, sondern an
fachkundiges Personal übergeben. Im Fall der Lambertsmühle wird die Wartung an der
Abwasserbehandlungsanlage durch den Wupperverband durchgeführt.
Nach dem Umbau in der zweiten Projektphase ist die Konstruktion der Feststoffabscheidung so
gewählt worden, dass ein Einsteigen in die Abwasseranlage nur noch bei Störungen oder bei
Wartungen durch eine Fachfirma erforderlich ist. Der Wechsel des Filterbehälters (Sack bzw.
gelochter Korb) erfolgt durch Verschieben des Laufwagens, ein Austausch ist ebenfalls von
oben möglich. Bei sachgemäßer Handhabung besteht kein Kontakt mit den gesammelten Feststoffen.
Der einzig verbleibende Risikofaktor ist die Handhabung und der Transport des Filtersacks bzw.
Filterkorbs nach Entnahme zur weiteren Behandlung. Hier besteht ein potentielles Risiko des
Kontakts mit Krankheitserregern, daher sind die üblichen Schutzmassnahmen bei dem Umgang
mit Abwasser zu beachten. Für die Handhabung sind daher Fachfirmen einzuschalten, die den
Umgang mit Abwasser gewohnt sind und ausreichende Fachkenntnis über Hygiene- und
Sicherheitsvorschriften haben. Gegenüber dem bei Absetz- und Ausfaulgruben üblichen
Entleeren durch Saugfahrzeuge ist das Volumen deutlich reduziert und beschränkt sich lediglich
auf die Feststoffe.
Es kann somit davon ausgegangen, dass bei bestimmungsgemäßem Betrieb bei den Sanitäranlagen
kein Unterschied gegenüber herkömmlicher Sanitärtechnik vorhanden ist. Die
Behandlungsanlagen weisen gegenüber herkömmlichen Anlagen bei bestimmungsgemäßem
Betrieb Vorteile auf, da die Nährstoffemissionen nach der Behandlung deutlich niedriger sind
als bei konventionellen Anlagen. Analog zu herkömmlichen Anlagen besteht bei
unsachgemäßem Betrieb ein potentielles Risiko für Benutzer und Betreiber.

Sanitärtechnik und Bodenfilter 22
Tab. 4: Expositionswege und Risikoeinschätzung am Beispiel der Abwasseranlagen in der
Lambertsmühle
Zustand
Anlagenteil / Tätigkeit Betrie
b
Gelbwassersammlung
Stromausfall X stromunabhängig
Störung Exposition Risikopotential Wertung Erläuterung
Kein Risiko Ο Keine stromabhängigen
Bauteile
vorhanden
Öffnen des Behälters X Kein Risiko Ο
Füllstandskontrolle X Überlaufen
des
Behälters
Entleerung X Tropfverluste
am Schlauch
und
Entleerungss
tutzen
Feststofftrennung und –sammlung
Filterbehälterwechsel X Wechsel des
Filters durch
Verschieben
des
Rollwagens
Filterbehälterentnahme X Entnahme
des Filters
aus dem
Schachtbauwerk
Filterbehälteraustausch X Wie Filterbehälterentnahme
Entleerung Filterbehälter
X Entnahme
der
Feststoffe
aus dem
Filterbehälter
Nährstoffeintrag in
Boden und
Grundwasser sowie
Kontakt mit
Krankheitserregern
möglich
Ggf. geringer
Nährstoffeintrag in die
belebte Bodenzone,
Kontakt mit
Krankheitserregern
möglich
- Nur bei
fehlender oder
nicht fachgerechterWartung/Kontrolle
relevant
Ο Wie bei
konventioneller
Entnahme, bei
fachgerechter
Entleerung
unproblematisch
Kein Risiko Ο Kein Kontakt
mit Filter/Reststoffen
Kontakt mit Feststoffen
(Krankheitserregern)
Kontakt mit Feststoffen
(Krankheitserregern)
Kontakt mit Feststoffen
(Krankheitserregern)
+ Im Gegensatz
zum Inhalt
Mehrkammergrube
relativ
einfache
Entnahme der
Feststoffe
+ relativ einfacher
Austausch
- Entleerung
zwecks
Kompostierung
z. Z. nur
händisch bzw.
manuell
möglich

Sanitärtechnik und Bodenfilter 23
Anlagenteil / Tätigkeit
Zustand
Betrieb Störung Exposition Risikopotential Wertung Erläuterung
Gesamte Filteranlage X X Geruchs-
und
Gasbildung
(z.B.: CH 4,
H 2S)
Verstopfung
Wirbelabscheider
X Reinigung
des
Wirbelabscheiders
Stromausfall X Notüberlauf
in bewachsenen
Bodenfilter
Pflanzenkläranlagen / bewachsener Bodenfilter
Mahd des Schilfs X Kein Kontakt
mit
Abwasser
Giftstoß im Abwasser
bzw. Zufluss
Pflanzenkläranlage
X Kurzzeitige
Schädigung
der Biologie
Stromausfall X Siehe
Stromausfall
Feststofftrennung
Durch aerobe
Bedingungen deutlich
niedriger als bei
Absetzanlagen
Kontakt mit Feststoffen
(Krankheitserregern)
Unzureichende
Reinigungsleistung,
Eintrag in Gewässer
(CSB, BSB 5)
+ Gasbildungspotential
signifikant
niederiger als
bei
Mehrkammergrube
Ο Nur bei
fehlender oder
nicht fachgerechterWartung/Kontrolle
relevant
+ Aufgrund
Urinseparation
erheblich geringere
N-
Emissionen
Kein Risiko Ο Wie
konventionell
Unzureichende
Reinigungsleistung,
erhöhter
Nährstoffeintrag ins
Gewässer (CSB,
BSB 5)
Siehe Stromausfall
Feststofftrennung
Wertung gegenüber Referenz (herkömmliche Behandlung in Mehrkammergrube und bewachsenem Bodenfilter):
+ besser als Referenz
Ο kein Unterschied gegenüber Referenz
- schlechter als Referenz
+ Aufgrund
Urinseparation
erheblich geringere
N-
Emissionen
+ Aufgrund
Urinseparation
erheblich geringere
N-
Emissionen

Sanitärtechnik und Bodenfilter 24
7 Zusammenfassung
Die Umbauten an der Feststoffabtrennung durch den Einbau eines Wirbelabscheiders zur
Grobstoffentfernung und die Modifikation des Filterbehälters haben zu einer deutlichen Verbesserung
der Feststoffsammlung und Entwässerung geführt.
Die Handhabung der Anlage wurde optimiert und ist für den Betreiber, bzw. für die von ihm
beauftragte Fachfirma zu Wartung der Anlage, deutlich verbessert worden. Die Feststoffe
können nach Sammlung in dem Filterbehälter und einer Entwässerung einfacher mit dem
Filterbehälter entnommen werden und einer weiteren Lagerung zur Hygienisierung zugeführt
werden.
Die Reinigungsleistung des bewachsenen Bodenfilters ist zufrieden stellend und die geforderten
Ablaufwerte können ohne Probleme eingehalten werden. Deutlich sind die gegenüber
konventionellen Anlagen erheblich niedrigeren Stickstoffablaufkonzentrationen, die auf die Urinseparation
und eine weitgehende Stickstoffelimination des Reststickstoffs in dem bewachsenen
Bodenfilter zurückzuführen ist. Der anfänglich gute Phosphorrückhalt des bewachsenen
Bodenfilters verringert sich nach ca. zwei Jahren Betriebszeit, da die
Phosphorrückhaltekapazität des verwendeten Bodenfiltermaterials erschöpft ist.
Ein Versuch einer Risikoabschätzung für die installierte Sanitärtechnik im Haus zeigt als
wichtigsten Faktor die von dem Benutzer ausgehende Akzeptanz einer veränderten
Sanitärtechnik. Für die Behandlungsanlagen ist gegenüber einer konventionellen
Hauskläranlage mit Mehrkammergrube und bewachsenem Bodenfilter für das gesamte
Schmutzwasser von einem geringeren Risikopotential auszugehen, da die Geruchs- und
Gasbildung erheblich niedriger einzuschätzen ist und im Falle eines Versagens bzw.
Teilausfalls der Anlage nur in geringem Masse Stickstoff in das Gewässer emittiert wird.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 25
Aufbau und Einsatz einer problemorientierten
Analytik mit dem Ziel eines Monitorings ausgewählter
Pharmaka in Böden und Urin
Andrea Butzen, Dr. Friedrich Werres, Dr. Peter Balsaa
IWW Rheinisch-Westfälisches Institut für Wasserforschung gemeinnützige GmbH
Institut an der Universität Duisburg-Essen, Moritzstraße 26, 45476 Mülheim an der Ruhr
Telefon: 0208-40303-0
Korrespondenz: f.werres@iww-online.de
1 Einleitung
In Deutschland sind im Human- und Veterinärbereich derzeit über 2900 unterschiedliche
Arzneimittelinhaltsstoffe zugelassen [1]. Die jährlich verordneten Arzneimittelmengen können in
Einzelfällen Spitzenwerte von über 100 t erreichen. Da Humanpharmaka teilweise bis zu 50 %
unverändert bzw. metabolisiert über den Urin ausgeschieden werden, ist mit einem Auftreten
der Wirkstoffe im häuslichen Abwasser zu rechnen. Die Wirkstoffe besonders häufig verschriebener
Arzneimittel werden daher in kommunalen Abwässern regelmäßig in erhöhten
Konzentrationen nachgewiesen [2 bis 7]. Bei der im Projekt angedachten Rückführung
einzelner Abwasserteilströme in den Ökokreislauf, insbesondere vor dem Hintergrund einer
landwirtschaftlichen Nutzung des Gelbwassers als Düngemittel, ist vorgesehen, den Verbleib
und die Konzentration ausgewählter Arzneimittelwirkstoffe in Urin und Boden zu überwachen,
da ein Eintrag über den Boden in den Grundwasserleiter nicht auszuschließen ist.
2 Zielsetzung
Im Rahmen des Projektes wurde unter Einsatz leistungsstarker chromatographischer und
spektroskopischer Systeme das Ziel verfolgt, empfindliche Analysenverfahren für die Bestimmung
ausgewählter Arzneimittelwirkstoffe in Sickerwasser, Urin und Boden zu entwickeln und
nach ihrer Validierung projektbezogen einzusetzen. Durch eine Weiterentwicklung bekannter
Verfahren der Probenvorbereitung sollte in Kombination mit neu zu erarbeitenden Techniken
ein rascher und präziser Nachweis dieser Wirkstoffe auch in schwieriger Matrix ermöglicht
werden. Die Auswahl der in diesem Projekt zu untersuchenden Wirkstoffe erfolgte aufgrund
einer Literaturrecherche sowie den Ergebnissen zahlreicher eigener Untersuchungen von
Abwässern und Urin.
3 Stoffauswahl
Arzneimittelrückstände einschließlich Antibiotika lassen sich naturgemäß im Abwasser und Urin
nachweisen. Die „Rote Liste“, die über 90 % der in Deutschland zugelassenen Arzneimittel
aufführt, enthält allein mehr als 8000 Präparateintragungen [1]. Einige Wirkstoffe werden jedoch
in der Humanmedizin relativ häufig und meist über einen längeren Zeitraum hinweg eingesetzt.
Daher werden Rückstände und Metaboliten dieser pharmazeutischen Stoffe in kommunalen
Abwässern regelmäßig in hohen Konzentrationen nachgewiesen [2 bis 7]. Hierbei handelt es
sich insbesondere um Lipidsenker, Schmerz- und Rheumamittel. Literaturrecherchen und
eigene Untersuchungen von Oberflächenwässern, Kläranlagenabläufen und Urinproben
zeigten, dass sowohl Antirheumatika wie Ibuprofen, Diclofenac und Fenoprofen als auch das
Antiepileptikum Carbamazepin relativ häufig nachgewiesen werden. Ebenfalls nachgewiesen
wurde der Lipidsenker Bezafibrat sowie die Clofibrinsäure, ein Metabolit der drei Lipidsenker

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 26
Clofibrat, Etofibrat und Etofyllinfibrat. In den letzten Jahren wurde vermehrt von Befunden
antimikrobiell wirksamer Substanzen (Antibiotika) in der aquatischen Umwelt berichtet [2, 4, 8,
9]. In Baden-Württemberg konnten beispielsweise drei Sulfonamide (Sulfamethoxazol,
Sulfadiazin und Sulfamethazin) in einigen Grundwässern nachgewiesen werden [2, 8, 9]. Aufgrund
dieser und vergleichbarer Befunde wird der Einfluss des Antibiotikaeintrags auf die Zunahme
antibiotikaresistenter Bakterien im Oberflächenwasser diskutiert [10]. Im Rahmen des
Projekts wurde es daher als wichtig erachtet, die Stoffgruppe der Antibiotika einzubeziehen.
Tabelle 1 gibt einen Überblick über die in diesem Projekt ausgewählten Wirkstoffe und deren
humantherapeutischen Einsatz.
Tab. 1: Auflistung der in diesem Projekt ausgewählten Arzneimittelwirkstoffe.
Wirkstoffbezeichnung humantherapeutischer Einsatz CAS-Nummer Summenformel Molmasse
[g/mol]
Carbamazepin Antiepileptikum 298-46-4 C15H12N2O 236,3
Clofibrinsäure Metabolit der Lipidsenker Clofibrat,
Etofibrat und Etofyllinfibrat
882-09-7 C10H11ClO3 214,6
Bezafibrat Lipidsenker 41859-67-0 C19H20ClNO 4 361,8
Fenoprofen nichtsteroidales Antirheumatikum 53746-45-5 C30H26O6Ca 522,6
Diclofenac nichtsteroidales Antirheumatikum 15307-79-6 C14H10Cl2NO2Na 318,1
Ibuprofen nichtsteroidales Antirheumatikum 15687-27-1 C13H18O2 206,3
Tetracyclin Antibiotikum 60-54-8 C22H24N2O8 444,4
Sulfamethazin Antibiotikum 1981-58-4 C12H13N4NaO 2S 300,3
Sulfadiazin Antibiotikum 68-35-9 C10H10N4O2S 250,3
Sulfamethoxazol Antibiotikum 723-46-6 C10H11N3O3S 253,3
4 Analytik
4.1 HPLC-MS (Hochleistungsflüssigchromatographie-Massenspektrometrie)
HPLC (Hochleistungsflüssigchromatographie). Die HPLC ist eine analytische Trennmethode,
die eine Trennung sehr ähnlicher Verbindungen aus komplexen Gemischen ermöglicht. Die
Trennung der gelösten Analyten findet zwischen einer festen stationären Phase und einer
flüssigen mobilen Phase statt. Zur Detektion der untersuchten Stoffe stehen eine Vielzahl von
Detektoren zur Verfügung. Neben UV-Absorptions- und Fluoreszenzdetektoren wird auch die
Massenspektrometrie zur Detektion genutzt. Die HPLC wird heute neben der Gaschromatographie
von nahezu allen Umweltlaboratorien schwerpunktsmäßig im Bereich der Spurenanalytik
anthropogener organischer Kontaminanten eingesetzt.
MS (Massenspektrometrie). In der Massenspektrometrie werden die zu analysierenden Komponenten
mittels eines Interfaces in ionisierte Moleküle überführt und an Hand ihres
Masse/Ladungsverhältnisses (m/z) unter Hochvakuum detektiert. Wird das MS im Rahmen der
Spurenanalytik als Detektor eines chromatographischen Systems verwendet, so wird der
Ausgang der chromatographischen Säule in den Einlass des Massenspektrometers geleitet.
Durch den Einsatz von Ionisationsquellen, die unter Atmosphärendruck arbeiten, werden die im
Lösungsmittel gelösten Analyten ionisiert, aufgrund ihrer Ladung vom Laufmittel getrennt und in
den Massenanalysator geleitet. Ein wichtiger Vorteil der Kopplung einer HPLC-Anlage mit
einem Massenspektrometer als Detektor im Vergleich zu einem Photodiodenarray-Detektor
(PDA) ist die Absicherung der Analytik auch bei koeluierenden Stoffen. Weitere Vorteile in Ver-

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 27
bindung mit der MS/MS-Technik sind, neben einer Verbesserung der Nachweissicherheit, die
Ausblendung störender Matrixeinflüsse. Dies führt zu einer Steigerung der Analysenempfindlichkeit.
4.2 Methodenentwicklung
4.2.1 Chemikalien
• Acetonitril, Methanol, HPLC-Wasser „HPLC-grade“, Promochem (Wesel, Deutschland)
• Aceton „zur Rückstandsanalytik“, Promochem (Wesel, Deutschland)
• Salzsäure, Essigsäure, Ameisensäure, Ethylacetat, Natriumsulfat (wasserfrei), Citronensäure,
Dinatriumhydrogenphosphat-Monohydrat, Kaliumchlorid „zur Rückstandsanalytik“,
Merck (Darmstadt, Deutschland)
• Carbamazepin, Clofibrinsäure, Bezafibrat, Fenoprofen (Ca-Salz), Diclofenac (Na-Salz),
Ibuprofen, Tetracyclin, Sulfamethazin (Na-Salz), Sulfadiazin, Sulfamethoxazol, alle mit
einer Reinheit > 95 %, Sigma-Aldrich (Steinheim, Deutschland)
• Seesand „zur Rückstandsanalytik“, Merck (Darmstadt, Deutschland)
• Natürlicher Zeolith ‚Clinoptiolit‘ (Bulgarien)
• Modellwasser (über Aktivkohle gefiltertes Mülheimer Trinkwasser)
4.2.2 Modellböden
Meckenheimer Krume: Parabraunerde aus Löß (0 - 30 cm)
Burscheider Krume: Parabraunerde aus schluffigem Lehm
Uedorfer Krume: sandiger Ton
Versuchsgut Wiesengut: Braunauenboden aus der Hochflutebene
4.2.3 Pufferlösungen
Zur Durchführung der Analytik wurden folgende Pufferlösungen benötigt:
• HCl/KCl-Puffer
Lösung A: Kaliumchloridlösung, c = 0,2 mol/l
Lösung B: HCl-Lösung, c = 0,2 mol/l
25 ml A + 6,5 ml B → pH 2,0
• McIlvaine-Puffer
Lösung A: Citronensäurelösung, c = 0,1 mol/l
Lösung B: Dinatriumhydrogenphosphat-Monohydratlösung, c = 0,2 mol/l
43 ml A + 57 ml B → pH 5,5
• Citrat-Puffer
Lösung A: Natriumcitratlösung, c = 0,1 mol/l
Lösung B: NaOH-Lösung, c = 0,1 mol/l
82,2 ml A + 17,8 ml B → pH 2,0
4.2.4 Material und Geräte
• Festphasen-Kartusche Isolute ENV+, Separtis GmbH (Grenzach-Wyhlen, Deutschland)
• HPLC-Säule (150 x 2,1 mm, 3 µm), Discovery HS C18, Supelco (Taufkirchen, Deutschland)
• HPLC-Säule (250 x 3,0 mm, 5 µm), Nucleosil C18 HD, Macherey-Nagel (Düren, Deutschland)
• HPLC-MS-System bestehend aus HPLC-Pumpe (P4000) mit vorgeschaltetem Degaser

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 28
(SCM 1000), Autosampler (AS 3000), Säulenofen (Jet-Stream Plus), UV-Diodenarray
Detektor (UV 6000 LP) und nachgeschaltetem Ion-Trap Massenspektrometer (LCQ Duo),
Thermo (Dreieich, Deutschland)
• Rotationsverdampfer (VV 2000), Heidolph (Deutschland) mit Hochvakuumpumpe (PIZ
100), Saskia (Deutschland)
• Turbo Vap (LV Evaporator), Zymark (Deutschland)
• Schüttelmaschine, Gerhardt (Deutschland)
4.2.5 Probenaufarbeitung
Aufgrund unterschiedlicher chemischer Eigenschaften der Wirkstoffe mussten 3 verschiedene
HPLC-MS-Methoden entwickelt werden. In diesem Zusammenhang wurden die Wirkstoffe in
drei Stoffgruppen eingeteilt. Die Gruppe der Sulfonamide mit den Substanzen Sulfadiazin,
Sulfamethazin und Sulfamethoxazol, die Stoffgruppe der Pharmaka mit den Substanzen
Carbamazepin, Clofibrinsäure, Bezafibrat, Diclofenac, Fenoprofen und Ibuprofen und die
Gruppe Tetracyclin mit der Substanz Tetracyclin. Auch die drei in diesem Projekt zu bearbeitenden
Matrices (Wasser, Urin und Boden) verlangten unterschiedliche Aufarbeitungsschritte.
Dies führte zu einer Entwicklung von 9 unterschiedlichen Methoden. Im folgenden sind die einzelnen
Verfahren näher beschrieben.
Matrix Wasser. Die Bestimmung von Tetracyclin im Wasser wurde mittels HPLC-MS nach
Direktinjektion durchgeführt. Lediglich eine Glasfaserfiltration wurde zur Reinigung der Probe
vorgeschaltet. Die Bestimmung von Sulfonamiden im Wasser setzte eine Festphasen-
Extraktion voraus. Als Festphase wurde eine mit 200 mg Polystyroldivinylbenzol gefüllte SPE-
Kartusche der Firma Separtis (ENV+) verwendet. Zur Konditionierung des SPE-Materials
wurden 2 x 3 ml Methanol verwendet. 1 Liter der mit Salzsäure auf pH 3 angesäuerten
Wasserprobe wurde zur Anreicherung mit einem Fluss von 10 ml/min über die Kartusche
filtriert. Nach einer einstündigen Trocknung der Festphase im Luftstrom wurden die Wirkstoffe
mit 5 x 2 ml Methanol eluiert, und das Eluat im Turbo Vap der Firma Zymark im Stickstoffstrom
bis zur Trockene eingeengt. Der Rückstand wurde in 1 ml Acetonitril/Wasser (60/40; v/v) gelöst
und konnte anschließend mittels HPLC-MS vermessen werden. Um die Wirkstoffe der
Pharmaka-Gruppe in der Matrix Wasser zu analysieren war ebenfalls eine Anreicherung mittels
Festphasenextraktion erforderlich. Zur Konditionierung der SPE-Kartusche wurden
nacheinander 2 x 3 ml Aceton auf die Säule gegeben. Die mit Salzsäure auf pH 2 angesäuerte
Wasserprobe (1 Liter) wurde analog zur Aufarbeitung der Sulfonamide über die Kartusche
filtriert. Nach Trocknung im Luftstrom wurde mit 5 x 2 ml Aceton eluiert. Nach vollständiger
Entfernung des organischen Lösungsmittels wurde der Rückstand in 1 ml Methanol/Wasser
(65/35; v/v) aufgenommen und mittels HPLC-MS gemessen.
Matrix Urin. Der Wirkstoff Tetracyclin ließ sich in der Matrix Urin aufgrund der hinreichenden
Empfindlichkeit des verwendeten Analysenverfahrens für diesen Parameter ohne aufwendige
Probenvorbereitung direkt analysieren. Es war lediglich eine Verdünnung (1 ml Urinprobe mit
destilliertem Wasser auf 2 ml aufgefüllt) und anschließende Glasfaserfiltration notwendig. Für
die Bestimmung der Wirkstoffe der Gruppen Sulfonamide und Pharmaka in der Matrix Urin
musste eine Aufkonzentrierung mittels Flüssig/Flüssig-Extraktion als Probenaufarbeitung
herangezogen werden. Dazu wurden 20 ml der Urinprobe in einem 100 ml Schütteltrichter
vorgelegt. Zur Einstellung des pH-Werts wurde jedem Aliquot Urin 10 ml einer Pufferlösung
zugefügt (Stoffgruppe Sulfonamide: McIlvaine-Puffer; Stoffgruppe Pharmaka: HCl/KCl-Puffer).
Nach Zugabe von 80 ml Ethylacetat wurden die Proben 30 Minuten mit 150 Schütteleinheiten
min-1 geschüttelt. Die organische Phase wurde über Natriumsulfat (wasserfrei) getrocknet und
in einen 250 ml Rundkolben überführt. Dieser Vorgang wurde mit 20 ml Ethylacetat wiederholt.
Nach Vereinigung der beiden Extrakte wurde das Lösungsmittel am Rotationsverdampfer im
Wasserbad bei 40 °C bis auf ca. 1 ml eingeengt. Der Rückstand wurde mit Ethylacetat in ein
Reagenzglas mit Spitzboden überführt und anschließend im Stickstoffstrom bis zur Trockene
eingeengt. Die Sulfonamidwirkstoffe ließen sich in 1 ml Acetonitril/Wasser (60/40; v/v), die
Wirkstoffe der Pharmaka-Gruppe in 1 ml Methanol/Wasser (65/35; v/v) aufnehmen. Beide
Wirkstoffgruppen wurden anschließend separat mittels HPLC-MS analysiert.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 29
Matrix Boden. Zur Bestimmung der in diesem Projekt ausgewählten Wirkstoffe in der Matrix
Boden mussten die Proben mittels einer Fest/Flüssig-Extraktion aufgearbeitet werden. Der
Unterschied in der Aufarbeitung der einzelnen Stoffgruppen lag in der Wahl des pH-Wertes. Die
Wirkstoffe der Sulfonamid-Gruppe wurden bei einem pH-Wert von 5,5, die der Pharmaka-
Gruppe bei einem pH-Wert von 2 und Tetracyclin bei einem pH-Wert von 4,7 aufgearbeitet.
Dazu wurden 10 g einer Bodenprobe in eine 250 ml Steilbrustflasche eingewogen. Je nach
Stoffgruppe wurden 20 ml einer Pufferlösung [Sulfonamide → McIlwaine (pH 5,5); Pharmaka →
HCl/KCl-Puffer (pH 2); Tetracyclin → Citrat-Puffer (pH 4,7)] zugegeben. Danach wurden die
Proben jeweils 1 Stunde mit 100 ml Ethylacetat bei 180 Schütteleinheiten min -1 geschüttelt.
Nach vollständiger Trennung der zwei Phasen wurde die Ethylacetat-Phase jeweils über Natriumsulfat
getrocknet und mittels Dekantieren in einen 250 ml Rundkolben überführt. Danach
wurde ein zweites und drittes mal mit je 20 ml Ethylacetat geschüttelt. Die Extrakte wurden wie
oben beschrieben behandelt und anschließend mit dem ersten Extrakt vereinigt. Die vereinigte
organische Phase wurde dann am Rotationsverdampfer bei 40 °C bis auf 1 ml eingeengt, mit
Ethylacetat in ein Reagenzglas mit Spitzboden überführt und im Stickstoffstrom bis zur
Trockene eingedampft. Anschließend wurde mit 1 ml des geeigneten Lösungsmittel [Sulfonamide
→ Acetonitril/Wasser (60/40; v/v); Pharmaka → Methanol/Wasser (65/35; v/v); Tetracyclin
→ Acetonitril/Wasser (10/90; v/v)] aufgenommen und mittels HPLC-MS analysiert.
4.2.6 Chromatographie und Detektion
Chromatographische Bedingungen. Die drei Wirkstoffe der Sulfonamid-Gruppe wurden mit
der HPLC-Säule Nucleosil und einem Fluss von 0,4 ml/min chromatographiert. Als Laufmittel
diente ein mit 0,1 % Essigsäure angesäuertes Acetonitril/Wasser-Gemisch. Die Trennung
erfolgte isokratisch. Der Wirkstoff Tetracyclin wurde ebenfalls mit der Nucleosil-Säule
chromatographiert. Als Laufmittel wurde Acetonitril und Wasser mit jeweils 0,5 % Ameisensäure
verwendet. Hier wurde ein linear ansteigendes Gradientenprogramm gewählt. Die Chromatographie
der Wirkstoffe der Stoffgruppe Pharmaka wurde mit der HPLC-Säule Discovery und
einem Fluss von 0,2 ml/min durchgeführt. Als Laufmittel wurde Methanol und Wasser mit jeweils
0,1 % Essigsäure verwendet. Die chromatographischen Bedingungen sind in Abbildung 1
zusammengefasst dargestellt.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 30
Tetracyclin
HPLC-Säule: Nucleosil C18 HD; 250 x 3 mm, 5 µm
Säulentemperatur: 40 °C
Laufmittelfluss: 0,4 ml/min
Injektionsvolumen: 1000 µl (Wasser), 20 µl (Urin, Boden)
Laufmittel: A: Acetonitril + 0,5 % Ameisensäure
B: Wasser + 0,5 % Ameisensäure
Gradienten Programm: Zeit Laufmittel A Laufmittel B
0 min 10 % 90 %
10 min 60 % 40 %
15 min 60 % 40 %
16 min 10 % 90 %
21 min 10 % 90 %
Sulfonamide
HPLC-Säule: Nucleosil C18 HD; 250 x 3 mm, 5 µm
Säulentemperatur: 45 °C
Laufmittelfluss: 0,4 ml/min
Injektionsvolumen: 200 µl (Wasser), 20 µl (Urin, Boden)
Laufmittel: A: Acetonitril + 0,1 % Essigsäure
B: Wasser + 0,1 % Essigsäure
Gradienten Programm: nein isokratisch
A/B = 60/40 (v/v)
Pharmaka
HPLC-Säule: Discovery C18 HS; 150 x 2,1 mm, 3 µm
Säulentemperatur: 40 °C
Laufmittelfluss: 0,2 ml/min
Injektionsvolumen: 200 µl (Wasser), 20 µl (Urin, Boden)
Laufmittel: A: Methanol + 0,1 % Essigsäure
B: Wasser + 0,1 % Essigsäure
Gradienten Programm: Zeit Laufmittel A Laufmittel B
0 min '65 % 35 %
10 min '72 % 28 %
15 min 100 % '0 %
16 min 100 % '0 %
21 min '65 % 35 %
30 min '65 % 35 %
Abb. 1: Zusammenfassung der chromatographischen Bedingungen der in diesem Projekt untersuchten
Wirkstoffe.
Massenspektrometrische Bedingungen. Die Optimierung der massenspektrometrischen
Bedingungen erfolgte für jeden einzelnen Wirkstoff mittels „flow injection“ . Unter „flow injection“
versteht man die direkte Injektion der Bezugslösung eines Wirkstoffs in das Interface des
Massenspektrometers durch eine regelbare Spritzenpumpe. Die Konzentrationen der einzelnen
Bezugslösungen betrugen dabei jeweils 1 mg/l. Die Ionisation wurde sowohl in den Betriebsmodi
APCI (atmospheric pressure chemical ionisation) als auch ESI (electrospray ionisation)
durchgeführt. Die optimierten MS-Parameter sind in Tabelle 2 zusammengefasst.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 31
Tab. 2: Zusammenfassungen der massenspektrometrischen Bedingungen der untersuchten Wirkstoffe.
Wirkstoff Interface Modus vaporizer spray capillary sheath Precursor Kollisions- Fragment
temperature voltage voltage gas Ion Energie Ionen
[°C] [kV] [V] [units] [M+H] +
[%]
Carbamazepin ESI + ---- 5,5 31 20 237 40 194
Clofibrinsäure ESI - ---- 5 -37 20 213 45 85 / 127
Bezafibrat ESI - ---- 5 -37 20 360 40 274
Fenoprofen ESI - ---- 5 -37 20 241 40 197
Diclofenac ESI - ---- 5 -37 20 294 45 250
Ibuprofen ESI - ---- 5 -37 20 205 ---- ----
Tetracyclin ESI + ---- 6 13 25 445 30 410 / 427
Sulfadiazin APCI + 500 150 3 30 251 40 108 / 156 / 174
Sulfamethazin APCI + 500 150 3 30 279 40 124 / 204
Sulfamethoxazol APCI + 500 150 3 30 254 40 109 / 140 / 156
4.3 Methodenvalidierung und Bewertung
Im Rahmen der Methodenentwicklung wurden wichtige Verfahrenskenndaten wie die Bestimmungsgrenze,
Reproduzierbarkeit, Linearität und Wiederfindung ermittelt. In Tabelle 3 bis 5
sind diese Daten aufgelistet.
Tab. 3: Verfahrenskenndaten zur Analytik der ausgewählten Wirkstoffe in der Matrix Wasser.
Bestimmungsgrenze Reproduzierbarkeit Linearität Wiederfindung
Wirkstoff
(S/N = 6)
BG in µg/l
(n = 6; c = 1,0 µg/l)
SA in %
(0,02 bis 2,0 µg/l)
r
nach SPE
WDF in %
Tetracyclin 0,1 9,9 0,9919 ---
Sulfadiazin 0,1 13,0 0,9734 53
Sulfamethazin 0,02 6,0 0,9987 39
Sulfamethoxazol 0,1 9,0 0,9903 40
Carbamazepin 0,05 4,9 0,9969 67
Clofibrinsäure 0,05 7,1 0,9914 95
Bezafibrat 0,05 3,5 0,9972 97
Fenoprofen 0,05 4,3 0,9996 107
Diclofenac 0,05 2,9 0,9971 88
Ibuprofen 0,1 9,5 0,9958 109

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 32
Tab. 4: Verfahrenskenndaten zur Analytik der ausgewählten Wirkstoffe in der Matrix Urin.
Wirkstoff
Bestimmungsgrenze
(S/N = 6)
Reproduzierbarkeit
(n = 6; c = 50 µg/l)
Linearität
(5 bis 50 µg/l)
Wiederfindung
nach Fl/Fl-Extraktion
BG in µg/l SA in % r WDF in %
Tetracyclin 10,0 7,0 0,9976 ---
Sulfadiazin 10,0 3,0 0,9992 123
Sulfamethazin 5,0 4,6 0,9997 110
Sulfamethoxazol 8,0 10,3 0,9995 83
Carbamazepin 1,0 8,4 0,9898 52
Clofibrinsäure 2,0 9,4 0,9988 80
Bezafibrat 5,0 14,6 0,9862 49
Fenoprofen 5,0 11,6 0,9812 67
Diclofenac 1,0 14,4 0,9968 86
Ibuprofen 5,0 10,9 0,9988 95
Tab. 5: Verfahrenskenndaten zur Analytik der ausgewählten Wirkstoffe in der Matrix Boden.
Wirkstoff
Bestimmungsgrenze
(S/N = 6)
Reproduzierbarkeit
(n = 6; c = 1,0 mg/kg)
Linearität Wiederfindung
(0,1 bis 2,0 mg/kg) nach Fl/Fe-Extraktion
BG in mg/kg SA in % r WDF in %
Tetracyclin 0,5 19,8 0,9849 5
Sulfadiazin 2,0 14,8 0,9999 123
Sulfamethazin 2,0 11,2 0,9966 69
Sulfamethoxazol 2,0 7,1 0,9969 76
Carbamazepin 0,1 13,2 0,9819 42
Clofibrinsäure 0,05 8,6 0,9982 105
Bezafibrat 0,05 8,3 0,9984 82
Fenoprofen 0,2 8,9 0,9983 89
Diclofenac 0,05 6,8 0,9960 74
Ibuprofen 0,1 10,3 0,9984 89
Bestimmungsgrenze. Als Bestimmungsgrenze (BG) wird die Konzentration festgelegt, an dem
ein Analyt in einer Probe mit einer geforderten statistischen Sicherheit als Wert quantifiziert
werden kann. Für die Bestimmungsgrenze wurde ein Signal/Rausch-Verhältnis (S/R) von
mindestens 6:1 festgelegt. Wie aus Tabelle 3 bis 5 zu ersehen ist, liegen die ermittelten Bestimmungsgrenzen
in Wasser zwischen 0,02 und 0,14 µg/l. In Urin liegen sie, bedingt durch die
komplexe Matrix und den daraus resultierenden kleineren Anreicherungsfaktor, zum Teil deutlich
höher (1,0 bis 10,0 µg/l). Für die Matrix Boden konnten Bestimmungsgrenzen zwischen
0,05 und 0,5 mg/kg erhalten werden. Eine Ausnahme bilden die Sulfonamide. Für die Wirkstoffe
Sulfamethazin, Sulfadiazin sowie Sulfamethoxazol wurden Bestimmungsgrenzen von 2,0 mg/kg
ermittelt.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 33
Linearität. Zur Ermittlung der Linearität, wurde eine Kalibrierreihe erstellt. Sie gibt die
Abhängigkeit eines Messsignals von der Analytkonzentration wieder. Der Korrelationskoeffizient
(r) der Regressionsgeraden stellt die Linearität der Kalibrierreihe dar. Die ermittelten
Korrelationskoeffizienten aus 5-Punkt-Kalibrierungen, wie in den Tabellen 3 bis 5 zu sehen,
zeigen, dass eine lineare Abhängigkeit aller entwickelten Verfahren gegeben ist. Sie nehmen
bei Wasserproben Werte von r > 0,99 an. Eine Ausnahme bildet das Sulfadiazin mit 0,9734. In
den schwierigen Matrices Urin und Boden liegen die ermittelten Korrelationskoeffizienten aller
Wirkstoffe nur geringfügig niedriger.
Reproduzierbarkeit. Die Reproduzierbarkeit ist ein Maß für die Übereinstimmung der
Ergebnisse, wenn Proben wiederholt unter gleichen Bedingungen aufeinander folgend
gemessen werden. Dadurch ermittelt man die Präzision einer Methode. Als Kenngröße wird die
Standardabweichung in Prozent (SA in %; Variationskoeffizient) angegeben. Zur Ermittlung der
Reproduzierbarkeit der Analysenverfahren für Wasserproben wurden 6 Wiederholmessungen
bei einer Konzentration von 1,0 µg/l durchgeführt. Die Werte der einzelnen Arzneimittel liegen
zwischen 2,9 % und 9,9 %. Eine Ausnahme bildet Sulfadiazin mit 13 %. Die Reproduzierbarkeiten
der Verfahren für Urinproben wurden ebenfalls aus 6 Wiederholungsmessungen aber
bei einer Konzentration von 50 µg/l ermittelt. Die Werte liegen zwischen 3,0 % und 14,6 %. Die
ermittelten Standardabweichungen für die Bodenanalytik aus 6 Wiederholungsmessungen bei
1,0 mg/kg liegen zwischen 6,8 % und 14,8 %. Eine Ausnahme bildet der Wirkstoff Tetracyclin.
Hier liegt die Standardabweichung aufgrund der niedrigen Wiederfindung (5 %) naturgemäß
deutlich höher, und zwar bei 19,8 %.
Wiederfindung. Der Wert der Wiederfindung in Prozent ist die wiedergefundene Konzentration
dividiert durch die vorgegebene Konzentration multipliziert mit 100. Für die Probenaufarbeitung
der Matrix Wasser ergaben sich Wiederfindungen, die abhängig vom Wirkstoff zwischen 39 und
109 % lagen. Für die Urinaufarbeitung lagen die Werte zwischen 49 % und 123 %. Für die
Aufarbeitung der Bodenproben lagen die Werte zwischen 42 % und 123 %. Eine Ausnahme ist
der Wirkstoff Tetracyclin, hierfür konnte lediglich eine Wiederfindung von 5 % erreicht werden.
Die oben beschriebenen Verfahrenskenndaten zeigen, dass die entwickelten Analysenmethoden
eine hinreichend empfindliche Bestimmung der in diesem Projekt ausgewählten
Wirkstoffe in allen drei Matrices zulassen. Die Methoden zeichnen sich durch eine hohe
Verfahrensreproduzierbarkeit und einer guten linearen Abhängigkeit des Messsignals zur
Analytkonzentration aus. Aufgrund dieser Ergebnisse eigenen sich alle 9 Analysenverfahren für
den projektbezogenen Routinebetrieb.
5 Projektbegleitende Aufgaben
5.1 Aufgaben
Im Rahmen des Projekts wurde das Ziel verfolgt, insbesondere vor dem Hintergrund einer
landwirtschaftlichen Nutzung des Gelbwassers als Düngemittel, den Verbleib und die
Konzentrationen ausgewählter Arzneimittelwirkstoffe in Urin, Boden und Sickerwasser zu überwachen.
Im Folgenden sind die Aufgaben des IWW aufgelistet.
• Ermittlung der Abnahme der Wirkstoffkonzentration in der Matrix Urin während der
Lagerung bei drei unterschiedlichen pH-Werten
• Begleitende Analytik für den am Institut für Pflanzenernährung durchgeführten Versuch „
Mikrobieller Abbau im Boden“
• Begleitende Analytik für den am Institut für Pflanzenernährung durchgeführten
„Gewächshausversuch“
• Begleitende Analytik für den am Institut für Pflanzenernährung durchgeführten Versuch
„Urinreinigung mit Zeolithen zur Herstellung eines arzneimittelfreien Düngers“
• Begleitende Analytik für den an der Bauhaus Universität Weimar durchgeführten „Bodenfilterversuch“

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 34
5.2 Ansetzen der Dotierlösung
Zum Ansatz der unterschiedlichen Versuche wurden im Rahmen des Projektes verschiedene
Dotierlösungen benötigt, deren Herstellung nachfolgend beschrieben wird.
Versuch „Entwicklung der Stoffkonzentrationen im gelagerten Urin“. Für die Dotierung des
Urins mit einer Konzentration von 100 µg/l je Einzelwirkstoff wurde die in Tabelle 6
beschriebene Multikomponentenlösung angesetzt.
Tab. 6 : Ansatzschema zur Herstellung der Multikomponentenlösung für den Versuch „Eliminierung im
gelagerten Urin“.
Wirkstoff Einwaage Endvolumen Konzentration dotiertes Volumen Urin Endkonzentration
in Aceton Wirkstoff Volumen im Urin
[mg] [ml] [g/l] [ml] [l] [µg/l]
Carbamazepin 18,1 1,81 101
Clofibrinsäure 18,1 1,81 101
Bezafibrat 17,8 1,78 99
Fenoprofen 20,7* 1,81 101
Diclofenac 19,3** 1,75 97
Ibuprofen 18,4
10
1,84
2,5 45
102
Tetracyclin 20,1 1,91 106
Sulfadiazin 18,0 1,80 100
Sulfamethazin 19,6** 1,80 100
Sulfamethoxazol 18,2
1,82
101
*) Ca-Salz
**) Na-Salz
Versuch „Mikrobieller Abbau im Boden“. Für die Beschickung des Bodens mit Arzneimittelwirkstoffen
war eine Konzentration von 10 mg/kg je Einzelstoff geplant. Aufgrund ihrer
unzureichenden Löslichkeit in organischen Lösungsmitteln, war eine Dotierung mittels
Lösungsmittel nicht möglich. Daher wurde in Absprache mit dem IPE inerter Seesand mit den
ausgewählten Arzneimitteln versetzt und dieser als Intermedium zur Dotierung der Böden
verwendet. Um einen homogen mit Wirkstoffen versetzten Sand herzustellen, wurden die
benötigten Mengen Arzneimittelwirkstoffe zunächst in 700 ml Aceton gelöst. Die
Multikomponentenlösung wurde gleichmäßig auf 1 kg Sand verteilt und das Lösungsmittel
mittels Stickstoffstrom bis zur Trockene abgeblasen. Danach wurde der dotierte Sand 2
Stunden homogenisiert und anschließend in einen Behälter aus Polyethylen (PE) überführt. Die
genauen Angaben zur Konzentration der Einzelwirkstoffe sind in Tabelle 7 aufgelistet.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 35
Tab. 7: Ansatzschema zur Herstellung des dotierten Sandes für den Versuch „mikrobieller Abbau im
Boden“.
Wirkstoff Einwaage Endvolumen Konzentration dotiertes Masse Sand Endkonzentration
in Aceton Volumen im Sand
[g] [ml] [g/l] [ml] [kg] [mg/kg]
Carbamazepin 1,001 1,43 1001
Clofibrinsäure 1,000 1,43 1000
Bezafibrat 1,001 1,43 1001
Fenoprofen 1,080* 1,34 940
Diclofenac
Ibuprofen
1,081**
1,005
700
1,43
1,44
700 1
1005
1005
Tetracyclin 1,149 1,56 1092
Sulfadiazin 1,002 1,43 1002
Sulfamethazin 1,083** 1,42 996
Sulfamethoxazol 1,003
1,43
1003
*)Ca-Salz
**) Na-Salz
Versuch „Gewächshausversuch“. Für die Dotierung des Bodens waren je Einzelstoff Konzentrationen
von 5 mg/kg (bzw. 10 mg/kg für die Sulfonamide) vorgesehen. Hierzu wurde dem
IPE die folgende, in Tabelle 8 aufgeführte Lösung zur Verfügung gestellt.
* )

