Hygiene in biologisch aufbereiteten Badegewässern: Schwimmteiche und Naturpools
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Life Sciences und
Facility Management
ZÜRCHER HOCHSCHULE FÜR ANGEWANDTE WISSENSCHAFTEN
DEPARTEMENT LIFE SCIENCES UND FACILITY MANAGEMENT
INSTITUT UMWELT UND NATÜRLICHE RESSOURCEN
Hygiene in biologisch aufbereiteten Badegewässern:
Schwimmteiche und Naturpools
Frei Matthias
Literaturrecherche 2012
Studienrichtung: Umweltingenieurwesen
Abgabetermin: Freitag, 14. September 2012, 12.00 Uhr
Fachkorrektoren:
Andreas Graber, ZHAW, CH-8820 Wädenswil
Ranka Junge, ZHAW, CH-8820 Wädenswil
Zitiervorschlag: Frei, Matthias (2012): Hygiene in biologisch aufbereiteten Badegewässern: Schwimmteiche und Naturpools Schlagworte (Keywords): Schwimmteiche, Naturpools, Hygiene Adresse: Matthias Frei, Büelrainstrasse 26, 8400 Winterthur, Email: freimatthias@gmx.ch
Zusammenfassung Aufgrund der zunehmenden Beliebtheit von öffentlichen, biologisch aufbereiteten Bädern (Schwimm- teich, Naturpools) stehen auch immer öfters Diskussionen im Bezug auf die hygienischen Anforderun- gen im Mittelpunkt, die in solchen Bädern auch ohne Desinfektionsmitteln trotzdem gewährleistet wer- den müssen. In der vorliegenden Literaturstudie wurden die hygienischen Anforderungen solcher Bä- der, das Indikatorkonzept und die Eliminationsmechanismen des Indikatorkeims E. coli zusammenge- fasst und diskutiert. Das zeitliche Muster der Keimbelastung in Schwimmteichen ist durch sehr kurzfristige Belastungsspit- zen geprägt. Nyfeler (2006) konnte im Bad Biberstein den Zusammenhang zwischen der Anzahl an Badegäste und E. coli-Konzentration aufzeigen. Gemäss diversen Untersuchungen (Fattal et al. 1987, Cheung et al. 1990, Haile et al. 1999, Cabelli 1983) kann davon ausgegangen werden, dass bei einer Überschreitung der Indikatorkeim-Grenzwerte auch eine erhöhte Gefahr für Magen-Darm-Krankheiten auftritt. Davon ausgehend wäre mit der Überschreitung der Nennbesucherzahlen auch die Gefahr ei- ner Magen-Darm-Krankheit grösser. Inwiefern die Indikatorkeime den gleichen Abbauprozessen un- terliegen wie die eigentlichen pathogenen Keime und Viren sind sich Experten uneinig (Payment und Locas 2011). Aus der Praxis in Biberstein sind auch nach Überlastungen keine Krankheitsfälle be- kannt geworden. Untersuchungen zeigen das in-situ die Keimelimination rasch stattfindet (Mascher et al. 2000, Nyfeler 2006, Medema et al. 1997, Davies et al. 1995, Hadijangelou et al. 1988), genauere Theorien zur Eli- mination der Keime werden in dieser Arbeit aufgezeigt und verglichen. Biologischer Antagonismus wie Raub, mikrobieller Wettbewerb oder Änderung der Mikro-Umgebung durch den mikrobiellen Stoff- wechsel wird in naturnahen Gewässern und Feuchtgebieten eine bedeutende Rolle bei der Reduktion von Bakterien und Viren spielen. Auch andere Faktoren, wie z.B. Sonnenlicht, Sedimentation, Nah- rungsangebot, Absorption und natürliches Absterben haben einen gewissen Einfluss auf das bakteriel- le Absterben. In der Praxis ist die Zeitverzögerung von Probenahme bis zum Probenergebnis, die bei der heute möglichen Analytik besteht, problematisch, da eine Überschreitung der Indikatorkeime erst im Nach- hinein bekannt wird. Es scheint deshalb unabdingbar, die Nennbesucherzahl einzuhalten und die Ba- degäste auf die erwünschte Körperhygiene hinzuweisen (Duschen, Toilette benützen, etc.), damit die Empfehlungen des Bundesamtes für Gesundheit (BAG) eingehalten werden können und das biolo- gisch aufbereitete Bad hygienisch sicher und einwandfrei ist.
Abstract Due to cumulative popularity of public, biological prepared pools (swimming ponds) discussion about the fact if hygienic requirements in such pools without any disinfectant are still given, are getting more and more centre stage. The hygienic requirements of public swimming pond, the indicator concept and the elimination mecha- nism of the indicator germ E. coli are summarized and discussed under the present literature study. The temporary pattern of the germ pollution in swimming pond is affected by very short-term demand peak. Nyfeler (2006) was able to record a relation among the number of visitors and the E. coli-concentration in bath Biberstein. According several analysis (Fattal et al. 1987, Cheung et al. 1990, Haile et al. 1999, Cabelli 1983) it is assumed that by a excess of the indicator germ limits also a increased risk of gastric disease accumulate. A exceeded attendance would also mean a increased risk of gastric disease. The experts are not agreeing about how the indicator germs the same reduction processes underlie as the regular pathogen germs and viruses. (Payment and Locus 2011). The practice in Biberstein shows no known cases of disease also after high overload. Analyses show the in-situ elimination happen very rapid (Mascher er al. 2000, Nyfeler 2006, Medema et al. 1997, Davies et al. 1995, Hadijangelou et al. 1988), more detailed therories about the elimination of germs are shown and compared in this study. Biological antagonism like robbery, microbial rivalry or changes of micro-surroundings due to the mi- crobial metabolic are going to play a significant role by the reduction of bacterium and virus in swim- ming ponds and wetlands. Also other factors such as sunlight, sedimentation, nutrient offer, absorption and natural die off have a certain influence to the bacterial die off. In practise the delay from sample taking to the test results, due to nowadays-possible analytics, is problematic. The exceeding of the indicator germs will be known only afterwards. It seams inalienable to follow the maximum number of visitors and to advise the pool guests to the de- sired personal hygiene (showers, use of toilets, etc.). So the references of the federal office of health (BAG) can be followed and a biological prepared bath is save and clean.
Inhaltsverzeichnis
1.
Einleitung .................................................................................................................................... 6
1.1.
Problematik und Stand der Forschung in Kürze ..................................................................... 6
1.2.
Ziel dieser Arbeit ................................................................................................................... 6
2.
Literaturübersicht ........................................................................................................................ 7
2.1.
Schwimmteiche/Naturpools ................................................................................................... 7
2.1.1.
Definition des Schwimmteiches ....................................................................................... 7
2.1.2.
Technische Schwimmteichkategorien .............................................................................. 7
2.1.3.
Zuordnung der Schwimmteichkategorien zu den Trophiestufen ....................................... 9
2.1.4.
Technische Einrichtungen ............................................................................................... 9
2.2.
Hygiene ............................................................................................................................... 10
2.2.1.
Generelle Aufgaben der Hygiene ................................................................................... 10
2.2.2.
Begriffe der Hygiene ...................................................................................................... 10
2.2.3.
Übertragungswege von Mikroorganismen ...................................................................... 10
2.3.
Rechtliche und normative Grundlagen für die hygienische Beurteilung ................................ 11
2.3.1.
Europa Richtlinie ........................................................................................................... 11
2.3.2.
World Health Organization (WHO) ................................................................................. 11
2.3.3.
Gesetze Schweiz ........................................................................................................... 12
2.3.4.
Empfehlungen des Bundesamtes für Gesundheit (BAG) ................................................ 12
2.3.5.
Kantonale Verordnungen ............................................................................................... 12
2.3.6.
SIA 385/9 Wasser und Wasseraufbereitungsanlagen in Gemeinschaftsbädern ............. 13
2.3.7.
Empfehlung der Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau e.V.
(FLL) 13
2.3.8.
ÖNORM – L 1126 (2010) ............................................................................................... 13
2.3.9.
Fachempfehlung für öffentlich, künstlich angelegte Badeteiche ..................................... 13
2.3.10.
Zusammenfassung der gängigen Richt- und Grenzwerte ............................................. 14
2.3.11.