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 36
Tab.8: Ansatzschema für die Herstellung der Dotierlösung für den „Gewächshausversuch“.
Wirkstoff Einwaage Endvolumen Konzentration dotiertes Masse Boden Endkonzentration
in Aceton/H2O (30/70;v/v)
Volumen im Boden
[mg] [ml] [g/l] [ml] [kg] [mg/kg]
Carbamazepin 303,6 1,21 5,04
Clofibrinsäure 302,9 1,21 5,04
Bezafibrat 312,1 1,25 5,21
Fenoprofen 346,4* 1,28 5,33
Diclofenac
Ibuprofen
324,0**
309,0
250
1,20
1,24
25 6
5,00
5,17
Tetracyclin 307,0 1,23 5,13
Sulfadiazin 606,9 2,43 10,10
Sulfamethazin 611,0** 2,26 9,42
Sulfamethoxazol 602,4
2,41
10,04
*) Ca-Salz
**) Na-Salz
Versuch „Urinreinigung mit Zeolithen“. Um die Untersuchungen zum Sorptionsverhalten
durchzuführen wurde dem IPE die in Tabelle 9 beschriebene Dotierlösung zur Verfügung
gestellt.
Tab. 9: Ansatzschema zur Herstellung der Dotierlösung für den „Zeolithversuch“.
Wirkstoff Einwaage Endvolumen Konzentration dotiertes Volumen Urin Endkonzentration
in Aceton Volumen im Urin
[mg] [ml] [mg/l] [ml] [l] [µg/l]
Carbamazepin 2,1 210 210
Clofibrinsäure 2,0 200 200
Bezafibrat 2,0 200 200
Fenoprofen 2,2* 191 191
Diclofenac 2,2** 205 205
Ibuprofen 2,0
20
200
1 1
200
Tetracyclin 4,6 437 437
Sulfadiazin 4,0 400 400
Sulfamethazin 4,4** 405 405
Sulfamethoxazol 3,9
390
390
*) Ca-Salz
**) Na-Salz

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 37
Versuch „Bodenfilter“. Die Beschickung der Säulen mit den in diesem Projekt ausgewählten
Wirkstoffen wurde, wie im Versuch „Mikrobieller Abbau im Boden“ beschrieben, mittels
dotiertem Sand durchgeführt. Der dotierte Sand wurde unmittelbar nach Ansatz der BUW
zugeschickt. Tabelle 10 zeigt die zugehörigen Ansatzdaten.
Tab. 10: Ansatzschema für die Herstellung des dotierten Sandes für den Versuch „Bodenfilter.“
Wirkstoff Einwaage Endvolumen Konzentration dotiertes Masse Sand Endkonzentration
in Aceton Volumen im Sand
[g] [ml] [g/l] [ml] [kg] [mg/kg]
Carbamazepin 1,001 1,43 1001
Clofibrinsäure 1,000 1,43 1000
Bezafibrat 1,001 1,43 1001
Fenoprofen 1,080* 1,34 940
Diclofenac 1,081** 1,43 1005
Ibuprofen 1,005
700
1,44
700 1
1005
Tetracyclin 1,149 1,56 1092
Sulfadiazin 1,002 1,43 1002
Sulfamethazin 1,083** 1,42 996
Sulfamethoxazol 1,003
1,43
1003
*) Ca-Salz
**) Na-Salz
6 Ergebnisse der projektbegleitenden Analytik
6.1 Untersuchungen zur Abnahme der Wirkstoffkonzentration
in gelagertem Urin
Aufbauend auf die im Projekt „Lambertsmühle I“ ermittelten Daten, sollten weitere Versuche die
Möglichkeiten der Reduktion einzelner Arzneimittelwirkstoffe im Urin durch Lagerung bei
unterschiedlichen pH-Werten aufzeigen. Die Dauer des Lagerungsversuchs wurde auf 11
Monaten festgelegt. Zur Durchführung wurden im Oktober 2003 50 Liter Urin aus dem
Gelbwasserspeicher der Lambertsmühle in Burscheid entnommen. Der Urin wurde mit den zu
untersuchenden Arzneimitteln dotiert, wobei die Konzentration 100 µg/l je Einzelstoff betrug; der
pH-Wert lag bei 9,08. Nach Dotierung und Durchmischung wurden 6 Glasflaschen mit je 2 Liter
Urin befüllt. Anschließend wurde ein pH-Wert von 4 durch Zugabe von 155 ml konz. Schwefelsäure
eingestellt. Wiederum wurden 6 Flaschen zu je 2 Liter abgefüllt. Zuletzt wurde ein pH-
Wert von 2 durch die weitere Zugabe von 22 ml konz. Schwefelsäure eingestellt und der angesäuerte
Urin wie oben beschrieben abgefüllt. Die Lagerung erfolgte lichtgeschützt bei 14°C. Im
Turnus von 2 Wochen wurde der pH-Wert überprüft. Die gemessenen pH-Werte blieben in allen
18 Proben über den gesamten Messzeitraum von 11 Monaten stabil. In regelmäßigen Abständen
von zwei Monaten erfolgte eine Beprobung. Die entnommenen Urinproben wurden in
der Regel sofort vermessen. In einzelnen Fällen wurden sie bis zur Messung bei -18 °C eingefroren.
In den Abbildungen 2 bis 4 sind die Versuchsergebnisse graphisch dargestellt.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 38
WDF [%]
100
80
60
40
20
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Zeit [Monat]
Abb. 2: Wiederfindung der ausgewählten Wirkstoffe in gelagertem Urin bei pH 2.
WDF [%]
100
80
60
40
20
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Zeit [Monat]
Abb 3: Wiederfindung der ausgewählten Wirkstoffe in gelagertem Urin bei pH 4.
weitere Wirkstoffe
Sulfamethazin
Sulfamethoxazol
Tetracyclin
Diclofenac
Bezafibrat
weitere Wirkstoffe
Tetracyclin

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 39
WDF [%]
100
80
60
40
20
0
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
Zeit [Monat]
Abb. 4: Wiederfindung der ausgewählten Wirkstoffe in gelagertem Urin bei pH 9.
weitere Wirkstoffe
Fenoprofen Ibuprofen
Carbamazepin
Sulfamethoxazol
Tetracyclin
Wie der Vergleich der Abbildungen 2 bis 4 zeigt, war die Lagerung bei pH 2 hinsichtlich des
Abbaus einzelner Wirkstoffe am effektivsten. Der Wirkstoff Tetracyclin hatte sich bereits nach 2
Monaten auf 20 % der Ausgangskonzentration verringert. Das Antirheumatikum Diclofenac
zeigte ebenfalls innerhalb der ersten 2 Monate eine starke Konzentrationsabnahme von mehr
als 80 %. Bei Versuchsende betrug die Abbaurate fast 100 %. Für die beiden Sulfonamide
wurde nach 11 Monaten eine Wirkstoffreduzierung von 38 % für Sulfamethazin und 45 % für
Sulfamethoxazol ermittelt. Die restlichen 6 Wirkstoffe zeigten innerhalb der Messgenauigkeiten
keine Veränderungen der Ausgangskonzentrationen. Auch bei der Lagerung der auf pH 4
eingestellten Urinproben war Tetracyclin der Wirkstoff, dessen Ausgangskonzentration sich am
deutlichsten verringert hatte. Eine Abnahme von 30 % konnte am Versuchsende festgestellt
werden. Für die Sulfonamide Sulfamethazin, Sulfamethoxazol und Sulfadiazin ergaben sich
Abbauraten von ca. 20 %. Alle weiteren Wirkstoffe wiesen nur geringe bis keine nennenswerten
Veränderungen der Ausgangskonzentrationen auf. Abbildung 4 zeigt, dass selbst bei den nicht
angesäuerten Urinproben ein Abbau stattfindet. Tetracyclin wies bei pH 9 die höchste Abbaurate
auf. Bereits nach 4 Monaten war eine Abnahme der Ausgangskonzentration von 35 %
erreicht. Für Fenoprofen, Ibuprofen, Carbamazepin und Sulfamethoxazol wurden Abbauraten
von 15 bis 30 % ermittelt. Die Ausgangskonzentrationen aller weiteren Wirkstoffe veränderten
sich während des Versuchs nicht.
Die Ergebnisse zeigen, dass die Wirkstoffe sich abhängig vom pH-Wert sehr unterschiedlich
verhielten. Die größten Konzentrationsabnahmen wurden im sauren Milieu festgestellt. Da eine
Eliminierung der Wirkstoffe durch Lichteinwirkung aufgrund der Lagerung im Dunkeln auszuschließen
ist, sind sowohl mikrobielle- als auch chemische Abbaumechanismen denkbar.
Darüber hinaus kann die Abnahme der Wirkstoffkonzentration auch durch Sorptionsprozesse
bedingt sein. Eine Sorption kann sowohl an der Glaswandung der Versuchsgefäße als auch an
dem bei der Lagerung ausgefallenen Magnesiumammoniumphosphat (MAP, Struvit) stattfinden.
Eine eindeutige Klärung des Abbauverhaltens bleibt somit weiteren Versuchen vorbehalten.
6.2 Analytik zum Versuch „Mikrobieller Abbau in Böden“
Ziel der Untersuchungen war es, den Einfluss eines mikrobiellen Abbaus ausgewählter Arzneimittel
im Boden zu untersuchen. Hierzu wurden in geeigneten Gefäßen jeweils 100 g Boden mit
den in diesem Projekt untersuchten Wirkstoffen versetzt und 8 ml Urin hinzugefügt. Im Versuch
wurden vier verschiedene Bodentypen eingesetzt (siehe Kapitel 4.2.2). Die Feuchte der vier
unterschiedlichen Böden betrug 90, 60 und 40 % der Wasserhaltekapazität, um ein unterschiedliches
mikrobielles/pilzliches Spektrum zu erhalten. Die vier unterschiedlichen Böden mit

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 40
jeweils drei verschiedenen Feuchten ergaben bei drei Wiederholmessungen und einer
Kontrollprobe einen Umfang von 48 zu untersuchenden Proben. Diese wurden IWW nach
Beendigung des Versuchs vom IPE zugeschickt. Sofort nach der Ankunft wurden Sie bei 4 °C
gelagert und umgehend vermessen. Die Ergebnisse sind in den folgenden Tabellen aufgelistet.
Tab. 11: Konzentrationsabnahme der ausgewählten Wirkstoffe in gelagerter „Meckenheimer Krume“ bei
unterschiedlichen Feuchten.
Wirkstoff
40% Bodenfeuchte der WHK 60% Bodenfeuchte der WHK
90% Bodenfeuchte der WHK
Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA
im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3)
[mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg]
Carbamazepin 4,57 54,3 1,03 5,27 47,3 8,54 4,73 52,7 3,59 0,10
Clofibrinsäure 6,90 31,0 1,18 7,00 30,0 4,04 7,13 28,7 5,65 0,05
Bezafibrat 2,50 75,0 3,27 2,77 72,3 13,95 2,93 70,7 30,66 0,05
Fenoprofen 4,23 57,7 7,30 3,90 61,0 10,88 5,20 48,0 5,77 0,20
Diclofenac < BG > 99,5 ---- < BG > 99,5 ---- 0,06 99,4 27,22 0,05
Ibuprofen 1,60 84,0 5,10 1,03 89,7 46,30 2,37 76,3 28,93 0,10
Tetracyclin < BG > 95,0 ---- < BG > 95,0 ---- < BG > 95,0 ---- 0,50
Sulfamethazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfadiazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfamethoxazol < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Tab 12: Konzentrationsabnahme der ausgewählten Wirkstoffe in gelagerter „Uedorfer Krume“ bei unterschiedlichen
Feuchten.
Wirkstoff
40% Bodenfeuchte der WHK 60% Bodenfeuchte der WHK
90% Bodenfeuchte der WHK
Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA
im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3)
[mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg]
Carbamazepin 5,37 46,3 5,34 4,97 50,3 3,42 5,20 48,0 7,85 0,10
Clofibrinsäure 5,47 45,3 3,11 5,70 43,0 5,16 6,03 39,7 3,41 0,05
Bezafibrat 3,40 66,0 10,47 3,33 66,7 9,90 3,00 70,0 37,42 0,05
Fenoprofen 5,27 47,3 0,90 5,07 49,3 13,42 6,10 39,0 6,13 0,20
Diclofenac 0,10 99,0 12,90 0,07 99,3 30,86 0,09 99,2 5,88 0,05
Ibuprofen 2,57 74,3 8,01 2,27 77,3 13,64 2,77 72,3 16,78 0,10
Tetracyclin 4,40 56,0 37,95 3,93 60,7 21,30 2,20 78,0 22,27 0,50
Sulfamethazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfadiazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfamethoxazol < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Tab. 13: Konzentrationsabnahme der ausgewählten Wirkstoffe in gelagerter „Burscheider Krume“ bei
unterschiedlichen Feuchten.
BG
BG

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 41
Wirkstoff
40% Bodenfeuchte der WHK 60% Bodenfeuchte der WHK 90% Bodenfeuchte der WHK
Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA
im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3)
[mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg]
Carbamazepin 8,83 11,7 9,88 9,33 6,7 0,51 7,77 22,3 2,19 0,10
Clofibrinsäure 10,73 0,0 2,45 10,87 0,0 3,04 9,47 5,3 4,98 0,05
Bezafibrat 0,37 96,3 25,71 0,33 96,7 27,53 0,20 98,0 27,01 0,05
Fenoprofen 0,35 96,5 42,06 < BG > 98,0 ---- 0,45 95,5 33,77 0,20
Diclofenac < BG > 99,5 ---- 0,09 99,1 81,28 0,15 98,5 21,52 0,05
Ibuprofen < BG > 99,0 ---- < BG > 99,0 ---- < BG > 99,0 ---- 0,10
Tetracyclin 0,95 90,5 12,89 1,23 87,7 38,22 0,63 93,7 19,69 0,50
Sulfamethazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfadiazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfamethoxazol < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Tab. 14: Konzentrationsabnahme der ausgewählten Wirkstoffe in gelagertem Boden „Versuchsgut
Wiesengut“ bei unterschiedlichen Feuchten.
Wirkstoff
40% Bodenfeuchte der WHK 60% Bodenfeuchte der WHK
90% Bodenfeuchte der WHK
Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA Konzentration Konzentrations- SA
im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3) im Boden abnahme in (n = 3)
[mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg] [%] [%] [mg/kg]
Carbamazepin 8,27 17,3 6,43 7,13 28,7 4,77 4,40 56,0 4,55 0,10
Clofibrinsäure 11,13 0,0 4,88 11,30 0,0 11,36 7,65 23,5 0,65 0,05
Bezafibrat 2,03 79,7 6,13 2,83 71,7 27,99 1,60 84,0 0,10 0,05
Fenoprofen 6,07 39,3 7,41 6,13 38,7 21,89 5,10 49,0 7,84 0,20
Diclofenac 0,07 99,3 12,86 0,10 99,0 4,56 0,30 97,0 3,57 0,05
Ibuprofen 0,63 93,7 14,89 0,62 93,8 11,29 1,95 80,5 48,72 0,10
Tetracyclin 0,72 92,8 49,77 0,60 94,0 72,01 0,65 93,5 7,69 0,50
Sulfamethazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfadiazin < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Sulfamethoxazol < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- < BG > 80,0 ---- 2,00
Die Tabellen 11 bis 14 geben die Ergebnisse der Wiederfindungen der ausgewählten Wirkstoffe
in den vier verschiedenen Böden bei drei unterschiedlichen Feuchten wieder. Die Ergebnisse
der Standardabweichungen, ermittelt aus 3 Wiederholmessungen, liegen mit einigen
Ausnahmen zwischen 0,10 % und 28,0 %. Dies zeigt, dass trotz der aufwendigen Bodenhomogenisierung
eine gute Reproduzierbarkeit des Verfahrens gegeben ist. Bei zwei Werten lagen
die ermittelten Standardabweichungen oberhalb 50 %. Eine Ursache hierfür kann darin bestehen,
dass in beiden Fällen die gemessene Konzentration nahe der analytischen Bestimmungsgrenze
lag.
6.3 Ergebnisse der begleitenden Analytik des „Gewächshausversuchs“
Ziel dieser Untersuchungen war, eine weitestgehend realistische Abschätzung der Eliminierungsleistung
und des Auswaschungspotentials des Bodens zu erhalten. Darüber hinaus sollte
BG
BG

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 42
der Stofftransport einzelner Wirkstoffe in die Pflanze untersucht werden. Hierzu wurden durch
das IPE drei unterschiedliche Böden in jeweils 4 Mittscherlichgefäßen (1 Blindwert und 3
Wiederholungen) gefüllt und Weidelgras ausgesät (siehe Kapitel 4.2.2). Nach der Keimung
wurde der Boden mit den ausgewählten Arzneimittelwirkstoffen dotiert. Anschließend wurde
Urin als Dünger aufgebracht. Die Böden wurden während ihrer Vegetationsperiode bewässert.
Nach Abschluss wurde sowohl der Boden als auch anfallendes Sickerwasser vom IWW auf die
dotierten Wirkstoffe untersucht. Das IPE übernahm zusätzlich die Untersuchung der Pflanzen.
In den Tabellen 15 bis 17 sind die Ergebnisse der Untersuchungen der Sickerwasserproben
aufgeführt.
Tab. 15: Ermittelte Konzentrationen der ausgewählten Arzneimittel im Sickerwasser der mit „Burscheider
Krume“ gefüllten Mittscherlichgefäße. Die aufgegebene Wirkstoffmenge betrug je kg Boden 10
mg. Das Fassungsvermögen der Gefäße lag bei etwa 6 kg Boden.
Wirkstoff Sickerwasser aus Burscheider Krume
Blind Wiederholung 1 Wiederholung 2 Wiederholung 3
[mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l]
Carbamazepin 0,001 4,60 11,10 17,20 0,001
Clofibrinsäure 0,021 79,10 64,80 111,00 0,004
Bezafibrat 0,002 42,60 36,50 50,40 0,004
Fenoprofen

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 43
Tab. 16: Ermittelte Konzentrationen der ausgewählten Arzneimittel im Sickerwasser der mit „Uedorfer
Krume“ gefüllten Mittscherlichgefäße. Die aufgegebene Wirkstoffmenge betrug je kg Boden 10
mg. Das Fassungsvermögen der Gefäße lag bei etwa 6 kg Boden.
Wirkstoff Sickerwasser aus Uedorfer Krume BG
Blind Wiederholung 1 Wiederholung 2 Wiederholung 3
[mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l]
Carbamazepin

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 44
Tab. 18: Ermittelte Konzentrationen der ausgewählten Arzneimittel im Boden der mit „Burscheider
Krume“ gefüllten Mittscherlichgefäße. Die aufgegebene Wirkstoffmenge betrug je kg Boden 10
mg. Das Fassungsvermögen der Gefäße lag bei etwa 6 kg Boden.
Wirkstoff Burscheider Krume SA BG
Blind Wiederholung 1 Wiederholung 2 Wiederholung 3 (n=3)
[mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [%] [mg/kg]
Carbamazepin

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 45
Tab. 20: Ermittelte Konzentrationen der ausgewählten Arzneimittel im Boden der mit „Meckenheimer
Krume“ gefüllten Mittscherlichgefäße. Die aufgegebene Wirkstoffmenge betrug je kg Boden 10
mg. Das Fassungsvermögen der Gefäße lag bei etwa 6 kg Boden.
Wirkstoff Meckenheimer Krume SA BG
Blind Wiederholung 1 Wiederholung 2 Wiederholung 3 (n=3)
[mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [mg/kg] [%] [mg/kg]
Carbamazepin

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 46
Tab. 21: Wiederfindung der ausgewählten Wirkstoffe im Urin nach einer Arzneimittelentfrachtung
mittels Zeolith.
Wirkstoff WDF nach WDF nach WDF nach WDF nach WDF nach WDF Mittelwert SA
Zeolithbehand. Zeolithbehand. Zeolithbehand. Zeolithbehand. Zeolithbehand. [n = 5] ( n = 5)
WH 1 WH 2 WH 3 WH 4 WH 5
[%] [%] [%] [%] [%] [%] [%]
Carbamazepin 100 95 93 94 85 92 5,3
Clofibrinsäure 105 106 107 166* 114 109 3,2
Bezafibrat 108 112 114 150* 122 116 4,4
Fenoprofen 86 126 111 128 116 120 12,5
Diclofenac 107 109 111 113 113 112 2,1
Ibuprofen 109 111 109 106 116 111 3,0
Tetracyclin < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 < 10 ----
Sulfadiazin 84 106 109 118 114 112 10,6
Sulfamethazin 82 99 100 107 107 103 8,9
Sulfamethoxazol 79 102 104 110 118 109 12,0
* ) nicht in die Berechnung einbezogen!
Die Standardabweichungen aus den 5 Wiederholungsmessungen liegen zwischen 2,1 und 12,5
%. Die berechneten Mittelwerte zeigen, dass alle untersuchten Wirkstoffe keiner oder nur einer
geringfügigen Sorption am Zeolith unterlagen. Eine Ausnahme bildet der Wirkstoff Tetracyclin.
Dieser konnte nach der Behandlung mit Zeolith nicht mehr nachgewiesen werden. Zur
Überprüfung dieses wichtigen Sachverhaltes wurde der gesamte Versuch ausschließlich mit
Tetracyclin ein weiteres Mal im IWW durchgeführt. Hierzu wurden 500 ml Urin mit dem Wirkstoff
Tetracyclin dotiert. Die Konzentration betrug 200 µg/l Anschließend wurden 100 ml Urin mit 10 g
Zeolith versetzt und 5 Minuten geschüttelt. Der Zeolith wurde separiert und der Urin mittels
HPLC-MS analysiert. Das Ergebnis wurde reproduziert. Auch in diesem Versuch konnte Tetracyclin
im Urin nicht mehr nachgewiesen werden.
6.5 Ergebnisse der begleitenden Analytik des „Bodenfilterversuches“
Ziel der Untersuchungen war es, eine Aussage über die Sorption und die Eliminierung
ausgewählter Wirkstoffe an und in unterschiedlichen Bodenfiltern zu treffen. Die Durchführung
fand an der BUW statt. Mit verschiedenen Materialien befüllte und mit ausgewählten
Arzneimittelwirkstoffen dotierte, unbewachsene Säulenreaktoren wurden mit Urin beaufschlagt.
Als Füllmaterial wurden neben Aktivkohle, Rheinsand und Kompost auch zwei Böden
eingesetzt. Bei den verwendeten Böden handelt es sich um die „Meckenheimer Krume“ sowie
die „Uedorfer Krume“ (siehe Kapitel 4.2.2). Das nach einer Beregnung im Ablauf der Säulen
anfallende Sickerwasser wurde in Glasflaschen gesammelt und zum IWW geschickt. Die
Sickerwässer wurden bei 4 °C aufbewahrt und umgehend analysiert. Die Ergebnisse dieser
Untersuchungen sind nachfolgend in den Tabellen 22 bis 26 zusammengefasst.

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 47
Tab. 22: Ergebnisse der ermittelten Wirkstoffkonzentrationen der angefallenen Sickerwässer aus
Säule 1 (Füllmaterial: „Meckenheimer Krume“) in Zeitraum 1 bis 9.
Wirkstoff Säule I (Meckenheimer Boden) BG
Zeitraum 1 Zeitraum 2 Zeitraum 3 Zeitraum 4 Zeitraum 5 Zeitraum 6 Zeitraum 7 Zeitraum 8 Zeitraum 9
[µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l]
Carbamazepin 13,00

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 48
Tab. 24: Ergebnisse der ermittelten Wirkstoffkonzentrationen der angefallenen Sickerwässer aus
Säule 3 (Füllmaterial: „Rheinsand“) in Zeitraum 1 bis 9.
Wirkstoff Säule III (Rheinsand) BG
Zeitraum 1 Zeitraum 2 Zeitraum 3 Zeitraum 4 Zeitraum 5 Zeitraum 6 Zeitraum 7 Zeitraum 8 Zeitraum 9
[mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l] [mg/l]
Carbamazepin 5,00 9,70 10,80 k.P.* 1,00 k.P.* 17,10 k.P.* 3,03 0,20
Clofibrinsäure 57,00 16,50 10,00 k.P.* 0,83 k.P.* 5,30 k.P.* 5,38 0,20
Bezafibrat 33,00 16,80 12,20 k.P.* 1,00 k.P.* 6,50 k.P.* 5,05 0,20
Fenoprofen 19,00 15,70 30,10 k.P.* 0,83 k.P.* 7,20 k.P.* 4,69 0,50
Diclofenac 5,00 6,50 2,90 k.P.*

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 49
Tab. 26: Ergebnisse der ermittelten Wirkstoffkonzentrationen der angefallenen Sickerwässer aus
Säule 5 (Füllmaterial: „Kompost“) in Zeitraum 1 bis 9.
Wirkstoff Säule V (Kompost) BG
Zeitraum 1 Zeitraum 2 Zeitraum 3 Zeitraum 4 Zeitraum 5 Zeitraum 6 Zeitraum 7 Zeitraum 8 Zeitraum 9
[µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l]
Carbamazepin 1,70

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 50
Sulfamethoxazol wurden zu fast 50 % entfernt. Eine Zwischenlagerung des Gelbwassers bei
niedrigen pH-Werten kann somit erfolgreich zu einer deutlichen Verringerung der Konzentration
einzelner Stoffe beitragen.
Die Versuche zur Nährstoffentfrachtung des Urins mit einem natürlichen Zeolith ergaben hinsichtlich
des Verbleibs der Pharmaka, dass sich von den dotierten Wirkstoffen nur Tetracyclin
nahezu vollständig am Zeolith anlagert. Unter der Annahme, dass Tetracyclin im natürlichen
Urin ohnehin nur in eher geringen Konzentrationen zu erwarten ist, dürfte der auf diese Weise
hergestellte Depotdünger somit nahezu keinen der untersuchten Wirkstoffe enthalten.
Die Untersuchungen zum mikrobiellen Abbau im Boden zeigten für alle Wirkstoffe eine Abnahme
der Ausgangskonzentration, wobei die Abnahme einiger Wirkstoffe (Carbamazepin,
Clofibrinsäure) geringer war. Eine Abhängigkeit von der eingestellten Bodenfeuchte war nur in
Einzelfällen erkennbar.
Aus den Ergebnisse der Gewächshausversuche wird deutlich, dass in keinem der untersuchten
Sickerwässer Tetracyclin nachzuweisen war. Auch die Konzentration an Diclofenac war sehr
niedrig und im Falle der „Meckenheimer Krume“ lag die Konzentration an Diclofenac unterhalb
der Bestimmungsgrenze. Die Wirkstoffe Carbamazepin, Clofibrinsäure, Bezafibrat, Fenoprofen,
Ibuprofen und Sulfamethoxazol lagen in deutlich messbaren Konzentrationen vor. Im Boden
selbst konnten nur einige der eingesetzten Wirkstoffe nachgewiesen werden. Die gemessenen
Werte lagen dabei unter 30 % des Ausgangswertes.
Die Ergebnisse der Sickerwasseruntersuchungen der 5 eingesetzten Bodenfilter zeigten, dass
die Sickerwässer stark matrixbehaftet waren, was dazu führte, dass die Bestimmungsgrenzen
abhängig vom Säulenfüllmaterial variierten. Trotz der Verschiedenheit der eingesetzten Materialien
konnte in allen Sickerwässern der Wirkstoff Clofibrinsäure nachgewiesen werden. Selbst
mittels Aktivkohle wurde dieser Wirkstoff nicht vollständig zurückgehalten.
8 Anhang
8.1 Literaturverzeichnis
[1] Rote Liste 2003. Arzneimittelverzeichnis des BPI, VFA, BAH u. VAP. Editio Cantor Verlag
für Medizin und Naturwissenschaften GmbH, Aulendorf (1999).
[2] Sacher, F., Gabriel, S., Metzinger, M., Stretz, A., Wenz, M., Lange, F. Th., Brauch, H.-J.
u. Blankenhorn, I.: Arzneimittelwirkstoffe im Grundwasser – Ergebnisse eines
Monitoring-Programms in Baden-Württemberg. Vom Wasser 99, 183-196 (2002).
[3] Ternes, Th. A.: Analytical methods for the determination of pharmaceuticals in aqueous
environmental samples. Trends in analytical chemistry 20 (8), 419-434 (2001).
[4] Ternes, Th. A.: Vorkommen von Pharmaka in Gewässern. Wasser & Boden 53 (4), 9-14
(2001).
[5] Heberer, T. u. Stan, H.-J.: Arzneimittelrückstände im aquatischen System. Wasser &
Boden 50 (4), 20-25 (1998).
[6] Stumpf, M., Ternes, Th. A., Haberer, K., Seel, P. u. Baumann, W.: Nachweis von Arzneimittelrückständen
in Kläranlagen und Fließgewässern. Vom Wasser 86, 291-303 (1996).
[7] Möhle, E., Horvath, S., Merz, W. u. Metzger, J. W.: Bestimmung von schwer abbaubaren
organischen Verbindungen im Abwasser – Identifizierung von Arzneimittelrückständen.
Vom Wasser 92, 207-223 (1999).
[8] Christian, Th., Schneider, R. J., Färber, H. A., Skutlarek, D., Meyer, M. T. u. Goldbach,
H. E.: Determination of antibiotic residues in manure, soil and surface water. Acta
hydrochim. hydrobiol. 31 (1), 36-44 (2003).

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 51
[9] Hirsch, R., Ternes, Th., Haberer, K. u. Kratz, K.-L.: Occurence of antibiotics in the
aquatic environment. The Science of the Total Environment 225, 109-118 (1999).
[10] Feuerpfeil, I., López-Pila, J., Schmidt, R., Schneider, E. u. Szewzyk, R.: Antibiotikaresistente
Bakterien und Antibiotika in der Umwelt. Bundesgesund-heitsbl-
Gesundheitsforsch-Gesundheitsschutz 42, 37-50 (1999).

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 52
8.2 Stoffdaten ausgewählter Arzneimittelwirkstoffe
Molmasse
Name Strukturformel Summenformel CAS-Nr.
[g/mol]
Carbamazepin N
C15H12N2O 236,3 298-46-4
Clofibrinsäure Cl O COOH
C10H11ClO3 214,6 882-09-7
Cl
Bezafibrat C19H20ClNO4 361,8 41859-67-0
O
H
N
O
NH 2
CH 3
CH 3
O
CH 3
CH 3
COOH
CH 3
O C
Fenoprofen H COOH C30H26O6Ca 522,6 53746-45-5
COOH
Cl
H
N
Diclofenac C14H10Cl2NO2Na 318,1 15307-79-6
Cl
Ibuprofen
H3C H3C CH3 CH
C13H18O2 206,3 15687-27-1
C
COOH
H 3
H C 3
CH3 H H C 3 OH H N
OH
Tetracyclin C22H24N2O8 444,4 60-54-8
OH
O
OH
OH O
O
NH 2

Analytik zur Bestimmung von Pharmaka in Böden und Urin 53
Molmasse
Name Strukturformel Summenformel CAS-Nr.
[g/mol]
O N
Sulfamethazin H2N S
O
N
H
N
C12H13N4NaO2S 300,3 1981-58-4
O N
Sulfadiazin H N 2
S
O
N
H
N
C10H10N4O2S 250,3 68-35-9
O N O
Sulfamethoxazol H2N S
O
N
H
CH3 C10H11N3O3S 253,3 723-46-6
CH 3
CH 3

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs.
Pflanzenaufnahme
PD Dr. Rudolf J. Schneider
IPE Institut für Pflanzenernährung, Universität Bonn, Karlrobert-Kreiten-Str. 13, 53115 Bonn
Telefon: 0228/732856
eMail: schneider@uni-bonn.de
1 Einleitung und Zielsetzung
Im Vorgängerprojekt („Lambertsmühle I“ = „Das Projekt Lambertsmühle – Zukunftsfähiges Abwassermanagement
im ländlichen Raum?“) wurden in dem in der Mühle gesammelten Urin
Arzneimittelrückstände gefunden. Dadurch wurde die Frage nach dem Verhalten der im Urin
enthaltenen Arzneimittelreste bei der Urinverwertung aufgeworfen, insbesondere der Verbleib
im Boden. Dieser Aspekt sollte in dem hier beschriebenen Arbeiten genauer untersucht werden.
Die Untersuchungen an Urin betrafen das Abbauverhalten von Arzneimitteln nach der Ausbringung,
die mögliche Verlagerung ins Grundwasser sowie einen eventuellen Transfer von
Pharmaka in Pflanzen
Dazu wurden 2 verschiedene Prozesse in Modellversuchen beobachtet:
A) Biotischer (mikrobieller) und abiotischer Abbau in Böden vs. Akkumulation
Ziel dieser Untersuchung war, den Abbau ausgewählter Medikamente, die in Urin auftreten, zu
bestimmen. Der Versuch wurde an der Universität Bonn angesetzt, die Bestimmung der Rückstände
wurde in Arbeitsteilung mit dem IWW Mülheim durchgeführt (s. Kapitel 4).
B) Auswaschung vs. Transfer in Pflanzen
Ziel dieser Studie war es, eine weitestgehend realistische Abschätzung des Abbaus von - mit
Urin ausgebrachten - Medikamenten im bepflanzten Boden, sowie des Auswaschungspotenzials
und der Möglichkeit zum Transfer in die Pflanze, zu erhalten (s. Kapitel 5).
Auch hier erfolgte eine Arbeitsteilung mit dem IWW Mülheim (s. Kapitel 3.1.3 Wirkstoffauswahl
und Dotierlösungen).
2 Stand des Wissens
2.1 Antibiotika in der Umwelt
2.1.1 Ausscheidung
Nach der oralen oder parenteralen Verabreichung unterliegen Arzneimittelwirkstoffe dem
körpereigenen Metabolismus, durch den die Substanzen je nach chemischer Eigenschaft mehr
oder weniger gut ab- bzw. umgebaut werden.
Pharmaka zählen überwiegend zu den eher persistenten Substanzen, da sie ja eine gewisse
Zeit wirksam sein sollen und daher im Körper nicht vorzeitig abgebaut oder inaktiviert werden
dürfen. Wie Hirsch et al. (1999) beschreiben, kann dies dazu führen, daß manche Substanzen
zu 85 % metabolisiert werden und nur 15 % der Ursprungssubstanz in Urin oder Faeces zu
finden sind (Sulfamethoxazol).
54

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Ansonsten geben über die Ausscheidung von Arzneimittelrückständen v.a. Studien über den
Verbleib der Wirkstoffe in der Gülle behandelter Nutztiere Aufschluß. Bei den antimikrobiellen
Wirksubstanzen wird dabei ein großer Anteil unverändert ausgeschieden, im Schnitt bei an
Tiere therapeutisch verabreichten Antibiotika 70 - 90 % (Pfeffer & Güthler, 2000), z.B. Penicillin
G 50 - 70 %, Tetracycline 70 - 90 % (Hirsch et al., 1999). Unter Berücksichtigung der therapeutischen
Dosen für Tetracycline (ca. 40 mg TC/kg/d), und der üblichen Exkrementmengen
ergeben sich während der Behandlung Rückstands-Konzentrationen bis 200 mg/kg oder Liter
Gülle (Kühne et al., 2000).
Zur Lagerungsstabilität der Wirkstoffe in Gülle ist weiterhin bekannt, daß die Wirkstoffe noch
über längere Zeiträume stabil bleiben. Meyer et al. (2000) fanden Tetracycline in Konzentrationen
zwischen 5 und 870 µg/l in allen von 13 untersuchten Schweinegüllelagern. Auch
Sulfonamide sind in der Gülle stabil bis zur Ausbringung (Migliore et al., 1995; Böhm, 1996;
Langhammer, 1989; Berger et al., 1986), besonders bei ungünstigen Bedingungen (z.B. kalte
Witterung, anaerobe Verhältnisse) (Richardson & Bowron, 1985; Gavalchin & Katz, 1994).
Metaboliten (z.B. das Glucuronid von Chloramphenicol oder das N-4-Acetylsulfamethazin)
können in der Gülle wieder in die aktiven Substanzen zurückverwandelt werden, so daß deren
Konzentration wieder zunimmt (Langhammer, 1989). Dieser Vorgang kann auch im Urin für
manche Substanzen beobachtet werden.
Im Humanbereich können besonders belastete Abwässer von Krankenhäusern stammen, in
denen meist eine erhöhte Anwendung von Antibiotika erfolgt. Untersuchungen von Krankenhausabwässern
im Auftrag des Landesumweltamtes Nordrhein-Westfalens belegen, daß im
gesammelten Abwasser eines Universitätsklinikums Konzentrationen vieler verschiedener
Antibiotika im µg/L-Bereich auftreten, mit Spitzenkonzentrationen von Piperacillin von 26 µg/L,
Sulfamethoxazol von 17 µg/L oder Ofloxacin von 24 µg/L (Färber et al., 2004).
2.1.2 Verbleib im Boden
Bezüglich des Eintrags und Verbleibs von Wirkstoffen in Böden sind v.a. aus der tiermedizinischen
Anwendung von Antibiotika und der anschließenden Ausbringung mit der Gülle Untersuchungen
bekannt geworden. Mit der Gülle können z.B. Tetracycline in einer Größenordnung
von einigen hundert Gramm bis zu wenigen Kilogramm je Hektar ausgebracht werden (Pressemitteilung
Nr. 47/00 des Umweltbundesamtes). Manche Wirkstoffe, wie etwa Streptomycin,
binden sehr fest an die Bodenmatrix (Gavalchin & Katz, 1994), andere, wie das Humanarzneimittel
Sulfamethoxazol sind dagegen im Boden relativ mobil und wurden bereits im
Grundwasser (bis 0,47 µg/l) nachgewiesen (Meyer et al., 2000). Für ein anderes Sulfonamid,
Sulfachlorpyridazine, wurden geringe Sorptionskoeffizienten im Boden bestimmt und auch eine
bevorzugte Verlagerung mit dem Dränagewasser gefunden. Das Versickerungspotential war
dagegen relativ gering (Boxall et al., 2002). Das Sulfonamid Sulfapyridin wurde in feuchten
Böden stärker adsorbiert als in trockenen (Thiele 2000).
Für die Beurteilung wichtige physikalisch-chemische Parameter sind für viele Substanzklassen
(nur Antibiotika) in Reviews von Tolls (2001) und Thiele-Bruhn (2003) enthalten. Diese können
sehr unterschiedlich sein. So betragen z.B. die Verteilungskoeffizienten (Kd-Werte) zwischen
Boden und Wasser für verschiedene Sulfonamide in diversen Böden zwischen 0,9 und 10,
wogegen Tetracycline Werte zwischen 417 und 1026 annehmen, also stark sorbiert werden.
Der Abbau von Sulfonamiden betrug unter 1 % in bis zu 2 Monaten Versuchsdauer. Dies wurde
auch in Arbeiten von Wehrhan et al. (2004) am Forschungszentrum Jülich kürzlich nachgewiesen.
Ein Durchbruch von Sulfadiazin durch Bodensäulen erfolgt nur leicht verzögert nach dem
Tracer (ab 100 d nach 50 d für Chlorid).
Die vielfach ungeklärte Problematik wird noch an zwei Aktivitäten deutlich:
Der von der Deutschen Forschungsgemeinschaft herausgegebene Sachstandsbericht/Mitteilung
4 der Arbeitsgruppe „Zur Beurteilung von potenziellen Schadorganismen und
Stoffen in Futtermitteln sowie in tierischen Fäkalien“ der Senatskommission zur Beurteilung von
Stoffen in der Landwirtschaft weist unter der Rubrik „Stoffe zur Verbesserung der Futterver-
55

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
wertung“ unter Punkt 3.3.1.5 als Forschungsbedarf weitere ökotoxikologische
Untersuchungen über Wirkungen von mit der Gülle ausgeschiedenen Antibiotikaresten in der
Umwelt, insbesondere im Boden, aus. Da der Boden Produktionsgrundlage für pflanzliche
Lebensmittel ist, ist hier auch dieser Bereich betroffen.
Der Wissenschaftliche Beirat Bodenschutz beim BMU weist in seinem Gutachten „Wege zum
vorsorgenden Bodenschutz“ auf Defizite in der Umweltüberwachung von Tierarzneimitteln hin
und empfiehlt eine umfassende Prüfung von Umwelteffekten. Im Weißbuch „Lebensmittelsicherheit“
der EU (Februar 2000) wurde die Einrichtung einer Europäischen Lebensmittelbehörde
gefordert, die sich auch verstärkt um eine lückenlose Überwachung des Verbleibs von
Tierarzneimitteln beschäftigen soll.
2.1.3 Nachgewiesene Gewässerbelastung
In den letzten Jahren wurden Pharmaka immer wieder in Gewässern nachgewiesen. Watts et
al. (1983) berichteten über Flußgewässerbelastungen um 1 µg/l mit Erythromycin, Sulfamethoxazol
und Tetracyclin. In der Lutter in Bielefeld, wurde Erythromycin mit 0,62 µg/l
nachgewiesen. Am ESWE-Institut der Mainzer Wasserwerke konnten 1999 von 55
untersuchten Pharmawirkstoffen, 36 in Kläranlagenabläufen, sowie 31 in deutschen
Fließgewässern nachgewiesen werden, sowie jeweils 5 von 9 Metaboliten (Wilken, 1999).
Sulfamethoxazol fand sich bei einer Probenahme in der Nähe eines Kläranlageneinflusses
(Hirsch et al., 1998). In Oberflächengewässern wurden von Hirsch et al. (1999) vom
Wiesbadener ESWE-Institut v.a. Humanantibiotika gefunden (Erythromycin bis 6 µg/l,
Roxithromycin, Trimethoprim, Sulfamethoxazol). Im Grundwasser konnte Sulfamethoxazol (0,47
µg/l) und Sulfamethazin (0,16 µg/l) nachgewiesen werden. Meyer et al. (2000) vom United
States Geological Survey konnten Tetracyclin in Gewässern in Spuren (< 1 µg/l) nachweisen.
Die Werte für chronische Toxizität liegen meist um Größenordnungen höher, werden aber u.U.
bei der Behandlung von Gewässern für die Fischzucht erreicht (Wollenberger et al., 2000).
Es ist inzwischen deutlich geworden, daß Gewässerbelastungen mit Arzneimitteln v.a. aus der
Humananwendung stammen und die Einträge nach ungenügender Eliminierung über die
Abläufe der Kläranlagen erfolgt (Christian, 2004). Da jedoch auch vereinzelt Veterinärantibiotika
in Gebieten, in denen Gülle ausgebracht wurde, nachgewiesen wurden, dürfte zumindest für
diese Gruppe auch ein Eintrag nach Bodenapplikation über Abschwemmung oder Dränwasser
möglich sein bzw. nach Versickerung ins Grundwasser durch Übergang von dort in Oberflächengewässer.
2.1.4 Aufnahme in Pflanzen
Es gibt eine ganze Reihe von Untersuchungen, die zeigen, daß Rückstände, die in der Bodenlösung
vorkommen, bzw. reversibel an Bodenbestandteile adsorbiert sind, von Pflanzen
aufgenommen werden können (Jjemba, 2002). Chlortetracyclin und Oxytetracyclin wurden in
Wasserkulturversuchen als auch im Gefäßversuch mit Boden untersucht (Batchelder,
1981,1982). Bei Weizen und Mais wurde auf einem sandigen Lehmboden die
Stickstoffaufnahme stimuliert. Mais nimmt auch Lasalocid und Monensin auf (King et al., 1983).
In Laborversuchen wurde festgestellt, daß mit der Aufnahme von Sulfadimethoxin in Hirse,
Erbse und Mais deren Entwicklung sich verändert und dann von der Bioakkumulation der
Spezies abhängt; die sei für C4-Pflanzen (Hirse und Mais) größer als für C3-Pflanzen (Erbse)
(Migliore et al., 1995).
Aus Hydroponik-Kultur (300 mg/l Sulfadimethoxin) nahmen die Pflanzen bis zu Endkonzentrationen
von 180 - 2000 mg/kg auf. Dabei akkumulierten die Wurzeln von Mais und Hirse erheblich
mehr Wirkstoff im Verhältnis zum jeweiligen Sproß. Ähnliches ergaben Tests an Roggen,
Karotte, Mais, Hirse und Erbse und mit Roggen im Feldversuch (Migliore et al., 1996).
Teilweise ist unklar, ob die negativen Wirkungen auf die Pflanze auf eine direkte Schädigung
der Pflanze durch Aufnahme der Wirkstoffe zurückzuführen ist, oder ob die antimikrobielle
56