Badegastkapazität ....................................................................................................... 15
3.
Stand der Forschung ................................................................................................................. 16
3.1.
Indikatorkonzept .................................................................................................................. 16
3.1.1.
Ursprung und Entwicklung des Indikatorkonzepts .......................................................... 16
3.1.2.
Aussagekraft von Fäkalkeimen als Indikatoren .............................................................. 17
3.1.3.
Escherichia coli ............................................................................................................. 18
3.1.4.
Enterokokken ................................................................................................................ 18
3.1.5.
Pseudomonas aeruginosa ............................................................................................. 18
3.2.
Vergleich von E. coli und Enterokokken ............................................................................... 19
3.3.
Elimination von Fäkalkeimen in natürlichen Gewässern ....................................................... 20
3.4.
Elimination von Fäkalkeimen in künstlichen Gewässern ...................................................... 20
3.5.
Elimination von Fäkalkeimen in Pflanzenkläranlagen ........................................................... 21
3.6.
Elimination von Fäkalkeimen durch den Einfluss verschiedener Pflanzen ............................ 21
3.7.
Elimination von E. coli durch Kiesfilter ................................................................................. 22
3.8.
Elimination von Fäkalkeimen durch Konkurrenz oder Prädation .......................................... 25
3.9.
Einfluss der Temperatur auf die Elimination von Fäkalkeimen ............................................. 28
3.10.
Elimination von Fäkalkeimen durch UV-Strahlen ............................................................... 29
3.11.
Elimination von E. coli durch Nährstoffmangel ................................................................... 30
4.
Diskussion ................................................................................................................................. 31
4.1.
Wie kann sauberes Badewasser auch ohne Desinfektionsmittel sichergestellt werden? ...... 31
4.2.
Besteht für Badende in Schwimmteichen ein Gesundheitsrisiko? Wann sind Gefahren
vorhanden? ................................................................................................................................... 32
4.2.1.
Welche Indikatororganismen werden eingesetzt und was sagen diese aus? .................. 32
4.2.2.
Rechtliche und normative Grundlagen ........................................................................... 33
4.3.
Was sind die massgebenden Faktoren, welche im Schwimmteich die Elimination von
Fäkalkeimen beeinflussen? ........................................................................................................... 34
4.3.1.
Elimination durch Kiesfilter ............................................................................................ 34
4.3.2.
Elimination durch Makrophyten ...................................................................................... 35
4.3.3.
Elimination durch Zooplankton ....................................................................................... 35
4.3.4.
Elimination durch UV ..................................................................................................... 35
4.3.5.
Eliminationsbeschleunigung von E. coli durch Temperatur ............................................ 35
4.3.6.
Zusammenfassung der Eliminationsmechanismen ........................................................ 35
4.4.
Fazit .................................................................................................................................... 36
Literatur ............................................................................................................................................ 38
Verzeichnisse ................................................................................................................................... 41
5
1. Einleitung
1.1. Problematik und Stand der Forschung in Kürze
Schwimmbäder mit herkömmlichen Wasseraufbereitungsanlagen bekämpfen die durch Badegäste einge-
brachten pathogenen Keime mit einer ausreichend hohen Konzentration an Desinfektionsmitteln direkt im
Wasser. Um die Funktion dieser Desinfektionsanlage zu testen und den hygienischen Zustand eines Bades
zu prüfen, werden Indikatororganismen untersucht. Sind die Keime eliminiert worden, geht man davon aus,
dass die Desinfizierung einwandfrei funktioniert und auch die übrigen Keime eliminiert wurden.
Im Gegensatz dazu ist im Schwimmteich oder Naturpool kein Desinfektionsmittel vorhanden, welches die
Keime sofort eliminieren könnte und trotzdem findet eine Entkeimung statt (Nyfeler 2006 und Mascher et al.
2000). Auch in diesen Bädern werden, um eine mögliche Gesundheitsgefährdung von Badegästen beurtei-
len zu können, die gleichen Indikatorkeime untersucht (BAG 2006). Experten sind sich bis heute uneinig,
welche Mechanismen den Abbau von pathogenen Keimen begünstigen oder verhindern. Daher stehen die
Hygiene und die tolerierbare Badegastanzahl sowie Vorgaben für Umwälzzeiten und Beschickungsraten von
Filtern in öffentlichen Schwimmteichen immer wieder im Mittelpunkt der Diskussionen.
1.2. Ziel dieser Arbeit
Diese Literaturarbeit zeigt die Grundlagen zur Hygiene und die vorhanden Theorien zu den Mechanismen
der Elimination von Keimen in Schwimmteichen auf, diskutiert vorhandene Studien und zeigt Möglichkeiten
und Lücken auf. Chancen und Grenzen der biologischen Badevariante werden aufgezeigt. In der Folgenden
Literaturarbeit wird hauptsächlich auf folgende Fragen eingegangen:
− Wie kann sauberes Badewasser auch ohne Desinfektionsmittel sichergestellt werden? (BAG, 2006)
− Wie kann hygienisch unbedenkliches Wasser auch ohne Desinfektionsmittel sichergestellt werden?
− Welche Vorschriften gelten für biologisch aufbereitete Badegewässer?
− Besteht für Badende in Schwimmteichen/Naturpools ein Gesundheitsrisiko? Wann sind Gefahren vor-
handen?
− Welche Indikatororganismen werden eingesetzt und was sagen diese aus?
− Was sind die massgebenden Faktoren, die im Schwimmteich die Elimination von pathogenen Keimen
beeinflussen?
− In wie fern leisten Biofilter einen Beitrag zur Hygienisierung?
− Wie sollte ein Bad aus hygienischer Sicht betrieben und gepflegt werden?
6
2. Literaturübersicht
2.1. Schwimmteiche/Naturpools
Die vorliegende Studie befasst sich mit biologisch aufbereiteten Badegewässern, auch Schwimmteiche oder
Naturpools genannt. Die Grundlagen und Erkenntnisse werden auf folgende Definition abgestützt.
2.1.1. Definition des Schwimmteiches
Definition SIA 385/9
Die Schwimm- und Badeteiche fallen nicht unter die SIA Norm 385/9. Eine Definition und Verweis auf die
FLL werden darin jedoch gegeben: „Öffentliche Schwimm- und Badeteiche (Kleinbadeteiche, Bioteiche) sind
gegenüber dem Untergrund abgedichtet und besitzen einen Wasserkreislauf zur mechanisch-biologischen
Wasseraufbereitung ohne Desinfektionsmittel, jedoch mit hohem Frischwasserzusatz. Die tägliche Besu-
cherzahl ist begrenzt. Die Empfehlung der Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau
e.V. (FLL 2011) ist zu beachten.“
Geltungsbereich und Definition Fachempfehlung SVBP 2010
Diese Fachempfehlung regelt die Anforderungen an künstlich angelegte, gegen den Untergrund abgedichte-
te und einmal befüllte Teiche mit oder ohne technische Einrichtungen, von welchen ein Teil des Gewässers
zum Baden bestimmt ist, während der andere Teil der Regeneration des Wassers dient. Die natürliche Was-
serreinigung erfolgt durch biologische Prozesse.
Definition ASC 2010
Schwimmteiche sind gegen den Untergrund abgedichtete, gegen das Umland geschützte, künstliche Ge-
wässer. Eintrag und Austrag stehen im Gleichgewicht. Es ist ausschliesslich mechanische und biologische
Reinigung (Pflanzen, Tiere, Biofilm, Mikroorganismen) vorgesehen, Konservierungs- oder Desinfektionsmit-
tel sind nicht zulässig. Pflanzen stehen in Verbindung mit dem Wasser.
Erläuterung zu den Definitionen
In diese Definitionen fallen die meisten biologisch aufbereiteten Badegewässer, welchen oft andere Namen
wie Biopool, Naturpools oder Kleinbadeteiche verliehen wurden. Der Begriff Schwimmteich kann ebenfalls
als Überbegriff für alle Varianten verstanden werden. Die Bezeichnungen Natur- oder Biopools werden oft
für architektonisch gestaltete Schwimmteiche mit poolähnlicher Bauweise verliehen. Um mehr Transparenz
in die verschiedenen Arten von biologisch aufbereiteten Badegewässern zu bringen, wurde das Konzept der
Schwimmteichkategorien geschaffen.