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Wirkung auf die Bodenmikroorganismen, die ebenfalls nachgewiesen wurde (vgl. z.B.
Colinas et al., 1994; Halling-Sørensen et al., 2002), dafür verantwortlich zu machen ist.
Gealterte Rückstände, die im Boden stärker gebunden vorliegen, führen allerdings oft zu einem
starken Rückgang der Aufnahme, beispielsweise von 15 auf 32 % bei Sulfadimidin (Langhammer
et al., 1990).
2.1.5 Negative Wirkungen
a) Resistenzbildung bei non-target Mikroorganismen
Bei Antibiotika ist stets die Resistenzproblematik ein Thema. Daß Resistenzen in der Umwelt
auftreten zeigen einige Studien, unklar ist oft der Auslöser: in Flüssen und Seen Nordgriechenlands
zeigten 24 % der daraus isolierten Salmonellen-Stämme einfache bzw. multiple
Resistenzen gegen 20 getestete Antibiotika, v.a. gegen Streptomycin. Eine Reihe von Bakterien
waren auch in der Lage, Resistenzgene zu übertragen (Arvanitidou et al., 1997), dies konnte
auch in landwirtschaftlichen Böden nachgewiesen werden (z.B. Haak et al., 1996). Auf Flächen,
die Chlortetracyclin aus Hühnergülle enthielten, entwickelten sich multiple Antibiotikaresistenzen
der Intestinalflora bei nicht-behandelten Schweinen (Warman und Thomas, 1981).
b) Ökotoxizität
Bei Antibiotikaeintrag in Böden besteht die Problematik in einer Störung von Bodenlebensgemeinschaften:
eine Abnahme der Bakterienzahl im Boden führt auch zu einem Futtermangel
bei der Bodenfauna (Protozoen, Nematoden, Microarthropoden) und beeinflußt wichtige
Bodenfunktionen: Pflanzenrückstände würden langsamer zersetzt und so Nährstoffe
verlangsamt in den Kreislauf zurückgeführt (Opalinski et al.,1998), die Denitrifikation und die
Detoxifikation von Pestiziden und Xenobiotika im Boden würde verlangsamt. Es wurde auch die
Beeinflussung der Gewässerfauna beschrieben, etwa die akute und chronische Toxizität von
Oxytetracyclin (v.a. in Fisch-Farmen als Futterzusatzstoff benutzt), Tetraycyclin, Streptomycin
und Sulfadiazin auf Daphnia magna (Wollenberger et al., 2000). Eine Schädigung aquatischer
als auch terrestrischer Ökosystemen ist offensichtlich möglich (Brambilla et al., 1994). Auch
eine Gefährdung des Menschen über die Nahrungskette sei nicht auszuschließen (Kennedy et
al., 2000).
2.2 Analytik von Antibiotikarückständen in Pflanze und Boden
2.2.1 Extraktion
Die Rückstandsanalytik kommt nicht ohne eine vorherige Extraktion der Substanzen und ihrer
Metaboliten aus der jeweiligen Matrix aus. In der Literatur sind jedoch kaum Angaben zur Matrix
Pflanzengewebe zu finden – sieht man von Futtermitteln ab. Da die Rückstandsanalytik von
Antibiotika v.a. in der Überwachung der maximalen Rückstandskonzentrationen (MRL)
angesiedelt ist, wird bei flüssiger Matrix v.a. aus Blut, Urin, Milch und Eiern, bei fester Matrix
v.a. aus tierischem Gewebe unterschiedlicher Art (Muskel, Niere, Leber, etc.) extrahiert. Dabei
kommen v.a. die Soxhlet-Extraktion, Schüttelextraktion, Ultraschallextraktion und die
Mikrowellenextraktion zur Anwendung. Vereinzelt wurden auch die SFE (Extraktion mit
überkritischem Kohlendioxid) und neuerdings zunehmend auch die ASE (Beschleunigte
Lösemittelextraktion, s.u.), eingesetzt. Die Extrahierbarkeit und die Eignung verschiedener
Lösungsmittel hängen erheblich von der Polarität und Löslichkeit der Wirkstoffe, die teilweise
sehr unterschiedlich ist, ab. Die Polyether-Antibiotika etwa sind ausgezeichnet wasserlöslich
und lassen sich mit Wiederfindungsraten um 100 % aus Futtermitteln durch eine einfache
Homogenisierung/Ultraschallbehandlung mit einem Wasser-Lösemittelgemisch isolieren.
Bei der Auswahl der zu untersuchenden Stoffe wurde darauf geachtet, daß eine größere Bandbreite
bzgl. der Wasserlöslichkeit der Substanzen untersucht wird. Darunter finden sich die
Tetracycline (z.B. Chlortetracyclin: 500 mg/l), Sulfonamide (Sulfadimidin: 1500 mg/l, Sulfa-
57

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
methoxazol 610 mg/l, Sulfadiazin 80 mg/l) und die Clofibrinsäure (583 mg/l) und das sehr gut
lösliche Diclofenac (als Diclofenac nur 2,37 mg/l, als Anion bzw. Diclofenac-Na: 21.300 mg/l).
Für dieses Vorhaben wurde zur Bodenextraktion die im Folgenden näher beschriebene
"Beschleunigte Lösemittelextraktion" (Accelerated Solvent Extraction: ASE) benutzt. Die
beschleunigte Lösemittelextraktion ist vor einigen Jahren als Routinemethode verfügbar
geworden, im Wesentlichen durch die Markteinführung eines kommerziellen Systems (ASE
200, Fa. Dionex). Bei dieser Methode wird die Probe unter hohem Druck (z.B. 20 MPa) in
statischer oder dynamischer Arbeitsweise von einem Lösemittel(gemisch) extrahiert, wobei
bedingt durch das geschlossene System auch erhöhte Temperaturen (bis ca. 200°C)
anwendbar sind. Dadurch werden die für die Extraktion benötigten Zeiten drastisch reduziert
(z.B. 18 h Soxhlet � < 22 min.) und gleichzeitig der Verbrauch an organischem Lösungsmittel
herabgesetzt (z.B. 300 ml � < 80 ml) (Zhu et al., 2000). In der Folgezeit zeigte sich, daß die
ASE die wichtigsten routinemäßig verwendeten Extraktionsmethoden wie Soxhlet-Extraktion,
Schüttelextraktion und Ultraschallextraktion ersetzen kann. Dies gilt offensichtlich insbesondere
für apolare (PAHs, PCBs) und polare Substanzen (Herbizide etc.) v.a. aus polaren Matrices wie
Böden. Wasserhaltige Proben können dabei durch Zugabe eines Absorbens wie Kieselgur
(Diatomeenerde) („Hydromatrix“, Fa. Varian, Extrelut, Fa. Merck) getrocknet und besser
verarbeitbar gemacht werden (Obana et al., 1997). Nahezu alle Autoren, die die Methode
benutzt haben, äußerten sich positiv. Betont wird stets die Reduzierung der Arbeitsschritte, so
daß einer Artefaktbildung entgegengewirkt wird. Inzwischen wird die ASE daher bereits in
standardisierte Analysenmethoden übernommen (z.B. U.S. EPA Methode 3545).
2.2.2 Immunoassays zur Bestimmung von Antibiotikarückständen
Pharmaka-Rückstände werden meist über chromatographische Verfahren bestimmt. Da es in
diesem niedrigen Konzentrationsbereich gilt, eine hohe Selektivität des Detektionsverfahrens zu
erzielen (alle anderen Matrixkomponenten sind im riesigen Überschuß vorhanden), wird hier
bevorzugt die Massenspektrometrie, mit der Markteinführung routinetauglicher Analysengeräte
in jüngerer Zeit v.a. die hochauflösendende Massenspektrometrie (HRMS), Tandem-
Massenspektrometrie (MS/MS) bzw. die Multi-Massenspektrometrie (MSn) angewendet (z.B.
Carbamazepin, Miao & Metcalfe, 2003).
Der Einsatz von Immunoassays in der Antibiotikaanalytik ist Legion (Märtlbauer 1993,
Märtlbauer et al. 1994). Für die Milch etwa existieren Verfahren für Chlortetracyclin,
Dihydrostreptomycin, Sulfamethazin, Sulfadiazin und Sulfamethoxypyridazin (Usleber et al.
1994). Die erzielbaren Nachweisgrenzen sind meist sehr gut (z.B. < 0,02 µg/l an Sulfamethazin
in Milch). Teilweise wurden auch gruppenspezifische Tests beschrieben (Korpimäki et al., 200x;
Grubelnik et al., 2001). Für die Anwendung auf Boden- und Pflanzenextrakte lagen in der
Literatur kaum Hinweise vor, allerdings bestehen eigene Vorarbeiten zu Messungen in Gülle
und Bodenextrakten (Christian, 2004; Christian et al., 2003).
58

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
3 Material und Methoden
3.1 Wirkstoffe
Bei den Gesprächen zur Vorbereitung der Antragstellung wurde eine Substanzauswahl
getroffen, die eine realistische Anzahl an, bezüglich ihrer Stoffeigenschaften möglichst
unterschiedlichen, Wirkstoffen, umfassen sollte. Gleichzeitig waren die analytischen Möglichkeiten
und die Befunde im Vorgängerprojekt (relative Stabilität bzw. Vorkommen im Urin) zu
berücksichtigen.
Es wurde eine Auswahl von 10 Stoffen getroffen, welche bezüglich ihrer Wirkeigenschaften
sowohl Antibiotika als auch Arzneimittel anderer Einsatzbereiche umfaßte. Diese Substanzauswahl
ist im Teilbericht des IWW Mülheim, "Aufbau und Einsatz einer problemorientierten
Analytik mit dem Ziel eines Monitorings ausgewählter Pharmaka in Böden und Urin" näher
erläutert.
Hauptsächlich handelt es sich bei den ausgewählten Wirkstoffen, insbesondere bei den nicht
antimikrobiellen Pharmaka, um Inhaltsstoffe von sog. „Blockbuster“-Medikamenten, Arzneimitteln,
die in großer Menge für einen breiten Anwendungsbereich eingesetzt werden. So
betrugen etwa die Verbrauchsmengen dieser Wirkstoffe in Deutschland im Jahr 2001 für
Ibuprofen rund 425 Tonnen, für Carbamazepin ca. 88 t und für Diclofenac rund 86 Tonnen (IMS
Health chemical country profile, 2002).
Sulfadimidin und Sulfamethoxazol wurden als die in der Literatur am häufigsten untersuchten
Sulfonamid-Antibiotika-Wirkstoffe ausgewählt. Sulfadimidin (engl. Sulfamethazine oder
Sulphamethazine) ist ein sehr häufig verwendetes Veterinärantibiotikum und zu seinem
Verhalten liegen erste Studien vor (Christian, 2004). Es wurde in Konzentrationen bis zu 17
µg/kg Boden gefunden. Da es häufig in Schweinegülle vorkommt, ist es nicht auszuschließen,
daß die Untersuchungsböden bereits einmal damit in Kontakt kamen.
Sulfamethoxazol ist ein Standardantibiotikum bei Erkältungskrankheiten im Menschen und wird
entsprechend oft bei Gewässermonitorings gefunden.
Da in diesem Projekt an einigen Substanzen auch Detailuntersuchungen mit der sehr empfindlichen
und kostengünstigen Analysenmethode Immunoassay (ELISA-Test) durchgeführt werden
sollten, wurde die Substanzauswahl auch noch von der Verfügbarkeit der dafür benötigten
Antikörpern abhängig gemacht. Die Tabelle 1 gibt die Substanzauswahl für Immunoassayanalytik
wieder. Die Abbildung 1 zeigt die zugehörigen Strukturen.
Tab. 1: Arzneimittelwirkstoffe für die Analytik mit Immunoassay
Wirkstoff Kürzel Strukturklasse Anwendung
Sulfadimidin SDM Sulfonamid Veterinärantibiotikum
Sulfamethoxazol SMX Sulfonamid Humanantibiotikum
Diclofenac DCF Carbonsäure Antirheumatikum
59

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
NH 2
O
S N
H
O
R
Sulfonamidgrundstruktur Diclofenac
Sulfadimidin
(syn. Sulfamethazin)
(vet.)
Sulfamethoxazol
(hum.)
R =
R =
N
N
N
CH 3
CH 3
O CH 3
Abb. 1: Strukturen der Sulfonamide und von Diclofenac
Das ursprünglich vorgesehene dritte Sulfonamid-Antibiotikum wurde wegen der hohen zu
erwarteten Redundanz der Ergebnisse gestrichen, auch weil bereits die Vorarbeiten zu dem Vegetationsversuch
erheblich mehr Zeit in Anspruch genommen hatten, als vorausgeplant werden
konnte.
Im Antrag war noch Clofibrinsäure als Analyt vorgesehen. Es konnten dafür aber letztlich die
Antikörper nicht mehr rechtzeitig erhalten werden. Der Parameter wurde durch Diclofenac
ersetzt, welches ebenfalls eine Carbonsäure darstellt und eine ähnlich hohe Mobilität zeigen
sollte. Im Antrag war solch eine situationsbezogene Anpassungsmöglichkeit der Stoffauswahl
bereits vorgesehen worden.
3.2 Bodenextraktion
COOH
H
N
Die Bodenproben (je 10 g Trockenmasse) wurden mittels beschleunigter Lösemittelextraktion
(Acclerated Solvent Extraction, ASE) durchgeführt und zwar mit einem ASE® 200 Extraktor der
Firma Dionex. Für die Extraktion wurden 11 ml-Edelstahl-Extraktionszellen benutzt. Die Fritten
der Zellenköpfe wurden durch Glasfaserfilter und Hydromatrix (Isolute® HM-N, Part. No. 9800-
1000, Fa. Separtis) vor dem Verstopfen geschützt. Die Extraktsammlung erfolgte in 40 ml-
Sammelvials mit teflonbeschichteten Silikon-Septen.
Die Tabelle 2 zeigt die Parameter für die Bodenextraktion mittels ASE.
Cl
Cl
60

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Tab. 2: Parameter für die Bodenextraktions mittels ASE
Parameter Wert
Vorheizen 10 min.
Aufheizen der Zelle 5 min.
Stationäre Extraktion 8 min.
Druck 140 bar
Temperatur 80 °C
Lösungsmittel 90 % Methanol : 10 % Wasser v/v
Spülvolumen 50 % des Zellenvolumens
Extraktionszyklen 2
Freiblasen (Purge) 60 sec.
Nach der Extraktion im ASE-Automaten wurden ca. 15 - 20 ml Extrakt (je nach Wassergehalt
der Bodenprobe und nach deren Porenvolumen) erhalten. Die Extrakte wurden im Wasserbad
(30 °C) durch Abblasen mit Stickstoff (Qualität 5.0) aus Edelstahlnadeln bis nahezu zur Trockne
eingedampft. Dabei verdampft zunächst das Methanol und aus dem sich bildenden Azeotrop
eine Mischung aus Methanol und Wasser. Der Rückstand ist fast ausschließlich wässrig, der
Lösemittelanteil braucht so nicht mehr bei der Messung mittels Immunoassay berücksichtigt zu
werden.
Danach wurde der Rückstand mit 5 ml Reinstwasser versetzt und für 30 Sekunden im Ultraschallbad
behandelt um den Wirkstoff komplett zu lösen. Ein Aliquot dieses wäßrigen Extraktes
wurde durch einen Membran-Spitzenvorsatzfilter (GHP Acrodisc 13 mm, 0,2 bzw. 0,45 µm,
Gelman Corp.) filtriert. Ein 100 µl-Aliquot des Filtrates wurde mit 9,9 ml Reinstwasser um den
Faktor 100 verdünnt und diese Meßprobe bis zur Messung in braunen 10 ml-Glasfläschchen mit
Kunststoffdeckel mit Teflon-Liner im Kühlschrank bei 4 °C gelagert.
3.3 Pflanzenextraktion
Der Aufwuchs der Pflanzen "Welsches Weidelgras" (ohne Wurzeln) war sofort nach der Ernte
eingefroren worden. Der Wassergehalt dieser gefrorenen Gräser wurde nicht gesondert
bestimmt bzw. berücksichtigt. Er dürfte bei lediglich ca. 5 % der Frischmasse liegen.
Zur Extraktion wurden ohne Auftauen ca. 10 g Frischmasse Pflanze in einen Porzellanmörser
gegeben, mit flüssigem Stickstoff vollständig überschichtet und dann manuell mit einem
Porzellanpistill zu einer vollständig gleichmäßigen Probe homogenisiert. Diese Probe läßt sich
nach dem fast vollständigen Verdampfen des Stickstoffs ausgezeichnet aliquotieren.
Um die 5 g Homogenat (exakt gewogen: 5,00 ± 0,05 g) wurden in einen kurzen 100 ml-Standzylinder
aus Glas eingewogen. Es wurden 50,0 ± 0,5 ml Reinstwasser zugefügt und die
Mischung mit einem Rührstab hoher Umdrehungszahl (Ultra-Turrax) für 60 sec. homogenisiert.
Von dem Überstand wurden ca. 5 ml durch ein Faltenfilter und anschließend durch einen
Membranfilter (Porenweite 0,45 µm) filtriert. Aus dem Filtrat wurden 100 µl entnommen und mit
9,90 ml Reinstwasser um den Faktor 100 verdünnt.
61

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Anschließend wurden diese Proben direkt für die Messung mittels ELISA eingesetzt und die
Ergebnisse aus den Tests mit den entsprechenden Faktoren auf den Rückstand in mg
Pharmakon je kg Frischmasse rückgerechnet.
3.4 Immunoassay
Immunoassays (in der eingesetzten Form auch ELISAs genannt), sind biochemische
Nachweisverfahren, die auf der selektiven Erkennung der Analyten durch spezifische Antikörper
beruhen. Der Nachweis der Bindung der Analytmoleküle aus der Probe erfolgt nicht direkt, sondern
wird über die Konkurrenzreaktion mit einem markierten Analytderivat vermittelt, dem sogenannten
Tracer. Durch den Einsatz von Enzymtracern läßt sich die Nachweisempfindlichkeit
dieses Labels sehr stark steigern, was zu entsprechend niedrigen Nachweisgrenzen der Analyten
direkt aus der wäßrigen Probe - ohne Anreicherung - führt. Häufig werden Bestimmungsgrenzen
von 10 ng/l und darunter erreicht.
Die Immunoassay-Prozedur entspricht dem Vorgehen beim sog. direkten ELISA im Fall von
Sulfadimidin und Sulfamethoxazol. Für Diclofenac wurde ein indirekter ELISA durchgeführt.
Die in unseren Labors übliche Prozedur ist bei Schneider et al. (2004) beschrieben. Alle Tests
wurden ursprünglich für andere Überwachungsaufgaben (v.a. Sulfonamid-Antibiotika in Milch
bzw. Serum) entwickelt, waren von uns aber vorgetestet worden und sollten im Projekt
endgültig auf ihre Tauglichkeit bzw. die Rahmenbedingungen (Verdünnung, Vorreinigung) für
ihre Anwendung auf Boden- und Pflanzenextrakte überprüft werden.
Der Test für Sulfadimidin verwendet die Antikörper die bei Fránek et al. (1999) beschrieben
wurden und wurde durch von dieser tschechischen Arbeitsgruppe zur Verfügung gestellt. Der
ELISA für Sulfamethoxazol ist eine Eigenentwicklung unserer Arbeitsgruppe und im Detail bei
Christian (2004) beschrieben. Die Immunreagenzien für die Bestimmung von Diclofenac
stammen von der Arbeitsgruppe Knopp, München und ist mit allen Details für den indirekten
ELISA beschrieben (Deng et al., 2003).
Zur Beurteilung der Analysenqualität sind in der Tabelle 3 die Kennzahlen der Analytik aufgelistet.
Unter Selektivität sind dabei die Querempfindlichkeiten der ELISA-Tests gegenüber den
anderen im Versuch applizierten Wirkstoffe - falls relevant (strukturverwandt) - aufgelistet, die
bei Immunoassays als Kreuzreaktivitäten (KR), angegeben in Prozent bezogen auf den eigentlichen
Analyten (KR = 100 %), angegeben werden.
Tab. 3: Verwendete Immunoassays mit Kennzahlen für die Analysen, n.b. = nicht bestimmt
Wirkstoff
Nachweisgrenze
Sickerwasser
[µg/l]
Boden
[mg/kg]
Pflanze
[mg/kg]
durchschn
Varianz
(bei n = 3)
%
Selektivität
Kreuzreaktivitäten
Sulfadimidin 5 0,005 0,1 21 SMX, SDZ <
Sulfamethoxazol 10 0,01 0,1 17 SDM, SDZ <
Diclofenac n.b. n.b. 0,05 n.b. k.A.
[%]
62

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Matrixeffekte
Bei Immunoassays treten - insbesondere beim der Bestimmung in Bodenextrakten öfter Matrixeffekte
auf, die in der Literatur v.a. auf die Koextraktion von Huminstoffen zurückgeführt werden
und die zu Überbestimmungen führen. Da die Affinität dieser Störstoffe zum Antikörper viel
geringer ist und auch die Bindungsmechanismen andersartig sind, gelingt es meist - im Rahmen
der gewünschten Empfindlichkeit - durch Verdünnen der Probe die Störung zu beseitigen.
Der Effekt ist beispielhaft in der Abbildung 2 dargestellt. Der extrahierte Boden wies einen
Grundgehalt an Sulfadimidin zwischen 15 und 20 µg/kg auf. In dem unter 4A) beschriebenen
Vorversuch zur Erprobung der Analytik wurde mit der geringen Dotierung von 8 µg/kg (einfach)
und 16 µg/kg (doppelt) aufdotiert. Die Bodenextrakte wurden dann unverdünnt und um den
Faktor 10 (1 : 10) verdünnt, gemessen. Man sieht, daß die Wiederholungen der undotierten
Extrakte keine signifikant unterschiedlichen Werte liefern, daß aber die einfache Dotierung bei
drei unterschiedlichen Böden (und damit unterschiedlichem Störstoffanteil in den Extrakten)
nicht sicher nachgewiesen werden kann, es kommt zu erheblichen Überbestimmungen. Bei
Verdünnung um den Faktor 10 wird die höchste Überbestimmung bereits stark reduziert.
Verdünnung: unv. 1 : 10
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
a
undotiert undotiert undotiert
a
undotiert undotiert undotiert
b
1-fach 1-fach 1-fach
doppelt doppelt doppelt
c
*SDM-ELISA, n = 3; 1-fach = 8 µg/kg
e
doppelt doppelt doppelt
Abb. 2: Reduzierung von Matrixeffekten durch Verdünnung bei der Bestimmung von Sulfadimidin in
Bodenextrakten mittels Immunoassay
Durch die Anwendung sehr hoher Gehalte wurden in den tatsächlichen Versuchen (Inkubation
und Versickerung) so hohe Extraktkonzentrationen erhalten, daß alle Proben mindestens um
den Faktor 100 verdünnt wurden, manche um den Faktor 1000, viele sogar um den Faktor
10.000. In diesen Messungen konnten keine Matrixeffekte mehr nachgewiesen werden. Die
Messung der undotierten Kontrollen lieferte stets Gehalte unter 1 % der Dotierungen.
Bei den Messungen am Sickerwasser war zunächst die Besorgnis da, daß dieses ja in erheblichem
Maße Bestandteile des Urins enthalten könne, die u.U. zu Fehlbestimmungen führen
könnten. Daher wurde die Störung der Bestimmung durch Urininhaltsstoffe durch Messungen
an dotiertem Urin evaluiert. Der Urin wurde mit 100 µg/l an Sulfadimidin und an Sulfamethoxazol
dotiert und anschliessend unverdünnt, 1 : 10 verdünt und um den Faktor 100 verdünnt,
gemessen. Die Ergebnisse sind in Abbildung 3 dargestellt.
a
undotiert undotiert undotiert
a
undotiert undotiert undotiert
b
1-fach 1-fach 1-fach
c
doppelt doppelt doppelt
d
doppelt doppelt doppelt
63

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Verdünnung: unv. 1 : 10 1 : 100
Wiederfindungsrate [%]
300
250
200
150
100
50
0
Urin Urin original original
+ + Mix Mix
+ + 100 100 µg/l µg/l SDM SDM
+ + 100 100 µg/l µg/l SDM SDM
+ + 100 100 µg/l µg/l SMX SMX
NG: 5 µg/l
*SDM-ELISA, n = 3, 2 Wh.
SDM ... Sulfadimidin
SMX ... Sulfamethoxazol
Abb. 3: Eliminierung von Matrixeffekten bei Urin durch Verdünnung beim Immunoassay für Sulfadimidin
Während bei der Messung des unverdünnten dotierten Urins eine Überbestimmung um 100 %
(Wiederfindungsrate ca. 200 %) erhalten wird und sich die Situation bei der Verdünnung um
den Faktor 10 nur unwesentlich ändert, bringt eine Verdünnung um den Faktor 100 das
gewünschte Ergebnis: die gemessene Konzentration liegt im plausiblen Bereich im 4 Wochen
gelagerten Urin: es wird eine Wiederfindungsrate von 84 % erzielt. Gleichzeitig ist zu sehen,
daß der ebenfalls dotierte Wirkstoff Sulfamethoxazol im Sulfadimidin-ELISA zu keiner Verfälschung
des Ergebnisses führt. Er wird aufgrund seiner minimalen Kreuzreaktivität nicht detektiert.
Selbst bei einer Verdünnung der Extrakte um den Faktor 100 beträgt durch die hohe Sensitivität
von Immunoassays, gerade auch des SDM-ELISAs, die Nachweisempfindlichkeit im Sickerwasser
immer noch 5 µg/l, bezogen auf den Ausgangsextrakt. Dafür reichen 10 µl Ausgangsextrakt,
der auf 1 ml verdünnt wird und dann noch eine Dreifachbestimmung zuläßt, aus.
3.5 Untersuchte Böden
Es wurden Böden unterschiedlicher Zusammensetzung für die Vergleichsuntersuchungen
ausgewählt. Zwei der Böden stammten von Freilandversuchsflächen des Instituts für Pflanzenernährung,
einer vom Versuchsgut für Organischen Landbau der Universität Bonn. Der vierte
Boden wurde in der Nähe der Lambertsmühle entnommen, am Versuchsgut Höfchen (der Bayer
Crop Science AG) in Burscheid. Dieser Boden unterlag den Witterungsverhältnissen in
Burscheid und wäre ein typischer denkbarer Rezipient bei einer landwirtschaftlichen Verwertung
des Urins im Umkreis der Mühle. Die Tabelle 4 listet die verfügbaren Bodendaten auf.
64

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Tab. 4: Kenndaten der verwendeten Böden
Boden Eigenschaft
Meckenheim Krume: 0 – 30 cm (aus 2002)
Lage Meckenheim bei Bonn; mittl. jährlicher
Niederschl.: 620 mm)
Ausgangboden Parabraunerde auf tiefgründigem Löß
Korngrößenverteilung 16 % Ton, 77,2 % Schluff, 6,9 % Sand (Scherer et
al., 2003)
Zusammensetzung der Tonmineralfraktion
Bodenart toniger Schluff
Gehalt an organischem Kohlenstoff 1,2 %
pH 6,26
5 % Smectit, 16 % Vermiculit, 69 % Illit, 10 % Kaolinit
Nutzung Dauerversuch zu organischen Düngung des Inst.
f. Pflanzenern., Univ. Bonn;
Mineraldüngervariante
Uedorf Krume: 0 – 30 cm (aus 2002)
Lage Uedorf bei Bonn
Bodenart Sand
Nutzung Versuchsfläche des IPE, Univ. Bonn
Burscheid Krume (2004, Daten: 2002)
Lage Versuchsgut Höfchen bei Burscheid (Nähe
Lambertsmühle, mittl. jährl. Niederschlag 925 mm)
Bodenart sL, uL, L
Gehalt an organischem Kohlenstoff Humusgehalt 1,7 %
pH 6,5
Nutzung Versuchsboden Bayer Crop Science AG Schlag
„Hohenseh“
Boden Eigenschaft
Hennef Krume
Lage Wiesengut bei Hennef/Siegburg
Ausgangsboden Braunauenboden aus Hochflutlehm
Korngrößenverteilung 17,4 % Ton, 63,8 % Schluff, 18,8 % Sand
Hennef Krume
Gehalt an organischem Kohlenstoff 2,68 %
pH 5,8
Nutzung Versuchsfläche des Wiesengutes, Betrieb der
Univ. Bonn, Inst. f. Org. Landbau
65

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Die Bodenproben von der Versuchsgütern wurden bereits Monate vor Verwendung aus der
Pflugschicht entnommen, luftgetrocknet und durch Siebe der Maschenweite 5 mm gesiebt. Der
Burscheider Boden war kurz vor den Inkubationsversuchen frisch entnommen worden und
wurde nur für die Laborinkubationsversuche luftgetrocknet.
Für die Laborversuche wurden alle Böden auf 2 mm gesiebt.
3.6 Urin
Der für die Abbauversuche verwendete Urin ist identisch mit dem im Projektteil „Kompostierung“
beschriebenen Urin (Bearbeiter: Simons et al.). Er wurde in der Lambertsmühle im
Lagerbehälter gesammelt und diskontinuierlich entnommen.
Die Dotierung des Urins mit Wirkstoffen erfolgte für die hier beschriebenen Untersuchungen
nicht getrennt, sondern zentral für alle Untersuchungen zur Urinverwertung durch das IWW
Mülheim. Im Urin wurde zum Zeitpunkt der Dotierung ein pH-Wert von ca. 9 bestimmt.
3.7 Dotierlösungen
Die Dotierlösungen wurden vom IWW Mülheim hergestellt und sind im Bericht zu deren Teilprojekt
„Aufbau und Einsatz ...“ beschrieben.
Dies gilt insbesondere für den Ersatz von dotiertem Urin durch dotierten Sand beim Versuch
zum mikrobiellen Abbau. Dieser wurde mit der Sollkonzentration 1,000 g/kg dotiert. Die aus der
Tabelle 7 des IWW-Berichtes hervorgehenden Abweichungen vom Sollwert für die von uns
untersuchten Substanzen (SDM: 996 mg/kg; SMX: 1003 mg/kg; DCF: 1005 mg/kg) liegen unter
0,5 % Abweichung und wurden nicht weiter bei den Berechnungen berücksichtigt.
Bei der Dotierlösung für den Gewächshausversuch war nur die Abweichung der Sulfadimidin(Sulfamethazin-)-Konzentration
gegenüber der Sollkonzentration etwas hoch (SDM: 9,42
mg/kg; SMX: 10,04 mg/kg). Diclofenac wurde aufgrund der Ergebnisse von Vorversuchen
niedriger dosiert (5,00 mg/kg).
4 Studie 1: Mikrobieller Abbau in Böden vs. Akkumulation
Der mikrobielle Abbau der Wirkstoffe wurde in einem stark vereinfachten Inkubationsversuch
als Miniaturansatz im Labor bzw. in einem Klimaschrank durchgeführt. Hier ging es v.a. um das
differentielle Verhalten der Wirkstoffe, da feldähnliche Bedingungen sowieso nur sehr
eingschränkt in kleinformatigen Modellversuchen nachgestellt werden können. Die Vorteile des
Laborversuchs waren die Möglichkeit mit homogenen Bodenkompartimenten zu arbeiten und
Randbedingungen, wie Temperatur und Feuchte exakt kontrollieren zu können
A) Vorversuch
Vor dem eigentlichen Inkubationsversuch wurde ein Versuch als Mikroansatz mit 10g Boden in
kleinen Glasgefäßen (10 ml-Schnappdeckelgläschen) durchgeführt. Dieser Versuch diente
insbesondere der Gewinnung erster Bodenproben um die Immunoassay-Analytik optimieren zu
können. Der Versuch ist in Tabelle 5 charakterisiert.
66

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Tab. 5: Kenndaten des Mikro-Inkubationsversuchs zur Gewinnung von Modellproben
Parameter Wert
Inkubationsgefäß ("Mikrokosmos") 10 ml-Schnappdeckelgläschen, Glas
Boden (1 Stufe) Meckenheim (s. Tab. 4)
Bodenfeuchte (1 Stufe) 14 % der maximalen Wasserhalte-kapazität
(WHKmax.) von 62 %
Behandlung ("Ausbringung") 0,8 ml bzw. 1,6 ml Urin
Dotierung des Urins 10 Wirkstoffe à 100 µg/l
Resultierende Bodenkonzentration 8 µg/kg (ca. 1 kg/ha) bzw. 16 µg/kg
Klima Temperatur: 20 °C; rel. Luftfeuchte: 80 %;
Dunkelheit
Zahl der Wiederholungen 2 Kontr., 2 x 1-fach, 2 x 2-fach
Beprobung nach 4 Wochen
Extraktion Gesamtprobe mittels ASE, Methanol
: Wasser 80 : 20
Bei diesem Versuch erwies sich v.a. die nur ungenügend erreichbare Homogenisierung als
auch die großen Schwankungen bezüglich der Feuchte als Problem, was zu dem Schluß führte,
daß Abbauversuche in solch kleinen Gefäßen nicht besonders verläßlich durchführbar sind. Die
Meßergebnisse aus diesem Versuch waren bereits unter dem Kapitel zur Immunoassayanalytik
3.4 vorgestellt worden. Neben den Erkenntnissen zur Analytik war insbesondere
ermittelt worden, daß die Wiederfindungsraten aus den Böden selbst nach 4 Wochen noch etwa
84 % betragen.
B) Laborversuch - Miniaturversuch
Da aufgrund von Studien zum Abbau anderer Schadstoffe zu vermuten war, daß die
Bodenfeuchte, die insbesondere für die Sorption der Stoffe und das Wachstums der
Bodenmikrobiologie (insbesondere des Verhältnisses von mikrobiellen zu pilzlichen
Destruenten) eine entscheidende Rolle spielen, wurden die Versuche an 4 unterschiedlichen
Böden und bei 3 unterschiedlichen Feuchtestufen durchgeführt.
In Tabelle 6 ist der Laborversuch steckbriefartig beschrieben.
67

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Tab. 6: Kenndaten des Laborversuchs zum Abbau im Boden
Parameter Wert
Inkubationsgefäß ("Mikrokosmos") 250 ml-Erlenmeyerkolben
Böden (4 Böden, Details in Tab. 4) Meckenheim, Uedorf, Burscheid, Hennef
Bodenfeuchte (3 Stufen) 40 %, 60 % 90 %
der WHKmax.
Behandlung ("Ausbringung") 8 ml Urin
Dotierung über 10 g Seesand, dotiert mit 10 Wirkstoffen
zu 1 g/kg (s. Kap. 3.7)
Resultierende Bodenkonzentration 10 mg/kg (± max. 0,5 %)
Klima Temperatur: 20 °C rel. Luftfeuchte: 80 %
Dunkelheit
Pflege Wägen im Abstand von 2 – 3 Tagen, Nachdosierung
von deion. Wasser
Zahl der Wiederholungen 4 (3 + 1 Kontrolle)
Beprobung
nach 3, 6, 9 Wochen:
Homogenisierung, Entnahme von je ca. 10 g
Trockenmasse (TM) Boden
nach 12 Wochen:
Homogenisierung, Aliquotierung
(10 g TM IPE, 60 g TM IWW)
Extraktion mittels ASE; LM: Methanol : Wasser 90 : 10
Das Verhalten der gesamten Palette an Medikamenten wurde vom IWW Mülheim mittels LC-
MS-Analytik untersucht (siehe den Berichtsteil des IWW Mülheim). Ziel der Untersuchungen
mittels Immunoassay an den ausgewählten Substanzen war es, beispielhaft einen Einblick in
den zeitlichen Verlauf (schnelles Einsetzen des Abbaus, sog. lag-Phasen etc.) zu erhalten.
Für die Versuchsdurchführung günstig erwiesen sich die Erlenmeyer-Kolben mit ihrer
spezifischen Form. Zusätzlich waren sie noch mit einem leichten „Deckel“ aus Aluminiumfolie
abgedeckt worden waren, was die Evaporation weiter unterdrückte. Dadurch ließ die
Bodenfeuchte über einen langen Zeitraum konstant halten und mußte nur in den Varianten mit
90 % Feuchte einige Male angepaßt werden.
Die Beladung von Seesand mit Wirkstoffen ergab eine sehr gute Möglichkeit der homogenen
Dotierung des Bodens mit einer hohen Dotierung. Die 10 g Seesand ließen sich homogen in die
100 g Bodenprobe einmischen und bliebe dem Augenschein nach homogen verteilt. Dadurch
war die Desorption und der Übergang in den Boden wohl sehr gleichmäßig.
Als problematisch erwies sich die Feuchtestufe 90 %. Da bei der Bestimmung der maximalen
Wasserhaltekapazität oft andere Lagerdichten des Bodens vorliegen, war die WHK wohl überschätzt
worden. Die Feuchtestufe 90 % wies daher im gesamten Versuchsverlauf sehr hohe
Wassersättigung bzw. Übersättigung vor. Daher sind anaerobe Zustände in diesen Varianten
nicht auszuschließen.
68

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
5 Studie 2: Auswaschung vs. Transfer in Pflanzen
In dieser, im Projektverlauf oft „Gewächshausversuch“ genannten Studie ging es um die
Bewertung der entgegengesetzt wirkenden Mechanismen von Auswaschung und Pflanzenaufnahme.
Der dabei auch stattfindende Abbau, der in einem durchwurzelten Gefäß mit starken
Temperaturschwankungen durchaus anders sein kann, als in der Studie 1 ermittelt, konnte hier
nur indirekt berücksichtigt werden.
In diesem Versuch wurde mit der Pharmakaauswahl angereicherter Urin zu Weidelgras als
Futterpflanze gedüngt. Im Gegensatz zu den Laborversuchen sollten die Gefäße nicht bei
konstanter Feuchte gehalten werden. Es sollte vielmehr eine Bewässerung erfolgen, die sich
am Regenregime des Bergischen Landes/Burscheid orientiert. Nach Abschluß der Vegetationsperiode
würde das angefallene Sickerwasser, der Boden und die Pflanzen auf die ausgewählten
Substanzen untersucht werden.
Der Vegetationsversuch fand in der Vegetationshalle („Gewächshaus“) des Instituts für Pflanzenernährung
statt. Da dieses über ein Gleissystem verfügt, war es auch möglich, bei guter
Witterung die Pflanzen ins Freie zu schieben, wodurch dem Freiland ähnlichere Witterungsbedingungen
(insbesondere Wind) erzielt werden.
Die Pflanzen wurden in sog. Mitscherlichgefäßen angezogen. Deren Gefäßoberfläche ist aus
Emaille, so daß unerwünschte Sorptionsprozesse zwischen den zu untersuchenden Chemikalien
und der Wandung minimiert sind. Weiterhin besitzen die Gefäße über ein System, welches
es erlaubt, daß Sickerwasser nach unten in ein Sammelgefäß austritt, während der Boden
zurückgehalten wird. Mitscherlichgefäße fassen ca. 10 l Boden, hier wurden jeder Boden so eingefüllt,
daß 6 kg Trockenmasse erreicht wurden.
Aufgrund zahlreicher Probleme, die unten näher diskutiert sind, war es notwendig, nach dem
ersten – mißglückten – Gewächshausversuch einen zweiten Versuch zum Substanzscreening
einzubauen. Danach wurde ein zweiter, modifizierter Gewächshausversuch durchgeführt, aus
dem die in Kapitel 6 aufgeführten Ergebnisse stammen. Dieser zweite Laborversuch ist in
Tabelle 7 steckbriefartig beschrieben.
Erkenntnisse auf dem Weg zu diesem Versuchsdesign folgen unmittelbar darauf.
69

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Tab. 7: Kenndaten des Gewächshausversuchs zur Pflanzenaufnahme
Parameter Wert
Inkubationsgefäß ("Mikrokosmos") 10 l-Mitscherlichgefäß (weiß emailliert, mit
Ablauf, Fläche 0,03 m 2 )
Böden je 6 kg TM (3 Böden, Details in Tabelle
4)
Meckenheim, Uedorf, Burscheid
Vegetation Bestockung mit Welschem Weidelgras (Lolium
multiflorum italicum; Sorte Turilo); Aussaat:
1,0 g/Gefäß
Behandlung ("Ausbringung") je 480 ml Urin, Details s.u.
Dotierung 10 Wirkstoffe, Details s.u.
Bewässerung Austrockungs-/Sättigungs-Wechsel, Details
s.u.
Zahl der Wiederholungen 4 (3 + 1 Kontrolle)
Beprobung Sickerwasser 7 Zeitpunkte (für ELISA, letzter auch für LC-
MS: 100 ml)
Beprobung Boden 200 g nach Versuchsende (für IWW)
Beprobung Pflanze Beerntung von 2 Aufwüchsen
Extraktion s. Kapitel 3, Sickerwasser: Verdünnung
1:100 – 1: 10.000, Bodenproben: ASE,
dann Verdünnung 1 : 100 (SDM), 1 : 10.000
(SMX) Pflanzen:
Mahlen in fl. N2, Dispersion in H2O,
Verdünnen 1 : 100
Behandlung (Ausbringung) und Dotierung
In den Voruntersuchungen und Vorgesprächen bei den Projekttreffen war mit dem IWW Mülheim
vereinbart worden, die Wirkstoffkonzentrationen auf 10 mg/kg Trockenmasse Boden je
Wirkstoff heraufzusetzen. Analog zum Inkubationsversuche sollten daher die Gefäßversuche
mit dotiertem Sand, der unter die ersten Zentimeter des Bodens gemischt wurde, beaufschlagt
werden. Dies geschah auch beim ersten Vegetationsversuch, jedoch keimten die Pflanzen in
den dotierten Varianten kaum (Näheres s. Kapitel 6).
Anders als im Inkubations-(Abbau-)Versuch wurden die Wirkstoffe daher im erfolgreichen
zweiten Vegetationsversuch wieder mit dem Urin ausgebracht, allerdings nach der Bestockung.
Vom IWW Mülheim war dazu eine Dotierlösung erstellt worden (siehe im dortigen Bericht
Tabelle 8), die bzgl. der für uns relevanten Parameter an Diclofenac 1,20 g/l, Sulfadimidin 2,26
g/l und and Sulfamethoxazol 2,41 g/l enthielt. Zu 6 kg Boden waren dann 25 ml dieses
Lösemittelgemisches (Aceton : Wasser, 30 : 70 v/v) zuzugeben, um eine Belastung von 30
(DCF), 56,5 (SDM) bzw. 60,2 (SMX) mg/kg zu erhalten. Die etwas größere Abweichung der
70

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Einwaage bei SDM (ca. 6 % zu wenig) wurde bei den späteren Berechnungen nicht mehr
berücksichtigt.
Die Dotierung des Bodens erfolgte nach Auflaufen des Grases, ca. 3 Wochen nach Aussaat
(Grashalme ca. 20 – 25 cm lang). Damit das Lösungsmittel Aceton nicht direkt in Berührung mit
der Pflanze bzw. den Bodenmikroorganismen kam, wurden die 25 ml Dotierlösung erst mit 480
ml Urin vermischt (ergibt 3,5 % Aceton in Urin) und dann bei einer aktuellen Bodenfeuchte von
75 % WHKmax. aufgebracht.
Bewässerung
Die Wassermenge für die Bewässerung muß in Gefäßversuchen gegenüber dem Freiland
höher angesetzt werden, da in exponierten Gefäßen erhöhte Evapotranspiration stattfindet,
insbesondere, da sich bei hohen Umgebungstemperaturen und Sonneneinstrahlung die Töpfe
stark aufheizen. Bei Antragstellung war geplant worden, die Bewässerung nach einem
„Regenregime Burscheid“ auszurichten. Der Vergleich mit früheren Versuchen und die
Erfahrungen mit dem ersten Vegetationsversuch zeigte aber, daß so kein Sickerwasser
entstanden wäre und die Gefahr des starken Austrocknens des Bodens und ggf. Absterben der
Pflanzen bestanden hätte. Es wurde daher dazu übergegangen, die Freilandsituation durch
Austrockungs-/ (Über-)Sättigungswechsel zu simulieren, so daß der Boden auch trockenfallen
konnte (was zu Veränderungen in der Mikroorganismenpopulation führen kann) und daraufhin
durch starkes Gießen auch ein „worst case“-Szenario für die Auswaschung simuliert werden
konnte. Nach jedem dieser „Starkregenereignisse“ konnte Sickerwasser aus dem
Auffangbehälter abgesammelt, gewogen und aliquotiert werden.
Substanzscreening
Im ersten Vegetationsversuch kam es zu einer erheblichen Wachstumsdepression beim
Aufwuchs (Details s. Kapitel 6). Es wurde daher vermutet, daß ein einzelner Wirkstoff oder eine
Wirkstoffgruppe für diese Wirkung verantwortlich zu machen sei. In einem Screeningversuch
wurde versucht, die Wirkung der einzelnen Substanzen bzw. Substanzklassen zu differenzieren.
Hierzu wurden abweichend vom in Tabelle 7 beschriebenen Versuch 1 l-Kunst-stoffschalen als
Pflanzgefäße verwendet, die mit je 800 g Boden befüllt wurden, jeweils in 2 Replikaten.
Gedüngt wurde mit 64 ml Urin. Erst nach der Keimung des Grases wurde die Dotierung
durchgeführt. Die drei verschiedenen Dotierungslösungen wurden vom IWW Mülheim
angefertigt und enthielt die Einzelstoffe in Konzentrationen von 9,4 - 11,4 mg/ml (SMX: 15,1
mg/ml; Details siehe Bericht des IWW Mülheim).
Bestimmung der Pflanzenaufnahme
Es war geplant, während der Vegetationsperiode ausgewählte Varianten (1 Boden, vier Wiederholungen)
in einer Feuchtigkeitskammer (ca. 100 % relative Luftfeuchte) zur Guttation, also
zur Ausbildung von „Schwitztröpfchen“ an den Blattenden anzuregen. Dies ist in der Literatur
als ein Verfahren zur nicht-invasiven, zerstörungsfreien Beprobung des Xylems der Pflanzen,
z.B. bei Mais, beschrieben worden. Es zeigte sich jedoch in entsprechenden Versuchen, daß
mit der Auswahl der Versuchspflanze „Welsches Weidelgras“ dieser Weg nicht mehr gangbar
war. Die aus den Pflanzen austretenden Tröpfchen sind bei Gras viel zu klein, als daß sie
eingesammelt hätten werden können und eine ausreichende Menge für eine Messung liefern
können.
Daraufhin wurde versucht, die Pflanzenaufnahme durch Beprobung des Xylemsaftes des
Grases mit der Technik der sog. „Scholander-Bombe“ zu ermitteln. Mit diesem Druckapparat
lassen sich Pflanzenstengel auspressen und der austretende Pflanzensaft auffangen. Am
Institut wird dies erfolgreich am Mais und an verschiedenen anderen Pflanzen betrieben.
Welsches Weidelgras erwies sich jedoch als zu dünn und fragil, als daß man es hätte in die
71

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Apparatur dicht einspannen können. Außerdem wären so nur Mikroliter an Probevolumen zu
erzielen.
Schließlich wurde die Aufnahme durch Anfertigung eines Gesamtpflanzenextraktes des Aufwuchses
(die Wurzeln bleiben bei der Beerntung im Boden) ermittelt. Das Verfahren wurde
unter 3.3 vorgestellt.
6 Ergebnisse
6.1 Abbau im Boden
Die Daten für den Abbau im Boden wurden nach ASE-Extraktion der Bodenproben (genau 10 g
Trockenmasse je Boden), Aliquotierung und Filtration durch Messung mit ELISA gewonnen. Bei
der Aliquotierung sollten jeweils 3,0 ml Aliquot erhalten werden, dies war aber meist nur
annähernd der Fall, die Volumina lagen zwischen 2,6 und 3,3 ml. Aufgrund der allgemeinen
Streuung der Daten wurde auf eine weitergehende Korrektur der Daten verzichtet, da sowieso
eine Mittelung über 3 Gefäße erfolgt.
Die Abbildungen 4 und 5 zeigen die rückgerechneten Rückstandwerte in den 4 Böden für die
Substanzen Sulfadimidin resp. Sulfamethoxazol bei allen drei Feuchtestufen.
Bodenkonzentration
[mg/kg]
Bodenkonzentration
[mg/kg]
6,0
4,5
3,0
1,5
0
9,0
7,5
6,0
4,5
3,0
1,5
0
Meckenheim
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Probenahmezeitpunkt
Burscheid
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Bodenkonzentration
[mg/kg]
Bodenkonzentration
Bodenkonzentration
Bodenkonzentration
[mg/kg] [mg/kg] [mg/kg]
6,0
6,0
4,5
4,5
3,0
3,0
1,5
1,5
0
0
9,0
7,5
6,0
4,5
3,0
1,5
0
Hennef
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Uedorf
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Abb. 4: Rückstände von Sulfadimidin in den 4 Böden des Abbauversuches
Die Probenahmezeitpunkte entsprechen 3, 6, 9 und 12 Wochen; Die dotierte Konzentration
betrug 10,0 mg/kg
72

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Bodenkonzentration
[mg/kg]
Bodenkonzentration
[mg/kg]
6,0
4,5
3,0
1,5
0
4,5
3,0
1,5
0
Meckenheim
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Burscheid
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Bodenkonzentration
[mg/kg]
Bodenkonzentration
[mg/kg]
10,5
9,0
7,5
6,0
4,5
3,0
1,5
0
15,0
12,0
9,0
6,0
3,0
0
Hennef
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Uedorf
40 % WHK 60 % WHK 90 % WHK
1 2 3 4
Probenahmezeitpunkt
Abb. 5: Rückstände von Sulfamethoxazol in den 4 Böden des Abbauversuches
Die Probenahmezeitpunkte entsprechen 3, 6, 9 und 12 Wochen. Die dotierte Konzentration
betrug 10,0 mg/kg
Zunächst fällt auf, daß die Wirkstoffe in allen Böden, bei allen Feuchtestufen und auch nach 12
Wochen noch durchaus nachweisbar sind.
Bei Sulfadimidin läßt sich in den Böden Meckenheim und Hennef nicht einmal eine signifikante
Abnahme der Gehalte nachweisen. Lediglich im Boden Burscheid, der ja ein frischer Feldboden
ist, der niemals vollständig luftgetrocknet wurde, ist eine Abnahme zu verzeichnen, bis auf etwa
20 % der dotierten Konzentration nach 3 Monaten. Beim Uedorfer Sandboden ist der Abbau am
geringsten. Die hohen gefundenen Konzentrationen, die auch nach 3 Monaten noch über 50 %
der Ausgangskonzentration liegen, sind allerdings auch eine Folge der leichten Desorbierbarkeit
der Rückstände aus diesem Boden. So kann auch bei dem Burscheider Boden davon
ausgegangen werden, daß wohl nicht 80 % des Wirkstoffs abgebaut wurden, sondern evtl. auch
nur 50 % und die restlichen 30 % sind eine festere Bindung mit der organischen Matrix dieses
Bodens eingegangen. Die Bioverfügbarkeit nimmt dadurch natürlich ebenso ab.
Bei Sulfamethoxazol werden ähnliche Verhältnisse vorgefunden. Auch hier ist eine Abhängigkeit
des Abbaus von der Feuchtestufe nicht klar zu sehen. Allerdings erscheint die höchste
Feuchtestufe zu einem verzögerten Abbau zu führen. Wie bereits erwähnt, kann bei der eingestellten
90 %igen Wassersättigung davon ausgegangen werden, daß der Boden zumindest
zeitweise in anaerobe Verhältnisse übergeht. Unter diesen Bedingungen scheint Sulfamethoxazol
besonders schlecht abbaubar zu sein. Im Burscheider frischen Feldboden erfolgt ein Abbau
bis ca. 15 %, ebenso im Hennefer Auenboden. Im Uedorfer Sandboden werden jedoch
73

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Konzentrationen gemessen, die im Rahmen der Fehlerschwankungen im Bereich der
Ausgangsdotierung liegen. Dieser Boden scheint besonders wenig in der Lage zu sein, SMX
abzubauen. Lediglich die trockeneren Varianten zeigen einen gewissen Abbau. Bei den
feuchten Inkubationen scheint auch so wenig Wirkstoff sorbiert zu werden, daß die ASE die
Rückstände praktisch quantitativ extrahiert.
Bei den Untersuchungen am IWW Mülheim wurden keine Rückstände über 2,0 mg/kg
detektiert. Dies könnte auf die dort verwendete Extraktionsmethode zurückzuführen sein, die
offensichtlich weit weniger in der Lage ist, Rückstände zu desorbieren. Die Extraktion mittels
ASE lieferte in den hochdotierten Versuchen Extraktkonzentrationen, welche so hoch waren,
daß die Proben bis zu einem Faktor von 10.000 verdünnt werden mußten, um in den
Meßbereich der ELISAs zu fallen.
6.2 Pflanzenaufnahme
A) Erster Vegetationsversuch
Im ersten Vegetationsversuch waren – um eine homogene Verteilung der Pharmaka im Bodenvolumen
des Mitscherlichgefäßes zu erreichen – die Wirkstoffe auf Seesand adsorbiert in die
oberste Bodenschicht des Topfes eingearbeitet worden und mit Urin angegossen worden.
Danach wurde das Gefäß zunächst auf ca. 40 % der maximalen Wasserkapazität gehalten um
ein Keimen der Grassamen zu ermöglichen. Nach dem Auflaufen wurde die Bodenfeuchte
erhöht, um ein optimales Wachs-tum zu erhalten.
Bei den ersten Vorgesprächen im Rahmen der regelmäßigen Treffen war festgelegt worden, die
Bodenkonzentration auf 10 mg/kg Wirkstoff hochzusetzen, nachdem sie in den ersten
Inkubationsversuchen noch 8 µg/kg betragen hatte. 10 mg/kg an Wirkstoff, also 60 mg je Topf,
entsprechen bei den Topfabmessungen (Mitscherlichgefäß mit ca. 0,03 m2) einer Ausbringung
von 20 kg/ha je Wirkstoff, was sicher eine sehr hohe Belastung darstellen würde. Die Konzentration
war so hoch gewählt worden, damit auch bei einem 80 – 90 %igen Abbau noch
Rückstände in den Böden bzw. im Sickerwasser durch das IWW Mülheim nachgewiesen
werden könnte.
Es zeigte sich jedoch sehr schnell, daß in den dotierten Bodensäulen im Vergleich zu den
undotierten, aber mit Urin gedüngten, Kontrollen, eine erhebliche Wachstumsverzögerung
eintrat, bei dem Uedorfer Sandboden war auch nach mehrwöchigem Giessen und damit
Verlagern von Rückständen, kein Pflanzenbewuchs zu erzielen. Die Abbbildung 6 zeigt
beispielhaft die Situation in diesem Boden.
Abb. 6: Wachstumshemmung im ersten Vegetationsversuch (Boden: Uedorf, links: dotiert, rechts:
Kontrolle)
74

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Da kein Aufwuchs zustande kam, konnte in diesem Versuch auch nicht die Pflanzenaufnahme
untersucht werden. Danach wurde nach Lösungsmöglichkeiten gesucht, bei hohen
Dotierungsniveaus dennoch einen Aufwuchs zu erzielen.
B) Screeningversuch
Es war der Verdacht aufgekommen, daß der für die Wachstumshemmung verantwortliche
Wirkstoff die Clofibrinsäure sein könnte. Clofibrinsäure (CFA) hat eine ähnliche chemische
Struktur wie Mecoprop, ein Herbizid (CFA = 2-(4-Chlorphenoxy)-2-methylpropionsäure;
Mecoprop = (2R)-2-(4-Chloro-2-methylphenoxy)propionsäure; Summenformel für beide:
C10H11ClO3). In manchen Literaturangaben wird Clofibrinsäure überdies als anti-Auxin
bezeichnet, also als ein Antagonist zu den Auxinen, pflanzlichen Wachstumshormonen.
Andererseits hätte die Hemmung auch von Wirkstoffen, die besonders gut aufgenommen
werden, herrühren können. Die sauren Wirkstoffe (Carbonsäuren) und die Sulfonamide mit ihrer
guten Löslichkeit waren hier in Betracht zu ziehen.
Daher war ein Screeningversuch zur Differenzierung der Wirkung der Wirkstoffe im Vegetationsversuch
angesetzt worden. Das Ergebnis läßt sich wie folgt zusammenfassen:
• Kontrollen Wachstum normal
• Mischung aller Wirkstoffe starke Wachstumsdepression
• Mischung aller, ohne Clofibrinsäure etwas geringere Depression
• Mischung aller, ohne saure Wirkstoffe noch etwas geringere Depression
Die Abbildung 7 zeigt die Wirkungen der unterschiedlichen Wirkstoffmischungen.
Abb. 7: Differenzierte Wirkungen im Screeningversuch; oben links: Kontrolle; oben rechts: volle
Dotierung links: Mix ohne Clofibrinsäure; u. rechts: Mix ohne saure Wirkstoffe
Leider waren die Aussagen nicht immer einfach zu treffen, da bei den beobachteten qualitativen
Wirkungen große Unterschiede auftraten und nur 2 Wiederholungen vorlagen.
75

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Dennoch war eine Schlußfolgerung klar aus den Beobachtungen abzuleiten: die Hemmwirkung
hängt wohl nicht von einem einzelnen Wirkstoff oder einer Gruppe selbst ab, sondern die
in der Summe zusammenkommende hohe Dosierung bewirkt die Unverträglichkeit bei den
Pflanzen.
C) Zweiter Vegetationsversuch
Für diesen Versuch war eine wichtige Modifikation des Versuchsablaufs vorgenommen worden:
Urin und Wirkstoffe wurden erst aufgegeben, als die Pflanzen schon ausgewachsen waren (vgl.
Abbildung 8, links). Außerdem wurde noch einmal bezüglich der nachgeschalteten Multiwirkstoffanalytik
(IWW Mülheim) überprüft, welche Wirkstoffe in ihrer Dosis reduziert werden
konnten, ohne daß Gefahr bestünde, daß die Werte unterhalb der Nachweisgrenze liegen.
Dabei ergab sich, daß alle Wirkstoffe in ihrer Dosis reduziert werden konnten, außer die
Sulfonamide. Diese wurden weiterhin mit 10 mg/kg Trockenmasse Boden dotiert, alle anderen
Stoffe mit 5 mg/kg TM.
Auch bei diesem Versuch zeigten sich nach ca. 1 Woche Unterschiede im Wachstum zwischen
den Kontrollen und den dotierten Varianten und dies bei allen Bodentypen und in allen Wiederholungen.
Dennoch überlebte die Vegetation und es konnte nach ca. 4 Wochen eine erste
Beerntung der Gefäße ("1. Schnitt") durchgeführt werden.
Abb. 8: Zweiter Vegetationsversuch; links: Zustand vor Dotierung (Boden: Burscheid); rechts: Zustand
1 Woche nach erstem Schnitt (Boden: Meckenheim; li: dotiert, re: Kontrolle)
Nach weiteren zwei Wochen konnte sogar in den dotierten Gefäßen ein zweiter Schnitt durchgeführt
werden, um die fortgesetzte Aufnahme beurteilen zu können.
Etwa zweimal wöchentlich wurden die Böden auf 110 % maximale Wasserhaltekapazität übersättigt,
so daß alsbald Sickerwasser austrat (ca. 40 - 960 ml, je nach Boden), dessen Volumen
bestimmt wurde und welches in Aliquoten der Rückstandsanalytik unterzogen wurde.
Sickerwasser
Nach der ersten Aberntung von Weidelgras wurden die Mitscherlich-Gefäße stärker bewässert
und Sickerwasser quantifiziert und aufgefangen. Das Sickerwasser wurde mittels ELISA auf
SDM und SMX untersucht. Zusammen mit den aufgefangenen Volumnia konnten Frachten
ermittelt werden. Diese sind für SDM in Abbildung 9 dargestellt. Man sieht, daß der
Hauptaustrag unmittelbar bei der ersten stärkeren Beregnung erfolgt. Durch die Interpolation
ergibt sich als Integral unter der Kurve die Gesamtfracht.
76

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Fracht [mg]
7
6
5
4
3
2
1
0
Burscheid Meckenheim Uedorf
1 2 3 4 5 6 7
Probenahmezeitpunkt
Abb. 9: Verlagerung von Sulfadimidin mit dem Sickerwasse; Durchbruchskurve mit Frachten
Für unsere Zwecke wurde die Gesamtfracht zunächst nur als Summe der einzelnen Tagesfrachten
errechnet. Sie betragen im Meckenheimer Boden ca. 6 mg, im Burscheider Boden ca.
10 mg und im Uedorfer Boden ca. 12 mg. Dies bedeutet, daß eine erhebliche Menge der Wirkstoffe
auch verlagert werden kann.
Pflanzen
Die Abbildung 10 zeigt die gefundenen Rückstandskonzentrationen im Weidelgras. Es wurden
Werte für 3 Substanzen, Sulfadimidin (SDM), Sulfamethoxazol (SMX) und Diclofenac (DCF)
ermittelt.
Rückstandskonzentration [mg/kg]
24
22
20
18
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Burscheid
Meckenheim
Uedorf
SDM SMX DCF
Burscheid
Meckenheim
Abb. 10: Rückstandskonzentrationen im Welschen Weidelgras; aus den Vegetationsversuchen in
Mitscherlichgefäßen; links: erster Aufwuchs, rechts: Aufwuchs nach dem ersten Schnitt
Uedorf
77

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Man erkennt, daß die Aufnahme zu Anfang entsprechend der Verfügbarkeit der Wirkstoffe
erfolgt, so wie sie sich aus dem Abbauversuch ergeben hat. Der Uedorfer Sandboden verfügt
lange Zeit über leicht mobilisierbare Rückstände, die Konzentrationen in der Bodenlösung sind
hoch, daher kommt es zu einer erheblichen Aufnahme. Wenn man von einer ersten Aufwuchsmasse
von 200 – 500 g ausgeht, werden durch das Gras Milligramm-Mengen an Sulfamethoxazol
und auch Sulfadimidin dem Boden entzogen. Beim Burscheider Boden ist die Aufnahme
deutlich geringer, da hier Abbau- und Sorptionsprozesse viel stärker mit der Aufnahme durch
die Pflanze konkurrieren. Diclofenac kann in den Pflanzen nur in sehr geringer Konzentration
nachgewiesen werden. Es ist als Carbonsäure bei den pH-Werten des uringedüngten Bodens
offensichtlich kaum in der Lage, über die Wurzeln in die Pflanzen zu gelangen.
Nachdem mit dem Sickerwasser bereits größere Mengen an Wirkstoff nach unter verlagert
wurden, kehren sich die Verhältnisse nach einer Weile nahezu um. Da im Uedorfer Boden
nunmehr viel niedrigere Bodenwasserkonzentrationen vorliegen, geht auch die Aufnahme beim
zweiten Aufwuchs zurück. Der Burscheider Boden liefert dagegen noch Wirkstoff nach, so daß
die Aufnahme hier nun größer ist als in den Böden Uedorf und auch Meckenheim.
7 Bewertung des Risikopotentials
7.1 Abbau
Es wurde festgestellt, daß ein Abbau einiger ausgewählter Wirkstoffe stattfindet, daß die Sulfonamide
aber in allen untersuchten Böden bis zu 3 Monaten nicht einmal zur Hälfte abgebaut
werden. Außerdem ist zu vermuten, daß sogar weniger Wirkstoff tatsächlich metabolisiert
wurde, sondern vielmehr stärker an die Bodenmatrix adsorbiert oder gebunden wurde, was
auch ein reversibler Vorgang sein kann. Der Abbau findet offensichtlich v.a. aerob und mikrobiell
statt.
Damit erweisen sich diese Wirkstoffe ähnlich wie beim Abbau im Körper und in der Kläranlage
als schlecht abbaubar. Bis zu 50 % der Wirkstoffe können über 3 Monate und länger im Boden
verbleiben.
7.2 Pflanzenaufnahme von Pharmaka
Es wurde festgestellt, daß einige polare Wirkstoffe in die Pflanze aufgenommen werden. Die
Pflanzenkonzentrationen lagen in der Größenordnung mg/kg, vergleichbar mit den Bodenkonzentrationen.
So wurden zwischen 15 und 30 % eines Wirkstoffs aufgenommen. Die
Pflanzenaufnahme konkurriert allerdings mit der Auswaschung, so daß nach einem Verarmen
der Bodenlösung an Wirkstoff die Aufnahme stark zurück geht, so daß nicht von einer Dauerbelastung
ausgegangen werden muß.
7.3 Versickerung
Eine Verlagerung der Sulfonamid-Wirkstoffe findet in erheblichem Maße statt. Polare Wirkstoffe
(SDM) werden bevorzugt verlagert und die Sickerwasserkonzentrationen liegen im mg/l-
Bereich. Eine Frachtbetrachtung zeigt, daß v.a. mit den ersten „Niederschlägen“ die Hauptfracht
verlagert wird. Die Fracht betrug dabei zwischen 10 und 20 % der ausgebrachten Menge (6 –
12 mg).
Fazit:
Insgesamt konnte mit dieser vorläufigen und modellhaften Untersuchung der Verbleib von 2 – 3
Substanzen nach Ausbringung mit Urin nachgezeichnet werden. Es ist jedoch noch einmal klar
vor Augen zu führen, daß es sich bei dieser Untersuchung um eine Art „worst-case“-Studie
handelt. Zum einen sind die Sulfonamidwirkstoffe eine sehr gut lösliche und polare Gruppe von
78

Pharmaka im Urin: Abbau und Versickerung vs. Pflanzenaufnahme
Pharmaka, zum anderen wurde aus analysentechnischen Gründen mit einer sehr hohen
Wirkstoffkonzentration gearbeitet, die weit von der Realität entfernt ist. Bei niedrigeren
Konzentrationen und im Freiland können durchaus Ergebnisse erzielt werden, die sich von den
hier gezeigten deutlich abheben würden.
Dennoch konnte mit den hier vorgestellten Untersuchungen gezeigt werden, daß ein Gefährdungspotential
durch landwirtschaftlichen Verwertung von Urin, der Pharmakarückstände
enthält, nicht völlig auszuschließen ist.
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Säulenversuche mit Urin
Säulenversuche zum Rückhalt von Pharmaka in
Bodenfiltern
Jan Mauriz Kaub, Jörg Londong
Professur Siedlungswasserwirtschaft, Bauhaus-Universität Weimar, Coudraystr. 7, 99423
Weimar
1 Einleitung
Im Rahmen des Forschungsprojektes „Lambertsmühle II“ wurden neben der Optimierung des
bestehenden Anlagenkonzeptes weitere Verwertungsmöglichkeiten für die anfallenden
Stoffströme untersucht. Zudem wurden sich aus der Nutzung dieser Ströme ergebene Gefährdungspotenziale
betrachtet.
Seitens des IPE ist im ersten Teil des Forschungsprojektes die grundsätzliche Eignung des in
der Lambertsmühle gesammelten Urins (Gelbwasser) als landwirtschaftlicher Dünger bestätigt
worden (Simons et al., 2003). Im zweiten Teil des Projektes sollte untersucht werden, welche
Gefährdungspotenziale sich aus dieser Verwendung ergeben können. Von besonderem
Interesse waren hier die im menschlichen Urin enthaltenen Pharmaka. Vom Menschen
eingenommene Pharmaka werden größtenteils über den Urin unverändert bzw. metabolisiert
ausgeschieden. Vom IWW sind dazu in den Jahren 2001-2003 regelmäßig Analysen des
Gelbwassers auf gängige Arzneimittel durchgeführt worden. Eine Reihe der untersuchten
Arzneimittel, wie Ibuprofen, Carbamazepin und Ibuprofen konnten über den gesamten
Untersuchungszeitraum im Gelbwasserspeicher mit Konzentrationen im µg/l-Bereich
nachgewiesen werden (Strompen et al., 2003).
Zum Verhalten dieser Stoffe, wenn Urin als Dünger in der Landwirtschaft eingesetzt wird,
wurden im Projekt sondierende Untersuchungen durchgeführt. Die Professur Siedlungswasserwirtschaft
der Bauhaus-Universität Weimar untersuchte den Stofftransport in unbewachsenen
Bodensäulen.
2 Zielsetzung und Arbeitsansatz
Anhand von fünf mit unterschiedlichen Materialien befüllten, unbewachsenen Bodensäulen
sollen mögliche Gefährdungspotenziale aufgezeigt werden, die aus dem Eintrag von Pharmaka
über das Gelbwasser in das Grundwasser rühren können.
Die Füllung der Säulen sind neben einem schluffigen und einem sandigen Boden Quarzsand,
Aktivkohle sowie ein Kompost. Die Häufigkeit und Menge der Urinzugabe ist an die Düngegaben
in der Landwirtschaft angepasst. Mit dem Urin werden definierte Mengen der zu
untersuchenden Pharmaka auf die Säulen aufgebracht, um die Analytik und Bilanzierung zu
vereinfachen. Der Ablauf der Säulen (Sickerwasser) wird dann auf die betreffenden Pharmaka
untersucht. Die Beregnung der Säulen erfolgt so, dass zum einen für die Analytik eine
ausreichende Sickerwassermenge bereitgestellt werden kann, aber trotzdem die Säulen
zumindest partiell trockenfallen.
Aufbauend auf den Ergebnissen soll dann eine vorläufige Bewertung vorgenommen werden.
82

Säulenversuche mit Urin
3 Beschreibung Versuchsanlage
3.1 Allgemein
Die Versuchsanlage besteht aus fünf Glassäulen DN 200, die jeweils paarweise in ein Gestell
eingebaut sind, des weiteren aus zwei PVC-Säulen, die hinsichtlich Material und Menge wie die
Glassäulen I und II gefüllt sind. Diese Säulen (Dummy-Säulen) stehen auf Wagen, damit sie zur
Wiegung auf eine Waage geschoben werden können. Durch diese Säulen soll die Entwicklung
der Feuchtigkeit in den Böden über die Versuchsdauer untersucht werden.
Standort der Versuchsanlage in ein Raum im Containerkomplex der Professur auf der
Kläranlage Weimar-Tiefurt. Im gesamten Komplex werden durch eine stationäre Klimaanlage
gleichmäßige Bedingungen hinsichtlich des Raumklimas eingestellt. Zusätzlich verfügt der
Versuchsraum über eine mobile Klimaanlage, damit während Sommermonate die gewünschte
Raumtemperaturbereich von 15 bis 17 °C eingehalten werden konnte.
In den Raum fällt kein Tageslicht, so dass die gesamte Anlage im Dunkeln betrieben wird.
Während der täglichen Probenahmen bzw. Kontrollen erfolgt die Beleuchtung des Raumes
durch künstliches Licht (Leuchtstofflampen).
Mittels eines PC werden minütlich Säulentemperatur, Raumtemperatur, relative Luftfeuchte im
Versuchsraum sowie das Gewicht einer der Dummy-Säulen erfasst und abgespeichert.
Die folgende Abb. 16 zeigt die Anordnung der Versuchsanlage.
Abb. 16 Ansicht Glas- und Dummy-Säulen
3.2 Aufbau und Befüllung Säulen
3.2.1 Glassäulen
Die Säulen sind aus Glasrohren mit einem Außendurchmesser von 215 mm gefertigt, so dass
sich bei einer Wandung von 7 mm ein Innendurchmesser von 201 mm ergibt (DN 200). Sie
werden unten von einem Rundboden abgeschlossen, an dessen tiefster Stelle sich ein Stutzen
mit Glasgewinde GL 25 befindet. Die Nutzhöhe der Säulen im zylindrischen Teil beträgt 500
83

Säulenversuche mit Urin
mm. Dieser Bereich wird mit dem jeweiligen Material befüllt. Des weiteren verfügen die Säulen
noch über einen Freibord von 30 mm.
Auf der Mantelfläche der Säulen befinden sich zusätzlich zwei weitere Stutzen GL 25 in Höhe
von 166 bzw. 322 mm bezogen auf die Unterkante der zylindrischen Mantelfläche. Die Stutzen
sind mit Blindstopfen verschlossen, deren eingesetzte Dichtung mit PTFE beschichtet ist. PTFE
(Teflon) gilt als sorptionsarmer Kunststoff. Die Abb. 17 zeigt den Aufbau der Säulen.
Der Glasstutzen am Bodenauslauf mündet über eine
Schraubverbindungskappe in einen Einweg-Glaskugelhahn
mit Glasküken (Bohrung 6 mm). Als Dichtungsmaterial in
der Schraubverbindungskappe wurde mit PTFE
überzogenes Silikon gewählt, um auch hier die Sorption zu
minimieren.
Um zu verhindern, dass das eigentliche Füllmaterial der
Säule in den Bodenauslauf gelangt, wurde in den
Rundboden jeder Säule ein Lochblech mit aufliegender
Kiesstützschicht eingebaut. Das verwendete Edelstahl-
Lochblech hat eine Lochweite von 3 mm und einen
Durchmesser von ca. 110 mm. Der Rand ist mit
Silikonschlauch eingefasst, um eine gleichmäßige
Verteilung der aufliegenden Lasten (Stützschicht +
Füllmaterial, teilweise wassergesättigt) auf den Rundboden
zu gewährleisten.
3.2.2 Dummy-Säulen
Abb. 17:Aufbau einer Glassäule
Bei diesen Säulen wurde bewusst ein robuster Aufbau gewählt, da die Säulen täglich bewegt
werden müssen, um sie zu wiegen. Die Säulen sind aus PVC-Rohr (KG-Rohr) DN 190 gefertigt.
Sie besitzen keinen Rundboden, sondern sind unten offen. Das Füllmaterial und die
Stützschicht lagert auf einem Edelstahllochblech (3 mm
Lochdurchmesser). Der Aufbau und die Befüllung entsprechen
ansonsten den Glassäulen I und II, die mit den beiden Böden
gefüllt sind. Die eingebrachten Massen der einzelnen Material
sind identisch mit den zugehörigen Glassäulen.
Die Säulen stehen jeweils auf einem Wagen, so dass sie
einfach auf die im Podest eingelassene Waage geschoben
werden können. Eine Säule verbleibt dauernd auf der Waage,
so dass von dieser das Gewicht online erfasst werden kann.
Auftretendes Sickerwasser wird über eine Schütte abgeleitet
und separat gesammelt, so dass es nicht mit gewogen wird. Das
Sickerwasser der anderen Dummy-Säule wird in einer Schale
unterhalb des Wagens aufgefangen.
Die Abb. 18 zeigt die Dummy-Säulen während der Versuche.
Die Dummy-Säule I befindet sich im Bild auf der Waage.
3.2.3 Befüllung Säulen
Abb. 18: Ansicht Dummy-Säulen
84

Säulenversuche mit Urin
Im folgenden werden der Auf- und Einbau der Materialien in die einzelnen Säulen
beschreiben sowie die eingebauten Materialien kurz beschreiben.
3.2.3.1 Allgemeiner Aufbau
Auf dem Lochblech wurde eine zweilagige Stützschicht aus Kiesen der Körnung 4/8 mm und
darüber 2/4 mm aufgebracht. Dieser Aufbau ist für alle fünf Glassäulen sowie die Dummy-
Säulen identisch.
Für die Stützschichten kam jeweils Kies zum Einsatz, der von den Industriesandwerken Gebrüder
Willersinn, Raunheim bezogen wurden. Die Kiese sind vom Hersteller entschlämmt, gesiebt
und getrocknet worden.
Auf die Stützschicht wurden dann lagenweise die jeweiligen Füllmaterialien eingebracht. Jede
Lage hatte eine Höhe von ca. 10-15 mm und wurde leicht (mit Hand bzw. Löffel) verdichtet. Die
Füllhöhe für die Materialien betrug jeweils 500 mm. Der Aufbau der mit Boden gefüllten Säulen
unterteilt sich in 200 mm Unterboden und 300 mm Oberboden. Die Böden sowie der Quarzsand
wurden in luftgetrocknetem Zustand, die Aktivkohle genässt und der Kompost herstellungsfeucht
einbaut. Die Einwaage aller Materialien wurden notiert und protokolliert. Die
Dummy-Säulen I und II, entsprechen vom Aufbau und Massen den Glassäulen I und II. Folgende
Abb. 19 zeigt die Glassäulen mit Füllung sowie die dazugehörigen Einwaagen.
Abb. 19: Füllung Glassäulen
3.2.3.2 Säule I: Meckenheimer Boden
Der Boden ist ein lehmiger Schluff aus der Lage: Meckenheim bei Bonn. Der Ausgangsboden
ist eine Parabraunerde auf tiefgründigem Löss. Mit dem Boden wird seit 1959 ein Langzeitversuch
zur organischen Düngung durchgeführt. Der Versuchsboden entstammt der Mineraldüngervariante
und wurde im Jahr 2002 entnommen. Die Zusammensetzung ist Tab. 5 zu
entnehmen, die Daten stammen vom IPE.
85

Säulenversuche mit Urin
Tab. 5: Fraktionen Meckenheimer Boden
Oberboden
[Masse-%]
Unterboden
[Masse-%]
Corg 0,75 0,42
CaCO3 < 0,2 < 0,2
Grobsand 1,3 1,0
Mittelsand 2,5 1,5
Feinsand 3,1 2,3
Grobschluff 50,3 48,3
Mittelschluff 20,9 17,7
Feinschluff 6,0 5,4
Ton 16,0 23,9
Sowohl Unter- als auch Oberboden waren durch das IPE auf < 2 mm abgesiebt und an der Luft
getrocknet worden. Dieser Boden ist auch in Dummy-Säule I eingebaut.
Die Lagerungsdichten sind folgender Tab. 6 zu entnehmen:
Tab. 6:Lagerungsdichten Meckenheimer Boden in Säulen
Glassäule I
[kg/m³]
Dummy-Säule I
[kg/m³]
Oberboden (Krume) 1464,44 1453,12
Unterboden 1192,40 1288,98
Auffällig ist, dass die Lagerungsdichten der Krumen in beiden Säulen gut übereinstimmt
(Abweichung < 1%), während sich die Lagerungsdichten der Unterboden um ca. 7,5 %
unterscheiden. Die eingewogenen Massen sind in beiden Fällen identisch. Es ist zu vermuten,
dass die Verdichtung in der robusteren und einfacher zugänglichen Dummy-Säule stärker war,
als in den unteren Schichten der Glassäulen. Die Messung der Füllhöhen in den Dummy-
Säulen erfolgte von der Oberkante Säule bis zur Schicht, da die Säule nicht durchsichtig ist.
Dadurch können sich zusätzlich Fehler besonders in der unteren Schicht ergeben haben.
3.2.3.3 Säule II: Uedorfer Boden
Es handelt sich um einen sandigen Boden aus Uedorf bei Bonn.
Auch bei diesem Boden wurde durch das IPE der Skelettanteil von > 2 mm abgesiebt und
sowohl Unter- als auch Oberboden luftgetrocknet. Dieser Boden ist auch in Dummy-Säule II
eingebaut. Die Anteile der einzelnen Fraktionen sind nachfolgender Tab. 7 zu entnehmen. Die
Daten wurden vom IPE zur Verfügung gestellt.
86

Säulenversuche mit Urin
Tab. 7: Fraktionen Uedorfer Boden
Oberboden
[Masse-%]
Unterboden
[Masse-%]
Corg 0,85 0,23
CaCO3 < 0,2 < 0,2
Grobsand 3,1 3,5
Mittelsand 55,4 64,6
Feinsand 17,8 17,6
Grobschluff 8,2 4,7
Mittelschluff 5,6 3,2
Feinschluff 4,6 3,1
Ton 5,3 3,4
Die Lagerungsdichten sind Tab. 8 zu entnehmen:
Tab. 8: Lagerungsdichten Uedorfer Boden in Säulen
Glassäule I
[kg/m³]
Dummy-Säule I
[kg/m³]
Oberboden (Krume) 1580,10 1582,04
Unterboden 1452,13 1585,23
Auch hier unterscheiden sich die Dichten der Unterböden mit über 8 % stark, während die
Oberböden gut übereinstimmen.
3.2.3.4 Säule III: Quarzsand
Der verwendete Sand, ein Raunheimer Quarzsand RQ 16 mit der Körnung 0,9 – 2 mm, wurde
über das F.A. Finger-Institut der Bauhaus-Universität Weimar von den Industriesandwerken
Gebrüder Willersinn bezogen. Der Sand wurden durch einen Nassbagger gewonnen und vom
Lieferanten entschlämmt, gesiebt und getrocknet. Weitere Daten (Herstellerangaben) zum Sand
sind folgenden Tabellen zu entnehmen.
87

Säulenversuche mit Urin
Tab. 9: Korngrößen Quarzsand 0,9 – 2,0 mm
Kornklasse
[mm]
Anteil Masse-%
> 2,0 mm 1
1,4 – 2,0 mm 39
1,0 – 1,4 mm 54
0,9 – 1,0 mm 4
< 0,9 mm 2
Tab. 10: chem. Analyse Quarzsand 0,9 – 2,0 mm
Verbindung Anteil Masse-%
SiO2
Al2O3
Fe2O3
95,4
2,31
0,32
CaO 0,08
MgO 0,01
K2O 1,39
Da diese Säule vor allem als Referenz für die anderen Säulen dient, wurde bewusst eine grobe
Körnung mit geringem Feinkornanteil gewählt. Effekte, die an den anderen Säulen verzögert zu
erkennen sind, sollten hier schneller auftreten. Sande mit ähnlicher Körnung aber höherem
Feinkornanteil werden beispielsweise in Bodenfiltern eingesetzt.
Für die Füllung von 500 mm wurden 24,638 kg Sand benötigt. Dies ergibt eine Lagerungsdichte
von 1590 kg/m³.
3.2.3.5 Säule IV: Aktivkohle
In der Säule wurde eine Aktivkohle des Typs GAC 830 von der Herstellerfirma NORIT eingebaut.
Es handelt sich hierbei, um eine Kornkohle, welche üblicherweise in Festbettabsorbern
(Aktivkohlefiltern) z.B. in der Trinkwasseraufbereitung eingesetzt wird. Weitere Daten (Herstellerangaben)
sind folgender Tab. 11 zu entnehmen.
88

Säulenversuche mit Urin
Tab. 11: Daten GAC 830
Korngröße
> 8 mesh (2,36 mm)
< 30 mesh (0,60 mm)
Anteil Masse-%
≤ 15
≤ 4
effektive Größe 1,0 mm
Gleichförmigkeitsfaktor 1,7
Jodzahl 1000
Gesamtoberfläche (BET) 1100 m²/g
Schüttdichte 500 kg/m³
pH-Wert alkalisch
Die in der Säule verwendete Frischkohle wurde von einem Wasserversorger zur Verfügung
gestellt. Sie wurde bei diesem per Silozug am 07.06.2004 angeliefert und im Frischkohlebunker
gelagert. Um die Kohle in Rohrleitungen zu transportieren, wurde sie genässt. Der Einbau in die
Säulen erfolgte am 29.06.04.
Für eine Füllhöhe von 500 mm wurden 14,778 kg nasse Aktivkohle in die Säulen eingefüllt. Bis
zum 02.07.04 liefen insgesamt 2,999 kg Sickerwasser ab, so dass zu diesem Zeitpunkt die
Masse der in den der Säule enthaltenden Kohle 11,779 kg betrug.
3.2.3.6 Säule V: Kompost
Für die Säule wurde ein von Dr. Kulle (MFPA Weimar) zusammengestellter Kompost gewählt,
welcher sich gut als Material für einen Festbettfilter zur Sickerwasseraufbereitung auf Deponien
bewährt hat. Zu anderen wird er derzeit in einem von der DBU finanzierten Projekt zur
Behandlung von Abwässern aus Autobahntoilettenanlagen eingesetzt. Von der Professur Siedlungswasserwirtschaft
der Bauhaus-Universität Weimar wird dazu eine Versuchsanlage an der
BAB 4 betrieben.
Bei Kompost ist von Interesse, ob ein biologisch aktives Material, welches selber weiter mineralisiert
wird, besondere Effekte auf das Verhalten der Pharmaka hat.
Für die Füllung von 500 mm wurden 12,956 kg Kompost benötigt. Dies ergibt eine Lagerungsdichte
von 825 kg/m³.
3.2.4 Online-Meßtechnik
Um die Umgebungsbedingungen der Säulen zu überwachen, wurden Sensoren installiert.
Mittels je eines Temperaturfühlers (Pt100, Endress+Hauser) wird in den Glassäulen I (Meckenheimer
Boden) sowie III (Quarzsand) die Temperatur gemessen. Ein weiterer Pt 100 erfasst die
Raumtemperatur. Über einen kapazitiven Feuchtesensor (E+E Elektronik) wird die relative
Luftfeuchte im Raum bestimmt. Alle genannten Sensoren sind an einen Analog-Digital-
Umsetzer (Gantner Electronic) angeschlossen. Über eine serielle Schnittstelle kann der PC die
aktuellen Messwerte von diesem abrufen.
Die Messwerte der 60 kg-Waage, Auflösung d = 2 g, (Kern & Sohn) wird ebenfalls über eine
serielle Schnittstelle vom PC erfasst, so kann das Gewicht einer Dummy-Säule mitgeschrieben
werden.
Alle Werte werden minütlich vom PC abgerufen, auf dem Bildschirm dargestellt und in einer
Tagesdatei gespeichert.
89

Säulenversuche mit Urin
4 Versuchsvorbereitung
Vor Beginn der eigentlichen Versuche wurden alle Säulen gesättigt. Sowie als Anhaltspunkt für
die nachfolgenden Versuche die Wasserhaltekapazität der Böden in den Dummy-Säulen
bestimmt.
4.1 Glassäulen
Die Säulen wurden bei geschlossenem Bodenablauf von oben mit Wasser beaufschlagt. Es
wurde solange Wasser zu gegeben, bis der Wasserspiegel im Überstand konstant blieb. Dieser
Vorgang zog sich, besonders bei den Säulen I und II, über insgesamt 2 d hin.Vor der Urinzugabe
wurde der Ablauf aller Säulen geöffnet und zwei Stunden gewartet.
4.2 Dummy-Säulen
Diese Säulen wurden von unten her gesättigt. Dazu wurden die Säulen in ein Fass gestellt, in
welchem ein Wasserspiegel leicht über der Oberkante der Säulenfüllung eingestellt wurde.
Innerhalb eines Tages haben sich die Säulen dann aufgesättigt. Sie wurden aus dem
Wasserbad entnommen und in regelmäßigen Abständen gewogen. Je nach Bodentyp
stabilisierte sich das Gewicht der Säulen innerhalb 2 bis 3 h. Dieser Wert wurde als
Wasserhaltekapazität der Säule für die weiteren Versuche festgelegt. Nach 16 bzw. 20 h wurde
bei den Säulen eine Kontrollmessung durchgeführt. Hier zeigte sich, dass die weitere
Gewichtsabnahme der Säulen nach diesen ersten 2-3 h nicht mehr so groß war und daher die
zuvor ermittelten Werte als Wasserhaltekapazität herangezogen werden können. Kurz vor dem
Beginn der Urinzugabe wurden die Dummy-Säulen wieder aufgesättigt, um einen mit den
Glassäulen vergleichbaren Zustand einzustellen. Die nun ermittelten Werte stimmen gut mit
denen der ersten Sättigung überein. Besonders gilt dies für den Meckenheimer Boden. Der
Mittelwert aus beiden Sättigungen wurde für die weiteren Berechnungen genutzt.
Die genauen Werte sind nachfolgender Tab. 12 zu entnehmen. Die Gewichte in der letzten
Spalte beziehen sich auf die reinen Bodenmassen, das Gewicht der Säulen sowie der Stützsicht
ist hier abgezogen. Das Gesamtgewicht Säule ist der real gemessene Wert an der Waage.
Tab. 12: Bestimmung Wasserhaltekapazität Dummy-Säule I und II
Dummy-Säule I (Meckenheimer
Boden)
Datum Uhrzeit Gesamtgewicht
Säule
1. Sättigung 03.07.04 14:30 Entnahme
Wassebad
Gewicht
Boden
in Säule
Dummy-Säule II (Uedorfer Boden)
Datum Uhrzeit Gesamtgewicht
Säule
02.07.04 16:00 Entnahme
Wassebad
Gewicht
Boden
in Säule
17:50 32,864 27,264 18:30 34,338 28,746
04.07.04 8:45 32,798 27,198 03.07.04 14:30 33,972 28,380
2. Sättigung 08.07.04 10:50 Entnahme
Wassebad
08.07.04 10:50 Entnahme
Wassebad
13:30 32,920 27,320 13:30 34,108 28,516
Mittelwert 27,290 28,631
90