2.1.2. Technische Schwimmteichkategorien
Unterscheidungsmerkmal der verschiedenen Bauweisen ist hauptsächlich der unterschiedlich starke Einsatz
technischer Einrichtungen zur Lenkung der biologischen Vorgänge. Entgegen der zeitweise entstandenen
Meinung, dass nur Schwimmteiche mit viel Technik richtig funktionieren, weiss man heute, dass die ver-
schiedenen Kategorien verschiedene Bedürfnisse abdecken. Heute werden vom Naturteich ohne Technik
7
bis zum Hightech-Teich verschiedenste Varianten angeboten. Um die unterschiedlichen Bauvari-
anten systemübergreifend beschreiben zu können, wurden 5 technische Kategorien gebildet (Tab. 1).
Tabelle 1: Schwimmteichtypen (Nach ASC 2010)
Ökologisches Leitbild
Technische Kategorie
Beschreibung
(Kiesoberfläche/Wand)
Biologische Filteranlagen
Reduzierendes Sediment
Typische Pflanzenzone (%)
Filter)
servolumens pro Tag (Skimmen +
Umwälzung (%) des Gesamtwas-
h/d
gung (z.B. Skimmer) Betriebszeit in
Automatisierte Oberflächenreini-
Filterbetrieb [h/d]
Bodenpflege
1 Keine Pumpen nein ja 50-70 0 0 0 1/a
Stehende Gewässer
Oberflächenreinigung nein ja 50-60 < 30 < 10 0 1-2/a
2 bzw.
2x1 h/d
Oberflächenreinigung + intervallwei- nein ja 45-55 < 50 < 10 =50x nein 30-50 > 100 1/w
Fliessende Gewässer
4 Kies oder anderen inaktiven, ange-
strömten Materialien.
Oberflächenreinigung + spezielle Fil- Ja, nein >5 > 100 1/w
ter welche dem Biofilm lokal Mangel- Spez.
5 nährstoffe bieten (z.B. N, K auf Zeo- Ausl.
lith).
Gleich wie 5, wird eine Anlage als solches verkauft, muss die Biofilmbildung im Badebereich
5plus
vernachlässigbar sein.
Legende Abkürzungen:
a: Jahr
w: Woche
d: Tag
82.1.3. Zuordnung der Schwimmteichkategorien zu den Trophiestufen
Tabelle 2: Einteilung verschiedener Schwimmteiche in Kategorien (Nach ASC 2010)
Trophiestufe
Pges.
[µg/l]
Technische
Kategorie
5plus
0
ultraoligotroph
≤
4
Technische
Kategorie
5
I
oligotroph
≤
10
Technische
Kategorie
4
I
oligotroph
≤
10
Technische
Kategorie
3
II
mesotroph
≤
30
Technische
Kategorie
2
II
mesotroph
≤
30
Technische
Kategorie
1
II
mesotroph
≤
30
2.1.4. Technische Einrichtungen
Die Filtration von Schwimmteichen mit Technik umfasst physikalische und biologische Prozesse.
Mechanische Filter haben die Aufgabe, partikuläre Verunreinigungen zu entfernen, biologische
Filter sollen mineralisieren, im Wasser gelöste Substanzen weiter abbauen oder binden.
Mechanische Filter
Die Leistung und Wirkungsweise des mechanischen Filters ist je nach Kategorie des Schwimmteiches
unterschiedlich. Üblicherweise werden dafür Skimmer, Überlaufkanten für die Oberflächenreinigung
und Roboter für die Boden- und Wandreinigung eingesetzt. Auch verschiedene Feinfilter, die in den
Kreislauf eingebunden sind, werden verwendet, um Partikel aus dem Wasser zu filtern und somit den
Biofilter zu entlasten.
Biologische Filter
Gerade jene Eigenschaften, die bei unerwünschten Biofilmen (z.B. Trinkwasserleitungen) zu erhebli-
chen Problemen führen können, ermöglichen in der Anwendung von Biofiltern zur Wasseraufbereitung
herausragende Leistungen. Der Biofilm ist fähig, dem Wasser Nährstoffe zu entziehen, diese in der
Gelmatrix lokal zu akkumulieren und sie durch Zellwachstum im Biofilm zu fixieren (Neufeld et al.1994,
Kuljian et al.1995).