Säulenversuche mit Urin
5 Versuchsdurchführung
5.1 Bestimmung Bezugsgewicht
Die Säulenversuche wurden im Kontext mit den Pflanzenversuchen des IPE durchgeführt. Um
die Vergleichbarkeit mit diesen Versuchen zu schaffen, wurden die Zugaben sowohl der
Pharmaka als auch des Urins abgestimmt.
Die Dotierung für die Pflanzenversuche erfolgte bezogen auf die Masse Boden im Versuchsgefäß.
Da die Säulen bei gleichem Volumen mit Materialien unterschiedlicher Dichte befüllt sind
und alle Säulen zur besseren Vergleichbarkeit untereinander gleich beaufschlagt werden,
musste ein Referenzgewicht festgelegt werden.
In den Säulenversuchen soll das Verhalten von Pharmaka in Böden mit anderen Materialien
verglichen werden. Daher wurden die Gewichte der beiden Bodensäulen als Referenz herangezogen.
Die Massen der in die Glassäulen eingebrachten luftgetrockneten Böden betrug
21,294 kg für Säule I (Meckenheimer Boden) und 24,016 kg für Säule II (Uedorfer Boden). Als
Referenzwert wurde der Mittelwert beider Säulenfüllungen gerundet auf ein Kilogramm
bestimmt. Der Wert beträgt 23 kg.
5.2 Dotierung Pharmaka
Zusammen mit dem Urin sollte eine definierte Menge der zu untersuchenden Pharmaka einmalig
auf die Säulen gegeben werden.
Versuche des IWW zeigten, dass sich in der Matrix Urin die verschiedenen Wirkstoffe nicht in
der gewünschten Konzentration lösen ließen. Die direkte Zugabe der Pharmaka mit dem Urin
war daher nicht möglich. Daher wurden die Wirkstoffe mit einem Lösungsvermittler an Reinsand
gebunden. Dieser Sand wurde vor der Urinzugabe auf die Säulen gegeben. Durch den Urin
sowie die Beregnung werden die Stoffe vom Sand gelöst und in die Säulen eingetragen.
Der Reinsand wurde vom IWW mit Clofibrinsäure, Carbamazepin, Bezafibrat, Fenoprofen,
Diclofenac, Ibuprofen, Tetracyclin, Sulfadiazin, Sulfamethazin und Sulfamethoxazol dotiert und
der BUW zur Verfügung gestellt. Die Dotierung betrug pro Kilogramm Reinsand 1 g Wirkstoff.
Entsprechend den Pflanzversuchen des IPE wurden pro kg Boden 10 mg Wirkstoff aufgegeben.
Bei einem festgesetzten Bezugswert für die Säulenfüllung von 23 kg, wurden also jeweils 230
mg der einzelnen Wirkstoffe auf die Säulen dotiert. Bezogen auf den Reinsand sind dies 230 g
Sand pro Glassäule. Auf die Dummy-Säulen wurden die Restmenge von jeweils 180 g dotierter
Sand aufgegeben, um eine gewissen Vergleichbarkeit bezüglich des Aufbaus der Säulen zu
erhalten.
Der dotierte Sand wurde kurz vor der Urinzugabe auf die gesättigten Säulen aufgebracht.
5.3 Urinzugabe
Entsprechend der Pflanzenversuche des IPE wurden pro kg Boden 80 ml des in der Lambertsmühle
gesammelten Urins aufgegeben. Tab. 13 zeigt die Analyse des aufgegebenen Urins.
91

Säulenversuche mit Urin
Tab. 13: Analyse Urin
Urin
Lambertsmühle
Pges.
[mg/l]
CSBhomo.
[mg/l]
CSBfilt.
[mg/l]
165 2190 460
Für den Urin ergibt sich demnach eine Zugabemenge von 1,840 l pro Säule, bei einem
Referenzgewicht der Füllung von 23 kg. Diese Menge wurde sowohl auf die Glas- wie auch die
Dummy-Säulen gegeben. Aufgrund eines Rechenfehlers ist auf Säule II anstelle der
berechneten 1,840 l eine Menge von 2,468 l aufgegeben worden.
5.4 Beregnung
Die Beregnung sollte sich an den Gegebenheiten des Standortes Burscheid orientieren. Dazu
wurde die Daten des Regenschreibers Burscheid, welcher vom Wupperverband betrieben wird,
aus dem Jahr 2002 herangezogen. Dieses Jahr wies für den Standort einen Niederschlag von
1121 mm auf. Anhand der Tageswerte des Schreibers wurden die täglichen
Beregnungsmengen flächenbezogen für die Säulen berechnet. Kleinere Beregnungsmengen
verteilt über mehrere Tage wurden zu einer größeren Tagesmenge zusammengefasst.
Begonnen wurde die Beregnung mit den Mengen des niederschlagsreichen Juli 2002 (99,3
mm/Monat) am 09.07.04 taggenau. Es zeigte sich jedoch, dass die Mengen zu gering waren,
um die für die Analytik benötigten Sickerwassermengen bereitzustellen. Verstärkt wurde dieser
Effekt durch die starke zeitliche Differenzierung der Zugabe, die die Verdunstung von der
Säulenoberfläche begünstigt. Ab dem 02.08.04 erfolgte die Beregnung nach folgendem
Regime:
• 1. Woche: Beregnung mit jeweils 300 ml am Montag, Mittwoch und Freitag
• 2. Woche: keine Beregnung, so dass die Säulen partiell trockenfallen können
Die Beregnung mit 300 ml entspricht einem Regenereignis von 10 l/m³. Die Aufgabe des
Wassers erfolgt in einem Zug, so dass je nach Füllmaterial die Säulenoberfläche kurzzeitig
einstaut.
Mit diesem Regime konnten die für die Analytik benötigten Sickerwassermengen von 400 – 500
ml je Mischprobe (Woche) bereitgestellt werden.
Die aufgegebenen Mengen wurden durch eine Waage abgewogen. Zur Beregnung wurde
Trinkwasser aus dem Leitungsnetz der Stadt Weimar genutzt.
5.5 Probenahme
5.5.1 Glassäulen
Die Ablaufhähne der Säulen sind, bis auf die erste Woche der Versuche, durchgehend geöffnet.
Ablaufendes Wasser wurde in 500- bzw. 1000 ml Glasflaschen gesammelt. Die anfallenden
Mengen werden täglich mit einer Waage (Ohaus, d = 10 mg) quantifiziert und in eine
wöchentliche Mischprobe überführt. Die Mischprobe wird ebenfalls in einer Glasflasche
gesammelt, die Lagerung erfolgt im Kühlschrank. Pro Woche wurde eine Mischprobe angesetzt.
Der Probenanfall schwankt zwischen den Beregnungs- und den trockenen Wochen. So beginnt
eine neue Probenahme montags in der Beregnungswoche, wenn die ersten 300 ml Wasser auf
die Säulen gegeben werden. Dies Probenahme endet am darauffolgenden Montag bzw.
92

Säulenversuche mit Urin
Dienstag, da dann i.d.R. kein Sickerwasser mehr aus den Säulen austritt. Die Proben aus
den Beregnungswochen werden nach Beendigung der Probenahme geteilt, der größere Teil der
Proben wurde in Glasflaschen zur Pharmakaanalyse an das IWW geschickt. Der kleinere Teil
wurde zur Bestimmung des CSB und Pges sowie zur Messung von pH-Wert und Leitfähigkeit
genutzt.
In den trockenen Wochen fiel in den Säulen I, II (Böden) sowie V (Kompost) keine Probe an.
Bei den mit gröberem Material gefüllten Säulen III (Quarzsand) und IV (A-Kohle) fallen an
trockenen Tagen teilweise 6-10 ml Probe an. Hauptsächlich dürfte es sich hier um Kondenswasser
handeln.
5.5.2 Dummy-Säulen
Der Ablauf der Dummy-Säulen wird ebenfalls aufgefangen und täglich in die Mischprobe
überführt bzw. als Einzelprobe untersucht. Seitens der BUW erfolgt eine Analyse auf die
Abwasserstandardparameter sowie pH-Wert und Leitfähigkeit.
Zu beachten ist, dass die Proben aufgrund der Bauweise der Dummy-Säulen in offenen
Schalen gesammelt werden und daher die Proben einen Verdunstungsverlust gegenüber denen
aus den Glassäulen aufweisen.
Das Gewicht der Dummy-Säulen wird täglich vor Ort notiert. Eine Säule verbleibt ständig auf
der Waage, so dass das Gewicht online erfasst werden kann. Im Zweiwochen-Rhythmus
(Regenregime) werden für die Erfassung die Säulen getauscht, um für beide Säulen Online-
Werte zu erhalten.
6 Ergebnisse
6.1 Analytik Sickerwasser
Bei den im folgenden dargestellten Ergebnissen wird der Zeitraum vom Start der Versuche am
08.07.04 bis zum 20.09.04 betrachtet. Am 20.09.04 wurde (vorerst) die letzte Probenahme
beendet, die bezüglich Pharmaka untersucht wurde.
In dieser Zeit sind insgesamt neun Probenahmen durchgeführt worden. Für die
Pharmakaanalytik konnten auf grund des benötigten Probevolumens nur die Mischproben aus
den Beregnungswochen herangezogen werden. In den trockenen Wochen fiel in den Säulen I,
II (Böden) sowie V (Kompost) keine Probe an. Bei den mit gröberem Material gefüllten Säulen
III (Quarzsand) und IV (A-Kohle) fielen an trockenen Tagen teilweise 6-10 ml Probe an. Die
CSB- und Pges-Konzentrationen dieser Proben waren vergleichbar mit den Proben aus den
Beregnungswochen bzw. lagen teilweise auch darüber. Aufgrund der im Vergleich geringen
Sickerwassermengen der trockenen Wochen spielen diese Proben für die Frachtberechnung
keine Rolle. Es besteht die Vermutung, dass sich diese Proben zu einem großen Teil aus
Kondenswasser zusammensetzen, welches an der Wandung bzw. dem Füllmaterial besonders
im unteren Teil der Säulen kondensiert und teilweise abfließt. Im unteren Bereich dieser Säule
konnte ein Feuchtigkeitsniederschlag an der Wandung lokalisiert werden.
Anhand der vom IWW ermittelten Pharmakakonzentrationen im Sickerwasser sowie den
Gesamtabfluss der Säule im jeweiligen Probenahmezeitraum konnten die Frachten für die
einzelnen Wirkstoffe im Sickerwasser errechnet werden. Das gleiche wurde auch für die
Parameter Pges und CSB durchgeführt, welche von der BUW analysiert wurden.
In den folgenden Diagrammen sind die kumulierten Wirkstofffrachten im Sickerwasser für die
jeweiligen Probenahmen dargestellt. Probenahmezeiträume, in den keine Pharmakaanalytik
durchgeführt wurde (gerade Nummer), sind nicht dargestellt.
93

Säulenversuche mit Urin
Fracht (kum.) [µg]
bei 230.000 µg
dotiertem Wirkstoff
Abb. 20: kumulierte Frachten ausgewählter Pharmaka im Ablauf von Säule I
Fracht (kum.) [µg]
bei 230.000 µg
dotiertem Wirkstoff
30000
25000
20000
15000
10000
5000
30000
25000
20000
0
15000
10000
5000
0
MP 1
MP 1
MP 2
MP 3
MP 5
Mischprobennr.
MP 3
Abb. 21: kumulierte Frachten ausgewählter Pharmaka im Ablauf von Säule II
MP 5
Mischprobennr.
Säule I
(Meckenheimer Boden)
Säule II
(Uedorfer Boden)
MP 7
MP 7
MP 9
MP 9
Clofibrinsäure BG = 5 [µg/l]
Bezafibrat BG = 5 [µg/l]
Fenoprofen BG = 5 [µg/l]
Ibuprofen BG = 5 [µg/l]
Carbamazepin BG = 1 [µg/l]
Diclofenac BG = 5 [µg/l]
Clofibrinsäure BG = 7 [µg/l]
Ibuprofen BG = 10 [µg/l]
Bezafibrat BG = 7 [µg/l]
Diclofenac BG = 10 [µg/l]
Fenoprofen BG = 7 [µg/l]
Carbamazepin BG = 5 [µg/l]
Frachten,
kumuliert
Frachten,
kumuliert
Wirkstoff
Wirkstoff
94

Säulenversuche mit Urin
Fracht (kum.) [mg]
bei 230 mg
dotiertem Wirkstoff
MP 1
MP 2
MP 3
MP 5
Mischprobennr.
Abb. 22: kumulierte Frachten ausgewählter Pharmaka im Ablauf von Säule III
Fracht (kum.) [µg]
bei 230.000 µg
dotiertem Wirkstoff
140
120
100
80
60
40
20
140
120
100
0
80
60
40
20
0
MP 1
MP 2
MP 3
MP 5
Mischprobennr.
Säule III
(Quarzsand)
Abb. 23: kumulierte Frachten ausgewählter Pharmaka im Ablauf von Säule IV
MP 7
MP 7
MP 9
Säule IV
(Aktivkohle)
MP 9
Clofibrinsäure BG = 0,2 [mg/l]
Bezafibrat BG = 0,2 [mg/l]
Fenoprofen BG = 0,5 [mg/l]
Ibuprofen BG = 0,5 [mg/l]
Carbamazepin BG = 0,2 [mg/l]
Diclofenac BG = 0,5 [mg/l]
Ibuprofen BG = 2 [µg/l]
Frachten,
kumuliert
Bezafibrat BG = 0,7 [µg/l]
Carbamazepin BG = 0,5 [µg/l]
Wirkstoffe
Frachten,
kumuliert
Clofibrinsäure BG = ,07 [µg/l]
Diclofenac BG = 2 [µg/l]
Fenoprofen BG = 2 [µg/l]
Wirkstoff
95

Säulenversuche mit Urin
bei 230.000 µg
dotiertem Wirkstoff
Fracht (kum.) [µg]
140
120
100
80
60
40
20
0
MP 1
MP 2
MP 3
MP 5
Mischprobennr.
Säule V
(Kompost)
Abb. 24: kumulierte Frachten ausgewählter Pharmaka im Ablauf von Säule V
MP 7
MP 9
Clofibrinsäure BG = 2 [µg/l]
Diclofenac BG = 2 [µg/l]
Sulfamethazin BG = 10 [µg/l]
Bezafibrat BG = 2 [µg/l]
Ibuprofen BG = 2 [µg/l]
Wirkstoff
Fenoprofen BG = 5 [µg/l]
Carbamazepin BG = 1 [µg/l]
Frachten,
kumuliert
Aus den Diagrammen ist insgesamt erkennbar, dass die Clofibrinsäure den größten Durchgang
durch alle Säulen hat. Der Kompost verzögert den Durchbruch der Clofibrinsäure am längsten,
jedoch erhöht sich ab der Probenahme 7 und besonders Probenahme 9 die Fracht dieses
Metaboliten im Sickerwasser der Säule V (Kompost) sehr stark.
Andere Untersuchungen kommen zu ähnlichen Ergebnissen. So sagt Mersmann (2003) aus,
dass der Transport der Clofibrinsäure nicht durch Abbau- und Sorptionsprozesse charakterisiert
ist und somit die Eigenschaften eines Tracers aufweist.
Insgesamt weist Säule IV (Aktivkohle) die geringsten Frachten im Sickerwasser auf. Die größte
Fracht gelangte zu beginn der Versuche nach der Urinzugabe ins Sickerwasser. Danach gibt
die Säule kleine recht konstante Frachten ab. Das gleiche Verhalten zeigt sich für Diclofenac.
Die Säule III als Referenzsäule, gefüllt mit einem Quarzsand der Körnung 0,9 – 1,0 mm, weist
ein großes Porenvolumen auf, demzufolge brechen hier die meisten Pharmaka schon mit der
Urinzugabe im mg-Bereich durch. So finden sich in der Mischprobe 1 109,21 mg Clofibrinsäure,
dies sind 47 % der am dotierten Reinsand gebunden Fracht von 230 mg dieses Stoffes. Die
Antibiotika werden auch von diesem Material sehr gut zurückgehalten. Erst in Probenahme 9
bricht Sulfamethazin nachhaltig durch.
Die Frachten der beiden mit Bodenmaterial gefüllten Säulen bewegen sich, abgesehen von der
Clofibrinsäure, etwa in der gleichen Größenordnung. Die vom Meckenheimer Boden
abgegebene Clofibrinsäurefracht ist um den Faktor 3,4 geringer gegenüber dem sandigen
Uedorfer Boden. Interessant ist, dass in keiner Probe der Säule II (Uedorfer Boden)
Carbamazepin, Fenoprofen sowie Diclofenac zu finden war. Diese Stoffe werden (noch) vom
Boden gut zurückgehalten.
Beim Vergleich mit anderen Böden ist zu beachten, dass die Bestimmungsgrenzen für die
verschiedenen Säulen unterschiedlich sind. D.h., dass in einer Säule eine Konzentration
unterhalb der Bestimmungsgrenze liegt, die in einer mit einem anderen Material befüllten Säule
noch quantifizierbar ist. Näheres hierzu enthält der Bericht des IWW.
96

Säulenversuche mit Urin
Bezüglich der Parameter Pges und CSB ist zu sagen, dass der Meckenheimer Boden (Säule I)
die geringsten Phosphorfrachten aller Säulen an das Sickerwasser abgibt. Als lehmiger Schluff
hat der Boden eine sehr gute Phosphorsorptionskapazität. Die CSB-Frachten sind in Säule I
sowie Säule IV (Aktivkohle) am geringsten, darauf folgt der Uedorfer Boden. Der Quarzsand
sowie der Kompost liegen in der selben Größenordnung und weisen die höchsten abgebenen
CSB-Frachten auf.
In der Anlage befinden sich die Tabellen mit den berechneten Frachten aller 5 Säulen.
6.2 Gewichtsüberwachung Dummy-Säulen
Die von Füllmaterial und Masse analog zu den Glassäulen I und II aufgebauten Dummy-Säulen
wurden abwechselnd für jeweils 14 d (1 Beregnungs-/Trockenzyklus) ständig mit einer Waage
gewogen.
Exemplarisch wird in den folgenden Abbildungen die Gewichtsentwicklung je einer Dummy-
Säule während einer Probenahmephase über 14 d dargestellt. Für Dummy-Säule I erfolgte dies
beispielsweise während der Probenahmen 11/12 (27.09. – 11.10.04) und für Dummy-Säule II
während Probenahme 9/10 (13.09. – 27.09.04). Des weiteren ist zur Information das
Bodengewicht im Sättigungszustand für die jeweilige Säule angegeben. Die Werte sowohl die
Online-Werte als auch das Sättigungsgewicht der Säule sind bereinigt, dass heißt, dass das
Leergewicht der Säulen, der Stützsicht usw. abgezogen wurde. Er wird also nur das reine
Bodengewicht in der Säule dargestellt. Die auftretenden Sickerwassermengen werden über
eine Schütte von der Waage abgeleitet und getrennt aufgefangen, so dass nicht mitgewogen
werden. Sehr gut sind in beiden Abbildungen die Beregnung mit 300 ml (= 300 g) zu erkennen.
Gewicht Boden in kg
28,0
27,5
27,0
26,5
27.09. 12:00
1. Beregnung
28.09. 00:00
28.09. 12:00
29.09. 00:00
2. Beregnung
29.09. 12:00
30.09. 00:00
30.09. 12:00
01.10. 00:00
01.10. 12:00
02.10. 00:00
Dummy-Säule I
Probenahmephase 11/12 (27.09. - 11.10.04) Meckenheimer Boden
3. Beregnung
Abb. 25: Verlauf Bodengewicht Dummy-Säule I vom 27.09. bis 11.10.04
02.10. 12:00
03.10. 00:00
03.10. 12:00
04.10. 00:00
04.10. 12:00
Zeit
05.10. 00:00
Bodengewicht Sättigung (gemittelt: 27,292 kg)
05.10. 12:00
06.10. 00:00
06.10. 12:00
07.10. 00:00
Bodengewicht Online-Messung
07.10. 12:00
08.10. 00:00
08.10. 12:00
09.10. 00:00
09.10. 12:00
10.10. 00:00
10.10. 12:00
11.10. 00:00
11.10. 12:00
97

Säulenversuche mit Urin
Gewicht Boden in kg
28,8
28,3
27,8
27,3
13.09. 00:00
1. Beregnung
13.09. 12:00
14.09. 00:00
2. Beregnung
14.09. 12:00
15.09. 00:00
15.09. 12:00
16.09. 00:00
16.09. 12:00
17.09. 00:00
17.09. 12:00
18.09. 00:00
Dummy-Säule II
Probenahmephase 9/10 (13.09. - 27.09.04)
3. Beregnung
Abb. 26: Verlauf Bodengewicht Dummy-Säule II vom 13.09. bis 27.09.04
18.09. 12:00
19.09. 00:00
19.09. 12:00
20.09. 00:00
Zeit
20.09. 12:00
21.09. 00:00
21.09. 12:00
22.09. 00:00
22.09. 12:00
23.09. 00:00
23.09. 12:00
24.09. 00:00
24.09. 12:00
Uedorfer Boden
Bodengewicht Sättigung (gemittelt: 28,631 kg)
Bodengewicht Online-Messung
Bei beiden Säulen erfolgt durch die erste Beregnung eine Aufsättigung des Bodens. Die
austretenden Sickerwassermengen sind kleiner als nach den folgenden Beregnungen 2 und 3.
Bei Säule I wurde vom 27.09. auf den 28.09. ein Probenvolumen von 30 ml quantifiziert. Nach
der Beregnung 27.09.04 15:50 verliert die Dummy-Säule I bis 21:00 66 g Gewicht. Diese
Menge ist größtenteils als Sickerwasser ausgetreten, wie die rasche Gewichtsabnahme der
Säule nach der 1. Beregnung in Abb. 27 zeigt.. Die Differenz von 36 g zur am nächsten Tag
quantifizierten Menge von 30 mg ist in Verdunstung aus der offenen Probennahmeschale (nach
dem Austritt aus der Säule ) begründet. Dummy-Säule II zeigt diesen Verlauf nicht nach der 1.
Beregnung am 13.09.04, jedoch ist auch hier eine Sickerwassermenge von 6 g am nächsten
Tag in der Schale ermittelt worden. Diese Menge dürfte ebenfalls größer gewesen sein, der
Verdunstungsverlust müsste auf dem gleichen Niveau bewegen, wie bei der Probe aus der
Dummy-Säule I.
Bei den nachfolgenden Beregnung ist bei beiden Säulen zu erkennen, dass nach der
Wasserzugabe ein Abfluss einsetzt. Bei Dummy-Säule I (Meckenheimer Boden) werden
innerhalb von ca. 4 h 170 ml Sickerwasser abgegeben. Die gleiche Menge läuft tritt aus der
Dummy-Säule II (Uedorfer Boden) nach ca. 13,5 h aus. Dies deutet daraufhin, dass der
Meckenheimer Boden eine höhere hydraulische Leitfähigkeit aufweist als der Uedorfer Boden.
Der Gewichtsverlauf der Säulen nach den Beregnungen 2 und 3 entsprechen sich sehr gut und
bestätigt die obengemachte Aussage.
Durch Verdunstung von der Säulenoberfläche verlieren beide Böden ca. 30 – 50 g an Gewicht
pro Tag. Dies ist gut in den trocken Wochen zu erkennen, gilt aber auch für die Beregnungswochen,
wie der parallele Verlauf des Graphen für Dummy-Säule II nach der 1. Beregnung im
Vergleich zur trockenen Woche zeigt.
25.09. 00:00
25.09. 12:00
26.09. 00:00
26.09. 12:00
27.09. 00:00
27.09. 12:00
98

Säulenversuche mit Urin
6.3 Einordnung Ergebnisse
Ziel der sondierenden Versuche ist das Gefährdungspotential bezüglich des Eintrages von
ausgewählten Humanpharmaka bzw. deren Metabolite in Böden bzw. Grundwasser abzuschätzen,
wenn der in der Lambertsmühle gesammelte Urin landwirtschaftlich genutzt wird.
Dazu wird im folgenden versucht, die Ergebnisse sowohl in den landwirtschaftlichen als auch
den siedlungswasserwirtschaftlichen Kontext einzuordnen.
6.3.1 Vergleichsrechnung Düngegabe
Wie schon erwähnt wurden aus analytischen Gründen bei den Säulenversuchen sehr hohe
Wirkstoffmengen über den Reinsand auf die Säulen dotiert. Um die gewonnen Ergebnisse mit
Werten aus der landwirtschaftlichen Praxis vergleichen zu können, müssen sie zunächst
größenordnungsmäßig eingeordnet werden.
Durch die Hochrechnung soll ermittelt werden, wie lange ein Feld mit Urin aus der Lambertsmühle
gedüngt werden kann, bis die in den Versuchen dotierte Menge von 230 mg je Wirkstoff
erreicht ist.
Es werden dabei folgende Annahmen getroffen: die Düngemittelgabe, bezogen auf Ammonium-
Stickstoff, soll 170 kg NH4-N/(ha⋅a) betragen. Die Ammoniumkonzentration im gelagerten Urin
liegt bei ca. ρ*(NH4-N)Urin=1,2 kg/m³ (Simons et al., 2003). Damit ergibt sich folgende Menge an
Urin, die pro Jahr auf einen Hektar Fläche aufgebracht werden muss:
VUrin, Düngung,
a
3
170 kg ⋅ m m³
=
≈ 142
1,
2 kg ⋅ ha ⋅ a ha ⋅ a
Im ersten Teil des Projektes Lambertsmühle wurde der Urin im Gelbwasserspeicher zwischen
September 2001 und Januar 2003 insgesamt 29 Mal auf eine ausgewählte Anzahl von
Pharmaka untersucht (Strompen et al., 2003). Die in den Analysen ermittelten
Höchstkonzentrationen wurden für die folgende Frachtberechnung herangezogen. In der Tab.
14 sind fünf Stoffe aufgeführt, die im Gelbwasser der Lambertsmühle gefunden wurden.
Zusätzlich ist das entsprechende Probenahmedatum angegeben. Aus den gefundenen
Maximalkonzentrationen wird die Jahresfracht FUrin,a für den Wirkstoff ermittelt, die durch die
Urindüngung auf eine Ackerfläche von 1 ha aufgebracht würde.
FUrin, a VUrin,
Düngung,
a
∗
= ⋅ ρ
(Wirkstoff )
max
99

Säulenversuche mit Urin
Tab. 14: Hochrechnung Pharmakaaustrag durch Urindüngung
Pharmaka Datum
ρ*(Wirkstoff)max
[mg/l]
FUrin,a
[mg/(ha⋅a)]
Expositionsdauer
[a]
Carbamazepin 07.01.02 6,5 921 80572
Clofibrinsäure 18.12.01 21 2975 24939
Diclofenac 13.02.02 34 4817 15404
Fenoprofen 13.02.02 4,8 680 109108
Ibuprofen 06.06.02 161 22808 3253
Bei den Säulen wurden die jeweils 230 mg Wirkstoff auf eine Fläche von 0,031 m² aufgegeben.
Bezogen auf eine Fläche von 1 ha = 10.000 m³ wären dies eine Jahresfracht Fdot. Säule, a von
74.193.548 mg/(ha⋅a) bzw. 74,19 kg/(ha⋅a). Teilt man diese Fracht Fdot. Säule, a durch die
Jahresfracht jedes Wirkstoffes FUrin, a so erhält man für den jeweiligen Stoff den Zeitraum in
Jahren, in welchem bei reiner Urindüngung 230 mg aufgebracht würden.
In dieser Rechnung ist kein Abbau der Pharmaka bzw. Metaboliten berücksichtigt. Unter Ansatz
eines gewissen Abbaus im Boden würde sich die Expositionsdauer entsprechend verlängern.
6.3.2 Vergleich mit vorhandenen Messwerten
In folgender Tab. 15 sind die Maximalwerte verschiedener Pharmaka aus den Sickerwasserproben
ausgewählter Säulen aufgeführt. Neben den beiden Bodensäulen wurde die
Aktivkohlensäule (Säule IV) in die Betrachtung einbezogen, da sie insgesamt die geringsten
Wirkstoffkonzentrationen im Sickerwasser aufweist.
100

Säulenversuche mit Urin
Tab. 15: Vergleich Messwerte aus Versuchen mit Literaturwerten
Pharmaka Versuche BUW 2004 (Studie MUNLV NRW, 2004) (BLAC, 2003)
Carbamazepin
Clofibrinsäure
Abl.
Säule I
(Meckenheim)
Abl.
Säule II
(Uedorf)
Abl.
Säule IV
(Aktivkohle)
Ablauf Faktor zu Rhein Faktor zu
Kläranlage*
Säule
I
Säule
II
Säule
IV
Kleve-
Bimmen
Säule
I
Säule
II
[µg/l] [µg/l] [µg/l] [µg/l] [-] [-] [-] [µg/l] [-] [-] [-]
101
Säule
IV
19,00 < BG 8,69 1,7 -11,18 – -5,11 0,31 -61,29 – -28,03
14700 40300 2,80 0,23 -63913 -175217 -12,17 < BG – – –
Bezafibrat 38,80 65,20 4,30 0,59 -65,76 -111 -7,29 0,061 -636 -1069 -70,49
Diclofenac 12,00 < BG 5,10 1,8 -6,67 – -2,83 0,11 -109 – -46,36
Ibuprofen 16,20 81,80 6,46 0,4 -40,50 -205 -16,15 < BG – – –
Sulfadiazin 1,90 < BG 1,14 – – – – – – – –
Sulfamethazin
Sulfamethoxazol
3,95 4,00 < BG – – – – – – – –
2,60 < BG < BG 1,9 -1,37 – – 0,106 -24,53 – –
Alle aufgeführten Konzentrationen sind Maximalwerte
*KA Köln-Stammheim
Diese Werte werden Literaturwerten gegenüber gestellt, zum einen Werte aus dem Ablauf der
KA Köln-Stammheim (MUNLV NRW, 2004) sowie Daten des Rheins bei Kleve-Bimmen (BLAC,
2003). Für die Literaturdaten werden Faktoren angegeben, die die Unter- bzw. Überschreitung
in Bezug auf die Werte aus den Säulenversuchen quantifizieren.
Durch die hohe Dotierung der Säulen liegen die Pharmakakonzentrationen im Sickerwasser der
Säulen erheblich über den Werte, die in der aquatischen Umwelt auftreten. Das Extremum ist
der Maximalwert für die Clofibrinsäure aus Säule II, der die Konzentration im Ablauf der Kläranlagen
um das 175.217-fache überschreitet. Zu beachten ist, dass die Verordnungsmengen
der Ausgangswirkstoffe Clofibrat, Etafibrat und Etafyllinclofibrat des Metabilits Clofibrinsäure
sehr stark rückläufig sind. In Oberflächengewässern sind dadurch die Konzentrationen dieses
Stoffes gesunken. Jedoch ist er weiterhin als Markersubstanz bezüglich des Eintrags von Arzneimitteln
besonders im Grundwasser anzusehen (BLAC, 2003).
Die Konzentration der Pharmaka im Oberflächengewässer (Rhein) liegt etwa um eine log-Stufe
niedriger als im Ablauf der Kläranlage.
Die Werte für den Rhein beziehen sich auf 7 Beprobungen (BLAC, 2003), die Konzentrationen
im Ablauf der KA Köln-Stammheim beinhalten 4 bzw. bei Carbamazepin 9 Probenahmen
(MUNLV NRW, 2004). Bezüglich weiterer Angaben (Untersuchungszeitraum, Bestimmungsgrenzen
usw.) wird auf die zitierte Literatur verwiesen.

Säulenversuche mit Urin
7 Ausblick
Die dargestellten Versuche zeigen, wie zu erwarten, starke Unterschiede hinsichtlich des Verhaltens
von Pharmaka in den jeweiligen Säulen. Bei den Böden und dem Kompost zeigte sich
in den letzten beiden Probenahmen ein zunehmender Durchbruch einiger Wirkstoffe in das
Sickerwasser. Eine weitere Sammel-Mischprobe wird dem IWW zur Analyse noch zugeschickt.
Zudem soll eine definierte Menge des dotierten Reinsandes, der sich auf der Säule I befindet,
mituntersucht werden, um Aufschlüsse darüber erhalten, welche Wirkstoffe in welcher
Konzentration noch am Sand gebunden sind. Dies ist für eine Gesamtbilanzierung wichtig.
Die Säulen werden von der BUW entsprechend dem hier dargestellten Regime weiterbetrieben.
Ziel ist eine Laufzeit für die Säulen von einem Jahr. Die letzten Probenahmen zeigten ja, dass
weiterhin interessante Ergebnisse zu erwarten sind. Seitens der BUW besteht die Bereitschaft
die Säulen kostenneutral weiter zu betreiben, jedoch ist die Finanzierung der Pharmakaanalytik
noch offen.
Die Wirkmechanismen bezüglich des Verhaltens einzelner Stoffe in den Säulen kann derzeit
nicht beschrieben werden. Dies war auch nicht Gegenstand dieser Sondierungsversuche. Die
BUW möchte aufbauend auf die beschriebenen Untersuchungen in weiterer Forschungsarbeit
Klärung hierzu schaffen.
8 Literatur
Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz des Landes
Nordrhein-Westfalen (MUNLV NRW) 2004
Abschlußbericht zum Forschungsvorhaben „Untersuchungen zum Eintrag und zur Elimination
von gefährlichen Stoffen in kommunalen Kläranlagen“
Bund/Länderausschuss für Chemikalien Sicherheit (BLAC) 2003
Arzneimittel in der Umwelt – Auswertung der Untersuchungsergebnisse
Bericht an die 61. Umweltministerkonferenz am 19./20. November 2003 in Hamburg
Simons, J.; Goldbach, H.; Schirmer, G.; Thuir, H.; Clemens, J. (2003)
Verwertungsmöglichkeiten separierter Nährstoffe in der Landwirtschaft
Tagungsband zur Abschlusstagung des Projektes „Lambertsmühle – Zukunftsfähiges Abwassermanagement
im ländlichen Raum“ am 15.05.03 in Burscheid
Strompen, S.; Werres, F.; Balsaa, P.; Overath, H. (2003)
Analytik polarer Arzneimittelrückstände in Urinproben einschließlich der Entwicklung der hierzu
notwendigen adäquaten Verfahren mittels GC-MS/MS
Tagungsband zur Abschlusstagung des Projektes „Lambertsmühle – Zukunftfähiges Abwassermanagement
im ländlichen Raum“ am 15.05.03 in Burscheid
Mersmann, P. (2003)
Transport- und Sorptionsverhalten der Arzneimittel Carbamazepin, Clofibrinsäure, Diclofenac,
Ibuprofen und Propyphenazon in der wassergesättigten und –ungesättigten Zone
Dissertation am Institut für Angewandte Geowissenschaften der Technischen Universität Berlin
102

Säulenversuche mit Urin
9 Anlagen
9.1 Frachtberechnungen der Glassäulen
Zeitraum: 08.07.04 – 20.09.04
Säule I
Meckenheimer Boden
Standardparameter
Frachten Pges, CSB und Pharmaka/Metabolite Dotierung: 230 mg/(Pharmaka bzw. Metabolit)
Datum Probe- pH-Wert Temp. Pges CSB Carbamazepin Clofibrinsäure Bezafibrat Fenoprofen
Ende nahme
Fracht Fracht Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[-] [°C] [µg] [mg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 0,10 127,28 7,70 7,70 5,33 5,33 6,51 6,51 < BG < BG
02.08.04 MP 2 0,02 63,37 < BG 7,70 0,28 5,60 < BG 6,51 < BG < BG
10.08.04 MP 3 7,57 12,0 0,07 31,59 11,10 18,79 29,78 35,39 10,51 17,02 3,15 3,15
24.08.04 MP 5 8,21 11,8 0,02 16,39 0,03 18,83 224,94 260,33 0,02 17,05 < BG 3,15
07.09.04 MP 7 8,18 17,9 0,07 43,27 < BG 18,83 1887,60 2147,93 < BG 17,05 < BG 3,15
20.09.04 MP 9 8,02 11,7 0,12 30,00 < BG 18,83 5968,20 8116,13 15,75 32,80 < BG 3,15
Datum Probe- Diclofenac
Ibuprofen
Tetracyclin
Sulfadiazin Sulfamethazin Sulfamethoxazol
Ende nahme Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 1,18 1,18 1,78 1,78 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
02.08.04 MP 2 0,01 1,19 0,06 1,84 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
10.08.04 MP 3 7,01 8,20 9,46 11,30 < BG < BG 1,11 1,11 1,34 1,34 1,52 1,52
24.08.04 MP 5 < BG 8,20 0,24 11,54 < BG < BG < BG 1,11 < BG 1,34 < BG 1,52
07.09.04 MP 7 < BG 8,20 < BG 11,54 < BG < BG < BG 1,11 < BG 1,34 < BG 1,52
20.09.04 MP 9 < BG 8,20 2,53 14,07 < BG < BG < BG 1,11 1,60 2,95 < BG 1,52
PN = Probenahme MP = Mischprobe < BG = kleiner Bestimmungsgrenze kumul. = kumuliert
Säule II
Uedorfer Boden
Standardparameter
Frachten Pges, CSB und Pharmaka/Metabolite Dotierung: 230 mg/(Pharmaka bzw. Metabolit)
Datum Probe- pH-Wert Temp. Pges CSB Carbamazepin Clofibrinsäure Bezafibrat Fenoprofen
Ende nahme
Fracht Fracht Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[-] [°C] [µg] [mg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 < BG < BG 5179,40 5179,40 3,31 3,31 < BG < BG
10.08.04 MP 3 7,57 12,0 288,90 89,56 < BG < BG 1669,20 6848,60 < BG 3,31 < BG < BG
24.08.04 MP 5 7,8 11,0 200,96 60,60 < BG < BG 3925,00 10773,60 3,20 6,51 < BG < BG
07.09.04 MP 7 8,12 16,8 158,08 71,14 < BG < BG 5366,40 16140,00 < BG 6,51 < BG < BG
20.09.04 MP 9 7,99 13,2 87,60 65,41 < BG < BG 11767,60 27907,60 19,04 25,55 < BG < BG
Datum Probe- Diclofenac Ibuprofen
Tetracyclin Sulfadiazin Sulfamethazin Sulfamethoxazol
Ende nahme Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 < BG < BG 25,35 25,35 < BG < BG < BG < BG 4,41 4,41 < BG < BG
10.08.04 MP 3 < BG < BG < BG 25,35 < BG < BG < BG < BG < BG 4,41 < BG < BG
24.08.04 MP 5 < BG < BG 2,10 27,45 < BG < BG < BG < BG < BG 4,41 < BG < BG
07.09.04 MP 7 < BG < BG < BG 27,45 < BG < BG < BG < BG < BG 4,41 < BG < BG
20.09.04 MP 9 < BG < BG < BG 27,45 < BG < BG < BG < BG < BG 4,41 < BG < BG
PN = Probenahme MP = Mischprobe < BG = kleiner Bestimmungsgrenze kumul. = kumuliert
103

Säulenversuche mit Urin
Säule III
Quarzsand
Standardparameter
Frachten Pges, CSB und Pharmaka/Metabolite Dotierung: 230 mg/(Pharmaka bzw. Metabolit)
Datum Probe- pH-Wert Temp. Pges CSB Carbamazepin Clofibrinsäure Bezafibrat Fenoprofen
Ende nahme
Fracht Fracht Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[-] [°C] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg]
16.07.04 MP 1 9,58 9,58 109,21 109,21 63,23 63,23 36,40 36,40
02.08.04 MP 2 8,44 15,3 10,71 597,54 6,41 15,99 10,91 120,12 11,10 74,33 10,38 46,78
10.08.04 MP 3 7,82 11,3 12,52 402,38 8,73 24,72 8,08 128,20 9,86 84,19 24,32 71,10
24.08.04 MP 5 7,63 8,8 6,66 243,02 0,73 25,45 0,61 128,81 0,73 84,92 0,61 71,71
30.08.04 MP 6 6,98 12,7 0,26 18,51 PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering
07.09.04 MP 7 7,82 14,2 3,77 178,34 12,65 38,10 3,92 132,73 4,81 89,73 5,33 77,04
13.09.04 MP 8 0,32 27,30 k. P. k. P. k. P. k. P. k. P. k. P. k. P. k. P.
20.09.04 MP 9 8,04 6,2 3,46 143,62 2,33 40,43 4,13 136,86 3,88 93,61 3,60 80,64
Datum Probe- Diclofenac Ibuprofen
Tetracyclin Sulfadiazin Sulfamethazin Sulfamethoxazol
Ende nahme Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg] [mg]
16.07.04 MP 1 9,58 9,58 38,32 38,32 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
02.08.04 MP 2 4,30 13,88 9,98 48,30 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
10.08.04 MP 3 2,34 16,22 5,58 53,88 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
24.08.04 MP 5 0,15 16,37 0,66 54,54 0,00 0,003 < BG < BG < BG < BG < BG < BG
30.08.04 MP 6 PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering
07.09.04 MP 7 1,33 17,70 3,55 58,09 < BG 0,003 < BG < BG < BG < BG < BG < BG
13.09.04 MP 8 PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering
20.09.04 MP 9 14,38 32,08 5,88 63,96 < BG 0,003 < BG < BG 0,78 0,78 < BG < BG
PN = Probenahme MP = Mischprobe < BG = kleiner Bestimmungsgrenze kumul. = kumuliert k. P. = keine Probe PV = Probevolumen
Säule IV
Aktivkohle
Standardparameter
Frachten Pges, CSB und Pharmaka/Metabolite Dotierung: 230 mg/(Pharmaka bzw. Metabolit)
Datum Probe- pH-Wert Temp. Pges CSB Carbamazepin Clofibrinsäure Bezafibrat Fenoprofen
Ende nahme
Fracht Fracht Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[-] [°C] [µg] [mg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 1,42 1,42 18,25 18,25 4,06 4,06 < BG < BG
02.08.04 MP 2 8,35 21,9 3,30 27,30 0,14 1,56 0,76 19,02 1,17 5,23 2,18 2,18
10.08.04 MP 3 8,92 12,8 2,94 32,31 0,38 1,94 1,50 20,51 1,27 6,50 3,51 5,70
24.08.04 MP 5 8,57 10,0 1,89 5,78 0,15 2,08 0,38 20,90 0,31 6,81 0,66 6,35
07.09.04 MP 7 8,49 16,3 3,17 10,28 < BG 2,08 0,96 21,85 < BG 6,81 < BG 6,35
14.09.04 MP 8 0,12 0,30 PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering
20.09.04 MP 9 8,98 9,2 2,82 13,52 2,55 4,64 < BG 21,85 0,34 7,15 1,42 7,77
Datum Probe- Diclofenac Ibuprofen
Tetracyclin Sulfadiazin Sulfamethazin Sulfamethoxazol
Ende nahme Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 8,11 8,11 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
02.08.04 MP 2 0,90 9,01 1,72 1,72 0,22 0,22 < BG < BG < BG < BG < BG < BG
10.08.04 MP 3 1,79 10,80 1,90 3,62 0,46 0,68 < BG < BG < BG < BG < BG < BG
24.08.04 MP 5 1,75 12,56 0,67 4,29 < BG 0,68 < BG < BG < BG < BG < BG < BG
07.09.04 MP 7 < BG 12,56 < BG 4,29 < BG 0,68 < BG 0,00 < BG 0,00 < BG 0,00
14.09.04 MP 8 PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering PV gering
20.09.04 MP 9 1,07 13,63 1,90 6,19 < BG 0,68 0,34 0,34 < BG 0,00 < BG 0,00
PN = Probenahme MP = Mischprobe < BG = kleiner Bestimmungsgrenze kumul. = kumuliert PV = Probevolumen
104

Säulenversuche mit Urin
Säule V
Kompost
Standardparameter
Frachten Pges, CSB und Pharmaka/Metabolite Dotierung: 230 mg/(Pharmaka bzw. Metabolit)
Datum Probe- pH-Wert Temp. Pges CSB Carbamazepin Clofibrinsäure Bezafibrat Fenoprofen
Ende nahme
Fracht Fracht Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[-] [°C] [µg] [mg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 2,48 2,48 < BG < BG 33,49 33,49 < BG < BG
02.08.04 MP 2 7,19 19,2 35,85 506,74 < BG 2,48 < BG < BG 0,03 33,52 < BG < BG
10.08.04 MP 3 7,83 13,7 22,83 413,98 < BG 2,48 1,52 1,52 0,30 33,83 < BG < BG
24.08.04 MP 5 8,38 11,0 11,32 258,18 < BG 2,48 1,44 2,96 0,09 33,92 < BG < BG
07.09.04 MP 7 8,32 16,4 10,21 206,95 < BG 2,48 25,00 27,97 < BG 33,92 < BG < BG
20.09.04 MP 9 8,63 9,4 6,44 124,80 3,44 3,44 104,00 131,97 3,91 37,83 4,68 4,68
Datum Probe- Diclofenac Ibuprofen
Tetracyclin Sulfadiazin Sulfamethazin Sulfamethoxazol
Ende nahme Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul. Fracht kumul.
PN MP
[µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg] [µg]
16.07.04 MP 1 65,52 65,52 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
02.08.04 MP 2 5,96 71,48 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
10.08.04 MP 3 0,08 71,56 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
24.08.04 MP 5 2,26 73,82 1,12 1,12 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
07.09.04 MP 7 < BG 73,82 < BG 1,12 < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG < BG
20.09.04 MP 9 11,20 85,02 14,88 16,00 < BG < BG < BG < BG 71,36 71,36 < BG < BG
PN = Probenahme MP = Mischprobe < BG = kleiner Bestimmungsgrenze kumul. = kumuliert
105

Keimtest mit Urin
Urin-/Pharmaka-Keimtest
Jürgen Simons, Joachim Clemens
Institut für Pflanzenernährung , Universität Bonn Karlrobert-Kreiten-Str. 13 , 53115 Bonn
Andrea Butzen, Dr. Friedrich Werres, Dr. Peter Balsaa
IWW Rheinisch-Westfälisches Institut für Wasserforschung gemeinnützige GmbH
Institut an der Universität Duisburg-Essen, Moritzstraße 26, 45476 Mülheim an der Ruhr
1 Einleitung
Ein Keimtest mit Pharmaka versetztem Urin zu Weidelgras sollte zeigen, welchen Einfluss
Pharmaka auf das Keimverhalten ausüben können. Die im Gewächshaus des IPE durchgeführten
Pflanzenversuche zum mikrobiellen Abbau von im Urin vorkommenden Medikamenten
im Boden und den Transfer in Pflanzen hatten gezeigt, dass es zu starkem Keimverlust und
Wachstumsdepressionen kommen kann. Es wurde vermutet, dass dies auf Tetracyclin und/oder
Clofibrinsäure zurückzuführen ist. Clofibrinsäure wird als anti-Auxin eingestuft und hat
strukturelle Ähnlichkeit mit dem Herbizid Mecoprop, so dass es zu Wachstumsdepressionen
gekommen sein könnte. Aufgrund dessen wurde ein zusätzlicher Versuch zum Keimverhalten
von Weidelgras in verschiedenen Pharmakakonzentrationen durchgeführt. Es wurden zwei
Versuchsansätze ausgewählt (siehe Tabelle 1). Der 1. Versuch sollte zeigen, ab welcher Urinkonzentration
es zu Keim- und Wachstumsschäden kommt. Weiterhin sollte ermittelt werden,
ob der klassische Kressekeimtest mit Weidelgras vergleichbar ist. Versuch 1 wurde in 500 ml
Glasschalen, Versuch 2 in 400 ml Honiggläsern durchgeführt. Als Trägermaterial für die Samen
dienten Wattepads. Nach der Aussaat wurde das Urin-Wassergemisch bzw. Urin-Wasser-
Pharmakagemisch appliziert. Der dabei verwendete Urin stammte von der Lambertsmühle. Die
Versuchsdauer betrug jeweils 10 Tage. Fehlendes Wasser wurde täglich durch destilliertes
Wasser aufgefüllt. Die applizierten Pharmaka sowie deren Konzentrationen im Urin Lambertsmühle
sind in Tabelle 2 dargestellt.
Tab. 1: Darstellung der Versuchsansätze zum Urin-/Pharmaka-Keimtest
Ziel
Kulturen Mischungsverhältnis Pharmakas Konzentrationen Wiederholungen
Urin/Wasser [ml] [µg/l]
Versuch 1 Ermittlung der Urinmenge 0/40
für Keimtest und Vergleich Kresse 10/30 0 0 4
des Keimverhalten von Weidelgras 20/20
Kresse und Weidelgras 40/0
Versuch 2 Ermittlung des Keimverhal- Tetracyclin 0; 10
ten von Weidelgras bei un- Weidelgras 10/30 Clofibrinsäure 100 4
terschiedlichen Pharmaka- Multikompo- 1000
Konzentrationen nenetenlösung 10000
106

Keimtest mit Urin
Tab. 2: Applizierte Pharmakas im Keimtest und deren Wirkstoffkonzentrationen im Urin Lambertsmühle
in µg*l -1 ; BG: Bestimmungsgrenze, (Butzen, 2004)
2 Ergebnisse Keimtest
Wirkstoff
Konzentration
undotierter Urin
BG
[µg/l]
[µg/l]
Tetracyclin < BG 10
Sulfadiazin < BG 10
Sulfamethazin < BG 5
Sulfamethoxazol < BG 8
Carbamazepin < BG 1
Clofibrinsäure < BG 2
Bezafibrat 24 5
Fenoprofen < BG 5
Diclofenac 13 1
Ibuprofen 121 5
Bei Versuch 1 zeigte sich, dass bei einer Konzentration von 20 ml Urin/20 ml H2O es zu einem
Keimverzug kommt. Dies war besonders deutlich bei der 40 ml Urin/0 ml H2O Variante. Die
Keimlinge wuchsen nur sehr kümmerlich und gingen schließlich ein. Das Keimverhalten von
Kresse und Weidelgras entsprachen einander, so dass für Versuch 2 Urin in einem Mischungsverhältnis
von 10 ml Urin/30 ml H2O zu Weidelgras verwendet wurde. In Abbildung 1 sind
Ergebnisse zum Einfluss ausgewählter Pharmaka auf das Keimverhalten von Weidelgras
dargestellt.
Abb. 1: Ergebnisse zum Einfluss ausgewählter Pharmaka auf das Keimverhalten von Weidelgras; 4:
Kontrolle (aq. dest); 6: Uringemisch (U); 22: U+Multikomponentenlösung (M) 100 µg;
36: U+M 1000 µg; 45: U+M 10.000 µg
107

Keimtest mit Urin
In Einzellösung zeigten Tetracyclin und Clofibrinsäure bis zu 10.000 µg*l -1 Wirksubstanz
keinen Einfluss auf das Keimverhalten von Weidelgras. Sowohl in der Keimung als auch beim
Aufwuchs konnten keine Unterschiede zur Kontrolle festgestellt werden. Dies galt jedoch nicht
für die Mehrkomponentenlösung. Bei einer Konzentration von 1000 µg*l -1 traten leichter Keimverzug
und verkümmertes Wachstum der Pflanzen auf. Bei einer Konzentration von 10.000
µg*l -1 konnten nur vereinzelt Samen keimen. Dies entspricht einer mehr als 10.000fach höheren
Konzentration für Carbamazepin oder Diclofenac, dessen Konzentrationen in undotiertem Urin
Lambertsmühle unter 1 µg*l -1 lagen. Ein mit Pharmakas zudotierter Urin Lambertsmühle zeigte
also in einer je nach Wirkstoff 2-200fach höheren Konzentration (+100 µg*l -1 ), keinen Einfluss
auf das Keim- und Wachstumsverhalten von Weidelgras.
3 Risikobewertung
Eine Keim- und Wuchshemmung konnte erst bei sehr hohen Mengen an Pharmaka beob-achtet
werden. Unter der Annahme, dass landwirtschaftliche Flächen mit unbehandeltem Urin (mit
einer angenommenen mittleren Wirkstoffkonzentration von 10µg*l -1 ) einmal pro Jahr gedüngt
werden (80 kg N*ha -1 ; 1,6 g*l -1 ) und die Wirkstoffe jährlich zu 5 bzw. 10% abgebaut werden,
erhöht sich die Wirkstoffmenge im Boden um den Faktor 10 bzw. 5 innerhalb von etwa 60 bzw.
30 Jahren. Hierbei gelangen jährlich ca. 0,5 g Wirkstoff in die Bodenkrume. Durch die regelmäßige
Bodenbearbeitung insbesondere auf Ackerflächen werden die Wirkstoffe innerhalb der
ersten 30 cm des Bodens verteilt und verdünnt. Bei dem o.g. Szenario entspricht dies einem
jährlichen Eintrag von 0,11 µg/kg Boden. Bezogen auf den Ap-Horizont von 30 cm würden die
Wirkstoffe –unter der Annahme, dass kein leeching erfolgt- eine maximale Konzentration von
1,1 µg/kg bzw. 0,55 µg/kg Boden erreichen.
Wirkstoff (g ha -1 )
12
10
8
6
4
2
0
0 50 100 150
Jahre
5%
10%
Abbildung 11: Akkumulation von Pharmakas im Boden bei jährlicher Urinapplikation und einer
Abbaurate von 5 bzw. 10 % (angenommene Pharmakakonzentration: 10 µg*l -1 ;
Urinapplikation: 50 m 3 *ha -1
108

Keimtest mit Urin
4 Zusammenfassung
Weidelgras und Kresse zeigen bei Urinapplikation ein entsprechendes Keimverhalten.
Die in der Mehrkomponentenlösung applizierten Pharmaka zeigten ab einer Konzentration von
1000 µg*l -1 Wirksubstanz einen deutlich hemmenden Effekt auf das Keimverhalten von Weidelgras.
Für Tetracyclin und Clorfibrinsäure konnte keine Einzelwirkung festgestellt werden.
5 Literatur
Butzen, A.: Ergebnisse zum Projektgruppentreffen vom 28.05.2004 des Rheinisch-
Westfälischen Institut für Wasserforschung.
109

Biologische Behandlung der Fäkalien
Biologische Behandlung der Fäkalien
Jürgen Simons *) , Joachim Clemens *) , Jan-Mauriz Kaub **)
*) Institut für Pflanzenernährung, Universität Bonn Karlrobert-Kreiten-Str. 13, 53115 Bonn
**) Professur Siedlungswasserwirtschaft, Bauhaus-Universität Weimar, D-99421 Weimar
1 Einleitung
Die Fäkalien im Rottesack müssen einer weiteren Behandlung zugeführt werden. Prinzipiell
können diese mit aeroben und anaeroben Verfahren behandelt werden. Während an der
Universität Bonn aerobe Verfahren untersucht wurden, erfolgten an der Universität Weimar
Versuche zur anaeroben Behandlung.
2 Aerobe Verfahren
Der Verbleib und die Verwertung der Fäkalien aus der Filtersackanlage der Lambertsmühle
waren bislang ungeklärt. In konventionellen Dauervererdungsversuchen und Vermikulturversuchen
(Zusatz von Wurmkulturen) wurde der dabei entstandene Kompost auf Nährstoff-
und Keimgehalt untersucht. Ziel der Untersuchungen war die Herstellung eines hygienisch
unbedenklichen Komposts.
2.1 Langzeitrotte
2.1.1 Material und Methoden
In zwei zu unterschiedlichen Zeitpunkten angelegten Dauervererdungsversuchen wurde der
Inhalt der Rottesäcke mit einem Kompost-Erdgemisch versetzt und in handelsüblichen Kompostierungsbehältern
vererdet. Das Substrat wurde schaufelweise in mehreren Schichten
hinzugegeben. Die Versuchsansätze sind in Tabelle 1 dargestellt.
Tab. 1: Versuchsparameter des Langzeitrotteversuches
Anlegedatum
Mischungsverhältnis
Kompost/Fäkalien
Versuch 1 Versuch 2
Behälter 1 Behälter 2 Behälter 3 Behälter 4
25.04.2002 28.02.2003
1:1 5:3 1:1 5:3
Schichten 3 7 6 6
Probenahmen
3
untersuchte Parameter N, P, K, Keimgehalt
Die Probenahmen zur Feststellung des Keimgehaltes und Nährstoffgehaltes erfolgte mit einem
PVC Rohr an verschiedenen Stellen des Kompostbehälters. Die Proben wurden am gleichen
Tag zur Untersuchung des Keimgehaltes an das Institut für öffentliche Hygiene weitergegeben.
Ein Teil der Probe verblieb zur Bestimmung der Nährstoffgehalte am Institut für Pflanzenernährung.
Dazu wurden die Proben bei 105°C über 24 Stunden getrocknet und der Wassergehalt
des Kompostes bestimmt. An einer Schwingscheibenmühle erfolgte die Zermahlung der getrockneten
Proben. Der Stickstoffgehalt der Proben wurde durch einen Kjeldahlaufschluss an
einem Gerhardt Vapodest Kjeldahlgerät durchgeführt. Die Phosphor- und Kaliumgehalte sowie
110

Biologische Behandlung der Fäkalien
die Schwermetallgehalte wurden durch einen Druck- und Königswasseraufschluss flammenphotometrisch
an einem Atom-Adsorbtions-Spektrometer bestimmt. Ein abschließender
Kressetest mit gesiebtem Kompost der letzten Probenahme gab Aufschluss über die Güte des
Kompostmaterials. Hierzu wurden 400g Frischkompost der verschiedenen Varianten mit einer
Kontrollvariante (Einheitskomposterde) verglichen und das Keimverhalten und Wachstum über
einen Zeitraum von 10 Tagen dokumentiert.
2.1.2 Ergebnisse
Im Gegensatz zur Kompostierung von Bioabfällen in großen Mieten handelte es sich bei der
Behandlung der Fäkalien eher um eine Vererdung. In den Rottecontainern überstieg die
Temperatur zu keinem Zeitpunkt die Außentemperatur um mehr als 4 °C.
Die Nährstoffgehalte der Komposte sind in Abbildung 1 dargestellt. Über den Probenahmezeitraum
war der Stickstoffgehalt des Kompostes nahezu konstant. Die in 2002 angelegten
Versuche zeigten eine leichte N-Anreicherung von 0,8-1,0 %, wogegen die in 2003 angelegten
Versuche über den Untersuchungszeitraum einen N-Gehalt von 1,7-1,8 % aufwiesen. Im
zweiten Ansatz könnte eventuell der Stickstoffeintrag mit dem zur Mischung der Fäkalien
verwendete Kompost höher gewesen sein. Eklind & Kirchmann (2000) fanden bei der
Kompostierung von Fäkalien Stickstoffverluste zwischen 10-50 %. Ein zusätzlicher Austrag
könnte über den längeren Kompostierungszeitraum des in 2002 angelegten Versuch
stattgefunden haben. Die Phosphorgehalte lagen zwischen 0,2–0,3 %, die Kaliumgehalte
zwischen 0,2-0,4 %. Hier konnte keine Regelmäßigkeit im Laufe der Rotte festgestellt werden.
Unterschiedlich hohe Gehalte können sich hier aus Proben- und Analyseschwankungen
ergeben haben. Bei Phosphor und Kalium kann von einer hohen Pflanzenverfügbarkeit dieser
Nährstoffe ausgegangen werden (Jönsson, et al., 2004).
Nährstoffgehalte [%]
2
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
Nges
Versuch
2002
Nges
Versuch
2003
Pges
Versuch
2002
Pges
Versuch
2003
Abb. 1: Nährstoffgehalte der gesammelten Kompostproben
Kges
Versuch
2002
Kges
Versuch
2003
Probe Okt.`03
Probe März`04
Probe Juli`04
In Abbildung 2 ist das Keimverhalten der Kresse nach 5 Tagen dargestellt. Der in 2002
angelegte Versuch 1 unterschied sich in Keimung und Aufwuchs nicht gegenüber der
Kontrollvariante. Sowohl Behälter 3 als auch Behälter 4 des in 2003 angelegten Versuches 2
zeigten einen geringeren Aufwuchs.
111

Biologische Behandlung der Fäkalien
Kontrolle Versuch 1 Versuch 2
Abb. 2: Kressetest zur Bestimmung der Kompostgüte
Nach 10 Tagen konnte kein Unterschied im Aufwuchs zur Kontrolle festgestellt werden.
Allerdings bildete die Kontrollvariante ein dichteres Wurzelsystem aus und in Versuch 2 wurden
keimfähige Tomatensamen gefunden. Eine Übersicht der Ergebnisse des Kressetestes der
Langzeitrotte zeigt Tabelle 2.
Die Auswertung der Keimbelastung des Kompostes wurde am Institut für öffentliche Hygiene
vorgenommen.
Tab. 2: Darstellung der Ergebnisse des Kressetestes der Langzeitrotte verglichen mit einer Einheitserde.
Keimung Aufwuchs Wurzelwachstum keimfähige Tomatennach
5 Tagen nach 10 Tagen nach 10 Tagen samen nach 10 Tagen
Einheitserde + + + nein
Versuch 2002 + + - nein
Versuch 2003 - + - ja
2.2 Wurmkompostierung
Eine weitere Möglichkeit zur Kompostierung der Fäkalien ist die Wurmkompostierung. Bei der
Wurmkompostierung, bei der die Substrattemperatur nicht über 40 °C ansteigt, kann das Ausgangssubstrat
im Laufe der Rotte auf bis zu 15 % reduziert werden. Zudem beschleunigt die
Wurmkompostierung die Rotte und verbessert die Qualität des Kompostes (Graff, 1984).
2.2.1 Material und Methoden
Durch Zusatz unterschiedlicher Wurmkulturen, sollte die Herstellung eines hygienisch unbedenklichen
Kompostes aus Fäkalien der Filtersackanlage erprobt werden. Dazu wurden die
Wurmarten Eisenia fetida und Eisenia hortensis ausgewählt. Eisenia fetida ist auch unter dem
Namen Kompostwurm bekannt und zählt zu den heimischen Wurmarten, von denen es 39
verschiedene in Deutschland gibt. Das durchschnittliche Gewicht dieses Wurmes beträgt etwa
112

Biologische Behandlung der Fäkalien
330 mg bei einer Länge von 3-10 cm. Ohne ausreichende Mengen organischen Materials
kann er nicht überleben und ist deshalb nur in Mist- und Komposthaufen und nicht im normalen
Garten- oder Ackerboden anzutreffen. Weitere Bezeichnungen für diesen Wurm sind
Tennessee Wiggler, Gelbschwanz oder Tigerwurm (Graff, 1984). Der Wurm Eisenia hortensis
(früher Dendrobaena veneta) wird auch als Riesenrotwurm oder European Nightcrawler
bezeichnet. Mit einem Gewicht von 0,7 –1,6 g und einer Länge von 5-16 cm ist er größer und
schwerer als der Kompostwurm. Die Kompostierungsversuche wurden in handelsüblichen
sogenannten „Oscartonnen“ durchgeführt. Um eine für die Würmer ausreichende Durchlüftung
des Kompostmaterials zu gewährleisten, wurden die Behälter im Abstand von ca. 3 cm mit
einem Bohrer von 2 mm Durchmesser durchbohrt. Jeder Wurmbehälter enthielt 9 kg eines
Kompost- Fäkaliengemisches. Die Würmer wurden gezählt und gewogen und anschließend
dem Kompost beigegeben. Ein detaillierter Versuchsaufbau ist in Tabelle 3 dargestellt.
Tab. 3: Versuchsparameter des Vermikompostierungsversuches
Eisenia fetida Eisenia hortensis
Wurmmasse [g] 150 230
Anzahl Würmer 450 200
Versuchsdauer
Wiederholungen
Substratmenge [kg]
Mischungsverhältnis
Kompost/Fäkalien
7 Wochen
4
9
Probenahmen 4
untersuchte Parameter
N, P, K, Ni, Cu, Cd, Zn, Pb,
Keimgehalt
Die Wurmbehälter wurden bei einer Raumtemperatur von 20-25°C geschlossen gelagert. Für
konstante Versuchsbedingungen wurde der Wassergehalt des Wurmkompostes auf 60 % eingestellt
und regelmäßig kontrolliert. Es erfolgten 4 Probenahmen. Die erste Probenahme erfolgte
zu Beginn und die vierte Probenahme zum Ende des Versuches. Dabei wurden sowohl
Kompostproben als auch Wurmproben zur Bestimmung des Nährstoff- und Keimgehaltes entnommen.
Bei der 2. und 3. Probenahme wurden jeweils nur Kompostproben entnommen. Die
Bestimmung des Keimgehaltes erfolgte am Institut für öffentliche Hygiene der Universität Bonn.
Der restliche Teil der Proben wurde wie bereits in der Langzeitrotte beschrieben behandelt und
analysiert.
1:1
113

Biologische Behandlung der Fäkalien
2.2.2 Ergebnisse
Das mit Würmern versetzte Gemisch aus Kompost und Fäkalien wurde innerhalb der 7 Wochen
gut umgesetzt. In Abbildung 3 rechts ist die Umsetzung von Fäkalien durch Eisenia hortensis
ohne zusätzlichen Kompostzusatz nach 8 Wochen dargestellt. Innerhalb dieser Zeit konnte aus
den Fäkalien eine Komposterde hergestellt werden. Buest et al. (2004) erzielte vergleichbar
gute Resultate mit Eisenia fetida zur Umsetzung von Fäkalien.
Kontrolle Wurmkompost
Abb. 3: Wurzelwachstum der Kresse im Vergleich zur Kontrolle und Wurmkompost (links);
Umsetzung der Fäkalien durch Eisenia hortensis nach 8 Wochen (rechts);
oben :umgesetztes Substrat; unten: Frischsubstrat aus der Filtersackanlage
Eine zusätzliche Vermischung der Fäkalien mit Kompostmaterial ist für die Wurmkompostierung
nicht erforderlich. Dies zeigte sich insbesondere an einen an der Lambertsmühle auf
bewachsenen Boden gelagerten Rottesack. Hier hatten sich innerhalb von drei Monaten eine
Vielzahl an Würmern in den Fäkalien vermehrt und begonnen, das Substrat umzusetzen. Der
Kressetest des mit Würmern behandelten Kompostes zeigte nach 5 Tagen keinen Unterschied
im Keimverhalten gegenüber der Kontrollvariante aus Einheitserde. Auch die nicht mit Würmern
versetzte unbehandelte Variante zeigte keinen Unterschied. Nach 10 Tagen war jedoch der
unbehandelte Kompost gegenüber den anderen Varianten im Aufwuchs geringer und erhielt
eine leichte Gelbfärbung. Die Kontrollvariante bildete wie im Kressetest der Langzeitrotte ein
dichteres Wurzelsystem aus. Im Aufwuchs waren jedoch keine Unterschiede sichtbar. Eine
Übersicht der Ergebnisse des Kressetestes der Wurmkomposte zeigt Tabelle 4.
Tab. 4: Darstellung der Ergebnisse des Kressetestes der Wurmkomposte verglichen
mit einer Einheitserde.
Keimung Aufwuchs Wurzelwachstum keimfähige Tomatennach
5 Tagen nach 10 Tagen nach 10 Tagen samen nach 10 Tagen
Einheitserde + + + nein
Kontrolle (unbeh.) + - - nein
Eisenia fetida + + - nein
Eisenia hortensis + + - nein
114

Biologische Behandlung der Fäkalien
Die Wiederfindungsrate der Würmer bei Versuchende variierte stark. Die Ergebnisse der
Auszählung und der Gewichte der Würmer ist in Tabelle 5 dargestellt. Die Wurmmasse von
Eisenia fetida hatte sich innerhalb 7 Wochen um nahezu 70 % von 150 g auf ca. 50 g reduziert.
Die Anzahl der Würmer hingegen reduzierte sich nur um 10-30 %. Bei Eisenia hortensis nahm
die Wurmmasse bis zu 13 % ab, bzw. erhöhte sich um bis zu 64 %. Die Anzahl der Würmer
reduzierte sich jedoch um 17-48 %. Vergleicht man die Masse und Anzahl der Würmer, so hat
sich das durchschnittliche Gewicht zu Versuchende bei Eisenia hortensis etwa verdoppelt und
bei Eisenia fetida um die Hälfte reduziert.
Tab. 5: Ergebnisse der Wurmauszählung des Vermikompostversuches nach Versuchsende
Masse [g] Anzahl Würmer Masse Wurm -1 [g]
vorher nachher vorher nachher vorher nachher
Eisenia fetida 150 49 450 323 0,33 0,15
150 47 450 406 0,33 0,12
150 50 450 378 0,33 0,13
150 48 450 369 0,33 0,13
Eisenia hortensis 230 224 250 131 0,92 1,72
230 200 250 118 0,92 1,70
230 360 250 208 0,92 1,73
230 305 250 154 0,92 1,98
In Abbildung 4 und Tabelle 6 sind die Nährstoff- und Schwermetallgehalte der Wurmproben
dargestellt. Bis auf Cadmium konnte eine tendenzielle Zunahme der Schwermetallkonzentrationen
festgestellt werden. Die Schwermetallkonzentrationen zwischen den Wurmarten waren
nicht signifikant verschieden. Auch bei den Nährstoffgehalten konnte zwischen Eisenia fetida
und Eisenia hortensis keine signifikante Veränderung festgestellt werden.
Schwermetallkonzentration [ppm]
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Cu Ni Pb Cd
Eisenia fetida
Start
Eisenia fetida
Ende
Eisenia hortensis
Start
Eisenia hortensis
Ende
Abb. 4: Kupfer-, Nickel-, Blei- und Cadmiumgehalte der Wurmproben zu Beginn und Ende des Kompostierungsversuches
in ppm (n=4, Balken = Standard-abweichung, zu Beginn des Versuches n=1).
115

Biologische Behandlung der Fäkalien
Tab. 6: Zink- und Nährstoffgehalte der Wurmproben zu Beginn und Ende des
Kompostierungsversuches in ppm (n=4, zu Beginn des Versuches n=1).
Eisenia fetida Eisenia hortensis
[ppm] Start Ende Start Ende
Zink 119,8 227,3 106,0 140,5
Stickstoff 2313 2144 1821 1822
Phosphor 884 908 810 750
Kalium 864 915 794 853
Der Anteil der organischen Trockenmasse reduzierte sich von anfänglich 33,4 % im Eisenia
fetida als auch im Eisenia hortensis Kompost auf 28 bzw. 27 % signifikant. Zwischen den
Wurmarten waren die Unterschiede trotz unterschiedlicher Wurmmasse und Wiederfindungsrate
jedoch nicht signifikant (Abbildung 5).
Organische Trockenmasse [%]
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
26.04.2004
04.05.2004
21.05.2004
Abb. 5: Vergleich des Anteil der org. Trockenmasse im Wurmkompost von Eisenia fetida und Eisenia
hortensis in % (n=4, Balken = Standardabweichung, zu Beginn des Versuches n=1).
Die Nährstoffgehalte der Kompostproben sind in Abbildung 6 dargestellt.
116

Biologische Behandlung der Fäkalien
Nges [%]
Pges [%]
Kges [%]
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0,60
0,50
0,40
0,30
0,20
0,10
0,00
0,70
0,60
0,50
0,40
0,30
0,20
0,10
0,00
Cu [ppm]
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
160
140
120
100
80
Start 60
Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
40
Abb 6: Nährstoffgehalte 20der
Wurmkompostproben Eisenia fetida und Eisenia hortensis im Vergleich zur
Kontrollvariante und dem Ausgangsmaterial in % (n=4, Balken = Standardabweichung, zu Beginn
des Versuches und 0 Kontrolle n=1).
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
117
05.04.2004
26.04.2004
04.05.2004
21.05.2004
18.08.2004

Biologische Behandlung der Fäkalien
Die Stickstoffgehalte der Komposte lagen zwischen 0,85-1,0 %. Die N-Gehalte vom Eisenia
fetida Kompost waren zur letzten Probennahme signifikant niedriger als zur 1. Probenahme, die
zu diesem Zeitpunkt signifikant höhere Gehalte aufwies als die Kontrollvariante. Zwischen den
Wurmarten gab es keine signifikanten Unterschiede. Die Stickstoffgehalte des Eisenia hortensis
Kompost unterschieden sich ebenfalls nicht signifikant von der Kontrolle. Die Phosphorgehalte
blieben bis zur Probe am 21.05.04 konstant. Auffällig ist die signifikante Zunahme der
Nährstoffkonzentration sowohl im Eisenia fetida als auch Eisenia hortensis Kompost. zur letzten
Probenahme. Hier könnte eine Akkumulation aufgrund des reduzierten Ausgangmateriales des
Kompostierungsprozesses stattgefunden haben. Die Kaliumgehalte nahmen im Eisenia fetida
Kompost signifikant zu. Sie waren zur ersten Probennahme signifikant niedriger gegenüber des
Eisenia hortensis Kompost. Zur letzten Probe am 18.08.04 waren die Unterschiede jedoch nicht
mehr signifikant verschieden.
In Tabelle 7 werden die Nährstoffgehalte im Wurm und Kompost zu Beginn und Ende des
Versuches bilanziert. Insgesamt wurden zu Versuchende zwischen 22 und 31 % weniger
Nährstoffe im Kompost und Wurm wiedergefunden als zu Beginn. Bei Stickstoff können
gasförmige Verluste in Form von NH3, N2O und N2 auftreten. Dagegen ist dies für Phosphor und
Kalium nicht der Fall. Aber auch hier gab es signifikante Verluste. Es ist denkbar, dass hier ein
Probenahmefehler vorliegt. Denn über die Versuchsdauer hatte sich in den Wurmkisten ein
Bodensatz unverdaulichem, anorganischem Materials mit Sickerwasser gebildet. Ein geringer
Teil des Sickerwassers ging dabei über die zur Belüftung des Kompostes dienenden Bohrungen
verloren. Hier kann ein zusätzlicher Nährstoffaustrag stattgefunden haben.
Tab. 7: Bilanzierung der Nährstoffgehalte im Wurm und Kompost zu Beginn und Ende des Versuches;
Gehalte bezogen auf Trockensubstanz in mg/Ansatz; E.f.: Eisenia fetida; E.h.: Eisenia hortensis
(n=4, zu Beginn des Versuches n=1).
N P K
[mg/Ansatz] E. f. E. h. E. f. E. h. E. f. E. h.
Kompost Start 3478 3478 1425 1425 1894 1894
Kompost Ende 2414 2629 1096 1105 1409 1470
Wurm Start 67 71 28 32 27 31
Wurm Ende 23 84 9 35 9 39
Komp.& Wurm Start 3544 3549 1453 1457 1921 1925
Komp.& Wurm Ende 2437 2713 1106 1140 1418 1509
Verlust [%] 31 24 24 22 26 22
Die Abbildungen 7 und 8 stellen die Schwermetallkonzentrationen im gesammelten Wurmkompost
dar.
118

Biologische Behandlung der Fäkalien
Zn [ppm]
Ni [ppm]
Pb [ppm]
450
400
350
300
250
200
150
100
50
70
60
50
40
30
20
10
0
0
200
180
160
140
120
100
80
60
40
Cu [ppm]
20
0
160
140
120
100
80
60
40
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Abb. 7: Schwermetallgehalte 20
der Wurmkompostproben Eisenia fetida und Eisenia hortensis im Vergleich
zur Kontrollvariante und dem Ausgangsmaterial in ppm (n=4, Balken = Standardabweichung, zu
Beginn des 0 Versuches und Kontrolle n=1, Rote Linie: Richtwerte für
Schwermetallkonzentrationen in Kompost nach Bioabfallverordnung).
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
05.04.2004
26.04.2004
04.05.2004
21.05.2004
18.08.2004
119

Biologische Behandlung der Fäkalien
Cu [ppm]
Cd [ppm]
200
180
160
140
120
100
3
2
1
0
80
60
40
20
0
Cu [ppm]
160
140
120
100
80
60
40
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
05.04.2004
26.04.2004
04.05.2004
21.05.2004
18.08.2004
20
Abb. 8: Schwermetallgehalte der Wurmkompostproben Eisenia fetida und Eisenia hortensis im Vergleich
zur Kontrollvariante 0 und dem Ausgangsmaterial in ppm (n=4, Balken = Standardabweichung, zu
Start Kontrolle Eisenia fetida Eisenia hortensis
Beginn des Versuches und Kontrolle n=1, Rote Linie: Richtwerte für
Schwermetallkonzentrationen in Kompost nach Bioabfallverordnung).
Die Wurmkompostierung zeigte bis auf Cadmium keinen signifikanten Einfluss auf die
Schwermetallkonzentrationen. Die Bioabfallverordnung fordert für die Einhaltung der Qualitätskriterien
und Güterichtlinien für Fertig- und Substratkompost, die in den Abbildungen 7 und 8
durch die rote Linie dargestellten Höchstmengen an Schwermetalle. Die nach Bioabfallverordnung
geforderten Höchstmengen an Zink und Blei konnten zu jeder Zeit eingehalten werden.
Die Nickel- und Kupfergehalte erreichten zum Ende der Kompostierung zum Teil Werte
oberhalb des Richtwertes. Die Cadmiumgehalte des Wurmkompostes lagen bei Eisenia fetida
gegenüber Eisenia hortensis und der Kontrolle signifikant höher und lagen zu jeder Zeit über
dem geforderten Wert von 1,5 mg/kg TS.
Rothstein & Schröder (2001) weisen darauf hin, dass die Ausbringung von Kompost ein
Umverteilungsvorgang von Schadstoffen ist, während die Einträge von Schadstoffen mit
Mineraldüngern „echte“ Neueinträge darstellen. Die Gehalte an Nähr- und Schadstoffen im
Kompost sind letztlich auch ein Spiegelbild dessen, was die Landwirte zuvor an Nähr- und
120

Biologische Behandlung der Fäkalien
Schadstoffen aufgebracht haben - sofern keine Störstoffe im Bioabfall vorhanden sind. Die
gemessenen Schwermetallkonzentrationen in Fäkalien können jedoch auch stark variieren.
Vinneras (2002) fand bei Messungen aus unterschiedlichen Siedlungen mit separierenden
Toiletten signifikant unterschiedliche Konzentrationen. Eine signifikant höhere Zinkkonzentration
war dabei auf mit Zink galvanisierten Leitungen zurückzuführen. Die Zinkgehalte
lagen dort über 1500 ppm und somit um das 5fache höher als der schwedische Durchschnitt.
Der Grund für einen erhöhten Bleigehalt von 46 ppm war nicht bekannt. Die durchschnittlichen
Schwermetallgehalte in Fäkalien einer schwedischen Studie sind in Tabelle 8 dargestellt. Die
Ergebnisse weichen – auch in Relation zueinander - z.T. stark von den an der Lambertsmühle
gemessenen Schwermetallkonzentrationen ab.
Tab. 8: Schwermetallkonzentration in Fäkalien in ppm; TS-Gehalt: 20 %; (Jönsson, et al., 2004)
verändert.
[ppm] Cu Zn Ni Pb Cd
Fäkalien 33,3 325,0 2,3 0,6 0,3
In Tabelle 9 werden die Schwermetallgehalte im Wurm und Kompost zu Beginn und Ende des
Versuches bilanziert.
Tab. 9: Bilanzierung der Schwermetallgehalte im Wurm und Kompost zu Beginn und Ende des
Versuches; Gehalte bezogen auf Trockensubstanz in mg/Ansatz; E.f.: Eisenia fetida; E.h.:
Eisenia hortensis, (n=4, zu Beginn des Versuches n=1).
Zn Pb Ni
[mg/Ansatz] E. f. E. h. E. f. E. h. E. f. E. h.
Kompost Start 835,9 835,9 253,0 253,0 119,9 119,9
Kompost Ende 671,9 702,5 223,9 216,2 116,8 80,2
Wurm Start 3,7 4,1 0,0 0,5 0,1 0,0
Wurm Ende 2,3 6,5 0,2 1,2 0,1 0,4
Komp.& Wurm Start 839,6 840,0 253,1 253,5 120,0 119,9
Komp.& Wurm Ende 674,2 709,0 224,1 217,4 116,9 80,6
Verlust Saldo
[%] 19,7 15,6 11,4 14,2 2,5 32,8
Cu Cd
[mg/Ansatz] E. f. E. h. E. f. E. h.
Kompost Start 186,2 186,2 3,0 3,0
Kompost Ende 304,7 181,9 6,7 4,8
Wurm Start 0,4 0,9 0,0 0,1
Wurm Ende 0,3 1,2 0,0 0,1
Komp.& Wurm Start 186,6 187,1 3,0 3,1
Komp.& Wurm Ende 305,0 183,0 6,7 4,8
Verlust
Saldo
[%] -63,5 2,1 -123,3 -55,8
Die Bilanzierung der Schwermetallgehalte wies Fehlbeträge von bis zu 123,3 % auf (Cadmium,
Eisenia fetida). Zink, Blei und Nickel wiesen zu Versuchende insgesamt weniger Schwermetalle
auf als zu Versuchstart. Die Schwermetallmengen im Wurm können vernachlässigt werden.
121

Biologische Behandlung der Fäkalien
Durch die Kompostbeprobung während des Versuches wurden ca. 500 g Frischmasse
entnommen, so dass die hier dargestellten Verluste um ca. 5 % nach unten korrigiert werden
können. Für Kupfer und Cadmium wurden jedoch zu Versuchsende zum Teil höhere Gehalte
gefunden als zu Versuchsstart. Es konnte im Eisenia fetida Kompost 63,5 % mehr Kupfer
nachgewiesen werden, wohingegen der Cu-Gehalt im Eisenia hortensis Kompost konstant
geblieben ist. Cadmium war in beiden Proben zu Versuchende signifikant höher. Hier war der
Gehalt im Eisenia hortensis Kompost durchschnittlich 55,8 % und der Eisenia fetida Kompost
123,3 % höher. Eine mögliche Erklärung hierfür wäre, dass die aus Kunststoffmaterial
bestehenden, grünen Wurmkompostbehälter Cadmium enthalten. Ob es zu einer Desorption
von Cadmium in das Kompostmaterial gekommen ist, ist jedoch unklar.
2.2.3 Risikobewertung
Die Umsetzung der Fäkalien aus der Filtersackanlage zu Kompost kann mit herkömmlichen
Kompost verglichen werden. Sowohl die Langzeitrotte als auch die Wurmkompostierung zeigten
gute Ergebnisse, allerdings erscheint eine Wurmkompostierung zu aufwendig. Für den Umgang
der Fäkalien an der Lambertsmühle kann folgende Empfehlung gegeben werden:
Nach der Lagerung der Fäkalien im Rottesack sollte eine weitergehende Behandlung des
Substrates durch Kompostierung stattfinden. Für die Lambertsmühle ist eine zweijährige
Vererdung geeignet. Hierfür kann das Substrat durch Fachpersonal in sogenannte
Schnellkomposter eingefüllt werden. Das Material sollte mit Erde in einem ungefähren
Volumenverhältnis Erde zu Material 1 zu 2 vermischt werden.
Im Anschluss an die zweijährige Vererdungsphase kann das vererdete Material als Phosphor
und Kaliumreiches Strukturmaterial eingesetzt werden. Eine Düngung von Gemüsebeeten ist zu
vermeiden. Die Entnahme und Ausbringung des Materials erfolgt analog zur Kompostverwertung.
3 Anaerobes Verfahren zur Stabilisierung des Braunwassers
3.1 Einleitung
Das Braunwasser aus den Toiletten in der Lambertsmühle wird im Wirbelabscheider grob
entwässert und gelangt dann in den Filtersack bzw. –korb, wo es weiter durch die Schwerkraft
eingedickt. Ein vollständiger Rotteprozess läuft unter den im Behälter herrschenden
Bedingungen im Filtersack nicht ab, wie der erste Teil des Forschungsprojektes gezeigt hat. Im
zweiten Teil sollte daher untersucht werden, mit welchen weiteren Verfahren eine Stabilisierung
des Substrates erreicht werden kann.
Während das IPE die Kompostierung als aerobes Verfahren untersuchte, führte die Professur
Siedlungswasserwirtschaft der Bauhaus-Universität Weimar (BUW) Versuche zur anaeroben
Faulung des Materials durch.
Ziel war es in beiden Fällen ein stabilisiertes Substrat zu erhalten, welches einer weiteren
Nutzung zugeführt werden kann.
3.1.1 Zielsetzung und Arbeitsansatz
In temperierbaren Reaktoren wird die Stabilisierungseignung des Substrates durch anaerobe
Prozesse untersucht, welches sich einerseits im Alter (gelagert, frisch) und im Wassergehalt
(roh, verdünnt) unterscheidet. Der Gasertrag sowie pH-Wert und Temperatur werden täglich vor
Ort bestimmt. Der Stabilisierungsgrad wird im Labor ermittelt.
Anhand der Ergebnisse wird ein Verfahrensvorschlag zu den Möglichkeiten der anaeroben
Stabilisierung des Substrates gemacht.
122

Biologische Behandlung der Fäkalien
3.2 Beschreibung Versuchsanlage
3.2.1 Allgemein
Die Laboranlage besteht aus vier doppelwandigen Plexiglas-Reaktoren, die jeweils in einem
Gestell drehbar gelagert sind. Die Beheizung der Reaktoren erfolgt über die Doppelmäntel,
durch den temperiertes Wasser zirkuliert. An ausgewählten Reaktoren wird der pH-Wert und die
Temperatur online gemessen.
Standort der Versuchsanlage ist ein Container im Versuchskomplex der Professur auf dem
Gelände der Kläranlage Weimar-Tiefurt.
Nachfolgende Abbildung 9 zeigt die Versuchsanlage
Abb. 9: Versuchsanlage
3.2.2 Aufbau Reaktor
Die Reaktoren bestehen aus zwei ineinanderstehenden, konzentrisch angeordneten
PMMA(Plexiglas)-Rohren mit einem Außendurchmesser von 200 bzw. 250 mm. Über einen
Flansch aus PMMA sind die Rohre an ihren Enden verklebt. Die Länge der Rohr beträgt 300
mm. Dies ergibt einen Reaktorgesamtinhalt von 14 l, der Nutzinhalt beträgt 6 l. Der
Doppelmantel zwischen den beiden Rohren hat ein Volumen von 4,4 l. Über den Mantel erfolgt
die Beheizung des Reaktors, dazu verfügt das äußere Rohr über zwei Stutzen mit ½Zoll-
Innengewinde. An diese Stutzen werden die Zirkulationsleitungen angeschlossen.
Die Abdichtung zwischen den Reaktorflanschen und den Deckeln erfolgt durch je einen O-Ring.
Die Verschraubung des Deckels mit dem Reaktor erfolgt über acht Schrauben M8.
Die Deckel sind aus 20 mm starken PVC-U gefertigt und haben einen Durchmesser von 330
mm. Der obere Deckel verfügt mittig über eine d63-Verschraubung mit Blinddeckel, über die
eine Befüllung des Reaktors und Probenahmen möglich sind ohne den gesamten Deckel zu
öffnen. Des weiteren ist im oberen Deckel ein Kugelhahn DN 16 eingeklebt, über den
entstehendes Gas abgeführt wird. Zur Aufnahme eines Temperaturfühlers wurde in zwei
Deckeln zusätzlich Bohrungen mit ½ Zoll-Innengewinden eingebracht. Der untere Deckel
verfügt über keine Öffnungen.
123

Biologische Behandlung der Fäkalien
In folgender Abbldung 10 ist ein Reaktor dargestellt.
Abb. 10: Reaktor ohne Gestell
Die Reaktoren sind in drehbare Gestelle aus 20 mm Edelstahl-Kastenprofil eingebaut. Durch
die Drehung um die Querachse wird der Reaktorinhalt intensiv durchmischt. Dazu müssen die
Gas- sowie die Zirkulationsleitungen getrennt werden. Die Zirkulationsleitungen verfügen an
den Gestellen über Kugelhähne mit Schnellkupplungen (Gardena), um den einzelnen Reaktor
rasch vom Wasserkreislauf trennen zu können. In die Gas-Kugelhähne sind Schlauchtüllen
eingeklebt, so dass die Gasleitung ebenfalls einfach getrennt werden kann.
Die Gassammlung erfolgt für jeden Reaktor in einem 10 l-Gassack (Linde).
Zur Beheizung von zwei Reaktoren ist jeweils ein Thermostat mit 12 l-Wasserbad
(Prüfgerätewerk Dresden) vorgesehen. Um eine ausreichende Zirkulation des Wasser durch die
beiden in Reihe geschalteten Wassermäntel der einzelnen Reaktoren zu gewährleisten, wurden
in den Wasserbädern jeweils eine Zusatzpumpe installiert.
3.2.3 Online-Messtechnik
Zur Überwachung der Temperaturen verfügen zwei Reaktoren, jeweils die letzten in der Reihe,
über einen Temperaturfühler (Pt 100, Endress+Hauser). Drei Reaktoren verfügen über eine pH-
Messung. Es wird dazu ein 2-Kanal-pH-Meter mit Gel-pH-Elektroden und Temperaturkompensation
(WTW) sowie ein pH-Meter (WTW) mit ebenfalls einer Gel-pH-Elekrode
(Sensortechnik Meinsberg) eingesetzt. Beim zweiten pH-Meter erfolgt die Temperaturkompensation
manuell.
Alle Messwerte werden von einem Bildschirmschreiber (Endress+Hauser) erfasst und minütlich
aufgezeichnet.
3.3 Versuchsdurchführung
Die Versuche werden im Batch-Betrieb unter mesophilen Bedingungen (35°C) durchgeführt.
Täglich wird der Gasertrag jedes Reaktors bestimmt. Dazu wird der Gassack vom Reaktor
getrennt und mittels einer Vakuumpumpe (KNF) geleert. Über einen zwischengeschalteten
Trommelgaszähler (Ritter Apparatebau) wird das abgezogene Volumen, also der Inhalt des
Gassacks, bestimmt. Anschließend wird der Reaktorinhalt durch mehrmaliges Drehen um die
Querachse durchmischt.
124

Biologische Behandlung der Fäkalien
3.3.1 Versuche mit gelagertem Material
Der erste Ansatz wurde mit gelagertem Substrat aus dem Filterkorb der Lambertsmühle
durchgeführt. Die Probenahme erfolgte am 09.08.04. Dies war die erste Entnahme von Substrat
aus dem Filterkorb seit dem Umbau des Rottebehälters im Mai 2004. Start der Versuche war
der 11.10.04. In der Zwischenzeit wurde das Substrat unter ähnlichen Bedingungen wie im
Rottebehälter der Lambertsmühle gelagert.
Die einzelnen Ansätze sind in Tabelle 10 zu entnehmen.
Tab.10: Ansätze mit gelagertem Substrat
Reaktor/Ansatz
Bezeichnung 10 % TS mit
Urin
Substratalter gelagert
Substrateinwaage
1/1 2/1 3/1 4/1 5/1
Originalsubstrat
(18 % TS)
10% TS Originalsubstrat
+
Impfschlamm
125
10% TS mit
Impfschlamm
gelagert gelagert gelagert gelagert
[kg] 3,00 1,74 3,00 2,00 2,50
Wasser [kg] 1,00 – 3,00 – 2,50
Impfschlamm [kg] – – – 0,4 1,00
Urin [kg] 2,00 – – – –
Summe [kg] 6,00 1,74 6,00 2,40 6,00
Probenahme [kg] 0,62 0,60 0,60 0,50 0,55
Reaktorinhalt [kg] 5,38 1,14 5,40 1,90 5,45
pH-WertStart [-] 7,07 6,46 6,32 6,64 6,66
Temperatur [°C] 14,2 10,3 11,0 10,6 14,0
TSStart [%] 8,29 18,1 8,92 15,43 7,64
oTSStart [%] 86,69 85,4 87,81 83,79 86,04
TOCStart [%] 47,18 47,21 47,06 48,05 46,35
Laufzeit 04.11.-
27.12.04
11.10.-
04.11.04
11.10.-
27.12.04
11.10.-
04.11.04
11.10.-
04.11.04
Laufzeit [d] 53 24 77 24 24
Das Rohsubstrat hatte einen TS von 18,1 % sowie einen oTS von 85,4 %. Der Impfschlamm
wurde am 11.10.04 der mesophilen Faulung der kommunalen Kläranlage Weimar-Tiefurt
entnommen, der TS lag bei 3,53 % und der oTS bei 59,1 %. Der Urin entstammt dem
Gelbwasserspeicher der Lambertsmühle, die Probenahme erfolgte am 09.08.04.
Die Online-Messung des pH-Wertes und der Temperatur erfolgte in den Reaktoren 3 und 5,
sowie ab 04.11.04 zusätzlich in Reaktor 1.