Diese Mechanismen werden bei Schwimmteichsystemen hauptsächlich für den Nährstoffentzug ge-
nutzt. In Bilanz müssen alle durch Badegäste und andere Eintragsquellen eingebrachten Stoffe wieder
aus dem System entfernt werden können, damit keine Eutrophierung des Gewässers stattfindet. Ein
besonderes Augenmerk wird bei der Bilanzierung von Schwimmteichen auf Phosphor gelegt, welches
in Schwimmteichen als zu limitierendes Element gilt. Auf diese Weise wird die Algen- und Biofilmbil-
dung im Schwimmbereich verhindert. In durchströmten Filterkörpern mit Kies oder speziellen Substra-
ten wird gezielt Biofilmaufbau unter aeroben Bedingungen gefördert. Die dadurch gebundenen Nähr-
stoffe werden bei neueren Systemen regelmässig über ein Rückspülverfahren entfernt.
92.2. Hygiene
2.2.1. Generelle Aufgaben der Hygiene
Die Hygiene ist für die Gesunderhaltung, Gesundheitsförderung und Krankheitsverhütung durch Ver-
besserung der Lebensbedingungen für den Menschen zuständig. Risikofaktoren aus der belebten und
unbelebten Natur sollen erkannt und ausgeschaltet sowie positive Umwelteinflüsse gefördert werden.
Diesem weit gefassten Aufgabengebiet der Hygiene steht das alltägliche Hygieneverständnis gegen-
über. Im Mittelpunkt steht die Vermeidung von Kontaminationen, die Reinigung und die Desinfektion.
Je geringer das Kontaminationsrisiko und je gründlicher gereinigt wird, desto höher ist die Qualität der
Hygiene (Gantenbein, 2009).
2.2.2. Begriffe der Hygiene
Der Mensch ist unter normalen Lebensbedingungen den unterschiedlichsten Mikroorganismen ausge-
setzt. Diese sind nötig für lebenswichtige Aktivitäten wie Ernährung, Verdauung, usw. Der Mensch be-
sitzt eine so genannte Normal- oder Standortflora auf und im Körper, die meist im gegenseitigen Nut-
zen besteht. Sie verhindert bis zu einem gewissen Grad, dass krankheitserregende Keime diese Kör-
perbereiche besiedeln können. Eine ausgeprägte Standortflora findet sich in Körperregionen wie Na-
sen-, Rachen-, Mundraum, der Haut, im Verdauungstrakt insbesondere Darm und im Urogenitaltrakt
(Gantenbein 2009).
– Parasitäre Mikroorganismen: Der als Wirt bezeichnete Organismus wird dabei vom Parasiten
geschädigt, bleibt aber in der Regel am Leben. In seltenen Fällen kann der Parasitenbefall auch
zum Tod des Wirtes führen, dann aber erst zu einem späteren Zeitpunkt.
– Pathogene Mikroorganismen: Verursachen in anderen Organismen gesundheitsschädigende
Abläufe und schädigen den Wirt in irgendeiner Form (pathogen = "krank-machend").
– Infektion nennt man das aktive oder passive Eindringen, Verbleiben und anschliessende Ver-
mehren von pathogenen Lebewesen (z. B. Bakterien, Pilze oder Parasiten) oder pathogenen
Molekülen (z. B. Viren, Transposons und Prionen) in einem Organismus
– Die Krankheit beschreibt Pathogen verursachte Schäden an einem Wirtsorganismus.
2.2.3. Übertragungswege von Mikroorganismen
Mikroorganismen können meist auf verschiedene Arten von einer Person auf eine andere übertragen
werden. Durch Hygienemassnahmen wird angestrebt, sämtliche dieser Wege gleichzeitig und mög-
lichst dauerhaft zu unterbrechen. Damit wird das Übertragungsrisiko, wenn auch nicht ausgeschlos-
sen, so zumindest minimiert. In der Praxis ist oft nicht bekannt, welche Mikroorganismen konkret zu
möglichen Problemen führen können. Deshalb müssen, wenn immer möglich, alle Übertragungswege
gleichzeitig unterbrochen werden.