Biologische Behandlung der Fäkalien
3.3.2 Versuche mit frischem Material
Am 01.11.04 wurde eine weitere Probenahme des Substrates an der Lambertsmühle
durchgeführt. Im Gegensatz zum gelagerten Material wirkte das neue Substrat durch seine
helle Färbung sehr frisch. Die letzte Beräumung des Korbes zuvor, erfolgte durch das IPE Mitte
Oktober 2004. Am 31.10.04, einen Tag vor der Probenahme, wurden in der Lambertsmühle fünf
Trauungen mit großem Publikumsverkehr durchgeführt.
Der Ansatz der Reaktoren erfolgte am 04.11.04. Die Menge reichte zur Befüllung von zwei
Reaktoren aus. Die Zusammensetzung ist nachfolgender Tabelle 11 zu entnehmen.
Tab. 11.: Ansätze mit frischem Substrat
Reaktor/Ansatz 4/2 5/2
Bezeichnung 10 % TS +
Impfschlamm
(alter Ansatz)
Substratalter
10% TS +
Urin
frisch frisch
Substrateinwaage [kg] 3,70 2,70
Wasser [kg] 1,30 0,73
Impfschlamm [kg] 1,00
Urin [kg] – 1,00
Summe [kg] 6,00 4,43
Probenahme [kg] 0,60 0,58
Reaktorinhalt [kg] 5,40 3,85
pH-WertStart [-] 6,26 6,82
Temperatur [°C] 14,2 14,0
TSStart [%] 9,11 8,92
oTSStart [%] 88,17 87,96
TOCStart [%] 49,45 48,46
Laufzeit 04.11.-
27.12.04
04.11.-
27.12.04
Laufzeit [d] 53 53
Das Rohsubstrat hatte einen TS von 13,45 % sowie einen oTS von 88,26 %. Der Impfschlamm
stammte aus alten Ansatz des Reaktor 5, der am 04.11.04 beendet wurde.
Die Online-Messung des pH-Wertes Temperatur erfolgte im Reaktor 4.
126

Biologische Behandlung der Fäkalien
3.4 Ergebnisse
Die Ansätze 2/1, 4/1 und 5/1 (gelagertes Material) liefen bis zum 04.11.04
Abb. 11: Summenlinien Gasertrag für Ansätze mit gelagertem Substrat
Bei den Versuchen mit dem gelagerten Material sind zum jetzigen Zeitpunkt (13.12.04) die
Ansätze 2/1, 4/1 und 5/1 beendet. Die Ansätze 1/1 und 3/1, wie auch die beiden Ansätze 4/2
und 5/2 mit dem frischem Material werden am 27.12.04 beendet.
Es können daher für die meisten Versuche noch keine abschließenden Bewertungen
vorgenommen werden. Im folgenden werden für beide Reihen daher die kumulierten
Gaserträge bezogen auf den zugeführten oTS dargestellt.
127

Biologische Behandlung der Fäkalien
Abb. 12: Summenlinien Gasertrag für Ansätze mit frischem Substrat
Bei den beiden Ansätzen 2/1 und 4/1 mit nahezu 20 % TS zeigte sich an den Gaserträgen im
Vergleich zu den Ansätzen 1/1 und 5/1 keine zufriedenstellende Entwicklung. Das Substrat
schmierte sehr stark an den Reaktorwandungen. Es zeigte sich zudem, dass das Handling
eines Substrates mit diesem TS-Gehalt in kleinen Anlagen schwierig ist. Die Ansätze 2/1 und
4/1 sind daher nach 24 d abgebrochen worden. Die Gaserträge des gelagerten Substrates ohne
Impfschlamm sind unabhängig vom TS-Gehalt vergleichbar, wie die Ansätze 2/1 und 3/1
zeigen.
Das Ausgangs-pH-Niveau des Substrates und damit auch der Ansätze liegt für eine Faulung
recht niedrig, wie die Tabellen 1 und 2 zeigen.
Untersuchungen zur Faulung von stark fäkalienhaltigem Abwasser einer Toilettenanlage an der
BAB 4 bei Weimar, die innerhalb des von der DBU-finanzierten Projektes „KOMPEX“ vom
Institut für Siedlungswasserwirtschaft der TU Braunschweig durchgeführt werden, kommen zu
ähnlichen Gaserträgen wie bei den hier dargestellten Versuchen.
Beim Vergleich der Ansätze 1/1, 3/1 und 5/1, also gelagertes Substrat auf 10 % TS eingestellt,
zeigte sich, dass der pH-Wert des Ansatz 3/1, der nicht angeimpft bzw. mit Urin gepuffert ist,
mit zunehmender Gasproduktion, also biologischer Aktivität, stark abfällt (s. Abb. 13).
128

Biologische Behandlung der Fäkalien
Abb 13: Entwicklung pH-Wert und Gasproduktion für Ansatz 3/1
Demzufolge bricht dann die Gasproduktion ein. Mehrere pH-Stützungen durch Natronlaugezugabe
führten zwar zu einer Steigerung der Gasproduktion, jedoch blieben die Werte weit
hinter den Erträgen der Ansätze 1/1 bzw. 5/1 zurück. Die Summenlinien der Gaserträge für die
Ansätze 1/1 und 5/1 zeigen etwa den gleichen Verlauf, in beiden Fällen wird nach 24 d 113
bzw. 119 Nl Gas/kg oTSzu produziert. In beiden Fällen lag der pH-Wert höher als bei Reaktor 3.
Es scheint also unbedingt erforderlich zu sein, dass durch einen Puffer ein stabiles pH-Wert-
Niveau von mindestens 6,5 im Reaktor eingestellt wird. Eine tägliche Stützung des pH-Wertes
durch die Dosierung einer Base, wie bei Ansatz 3/1, hat nicht die gleiche Wirkung. Der weitere
Vergleich der Ansätze 1/1 und 5/1 zeigt, dass der Impfschlamm eher als Puffer dient, denn als
Lieferant einer funktionierenden Biozönose. Beide haben einen sehr ähnlichen Verlauf der
Gassummenkurve. Es ist also zu vermuten, dass das Substrat, welches im menschlichen
Körper schon anaerob behandelt wurde, über Anaerobier verfügt, die den Abbau durchführen
können. Auch während der Lagerung im Filterkorb ist davon auszugehen, dass im Inneren
anaerobe Bedingungen herrschen. Es ist zu beachten, dass der anaerobe Abbau im Vergleich
zu kommunalem Klärschlamm sehr viel schwieriger zu sein scheint, wie der Verlauf der
Gasertragskurve zeigt.
Bei den beiden Ansätzen 4/2 und 5/2 die am 04.11.04 mit dem frischen Material gestartet
wurden, ist im Vergleich zu den Ansätzen 1/1 und 5/1 die Entwicklung der Gaserträge sehr viel
langsamer. So betrug die kumulierte Gasmenge nach 20 d weniger als 50 % der Menge aus
den Ansätze 1/1 bzw. 5/1. Dies legt den Schluss nahe, dass eine Lagerung vor der Faulung
notwendig ist, damit ein gewisser Aufschluss des Substrates durch hydrolisierende Bakterien
erfolgt.
129

Biologische Behandlung der Fäkalien
Tab. 12: Endanalyse; Ansätze mit gelagertem Substrat
Reaktor/Ansatz 2/1 4/1 5/1
Bezeichnung Originalsubstrat
(20 % TS)
20 % TS +
Impfschlamm
10% TS +
Impfschlamm
TSEnde [%] 15,85 12,97 5,97
oTSEnde [%] 85,55 83,97 82,83
TOCEnde [%] 43,45 43,79 47,92
Org. Säuren [mg/l] 11136,60 9337,80 4984,20
Wie Tabelle 12 zeigt, war insgesamt nach 24 d kein ausreichender Stabilisierungsgrad zu
verzeichnen. Es sind, wie auch schon dargelegt, für eine anaerobe Stabilisierung des
Substrates aus der Lambertsmühle deutlich längere Zeiten vorzusehen. Für stabilisierten
Faulschlamm werden Werte von kleiner 300 mg/l org. Säure angegeben (Bischofsberger et al.,
2005)
3.5 Bewertung
Als Ergebnisse können festgehalten werden:
• Die Hydrolyse der Fäkalien im Rottebehälter (Filterkorb) ist für die Gasentwicklung
entscheidend
• Das Ausgangssubstrat muss gut gepuffert sein. Reines Substrat aus dem Filtersack ist
dies nicht. Eine Pufferung durch die Zugabe einer dosierten Urinmenge ist zielführend
und der Nachführung des pH-Wertes durch eine Base (Natronlauge) vorzuziehen.
• Auf eine Zugabe von Impfschlamm kann verzichtet werden, da gelagertes Substrat eine
aktive Biozönose enthält.
• Der TS-Gehalt sollte aus praktischen Gründen (Umwälzung, Gastransport) nicht zu hoch
liegen.
• Eine Stabilisierung kann bei den untersuchten Faulzeiten nicht erreicht werden.
Die Anwendung einer anaeroben Nachbehandlung erscheint aufgrund der hier gewonnenen
Erkenntnisse für Verhältnisse wie die Lambertsmühle als nicht ratsam.
4 Schlussfolgerungen
Die Kompostierung/Vererdung der Fäkalien sowohl durch eine konventionelle Langzeitrotte als
auch durch Vermikultur haben gezeigt, dass eine gute Umsetzung der Fäkalien möglich ist.
Weiterhin konnte gezeigt werden, dass die Fäkalien der Filtersackanlage durch Vermikultur
rasch umgesetzt werden können. Der Kompost erreicht dabei eine Qualität, der mit
herkömmlichen Kompost vergleichbar ist. Eine Mischung der Fäkalien mit Kompost ist für die
Umsetzung der Fäkalien durch Vermikultur nicht nötig. Bei einer im Freien stattfindenden
Kompostierung der Fäkalien kann davon ausgegangen werden, dass es zu einer natürlichen
Wurmanreicherung und Umsetzung des Substrates kommt. Aus hygienischer Sicht sollte
allerdings das Kompostbeet abgedeckt oder Schnellkomposter verwendet werden.
130

Biologische Behandlung der Fäkalien
5 Empfehlungen zur Kompostierung für die Lambertsmühle
Nach der Lagerung der Fäkalien im Rottesack sollte eine weitergehende Behandlung des
Substrates durch Kompostierung stattfinden. Für die Lambertsmühle ist eine zweijährige
Vererdung geeignet. Hierfür kann das Substrat durch Fachpersonal in sogenannte
Schnellkomposter eingefüllt werden. Das Material sollte mit Erde in einem ungefähren
Volumenverhältnis Erde zu Material 1 zu 2 vermischt werden.
Im Anschluss an die zweijährige Vererdungsphase kann das vererdete Material als P- und Kreiches
Strukturmaterial eingesetzt werden. Eine Düngung von Gemüsebeeten ist aus
Vorsorgegründen zu vermeiden. Die Entnahme und Ausbringung des Materials erfolgt analog
zur Kompostverwertung.
6 Literatur
Bischofsberger, W.; Dichtl, N.; Rosenwinkel, K.-H.; Seyfried, C.F.; Böhnke, B.
2005: Anaerobtechnik; 718 S.; 2. Auflage; Springer-Verlag; Berlin, Heidelberg.
Buch, W. 1986: Der Regenwurm im Garten, 128 S., Ulmer E.
Buest B., Otterpohl R., Behrendt J., Gulyas H., Shalabi M. 2004: Vermicomposting of Brown
water using the Rottebehälter system as a component of ecological sanitation with urine
diverting flush toilets, www.tu-harburg.de/aww/projekte/rottebehaelter.pdf
Eklind, Y & Kirchmann, H. 2000: Composting and storage of organic household waste with
different litter amendments. II. Nitrogen turnover and losses, Bioresource Technology
74(2): 125-133
Graff, Otto 1984: Unsere Regenwürmer, 112 S., Schaper, M. & H.
Jönsson, H., Richert Stinzing, A., Vinnerås, B., Salomon, E. 2004: Guidelines on the Use of
Urine and Faecs in Crop Production, EcoSanRes Publications Series, Report 2004-2.
Rothstein, B., Schröder, D. 2001: Differenzierung zwischen organischem Abfall und Produkt -
eine juristische, naturwissenschaftliche und ökonomische Betrachtung -, Mitteilungen der
Deutschen Bodenkundlichen Gesellschaft, 2001, Bd. 95, 233-236.
Vinnerås, B., Holmquist, A., Bagge, E., Albihn, A. & Jönnson, H. 2003: Potential of disinfection
of separated faecal matter by urea and PAA for hygienic nutrient recycling. Bioresource
Technology 89(2): 155-161.
131

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
Hygieneuntersuchung von Fäkalkomposten
Andrea Rechenburg
Institut für Hygiene und öffentliche Gesundheit, Universität Bonn
1 Einleitung
"Regenwürmer können nicht beissen, weil sie vorne und hinten nur einen Schwanz haben" (aus
einem Schüleraufsatz)
In dem ersten Projekt an der Lambertsmühle konnten keine zufriedenstellenden Ergebnisse
durch einfache Rottesysteme zur Kompostierung erstellt werden. Es zeigte sich, dass eine zur
Hygienisierung notwendige Temperatur nicht erreicht werden konnte. Deshalb wurden in
diesem Projekt Untersuchungen mittels Vermikultur und Dauervererdungsuntersuchungen
durchgeführt. Ziel war die Herstellung eines hygienisch unbedenklichen Substrates.
Das Substrat aus dem Rottesack wurde durch Zusatz von Zuschlagstoffen konventionell und
durch Zusatz von Wurmkulturen kompostiert. Der entstehende Kompost wurde auf
verschiedene Mikroorganismen untersucht. Neben Indikatoren wie allgemeiner Koloniezahl und
Escherichia coli wurden auch Bakteriensporen (Clostridiensporen) und Salmonellen
nachgewiesen. Zur Durchführung der Untersuchungen wurden Chargen mit verschiedenen
Mischungsverhältnissen aus Substrat aus dem Rottesack sowie einem Material wie z.B.
Kartonage oder abgesiebten Kompost angesetzt und mit Würmern (Eisenia foetida und Eisenia
hortensis) versetzt. Die mikrobielle Belastung des Wurmbestandes, des entstehenden
Vermikompostes und des Substrates aus der Langzeitrotte wurden analysiert.
2 Methoden
2.1 Aufbereitung der Regenwürmer
Die Regenwürmer wurden unter fliessendem Wasser gewaschen und anschliessend etwa 10 g
eingewogen. Zur Abtötung und äußeren Desinfektion wurden die Würmer anschliessend mit
Ethanol abs. übergossen und nach 30 sec. der Überstand abgegossen. Alkoholreste wurden
mit sterilem A. dest abgespült. Die Homogenisierung erfolgte im desinfizierten Ultrathorax (Fa.
IKA) , wobei die Probe mit 100 mL sterilem Leitungswasser aufgefüllt wurde. Die so gewonnene
Suspension wurde weiterverarbeitet.
2.2 Aufbereitung der Komposte
Der gelieferte Kompost wurde homogenisiert und anschliessend in sterile Gefässe eingewogen.
Jeweils 10g Kompost wurden mit 100 mL sterilem Leitungswasser versetzt und kräftig
geschüttelt. Nach einminütigem Absetzen der Suspension, wurde wurde der Überstand in ein
steriles Gefäß dekantiert und anschliessend weiterverarbeitet.
2.3 Bakteriologische Parameter
Aufgrund der erwarteten Keimdichten wurden die Probensuspensionen mit steriler
physiologischer NaCl-Lösung 1:10 bis 1:100 verdünnt und anschließend weiter verarbeitet.
132

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
2.3.1 Koloniezahl
Die Bestimmung der allgemeinen Koloniezahl erfolgte gemäß Trinkwasser-verordnung vom
21.5.2001 mit dem Koch’schen Plattengussverfahren. Für jede Bebrütungstemperatur wurde 1
ml der Wasserprobe bzw. der Verdünnung in eine sterile Petrischale mit Zählraster pipettiert.
Nach 44 ± 4 Stunden Bebrütung bei 20 ± 1 °C bzw. 36 ± 1 °C wurden die unter 6 - 8 facher
Lupenvergrößerung sichtbaren Kolonien ausgezählt. Die Angabe erfolgte als Koloniebildende
Einheiten KBE/ml.
2.3.2 Escherichia coli (E. coli)
Zum Nachweis von E. coli wurde je 1ml der Proben auf Chromocult®-Coliformen-Agar
ausgespatelt und im Brutschrank bei 36°C ± 1 °C über 20 ± 4 Stunden inkubiert. Analog hierzu
wurde aus Verdünnungsstufen je 1 ml der verdünnten Probe ausgespatelt und inkubiert. Alle
dunkelblauen Kolonien auf Chromocult®-Coliformen-Agar wurden als E. coli gezählt. Die
Angabe erfolgte jeweils in KBE/g.
2.3.3 Sulfitreduzierende sporenbildende Anaerobier (Clostridien)
Teile der Probensuspension wurden in ein steriles Gefäß überführt und für 15 Minuten im
temperierten Wasserbad bei 75°C ± 5°C pasteurisiert. Die pasteurisierte Probe wurde danach
sofort auf Raumtemperatur abgekühlt. Je 1ml der Proben und der Verdünnungen wurde auf
Tryptose-Sulfit-Cycloserin-Agar (TSC-Agar) ausgespatelt. Die Inkubation erfolgte im
Anaerobiertopf bei 36°C ± 1°C für 44 ± 4 Stunden. Schwarze Kolonien wurden als Clostridien
im Sinne dieser Untersuchung gewertet. Die Angabe erfolgte in KBE/g.
2.3.4 Salmonella spp.
Der Nachweis erfolgte qualitativ in Anlehnung an die ISO 6579 „General guidance on methods
for the detection of Salmonella“ vom 1.9.1993 mit Flüssigkeitsanreicherung
(„presence/absence“ -Test). Aufgrund der relativ hohen Kontamination der meisten Proben
wurde auf eine unselektive Voranreicherung mit Peptonwasser verzichtet. 10 mL der
Wurmsuspension (entspricht 1 g Wurmmasse), bzw. 1 g des Kompstes wurde in 100 ml
Rappaport-Vassiliadis-Bouillon gegeben und für 44 ± 4 Stunden bei 36 ± 1 °C bebrütet. Bei
Trübung der Bouillon wurde ein fraktionierter Ausstrich auf SS-Agar angelegt und die Platte im
Brutschrank bei 36 ± 1 °C für 20 ± 4 Stunden bebrütet. Verdächtige, schwarzgefärbte Kolonien
wurden mit einem polyvalenten Salmonella-Antiserum überprüft. Bei Agglutination wurde die
Probe als positiv bewertet. Die Angabe erfolgte als „nachweisbar in einem Gramm“.
3 Ergebnisse und Diskussion
3.1 Bakteriengehalt der Kompostwürmer
Die eingesetzten Kompostwürmer wurden zu Versuchsbeginn auf ihren Bakteriengehalt
untersucht und die gefundenen Konzentrationen mit denen aus Wildstämmen verglichen. Die
Wildwürmer stammten aus einem an der Lambertsmühle verrottenden Rottesack, in den sie
eingewandert waren. In Tabelle 1 sind die nachgewiesenen Bakterienkonzentrationen
dargestellt. Im Gegensatz zu den Kulturstämmen enthielten die Wildwürmer Salmonellen, aber
deutlich weniger Clostridien/g. Auch die allgemeine Koloniezahl war bei den Wildwürmern
deutlich höher als bei den Kulturstämmen (s. Tab. 1).
Nach erfolgter Kompostierung des Rottesackes wurden wieder Würmer entnommen und auf
ihren Bakteriengehalt untersucht. Das Mischungsverhältnis des Rottesackes mit Startmaterial
(1:1 und 5:3) verursacht keinen Unterschied im Bakteriengehalt der Wümer (s. Tab.2).
133

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
Tab. 1: Bakteriengehalte der eingesetzten Kompostwürmer vor der Kompostierung im Vergleich zu
Wildstämmen aus einer natürlichen Rotte
Bakterien/g Eisenia foetida. Eisenia hortensis Kompostwürmer
Wildstämme
E.coli 30 30

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
Tab. 2: Bakterienkonzentrationen in den Kompostwürmern der Vermicultur nach 3 Monaten
Kompostierung
Bakterien/g E. hortensis I E. hortensis II E. hortensis III E. hortensis IV Mittelwert
E. coli

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
2002, der Unterschied kann aber auch durch die inhomogene Verteilung der
Mikroorganismen im Material hervorgerufen worden sein (s. Tab. 3). Salmonellen wurden in den
vier untersuchten Proben nicht nachgewiesen.
Tab. 3 : Bakteriengehalt der beiden Langzeitrotten im Oktober 2003; angesetzt wurden pro Rottesack
jeweils zwei Mischungverhältnisse
Oktober Probe 1 Probe 2 Probe 3 Probe 4
Mischungsverhältnis
1:1 5: 3 1:1 5: 3
Bakterien/g Rottesack aus 2002 Rottesack aus 2003
E.coli 140 140 150 190
KBE 36 3.240.000 1.600.000 21.600.000 2.700.000
KBE 20 4.900.000 5.400.000 37.800.000 21.600.000
Clostridien 420 1900 12500 460
Salmonellen negativ negativ negativ negativ
Im Projektverlauf wurden die angesetzten Vererdungsversuche noch dreimal beprobt (März, Juli
und Dezember 2004). Unterschiede im Bakteriengehalt abhängig vom Mischungsverhältnis
wurden nicht festgestellt. Während im März 2004 keine Salmonellen nachgewiesen wurden,
wurde im Juli 2004 im Rottesack aus dem Jahr 2002 ein positiver Nachweis erbracht. Da eine
nachträgliche Kontamination auszuschließen ist, gehen wir von einer Salmonellenkontamination
des Rottesackes aus, die bei den vorherigen Proben zufällig nicht nachgewiesen werden
konnte. Für die hygienisch-mikrobiologische Untersuchung wird nur eine geringe
Untersuchungs-masse bezogen auf die Sackmenge entnommen. Inhomogene Bakterienverteilungen
wirken sich damit direkt auf die Untersuchung aus, da Inselvorkommen bestimmter
Bakterien zum Teil nicht erfaßt werden. Allerdings konnten in einer abschließenden Beprobung
im Dezember 2004 keine Salmonellen gefunden werden.
136

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
Tab. 4: Bakteriengehalt der Langzeitrotten (Mischungsverhältnis 1:1) im Untersuchungszeitraum
Oktober 2003-Juli 2004.
Langzeitrotte aus 2002
Okt 03 Mrz 04 Jul 04
E.coli 140 1 40
Clostridien 420 53.000 28.000
KBE 36 3.240.000 17.000.000 7.800.000
KBE 20 4.900.000 6.400.000 2.020.000
Langzeitrotte aus 2003
E.coli 150 10 40
Clostridien 12.500 130.000 24.000
KBE 36 21.600.000 19.800.000 930.000
KBE 20 37.800.000 11.500.000 5.340.000
Der Gehalt an dem Fäkalindikator E. coli nimmt im Versuchsverlauf ab, während bei den
Clostridiensporen eine Zunahme der nachgewiesenen Dauerformen zu beobachten ist (s. Tab.
4). Bei den allgemeinen Koloniezahlen ist eine Abnahme bei dem Rottesack aus dem Jahre
2003 zu beobachten (s. Tab.4), nicht aber bei dem Sack aus dem Jahre 2002. Bei beiden
Säcken wurde aber eine Verschiebung der Bakterienflora hin zu aeroben Sporenbildnern
beobachtet.
137

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
3.3 Bakteriengehalt des Vermiculturkompostes
Die Vermiculturkomposte wurden im Mai/Juni und August 2004 untersucht. Dabei wurde der
Bakteriengehalt einer Kontrolle und je vier Proben mit Eisenia foetida, bzw. Eisenia hortensis
Würmern verkompostierten Materiales bestimmt. Abbildung 1 zeigt die Ergebnisse der
hygienisch-mikrobiologischen Untersuchungen im Überblick.
Bakteriengehalte/g
1000000000
100000000
10000000
1000000
100000
10000
1000
100
10
1
Ausgangsmaterial
Bakteriengehalte der Vermiculturkomposte im Vergleich zur Kontrolle
Kontrolle Naturrotte
1. Ernte Mai/Juni 2004 2. Ernte August 2004
E. hortensis Kompost
E. foetida Kompost
Kontrolle Naturrotte
E. hortensis Kompost
E. foetida Kompost
Abb. 1 : Bakteriengehalt des Vermiculturkompostes im Versuchsverlauf im Vergleich zu einer Naturrotte
Zum Zeitpunkt der ersten Ernte waren im Kompost E. coli-Konzentrationen von 662 bzw. 387
KBE/g feststellbar, in der Kontrolle, die ohne Zusatz von Würmern verrottete 120 KBE/g. Bei der
zweiten Beprobung im August 2003 waren nur noch in den Kompostproben, die mit
Eiseniawürmern versetzt waren E. coli nachweisbar. Die Konzentration lag bei 20 KBE/g. Die
allgemeine Koloniezahl fiel nur geringfügig im Vergleich zur Ausgangskonzentration ab. Es
wurde aber auch hier wie bei der Untersuchung der Langzeitrotten festgestellt, daß sich das
Bakterienspektrum zu aeroben Sporenbildnern verschiebt. Bei den Clostridiensporen wurde
eine Zunahme der nachgewiesenen Sporen festgestellt. Bei der ersten Ernte wurden etwa 1-2
Log-Stufen mehr Sporen pro Gramm Kompost ermittelt, als bei dem Ausgangsmaterial. Bei der
zweiten Probenahme im August hatten sich die Konzentrationen auf 14.000 bis 20.000 KBE/g
eingependelt. Unterschiede zwischen Vermicultur und Naturrotte konnten nicht nachgewiesen
werden.
138
E.coli
KBE 36
KBE 20
Clostridien

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
4 Diskussion der Ergebnisse
Ziel der Untersuchungen war die Produktion eines hygienisch einwandfreien Kompostes.
Daneben sollte auch untersucht werden, inwieweit Regenwürmer, die zur Kompostierung
eingesetzt werden, hygienisch-mikrobiologisch bedenklich sind.
Es wurde festgestellt, daß sich die untersuchten Regenwürmer hinsichtlich ihres
Bakteriengehaltes nicht von Regenwürmern unterscheiden, die in der Natur vorkommen (vgl.
Tab. 1 und 2). Die gefundenen Bakterienkonzentrationen sind als gering zu bewerten. Da in den
Eisenia foetida Würmern Salmonellen nachgewiesen wurden, kann eine Übertragung der
Salmonellen bei Verfütterung der Regenwürmer möglich sein. Derzeit ist nicht bekannt, wie
hoch das Infektionsrisiko in diesem Fall für die gefütterten Tiere ist, da zur Zeit keine
detaillierten Daten zur Salmonellen-konzentration in Regenwürmern erhältlich sind. Die einzigen
verfügbaren Daten stammen von Finola et al (1995), die weder E. coli noch Salmonellen in
Eiseniawürmern aus kompostierten Hühnerfäkalien nachweisen konnten.
Das Infektionsrisiko für den Menschen kann als gering angesehen werden, da die
Infektionsdosis in der Regel bei 10 3 - 10 5 Salmonellen liegt. Geht man von einem
durchschnittlichen Wurm aus, der 2 g wiegt, und nimmt 100 Salmonellen/g Wurm an, dann
müßte man mindestens 5 Würmer essen, um sich zu infizieren. Dies kann auch bei Kindern mit
grosser Wahrscheinlichkeit ausgeschlossen werden.
Bakterienkonzentrationen
(KBE/g)
10000000
1000000
100000
10000
1000
100
10
1
Bakteriengehalte unterschiedlicher Komposte
E.coli KBE 36 KBE 20 Clostridien
Untersuchte Parameter
Abb. 2: Bakteriengehalt verschiedener Komposte im Vergleich. Vermiculturkompost (n=8) nach 6
Monaten Kompostierung; Rottesäcke neun Monate nach Versuchsbeginn (n=4);
Grünabfall/Schaftsmist Kompost mindestens 12 Monate alt (n=2)
Abkürzung: KBE = Kolonie-bildende Einheiten
Wurmkompost (August 2004)
Rotte (Juli 2004)
Kompost Grünabfall und Schafsmist
139

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
Sowohl durch die Langzeitrotte, als auch durch die Vermikompostierung wird ein
hygienisch-mikrobiologisch gutes Substrat produziert. Abbildung 2 zeigt eine Übersicht zum
Vergleich von Vermikulturkompost und Langzeitrotte. Um einen Vergleich mit gewöhnlichem
Kompost zu ermöglichen, wurden auch auf einem Biobauernhof Kompostproben entnommen.
Dort wurden Grünabfälle zusammen mit Schaftsmist kompostiert. Alle Komposte weisen eine
geringe Konzentration mit E.coli Bakterien auf. Durch die Kompostierung wird eine deutliche
Reduktion erreicht; nach zwei Monaten Vermikultur 99,9 %, nach sechs Monaten 99,99 %. Die
gefundenen Werte sind mit den von Fittschen (1999) in Kompostproben aus Komposttoiletten
eines Kleingartenvereins nachgewiesenen vergelichbar. Fittschen fan 1,4 x 10 1 - 4,3x10 2 KBE/g
E. coli in sechs Monate alten Komposten. Der von der US-amerika-nischen National Sanitation
Foundation geforderte Grenzwert von 200 Fäkalcoliformen (entspricht E. coli) wird sowohl in
den Komposten aus der Dauververerdung als auch in den Vermikulturkomposten eingehalten.
Gemäß dem Nordic Ecolabeling (2000) hält der Eisenia hortensis-Kompost den geforderten
Grenzwert von 2 Fäkalcoliformen ein. Im Eisenia foetida-Kompost wurde dieser Wert nach
sechs Monaten Kompostierung noch gering überschritten (s. Abb. 1)
Salmonellen konnten nach sechs-monatiger Kompostierung nachgewiesen werden, in der
abschließenden Untersuchung waren jedoch keine Salmonellen nachweisbar. Die Produktprüfungskriterien
der BioAbfV (1998) für Kompost aus Grosskompostanlagen werden somit
eingehalten. In der Literatur wird mehrfach beschrieben, daß Salmonellen im Boden sehr lange
überleben (Islam et al (2004): 203 - 231 Tage; Strauch et al (1981): 424 -820 Tage im Sommer,
104 -350 Tage im Winter) und auch im Kompost des Biobauernhofes waren Salmonellen
nachweisbar. Allerdings ist das Infektionsrisiko für den Menschen gering, da wie bereits
beschrieben hohe Dosen oral aufgenommen werden müssen, um eine Infektion auszulösen.
Ein Parameter, der sich ähnlich wie resistente Parasiteneier in der Umwelt verhält, sind Sporen
von Bakterien, hier Clostridiensporen. In den untersuchten Komposten wurde eine Zunahme
der nachgewiesenen Clostridiensporen beobachtet. Wahrscheinlich spielen verschiedene
Effekte für die Zunahme eine Rolle. Der Nachweis der Bakterien erfolgte in einem Gramm
Substrat. Sinkt der Wassergehalt im Substrat, findet eine relative Anreicherung der Bakterien
statt. Auf der anderen Seite verändert sich durch die Kompostierung das Substrat. Die
Durchmischung wird verbessert und eine besser Durchlüftung findet statt. Da Clostridien streng
anaerob leben, findet bei Zunahme des Sauerstoffgehaltes eine größer Sporulation statt.
Hiermit schützen sich die Bakterien vor dem schädlichen Sauerstoff und als Spore sind sie in
der Lage lange Zeit schädliche Umweltbedingungen zu überdauern. Da mit dem angewandten
Verfahren nur Clostridiensporen, nicht aber die vegetative Form nachgewiesen wird, kann eine
Erhöhung des Nachweises auch auf eine Abnahme der vegetativen Formen, aufgrund
schlechter Umweltbedingungen, zurückzuführen sein. Die Clostridiensporen sind also nur
bedingt geeignet, um das Verhalten von Parasiten-Dauerformen zu simulieren. Parasiten-
Dauerformen würden sich zwar auch relativ anreichern, wenn der Wassergehalt der Probe
sinkt, Veränderungen der Gasatmosphäre beeinflussen ihre Anzahl jedoch nicht.
Insgesamt werden durch die Dauervererdung und die Vermikultur aus menschlichen Fäkalien
Komposte produziert, die in ihrer Qualität mit anderen Komposten vergleichbar sind. Die sichere
Elimination von Salmonellen in kleinen Komposteinheiten kann über einen Zeitraum von sechs
Monaten jedoch nicht gewährleistet werden. Hier kann eine längere Lagerzeit verbessernd
wirken. In die Betrachtung des Gesundheitsrisikos, das von den Komposten ausgeht, muss
aber nicht nur der Gehalt an Mikroorganismen eingehen, sondern auch die tatsächliche
Nutzung der Produkte. In der Bevölkerung ist bekannt, daß Kompost Bakterien und andere
Mikroorganismen enthält und somit potenziell Krankheiten übertragen werden können.
Aufgrund dessen werden allgemeine Hygienemaßnahmen, wie das Händewaschen
eingehalten. Somit ist eine Verwendung von kompostierten, humanen Fäkalien im Land- und
Gartenbau aus hygienisch-mikrobiologischer Sicht akzeptabel. Aussagen über die
Übertragbarkeit der Ergebnisse auf andere Klimate sind derzeit jedoch nicht möglich. Hier
besteht weiterer Forschungsbedarf, um bestehende Wissenslücken zu Absterberaten
unterschiedlicher Pathogene während der Vermikultur zu schließen
140

Hygieneuntersuchungen von Fäkalkomposten
5 Literatur
BioAbfV (1998): Verordnung über die Verwertung von Bioabfällen auf landwirtschaftlich,
forstwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Böden vom 21. September 1998
Clivus Multrum Inc. (1989): Health Testing Clivus. Prospekt zu bakteriologischen
Untersuchungen des Endproduktes von Clivus-Multrum Toiletten. Bestellbar über
www.clivusmultrum.com
Finola, M., Rodriguez, C., Beoletto, V. Gastrointestinal bacteriology of the earthworm Eisenia
foetida grown in composted broiler litter: Rev. Argent. Microbiol. 1995; 27(4):210-3
Islam M, Morgan J, Doyle MP, Phatak SC, Millner P, Jiang X. Fate of Salmonella enterica
serovar Typhimurium on carrots and radishes grown in fields treated with contaminated
manure composts or irrigation water: Appl Environ Microbiol. 2004 Apr;70(4):2497-502.
Strauch D, Konig W, Philipp W, Evers FH. Survival of salmonellas and ascaris eggs during
sludge utilization in forestry (author's transl): Zentralbl Bakteriol Mikrobiol Hyg [B]. 1981
Dec;174(5):461-70
I. Fittschen: Entsorgungsverfahren in Kleingartenanlagen mit Schwerpunkt Trockentoiletten,
Bundesverband Deutscher Gartenfreunde e.V., Schriftenreihe Nr. 140 /1999, "Zukunft
Kleingarten mit naturnaher und ökologischer Bewirtschaftung"
141

Depotdünger aus Urin
Zeolithversuche zur Adsorption von Ammonium aus
Urin und Herstellung eines Depotdüngers
Maria Hogrebe *) & Jürgen Simons **)
*) Gewitra mbH, Karlrobert-Kreiten-Str. 13 , 53115 Bonn
**) Institut für Pflanzenernährung , Universität Bonn Karlrobert-Kreiten-Str. 13, 53115 Bonn
1 Einleitung
Menschlicher Urin enthält neben Pflanzennährstoffen auch Substanzen wie z.B. Pharmaka die
bei der Herstellung von Düngern aus Urin unerwünscht sind. In Sorptionsversuchen wurden
speziell für Depotdünger geeignete Zeolithe in Urin eingesetzt und deren Wirkung als
Depotdünger untersucht. Ziel dieser Untersuchungen war die medikamentenfreie Nährstoffentfrachtung
von Urin mittels natürlicher Zeolithe, die anschliessend als Deopotdünger in der
Landwirtschaft eingesetzt werden sollen.
2 Material und Methoden
Natürliche Zeolithe sind Minerale mit der Fähigkeit zum Ionenaustausch. Sie besitzen eine
reguläre Kristallstruktur aus Si/Al-O4-Tetraedern mit einem geordneten System von Poren
einheitlicher Abmessungen. In Abbildung 1 ist die Kristallstruktur von Zeolith dargestellt. Je
nach Typ des Zeolithen liegt eine Kanal- oder Käfigstruktur vor. Durch Ionenaustausch können
Protonen und verschiedene Metallionen in die Zeolithstruktur eingebaut werden. Zeolithe
werden deshalb auch als Molekularsiebe
bezeichnet, d.h. Moleküle mit bestimmter Größe
können schlecht oder gar nicht in das
Porensystem eindringen (Gies &.Marler 2004).
Für die Versuche standen natürliche Zeolithe
mit Kationenaustauschkapazitäten zwischen
150-200 meq*100 g -1 zur Verfügung. Sie
wurden auf ihre Sorptionsfähigkeit im Urin
Lambertsmühle getestet und auf Nährstoff- und
Pharmakagehalt analysiert.
Abbildung 1: Kristallstruktur von Zeolith
Es wurden 4 verschiedene Versuchsreihen durchgeführt:
1. Screeningversuch zur Adsorption von Ammonium, Kalium und Natrium aus einer
hergestellten Einzel- und Komponentenlösung in entsprechender Urinkonzentration.
2. Screeningversuch zur Adsorption von Ammonium, Kalium und Natrium aus frischem
Urin.
3. Screeningversuch zur Ermittlung der Adsorption von Ammonium in gelagertem Urin mit
unterschiedlichen Zeolithen.
4. Screeningversuch zur Adsorption von Pharmakas in gelagertem Urin.
142

Depotdünger aus Urin
Im Screeningversuch 1 wurde ein in Nährstoffkonzentration des Urin Lambertsmühle
entsprechender künstlicher Urin hergestellt. Bei diesem Versuch sollte erprobt werden, wie sich
das Adsorbtionsverhalten von Zeolith in unterschiedlichen Nährstofflösungen verhält. Hierzu
wurde Stickstoff in Form von Ammoniumsulfat [(NH4)2SO4], Kalium in Form von Kaliumchlorid
[KCl] und Natrium in Form von Natriumchlorid [NaCl] sowohl als Einzellösung als auch als
Mischlösung appliziert. Die Nährstoffkonzentrationen der Komponenten betrugen
N (0,107 mol*l -1 ); K (0,013 mol*l -1 ); Na (0,022 mol*l -1 ).
Im Screeningversuch 2 wurde Zeolith mit frischem Urin beladen. Die Versuchsreihe sollte
zeigen ob in nicht hydrolisiertem Urin mehr Kalium und Natrium von Zeolith aufgenommen wird.
In frischem Urin liegt Stickstoff in Form von Harnstoff vor und ist noch nicht zu Ammonium
hydrolysiert (Hanaeus et al., 1996). Harnstoff kann vom Zeolith nicht adsorbiert werden. Der
Urin wurde am Institut für Pflanzenernährung gesammelt. Es handelte sich dabei um 24
Stundenproben. Zum Zeitpunkt der Beladung hatte der Urin einen pH-Wert von 6,6 mit einer
NH4-N Konzentration von nur 460 mg/l. Durch unterschiedliche Schüttelzeiten sollte das
Adsorbtionsverhalten des Zeolith über die Zeit beobachtet werden.
Im Screeningversuch 3 wurde Zeolith mit gelagertem Urin Lambertsmühle beladen, um das
Adsorbtionsverhalten von Zeolith in hydrolisiertem Urin zu testen. Aus drei zur Verfügung
stehenden natürlichen Zeolithen sollte zusätzlich der Zeolith mit der höchsten Ammonium
Adsorptionsrate bestimmt werden. Die Depotdüngerherstellung wurde dann mit diesem Zeolith
vorgenommen.
Im Screeningversuch 4 wurde Zeolith mit gelagertem Urin Lambertsmühle, der zusätzlich mit
ausgewählten Arzneimittelwirkstoffen versetzt wurde, auf die Adsorption am Zeolith getestet.
Der Versuch sollte zeigen, ob eine arzneimittelfreie Nährstoffentfrachtung von Urin möglich ist.
Die applizierte Konzentration der Stoffgruppe der Sulfonamide und Tetracyclin betrug 200 µg* l -
1 -1
, die der weiteren Pharmakas 100 µg*l . Die Beladung des Zeoliths erfolgte am Institut für
Pflanzenernährung. Die Analyse und Auswertung erfolgte am Institut für Wasserforschung
Mülheim.
Die Versuche 1-3 wurden folgendermaßen durchgeführt. Zur Beladung wurden 5 g Zeolith in
200 ml Zentrifugenbecher eingewogen und anschließend mit 100 ml Urin bzw. der
Komponetenlösung versetzt. Die verwendeten natürlichen Zeolithe besaßen unterschiedliche
Kationenaustauschkapazitäten. Der Bulgarische Zeolith hatte eine Austauschkapazität von
1,8 meq*g -1 , der griechische Zeolith von 1,6 meq*g -1 und der italienische Zeolith von 1,5-
2,0 meq*g -1 . Das Verhältnis Urin zu Zeolith entsprach bei einer NH4-N Konzentration von 1,5 g*l -
1 einer Konzentration, die 19 % über der Kationenaustauschkapazität des bulgarischen
Zeolithen lag. Umgehend nach der Applikation wurde das Gemisch in einem Schüttler vermengt
und anschließend bei 10.000 U*min -1 über 10 Minuten zentrifugiert. Die feste und flüssige
Phase wurde zur Analyse verwendet. Die NH4-N Bestimmung erfolgte an einem Gerhardt
Vapodest Kjeldahlgerät. Zur gesamt Kalium- und Natriumbestimmung wurden die Proben durch
einen Druckaufschluss mit Salpetersäure an einem Atom-Adsorbtions-Spektrometer flammenfotometrisch
bestimmt. Für den vierten Screeningversuch wurde analysetechnisch eine höhere
Zeolith- und Urinmenge benötigt. Ein Versuchsplan der Screeningversuche ist in Tab 1
dargestellt.
143

Depotdünger aus Urin
Tab. 1: Versuchsplan der Zeolithversuche: 1: Bulgarischer Zeolith (1,8 meq*g -1 ), 2: Griechischer
Zeolith (1,6 meq*g -1 ), 3: Italienischer Zeolith (1,5-2,0 meq*g -1 )
verwendete Zeolithmenge Urinmenge Schüttelzeiten untersuchte Anzahl
Zeolithe [g] [ml] [min] Parameter Wiederholungen
Versuch 1 1 5 100 5 N, K, Na 4
Versuch 2 1 5 100 2; 10; 60 N, K, Na 4
Versuch 3 1; 2; 3 5 100 2; 60 N 4
Versuch 4 1 20 200 5 Pharmaka 9
2.1 Ergebnisse
2.1.1 Screeningversuch 1
2.1.1.1 Einkomponentenlösung
In Abbildung 2 sind die Adsorptionsraten von Stickstoff, Kalium und Natrium des 1.
Screeningversuches in der Einkomponentenlösung dargestellt.
Aufnahme [mol ]
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
N K Na
Applizierte
Menge
Aufgenommene
Menge
Abb. 2: Adsorptionsraten von Chabazit Bulgarien nach 5 Minuten Schüttelzeit bei Applikation der
Einzellösungen (n=4, Balken = Standardabweichung).
Hierbei zeigte sich das bei einer applizierten NH4-N Menge von 0,107 mol der Lösung 0,034
mol entzogen werden konnte. Für Kalium (0,013 mol) und Natrium (0,022 mol) lagen die
Entzüge mit 1,3 mmol und 1,0 mmol weitaus niedriger. Dies entspricht einer vom Zeolith
adsorbierten Molmenge von 32,1 % für Stickstoff, 10,1 % für Kalium und 4,5 % für Natrium.
Trotz geringerer Konzentration konnte mehr Kalium als Natrium vom Zeolith aufgenommen
werden. Die vom Zeolith adsorbierte NH4-N Menge entspricht 38 % der theoretischen
Kationenaustauschkapazität von 180 meq*100g -1 des Zeolith. Die adsorbierte Kaliummenge
entspricht 1,5 %, die adsorbierte Natriummenge 1,1 % der Austauschkapazität.
144

Depotdünger aus Urin
2.1.1.2 Mehrkomponentenlösung
Abbildung 3 zeigt die Adsorptionsraten des Bulgarischen Zeoliths nach Applikation der 3-
Komponentenlösung (N, K, Na).
Aufnahme [mol ]
0,03
0,025
0,02
0,015
0,01
0,005
0
-0,005
-0,01
N K Na
Abb. 3: Adsorptionsraten von Chabazit Bulgarien nach 5 Minuten Schüttelzeit bei Applikation der
Komponentenlösung (n=4, Balken = Standardabweichung).
Nach einer Schüttelzeit von 5 Minuten konnten 22 % (0,024 mol) des in Lösung befindlichen
NH4-N entzogen werden. Kalium und Natrium hingegen wurden nicht adsorbiert sondern
resorbiert. Die Komponentenlösung hatte nach der Versuchsdurchführung einen um jeweils 7 %
höheren Kalium- und Natriumgehalt. Die vom Zeolith adsorbierte NH4-N Menge entspricht
26,3 % der theoretischen Kationenaustauschkapazität von 180 meq*100g -1 .
Durch diesen Versuch konnte gezeigt werden, dass eine Nährstofflösung, die in ihren N- und Kkonzentrationen
dem Urin der Lambertsmühle ähnelt, NH4-N sowohl in der Einkomponentenlösung
als auch in der Mehrkomponentenlösung in ähnlicher Menge adsorbiert werden kann
2.1.2 Screeningversuch 2
In Abbildung 4 sind die vom Zeolith Bulgarien entzogenen Stoffmengen des mit Frischurin
behandelten Zeoliths dargestellt.
Wie zu erwarten, war die Ammoniumkonzentration mit 460 mg/l (33 mmol*l -1 ) im Frischurin
gering. Nach 60 Minuten Schüttelzeit konnte sämtliches Ammonium am Zeolith adsorbiert
werden. Im Gegensatz zur Mehrkomponentenlösung wurde in frischem Urin, Kalium und
Natrium adsorbiert. Trotz 2fach höherer Natriumkonzentration wurde mehr Kalium als Natrium
vom Zeolith aufgenommen. 75 % des enthaltenen Kaliums und 15 % des Natriums konnten
adsorbiert werden. Eine Verlängerung der Schüttelzeit von 10 auf 60 Minuten, erbrachte für
Stickstoff und Kalium eine signifikante Steigerung in der am Zeolith adsorbierten Molmenge.
Eine Verlängerung der Schüttelzeiten erbrachte für Natrium jedoch keine signifikanten
Unterschiede.
145

Depotdünger aus Urin
Aufnahme [mol ]
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
Start N-
Urin
N-
Zeolith
Start K-
Urin
K-
Zeolith
Start
Na-Urin
Na-
Zeolith
2 Minuten
10 Minuten
60 Minuten
Abb. 4: Applizierte Ammoniumstickstoff-, Natrium- und Kaliumstoffmengen von Chabazit Bulgarien und
deren Entzüge nach 2, 10, 60 Minuten Schüttelzeit mit Frischurin (n=4, Balken =
Standardabweichung).
Im Vergleich zu den Ergebnissen der Mehrkomponentenlösung des 1. Screeningversuches,
wurde eine gleich große Menge NH4-N aufgenommen. Jedoch war die Aufnahme von Natrium
und Kalium im unverdünnten Frischurin etwa 4mal höher und die Stickstoffkonzentration etwa
3mal niedriger verglichen mit der künstlich hergestellten Lösung.
Nach 60 Minuten Schüttelzeit wurde die theoretische Kationenaustauschkapazität des Zeolithen
von 1,8 meq*g -1 zu 96 % erreicht. Dabei entfielen 38 % auf NH4-N, 40 % auf Kalium und 18 %
auf Natrium. Trotz niedrigerer Konzentration an NH4-N, konnte nach 60 Minuten Schüttelzeit,
eine gleich große Menge Stickstoff wie Kalium aufgenommen werden. Nahezu 100 % des
enthaltenen Ammonium konnte adsorbiert werden. Die Adsorption erfolgte in der Reihenfolge:
NH4 + > K + > Na + .
2.1.3 Screeningversuch 3
Die Ergebnisse zur Ermittlung der Adsorptionsleistung von Ammonium drei unterschiedlicher
Zeolithe ist in Abbildung 5 dargestellt.
146

Depotdünger aus Urin
Aufnahme [mol]
0,12
0,1
0,08
0,06
0,04
0,02
0
applizierte Menge Clinoptiolit
Bulgarien
d e ab c a b*
Chabazit Italien Clinoptiolit
Griechenland
2 Minuten
60 Minuten
Abb. 5: Adsorption von Ammonium verschiedener Zeolithe nach Urinapplikation; Schüttelzeiten: 2 min;
60 min; *: unterschiedliche Buchstaben bedeuten signifikante Unterschiede zu einem
Signifikanzniveau von 5 %, (n=4).
Die Versuchsreihe zeigte, dass ein Großteil der Ammoniumadsorption am Zeolith innerhalb der
ersten 2 Minuten abgeschlossen ist. Von den applizierten 0,11 mol NH4-N wurden nach 2
Minuten 0,024 mol sorbiert. Eine Verlängerung der Schüttelzeit um das 30fache auf 60 Minuten
hatte eine 23 %ige Steigerung für den bulgarischen Zeolith, eine 42 %ige Steigerung für den
Italienischen Zeolith und eine 32 %ige Adsorptionssteigerung für den Griechischen Zeolith zur
Folge. Der bulgarische Zeolith erreichte sowohl nach 2 Minuten als auch nach 60 Minuten eine
signifikant höhere Adsorptionsrate gegenüber den anderen Zeolithen. Nach 60 Minuten wurden
0,030 mol NH4-N sorbiert. Dies entspricht 33 % der theoretischen Kationenaustauschkapazität.
Für die Herstellung der Depotdünger wurde deshalb der bulgarische Zeolith ausgewählt.
Die Zeolithversuche haben gezeigt das mit Hilfe von natürlichen Zeolithen eine Kationen
spezifische Nährstoffentfrachtung von frischem und gelagertem Urin möglich ist. Lind et al.
(2000) konnte in Zeolithversuchen zur Ammoniumadsorption aus synthetisch hergestelltem Urin
Adsorptionsraten von bis zu 80 % erreichen. Hierbei lagen aber die Konzentrationen um das bis
zu 10fache höher und die Zeolithmenge war um den Faktor 10 reduziert. Die Aufnahmerate
korrelierte dabei mit der Korngröße des Zeolithen, Ionenkonzentration der Lösung und der
Kontaktzeit. Der durchschnittliche Stickstoffgehalt von uverdünntem Urin liegt bei ca. 9,2 g/l
(Larsen & Gujer, 1996), der Urin Lambertsmühle hingegen, weist nur durchschnittlich 1,5 g/l
auf. Wie die Ergebnisse mit Frischurin gezeigt haben, ist auch hier anzunehmen das bei
höheren Nährstoffkonzentrationen im Urin höhere Aufnahmeraten zu erwarten sind. Um weitere
Aussagen treffen zu können, sollten noch Versuche mit gelagertem unverdünntem Urin
durchgeführt werden.
147

Depotdünger aus Urin
2.1.4 Screeningversuch 4
Die Ergebnisse der Untersuchungen zur Adsorption von Pharmakas in gelagertem Urin sind im
Teilbericht des IWW zu finden. Das Ergebnis dieses Versuches war, dass die untersuchten
Pharmakastoffgruppen bis auf Tetracyclin nach der Zeolithbehandlung in der flüssigen Phase
verblieben. Eine pharmakafreie Depotdüngerherstellung ist deshalb in einem einzigen
Behandlungsschritt mit Zeolith nicht möglich. Es wäre jedoch denkbar Tetracyclin in Frischurin
in einem ersten Behandlungsschritt zu entfernen. Aufgrund der Ergebnisse der Vorversuche ist
anzunehmen, dass Tetracyclin, ein Großteil des enthaltenen Kalium und dem in ammoniumform
vorliegende Stickstoff entzogen wird. Dem hydrolisierten Urin könnte dann in einem 2 Schritt
das Ammonium entzogen werden. Es gilt jedoch zu beachten das die Konzentration für
Tetracyclin im 4. Screeningversuch 200 µg*l -1 entsprach. Die gemessene
Tetracyclinkonzentration in undotiertem Urin lag unterhalb der Nachweisgrenze von 10 µg* l-1 .
Wie hoch die Adsorption von Tetracyclin am Zeolith in undotiertem ist, kann deshalb nicht
beantwortet werden. Weitere Versuche zur Adsorption von Tetracyclin sollten folgen.
2.2 Zusammenfassung
Natürliche Zeolithe können zur Nährstoffentfrachtung in Urin eingesetzt und zur
Depotdüngerherstellung verwendet werden. Die adsorbierte Stickstoffmenge hängt von der
Nährstoffkonzentration im Urin ab. In frischem unverdünnten Urin konnte die Kationenaustauschkapazität
des Zeoliths zu 96 % erreicht werden, in gelagertem Urin Lambertsmühle
zu 33 %. Der verwendete Zeolith war auch in unterschiedlich konzentrierten Lösungen
ammoniumselektiv. Durch Beladung des Zeolith mit frischem bzw. gelagertem Urin können
Zeolithe mit unterschiedlichen Nährstoffgehalten hergestellt werden, die für verschiedene
Düngezwecke Verwendung finden könnten. Die Verdünnung des Urins mit Spülwasser sollte
jedoch geringer sein, um eine höhere Nährstoffkonzentration im Zeolith zu erreichen.
3 Einsatz von Zeolithen zur Herstellung von Depotdüngern im Gartenbau
3.1 Einleitung
In Gewächshausversuchen wurden Zeolithe, die mit Urin der Lambertsmühle behandelt wurden
und dabei Ammonium und Kalium sorbierten, auf deren Eignung als Depotdünger getestet. Die
Gemische wurden nach der Sorptionsphase dem Urin entnommen und als Depotdünger im
Zierpflanzenbau eingesetzt. Diese Vegetationsversuche mit Topfgerbera, Maranthen und
Usambaraveilchen haben zum Ziel, die Düngedepots in Bezug auf Pflanzenverträglichkeit und –
wachstum sowie Wirkungsdauer der Düngedepots zu testen.
3.2 Material und Methoden
3.2.1 Versuchspflanzen, Substrate und Versuchsgefäße
Als Versuchspflanzen wurden Gerbera L., Saintpaulia ionantha L. und Calathea warscewiczi L.
verwendet. Insbesondere bei Saintpaulia ionantha wurde aufgrund ihrer Salzempfindlichkeit
vorwiegend die Verträglichkeit der Düngedepots getestet. Gerbera L., Saintpaulia ionantha L.
und Calathea warscewiczi L. wurden in das Substrat Einheitserde Typ Null kultiviert.
3.2.2 Herstellung der Düngedepots
Bei der Herstellung des Gemisches wurde zunächst das Zeolith mit Urin versetzt, so dass das
Ammonium aus dem Urin an das Zeolith angelagert wurde. Danach wurden weitere Nährsalze
hinzugegeben (P, Mg, Mo, B, N, Mg, Cu, Mn, Zn und Fe). Um eine homogene Verteilung der
Nährsalze zu erreichen, wurden die Spurenelemente als Lösung dem Zeolith beigemischt.
148

Depotdünger aus Urin
Nachstehend wurden diese Gemische im Trockenschrank bei 40 °C getrocknet und
anschließend im Mörser zermahlen.
3.2.3 Depotdüngung
Die Anordnung der Düngedepots in den Pflanzentöpfen für die Vegetationsversuche mit
Gerbera L., Saintpaulia ionantha L. und Calathea warscewiczi L. erfolgte entsprechend
Abbildung 6.
Dabei wurden die Pflanzen zuerst in die Töpfe getopft und anschließend die Düngedepots mit
der Öffnung nach unten seitlich in die Töpfe platziert.
Abb. 6: Platzierung der Düngedepots in den Pflanzentöpfen bei den Versuchen mit Gerbera L.,
Saintpaulia ionantha L. und Calathea warscewiczi L.
3.2.4 Analytik
Die getrockneten Pflanzenproben wurden in einer Scheibenschwingmühle (Siebtechnik)
feinvermahlen. Für die Bestimmung der Gesamtgehalte der Nährstoffe P, K und Mg erfolgte
eine trockene Veraschung im Muffelofen bei 550 °C. Der Ascherückstand wurde durch kurzes
Aufkochen in 1:1 verdünnter HCl gelöst, anschließend durch Filtration in 100 ml Messkolben
überführt und mit H2O aufgefüllt. Zur Analyse der Elemente dienten Aliquote dieses Filtrats.
Aus dem Filtrat wurden bestimmt:
• Phosphat kolorimetrisch mit Ammonium-Vanadat-Molybdat
• Kalium und Calcium flammenphotometrisch
• Magnesium atomabsorptionsspektrometrisch
Die N-Gehalte wurden im getrockneten Pflanzenmaterial nach einem Aufschluss von Kjeldahl
mit konzentrierter H2SO4 unter Zusatz von Selen/K2SO4-Katalysator und durch Destillation in der
Parnaß-Wagner-Apparatur titrimetrisch bestimmt.
Für die Analyse der Restnährstoffgehalte in den Depots wurden die getrockneten Depotproben
in einem Mörser homogenisiert. Danach wurden sie mit 65 %iger HNO3 im Autoklaven
(Loftfield) unter Druck aufgeschlossen und anschließend in 50 ml Messkölbchen filtriert und mit
H2O aufgefüllt. Die Gehalte von N, P, K, Mg und Ca wurden wie in Kapitel 3.2.1. beschrieben
ermittelt. Zusätzlich wurden die Na-Gehalte in den Proben flammenphotometrisch bestimmt.
Die Pflanzen wurden während ihrer Entwicklung bonitiert.
149

Depotdünger aus Urin
4 Ergebnisse
Bei allen drei Versuchen mussten die Varianten, die mit einem „Urindüngerdepot“ versehen
waren, mehrfach (3-4 mal) nachgedüngt werden, um einen Aufwuchs ohne Nährstoffmangel zu
ermöglichen. Exemplarisch sind die Ergebnisse mit Gerbera L. dargestellt.
4.1 Wachstumsbeobachtungen
Die Pflanzen der Depotvariante zeigten zunächst Verfärbungen an den Blättern. Dies ist auf
einen Nährstoffmangel zurückzuführen, da die Nährstoffversorgung aus dem Düngedepot zu
Beginn unzureichend war. Während der gesamten Versuchsdauer mussten bei der
Depotvariante mehrere Nachdüngungen erfolgen, um Wachstumshemmungen hinsichtlich
Nährstoffmangels zu vermeiden.
In der Tabelle 2 sind die pH- und Salzgehalte für diesen Versuch aufgeführt. Sowohl
Salzgehalte als auch pH-Werte sind in einem für Topfgerbera optimalen Bereich.
Tab. 2: pH-Werte und Salzgehalte im oberen und unteren Bereich des Topfes im Versuch mit Gerbera
Varianten Kontrolle Depot Urin
pH-Wert oben 5,64 5,65
unten 5,39 5,34
Salzgehalte (mS/cm) Oben 0,4 0,2
4.2 Bonitur
unten 0,4 0,7
Am 23.7.2004 und 6.9.2004 erfolgte die Bonitur des Versuches mit Gerbera anhand der
Bewertungskriterien „Anzahl der Blätter“, „Anzahl der geschlossenen Blüten“ und „Anzahl der
offenen Blüten“ (Abbildungen 7 und 8).
Anzahl pro Pflanze
35,0
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
-5,0
Anzahl der
Blätter
geschlossene
Blüten
offene Blüten
Kontrolle
Depot Urin
Abb. 7: Bewertung des Versuches mit Gerbera am 23.07.2004; dargestellt sind Mittelwerte (n=14,
Balken: Standardabweichung).
150

Depotdünger aus Urin
Anzahl pro Pflanze
45,0
40,0
35,0
30,0
25,0
20,0
15,0
10,0
5,0
0,0
-5,0
Anzahl der
Blätter
geschlossene
Blüten
offene Blüten
Kontrolle
Depot Urin
Abb.8: Bewertung des Versuches mit Gerbera am 6.09.2004; dargestellt sind Mittelwerte (n=14,
Balken: Standardabweichung).
Es zeigte sich, dass die Depotvariante Urin hinsichtlich der Bewertungskriterien „Anzahl der
Blätter“, „Anzahl der geschlossenen Blüten“ und „Anzahl der offenen Blüten“ mit der Kontrollvariante
konkurrieren konnte.
4.3 Erträge
In Abbildung 9 sind die Erträge an Frisch- und Trockenmasse bei der Topfgerbera zum Ende
des Versuches dargestellt, die sich nicht signifikant von einander unterschieden.
Pflanzemasse in g
120
100
80
60
40
20
0
Frischmasse Trockenmasse
Kontrolle
Depot Urin
Abb. 9: Erträge an Frisch- und Trockenmasse bei der Topfgerbera zu Versuchende. Dargestellt sind
Mittelwerte (n=14, Balken: Standardabweichung).
Bei der Topfgerbera wiesen die depotgedüngten Pflanzen ähnliche N-Gehalte wie die
konventionell gedüngten auf. Auch die Gehalte an Phosphor, Magnesium und Kalium zeigten
zwischen den Varianten keine signifikanten Unterschiede (Abbildung 10).
151

Depotdünger aus Urin
Die N-Entzüge waren bei der Depotvariante mit der Kontrolle vergleichbar. Bei der
Depotvariante waren die ermittelten P-, K- und Mg-Entzüge pro Pflanze gegenüber den
Entzügen der mit praxisüblicher Flüssigdüngung versehenen Kontrolle nicht signifikant.
Gehalte in % TS
2,0
1,8
1,6
1,4
1,2
1,0
0,8
0,6
0,4
0,2
0,0
N P K Mg
Nährstoffe
Kontrolle
Depot Urin
Abb. 10: Gesamtnährstoffgehalte bei Gerbera zu Versuchende. Dargestellt sind Mittelwerte (n=14,
Balken: Standardabweichung).
Nach 105 Tagen wurden noch 56 % des Ausgangsgehaltes von 270 mg N im Düngedepot
nachgewiesen. Auffällig erschien, dass unter Berücksichtigung des Ausgangsgehaltes von 291
mg K/Düngedepot nur 10 % an Kalium aus dem Düngedepot herausdiffundiert war (Abbildung
11). Überdies konnten in den Düngedepots nur noch 27 % des Ausgangsgehaltes von 81
mg/Düngedepot ermittelt werden.
mg/Depot
350,0
300,0
250,0
200,0
150,0
100,0
50,0
0,0
N P K Mg
Nährstoffe
Restnährstoffgehalt
Basisgehalt
Abb. 11: Restnährstoffgehalte in dem Düngedepot des Versuches mit; Gerbera zum Versuchsende.
Dargestellt sind Mittelwerte (n=14).
152

Depotdünger aus Urin
5 Schlussfolgerung
Eine pharmakafreie Nährstoffentfrachtung ist für die im Urin untersuchten Stoffgruppen von
Pharmaka bis auf Tetracyclin möglich. Dennoch ist eine Depotdüngerherstellung mit Urin in
Nährstoffkonzentration der Lambertsmühle nicht zu empfehlen. Zierpflanzen können mit aus
Urin hergestellten Düngedepots wachsen, jedoch bedarf es mehrfacher Nachdüngung mit
Stickstoff. Die aus dem Urin der Lambertsmühle hergestellten Düngedepots konnten aufgrund
der geringen Ammoniumkonzentration (ca. 1,4 g NH4-N l -1 ) nicht ausreichend mit N beladen
werden. Der Einsatz von größeren Depots, mit der eine größere N-Menge zur Verfügung
gestellt werden könnte, ist technisch nicht möglich, da dadurch das Volumen für die
Blumenerde im Topf zu stark verringert werden würde. Urin mit höherer N-Konzentration könnte
jedoch geeignet für die Herstellung von Düngedepots im Zierpflanzenbau sein.
6 Quellenangabe
Gies, H., Marler, B.: Zeolithe erobern den Alltag: Das Spiel mit den Strukturen, 2004,
Mineralogie – Kristallographie, Institut für Geologie, Mineralogie und Geophysik, Fakultät
für Geowissenschaften, www.ruhr-uni-bochum.de/rubin/rbin1_04/texte/beitrag2.rtf
Hanaeus, A., Hellström, D., Johansson, E., 1996. Convertion of urea during storage of human
urine. Vatten 52, pp.263-270.
Larsen, T.A., Gujer, W. 1996, Separate management of anthropogenic nutrient solution (human
urine), Water Science and Technology, Vol. 34 (3-4), 87-94.
Lind, B., Ban, Z., Bydén, S. 2000, Nutrient recovery from human urine by struvite crystallization
with ammonia adsorption on zeolite and wollastonite, Bioresource Technology 73, Issue
2, pp. 169-174.
153

Zusammenfassende Risikobewertung
Zusammenfassende Risikobewertung
Jörg Londong
Professur Siedlungswasserwirtschaft, Bauhaus-Universität Weimar, Coudraystr. 7, 99421
Weimar
1. Einleitung
Das für die Lambertsmühle entwickelte Abwasserkonzept unterscheidet sich von dem
hierzulande im ländlichen Raum üblichen, da es auf einer separaten Behandlung der Teilströme
Grauwasser, Urin und Fäkalien mit dem Ziel der weitgehenden Nutzung der Inhaltsstoffe der
Teilströme beruht.
Welche Risiken im Verhältnis zum konventionellen System das neue Konzept beinhaltet, sollte
in den in diesem Bericht dokumentierten Untersuchungen festgestellt werden.
Im Folgenden werden die Risiken beleuchtet, die sich aus der Sanitärtechnik selbst und aus der
Behandlungstechnik ergeben. Ein Schwerpunkt der Untersuchungen lag auf der Abschätzung
des Verbleibs von mit Urin bei der Urinnutzung transportierten und verteilen Arzneimitteln und
auf dem Aspekt Hygiene bei der Behandlung der Fäkalien und der Verwendung von
Fäkalienkompost.
2. Risiko Sanitär- und Behandlungstechnik
Die Risikoabschätzung für die installierte Sanitärtechnik im Haus zeigt als wichtigsten Faktor die
Akzeptanz der Benutzer für eine veränderte Sanitärtechnik. Trenntoiletten und wasserlose
Urinale haben einen höheren Wartungsaufwand. Der Betrieb der Grauwasserbehandlung über
Bodenfilter und das Sammeln von Urin in einem geschlossenen Tank sind problemlos. Der
Betrieb der Rottesäcke und des Abscheiders sind aufwändiger als der Betrieb einer 3-Kammer-
Grube. Wartungsarbeiten am Rottesacksystem können schon aus ästhetischen Gründen dem
Betreiber nicht zugemutet werden. Gleiches gilt für die Entnahme von Rottesäcken und das
Ansetzen zur Kompostierung. Hier muss sich der Betreiber der Anlage eines Dritten (Fachfirma)
bedienen, bei welcher von einem sachgemäßen Umgang mit den genannten Stoffen
ausgegangen werden kann.
Für die Behandlungsanlagen ist gegenüber einer konventionellen Hauskläranlage mit
Mehrkammergrube und bewachsenem Bodenfilter für das gesamte Schmutzwasser von einem
geringeren Risikopotential auszugehen, da die Geruchs- und Gasbildung erheblich niedriger
einzuschätzen ist. Im Falle eines Versagens bzw. Teilausfalls der Anlage wird nur in geringem
Maße Stickstoff in das Gewässer emittiert.
3. Risiko Arzneimittel
Tabelle 1 gibt einen Überblick über die in diesem Projekt untersuchten Wirkstoffe und deren
humantherapeutischen Einsatz.
154

Zusammenfassende Risikobewertung
Tab. 1: Auflistung der in diesem Projekt untersuchten Arzneimittelwirkstoffe.
Wirkstoffbezeichnung humantherapeutischer Einsatz]
Carbamazepin Antiepileptikum
Clofibrinsäure Metabolit der Lipidsenker Clofibrat, Etofibrat und Etofyllinfibrat
Bezafibrat Lipidsenker
Fenoprofen nichtsteroidales Antirheumatikum
Diclofenac nichtsteroidales Antirheumatikum
Ibuprofen nichtsteroidales Antirheumatikum
Tetracyclin Antibiotikum
Sulfamethazin Antibiotikum
Sulfadiazin Antibiotikum
Sulfamethoxazol Antibiotikum
3.1 Urinlagerung
Nur bei saurer Lagerung des separierten Urins (pH 2) über 3 bis 4 Monate ist ein erheblicher
Rückgang der Konzentrationen einiger Pharmaka (80 bis 90% bei Diclofenac und Tetracyclin)
zu verzeichnen. Bei pH 9 findet in dieser Zeit ein Konzentrationsrückgang bei Tetracyclin (~
40%), Sulfamethoxazol (~30%), Carbamazepin, Fenoprofen und Ibuprofen (je ~20%) statt. Eine
Lagerung allein ist also nicht ausreichend, um Arzneimittel gänzlich zu entfernen.
3.2 Abbau, Speicherung im Boden
Beim IWW in Mülheim wurden die Wiederfindungsraten der untersuchten Arzneimittel (s. Tab.
1) bei 4 verschiedenen Böden mit Bodenfeuchten zwischen 40 und 90% in einem Labortest
untersucht, nachdem die jeweiligen Arzneimittel in einer Konzentration von 10 mg/kg zugegeben
und 3 Monate gelagert wurden.
Die sehr polare Clofibrinsäure hatte immer die höchsten Wiederfindungsraten, die Konzentrationsabnahme
lag nur im Bereich zwischen 0 und ~40%.
Diclofenac, Ibuprofen, Tetracyclin, Sulfamethazin, Sulfadiazin und Sulfamethoxazol konnten
kaum oder in Konzentrationen unter der Bestimmungsgrenze gefunden werden, woraus sich
eine Konzentrationsreduktion von >80% (für die Sulfonamide) und bis >99,5% für die anderen
Wirkstoffe ergibt.
Zeitreihenuntersuchungen anhand der Wirkstoffe Sulfamethazin (Sulfadimidin) und
Sulfamethoxazol an der Universität Bonn (s. dieser Bericht) zeigten allerdings, dass die
Abnahme der extrahierbaren Rückstände bei diesen Wirkstoffen zumindest teilweise durch eine
stärkere Festlegung dieser Wirkstoffe bedingt ist: die verwendeten „verschärften“
Extraktionsbedingungen extrahieren auch nach 3 Monaten immer noch ca. 40 – 60 % an
Sulfamethazin und 15 – 50 % an Sulfamethoxazol, wobei in feldfrischem Boden (Burscheider
Krume) die höchsten Abbauraten > 80 % erzielt werden. Ein Abbau vollzieht sich v.a. biotisch
und aerob, wobei bereits nach 3 Wochen durch Sorptionsprozesse die leicht verfügbaren
Wirkstoffanteile bis auf ca. 50% abgenommen haben.
Carbamazepin, Bezafibrat und Fenoprofen wurden in den 4 untersuchten Böden sehr
unterschiedlich zurückgehalten und lagen zwischen 7% (Carbamazepin 7% in der Burscheider
Krume, aber ~50% in der Meckenheimer Krume) und 98% (Bezafibrat 98% in der in
Burscheider Krume aber ~70% in der Uedorfer Krume).
Der Abbau respektive die Speicherung von Arzneimittelwirkstoffen im Boden scheint nach den
Untersuchungen stark vom Wirkstoff abzuhängen. Eine Differenzierung zwischen Abbau und
Speicherung kann nicht vorgenommen werden.
3.3 Pflanzenaufnahme
155

Zusammenfassende Risikobewertung
Einige polare Wirkstoffe werden in die Pflanze aufgenommen. Die Konzentrationen im
Pflanzenmaterial lagen in der Größenordnung 1 mg/kg, vergleichbar mit den Bodenkonzentrationen.
So wurden zwischen 15 und 30 % eines Wirkstoffs aufgenommen. Die
Pflanzenaufnahme konkurriert allerdings mit der Auswaschung, so dass nach einem Verarmen
der Bodenlösung an Wirkstoff die Aufnahme stark zurückgeht. Eine Düngung mit Urin wird
daher nicht zu einer Dauerbelastung führen.
3.4 Versickerung
In den Untersuchungen an den Pflanzgefäßen der Universität Bonn wurde eine Verlagerung der
Sulfonamid-Wirkstoffe ins Sickerwasser in erheblichem Maße gefunden. Polare Wirkstoffe
(SDM) werden bevorzugt verlagert. Eine Frachtbetrachtung zeigt, dass v.a. mit den ersten
„Niederschlägen“ die Hauptfracht verlagert wird. Die Frachtverlagerung betrug dabei zwischen
10 und 20 % der ausgebrachten Menge (6 –12 mg).
Die Versuche an den Bodensäulen der Bauhaus-Universität Weimar laufen noch, da hier die
Effekte sehr viel langsamer ablaufen als in den kleineren Pflanzgefäßen. Nach einem Betrieb
von einem halben Jahr gibt es aus allen untersuchten Böden bzw. Substraten Austräge von
Arzneimitteln, jedoch hinsichtlich Fracht und zeitlichem Verlauf sehr unterschiedlich. Je höher
der Feinkornanteil der Böden ist, desto langsamer erfolgt der Austrag.
Insgesamt konnte mit dieser vorläufigen und modellhaften Untersuchung der Verbleib einiger
ausgewählter Arzneimittel nach Ausbringung mit Urin nachgezeichnet werden. Es ist jedoch
noch einmal klar vor Augen zu führen, dass es sich bei dieser Untersuchung um eine Art „worstcase“-Studie
handelt. Die Höhe der gemessenen Konzentrationen kann sowohl in den
Pflanzgefäßen als auch in den Bodensäulen nur sehr bedingt zur Abschätzung von
Gefährdungspotentialen dienen, da aufgrund der analytischen Randbedingungen sehr hohe
Inputfrachten notwendig waren, die weit von der Realität entfernt sind. Bei niedrigeren
Konzentrationen und im Freiland können durchaus Ergebnisse erzielt werden, die sich von den
hier gezeigten deutlich abheben würden.
Dennoch konnte mit den hier vorgestellten Untersuchungen gezeigt werden, dass ein
Gefährdungspotential durch die landwirtschaftliche Verwertung von Urin, der
Pharmakarückstände enthält, nicht völlig auszuschließen ist.
4. Risiko Hygiene
4.1 Sanitärtechnik im Haus
Die Verwendung von Urin separierenden Toiletten und wasserlosen Urinalen stellt kein höheres
Hygienerisiko dar als die Nutzung konventioneller Spültoiletten.
4.2 Kompostverwendung
Sowohl durch die Langzeitrotte, als auch durch die Vermikompostierung wird ein hygienischmikrobiologisch
gutes Substrat produziert.
Salmonellen konnten nach sechsmonatiger Kompostierung noch nachgewiesen werden, in der
abschließenden Untersuchung waren jedoch keine Salmonellen nachweisbar. Die
Produktprüfungskriterien der BioAbfV (1998) für Kompost aus Großkompostanlagen werden
somit eingehalten.
In der Literatur wird mehrfach beschrieben, dass Salmonellen im Boden sehr lange überleben.
Allerdings ist das Infektionsrisiko für den Menschen gering, da hohe Dosen (Infektionsdosis in
der Regel bei 10 3 - 10 5 Salmonellen) oral aufgenommen werden müssen, um eine Infektion
auszulösen.
156

Zusammenfassende Risikobewertung
Insgesamt werden durch die Dauervererdung und die Vermikultur aus menschlichen
Fäkalien Komposte produziert, die in ihrer Qualität mit anderen Komposten vergleichbar sind.
Die sichere Elimination von Salmonellen in kleinen Komposteinheiten kann über einen Zeitraum
von sechs Monaten jedoch nicht gewährleistet werden. Hier würde eine längere Lagerzeit
verbessernd wirken. In die Betrachtung des Gesundheitsrisikos, das von den Komposten
ausgeht, muss aber nicht nur der Gehalt an Mikroorganismen eingehen, sondern auch die
tatsächliche Nutzung der Produkte. In der Bevölkerung ist bekannt, dass Kompost Bakterien
und andere Mikroorganismen enthält und somit potenziell Krankheiten übertragen werden
können. Aufgrund dessen werden allgemeine Hygienemaßnahmen, wie das Händewaschen
eingehalten. Somit ist eine Verwendung von kompostierten, humanen Fäkalien im Land- und
Gartenbau aus hygienisch-mikrobiologischer Sicht akzeptabel.
4.3 Umgang mit Rottegut und Urin
Lediglich die Entnahme des Inhaltes der Rottebehälter und das Ansetzen zur Kompostierung
bieten die Gefahr des direkten Kontaktes mit Krankheitserregern, die sich in den Feststoffen
(Fäkalien) befinden können. Das Risiko ist höher einzuschätzen als das beim Betrieb von
konventionellen Kleinkläranlagen mit Ausfaulgruben und einer Fäkalschlammabfuhr über LKW.
Der spätere Umgang mit dem fertigen Kompost und die Abfuhr des Urins werden als
unbedenklich angesehen.
5. Risiko der Verwertung von Urin und Fäkalien
5.1 Urin
Da das Risiko des Eintrags von Humanpharmaka über unbehandelten Urin in Böden, Pflanzen
und ins Grundwasser nicht gänzlich auszuschließen ist, wurde untersucht, ob ein
arzneimittelfreier Dünger aus Urin hergestellt werden kann.
Natürliche Zeolithe können zur Nährstoffentfrachtung in Urin eingesetzt und zur
Depotdüngerherstellung verwendet werden. Die adsorbierte Stickstoffmenge hängt von der
Nährstoffkonzentration im Urin ab. In frischem unverdünntem Urin konnte die
Kationenaustauschkapazität des Zeoliths zu 96% erreicht werden, in gelagertem Urin
Lambertsmühle zu 33%. Der verwendete Zeolith war auch in unterschiedlich konzentrierten
Lösungen ammoniumselektiv. Durch Beladung des Zeoliths mit frischem bzw. gelagertem Urin
können Zeolithe mit unterschiedlichen Nährstoffgehalten hergestellt werden, die für
verschiedene Düngezwecke Verwendung finden könnten.
Eine pharmakafreie Nährstoffanreicherung ist für die untersuchten Pharmaka im Urin bis auf
Tetracyclin möglich.
Dennoch ist eine Depotdüngerherstellung aus Urin mit Nährstoffkonzentrationen wie in der
Lambertsmühle nicht zu empfehlen. Zierpflanzen können mit aus Urin hergestellten
Düngedepots wachsen, jedoch bedarf es mehrfacher Nachdüngung mit Stickstoff. Die aus dem
Urin der Lambertsmühle hergestellten Düngedepots konnten aufgrund der geringen
Ammoniumkonzentration (ca. 1,4 g NH4-N/l) nicht ausreichend mit Stickstoff beladen werden.
Der Einsatz von größeren Depots, mit der eine größere N-Menge zur Verfügung gestellt werden
könnte, ist technisch nicht möglich, da dadurch das Volumen für die Blumenerde im Topf zu
stark verringert werden würde. Urin mit höherer N-Konzentration könnte jedoch für die
Herstellung von Düngedepots im Zierpflanzenbau geeignet sein.
An anderen Stellen wird versucht schadstofffreies MAP (Magnesium-Ammonium-Phosphat) aus
Urin herzustellen. Einfache, prozessstabile und kostengünstige Verfahren bedürfen noch der
Entwicklung. Eine unbedenkliche Verwendung für separat gesammelten, arzneimittelbelasteten
Urin gibt es z.Zt. nicht.
157

Zusammenfassende Risikobewertung
5.2 Fäkalien
Eine anaerobe Nachbehandlung der im Rottesack gesammelten Fäkalien ist für Anlagen der
Größenordnung Lambertsmühle nicht ratsam, da das Filtersacksubstrat für eine ungeregelte
Faulung nicht ausreichend gepuffert ist. Zudem muss sich auch bei einer Faulung eine aerobe
Nachbehandlung anschließen, um das Substrat einer Verwendung zuführen zu können.
Nach der Lagerung der Fäkalien in der Filtereinheit sollte eine weitergehende Behandlung des
Substrates durch Kompostierung stattfinden. Für die Lambertsmühle ist eine zweijährige
Vererdung geeignet. Hierfür kann das Substrat durch Fachpersonal in sogenannte
Schnellkomposter eingefüllt werden. Das Material sollte mit Erde in einem ungefähren
Volumenverhältnis von 1 zu 2 (Erde zu Material) vermischt werden.
Die Kompostierung/Vererdung der Fäkalien sowohl durch eine konventionelle Langzeitrotte als
auch durch Vermikultur hat gezeigt, dass eine gute Umsetzung der Fäkalien möglich ist.
Weiterhin konnte gezeigt werden, dass die Fäkalien der Filtersackanlage durch Vermikultur
rasch umgesetzt werden können. Der Kompost erreicht dabei eine Qualität, die mit
herkömmlichem Kompost vergleichbar ist. Eine Mischung der Fäkalien mit Kompost ist für die
Umsetzung der Fäkalien durch Vermikultur nicht nötig. Bei einer im Freien stattfindenden
Kompostierung der Fäkalien kann davon ausgegangen werden, dass es zu einer natürlichen
Wurmanreicherung und Umsetzung des Substrates kommt. Aus hygienischer Sicht sollte
allerdings das Kompostbeet abgedeckt oder Schnellkomposter verwendet werden.
Im Anschluss an die zweijährige Vererdungsphase kann das vererdete Material als P- und Kreiches
Strukturmaterial eingesetzt werden. Eine Düngung von Gemüsebeeten ist aus
Vorsorgegründen zu vermeiden. Die Entnahme und Ausbringung des Materials erfolgt analog
zur Kompostverwertung.
6. Zusammenfassung
Die Untersuchungen der zweiten Phase zum Abwasserkonzept Lambertsmühle haben folgende
Ergebnisse:
• Die Sanitär- und Behandlungstechnik weist keine erhöhten Risiken gegenüber
konventionellen Techniken auf.
• Der Betrieb der Behandlungsanlagen hat lediglich in Bezug auf die Fäkalienkompostierung
ästhetische und evt. auch hygienische Nachteile. Die Wartung des Fäkalienabscheiders,
das Entleeren der Filtersäcke und das Ansetzen der Fäkalienkompostierung sind dem
Betreiber nicht zuzumuten. Diese Arbeiten müssen von Fachleuten ausgeführt werden.
• Arzneimittel können sehr weitgehend dem Gewässer ferngehalten werden, da eine fast
vollständige Abtrennung durch die Separation von Urin und Fäkalien erfolgt.
• Bei Verwendung von lediglich gelagertem Urin in der Landwirtschaft werden die
überwiegend im Urin enthaltenen Arzneimitteln auf den Boden ausgebracht.
• In der bewachsenen Bodenschicht kann ein Teil der Arzneimittel zurückgehalten
(adsorbiert, abgebaut) werden. Der größte Anteil versickert jedoch. Ein Teil wird von
Pflanzen aufgenommen.
• Der Transport der Arzneimittel im Boden ist wesentlich abhängig von den
Bodeneigenschaften. Ein hoher Feinkornanteil reduziert die Transportgeschwindigkeit und
begünstigt den Stoffrückhalt.
• Über potenzielle Konzentrationen im Sickerwasser kann aufgrund der durch die
analytischen Bestimmungsgrenzen vorgegebenen Randbedingungen noch keine
belastbare Aussage gemacht werden. Ein vollständiger Rückhalt im Boden ist nicht
158

Zusammenfassende Risikobewertung
wahrscheinlich, wohl aber eine deutliche Frachtreduktion insbesondere bei Böden mit
hohem Feinkornanteil.
• Das neue Konzept wird unter dem Aspekt Arzneimittelrückhalt besser als konventionelle
Hauskläranlagen mit Mehrkammergrube und bewachsenem Bodenfilter eingeschätzt, da
bei der konventionellen Abwassertechnik nahezu die vollständige Arzneimittelfracht in die
aquatische Umwelt (Fließgewässer) abgegeben wird, bei der Verwendung von Urin als
Dünger jedoch ein deutlicher Frachtrückhalt erfolgt.
• Die Herstellung von arzneimittelfreiem Dünger aus Urin erscheint möglich. Verfahren hierzu
müssen noch weiterentwickelt werden.
• Die Verwendung von Fäkalienkompost ist aus hygienischer Sicht akzeptabel.
Im Hinblick auf den Gewässerschutz weist das neue Konzept deutliche Vorteile gegenüber der
konventionellen Abwasserbeseitigung auf. Eine weitere Optimierung der Trenn- und
Behandlungstechnik sowie die Nutzung der Stoffe in den Teilströmen sind zu empfehlen, um
die identifizierten Schwachstellen zu beseitigen.
Die hier vorgestellten Untersuchungen lassen insbesondere hinsichtlich des Transport- und
Rückhalteverhaltens von Arzneimitteln in Böden Fragen offen. Um hier Risiken sicherer
abschätzen zu können, sollten die Versuche hierzu fortgeführt werden.
159