Es klingt vielleicht trivial, ist jedoch oft ein Kostenfaktor und meist mit einer wenig attraktiven Tätigkeit
verbunden. Aber nur durch kontinuierliche und sorgfältige Reinigung/Desinfektion kann eine wirkungs-
volle sowie dauerhafte Unterbrechung der Infektionswege sichergestellt werden.
102.3. Rechtliche und normative Grundlagen für die hygienische Beurtei-
lung
Umweltproben, Wasser, Trinkwasser und auch Lebensmittel sind in der Regel mit einer Vielzahl an
verschiedenen Mikroorganismen belastet, die einerseits zur natürlichen Flora gehören, teilweise aber
infolge ihrer Pathogenität für den Menschen gefährlich sein können. Pathogene Keime sind sowohl in
Trinkwasser wie auch in anderen Lebensmittel absolut unerwünscht. Ähnliche Forderungen werden
auch an das Badewasser gestellt: „Die hygienischen Bedingungen in Badeteichen müssen sicherge-
stellt werden, damit die Gesundheit der Badegäste nicht gefährdet ist.“ (BAG, 2006).
Eine der Hauptschwierigkeiten besteht darin, zu erkennen, welche möglichen pathogenen Keime in
einem Produkt vorhanden sein könnten, um dann gezielt auf diese Keime hin zu untersuchen. Eine
wichtige Hilfestellung bei der Auswahl der zu untersuchenden Keime bietet für die Beurteilung der hy-
gienischen Qualität des Wasser die Empfehlung des BAG (BAG, 2006), in der visuelle Parameter und
chemisch-physikalische Parameter einerseits, mikrobiologische Parameter andererseits vorgeschla-
gen werden. Es handelt sich bei den Werten nicht um gesetzlich einzuhaltende Grenzwerte, sondern
um empfohlene Richt- oder Toleranzwerte.
– Der mikrobiologische Richtwert hat empfehlenden Charakter und gibt die Keimzahl an, die
nicht überschritten werden soll. Er dient für den Hersteller zur Orientierung und hat keine
Rechtsgültigkeit. Eine Überschreitung des Richtwerts oder des Toleranzwerts, kann im Rah-
men der amtlichen Kontrolle einen Hinweis, eine Belehrung, die Entnahme von Nachproben
oder eine ausserplanmässige Betriebskontrolle zur Folge haben.
– Der mikrobiologische Grenzwert ist eine festgelegte, maximale Keimzahlgrösse, die im Was-
ser nachgewiesen werden darf. Proben, in denen Keime nachgewiesen werden, die den
Grenzwert überschreiten, sind als potentiell gefährlich einzustufen.
2.3.1. Europa Richtlinie
Bezüglich der Qualität von Badegewässern regelte in Europa die Richtlinie 76/160/EWG schon 1975
neben visuellen und chemischen Parameter auch die maximale Belastung mit Keimen. In der 2006
überarbeiteten Richtlinie (Anon. 2006) über die Qualität von Badegewässer wurden die Kriterien für
die maximale Keimbelastung angepasst. Je nach Keimbelastung wurde zwischen „Ausgezeichnete
Qualität“, „Gute Qualität“ und „Ausreichende Qualität“ unterschieden. Für eine Vergleichbarkeit der
Ergebnisse wurde zudem die Referenzmethode nach ISO genannt. Die Richtlinie von 2006 über die
Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftung schloss jedoch künstlich angelegte Teiche oh-
ne Verbindung zu Oberflächen- und Grundwasser aus der Richtlinie aus.
2.3.2. World Health Organization (WHO)
Die WHO weist auf mögliche Gesundheitsrisiken sowie Massnahmen zur Vermeidung der Risiken im
Zusammenhang mit Badegewässer hin. Diese kann als Leitfaden betrachtet werden, hat für die Praxis
jedoch mehr empfehlenden Charakter.
112.3.3. Gesetze Schweiz
Die hygienischen Bedingungen in Badeteichen müssen sichergestellt werden, damit die Gesundheit
der Badegäste nicht gefährdet ist. Da keine gesetzlichen Grundlagen zur Beurteilung der hygieni-
schen Qualität des Wassers existierten, hat das BAG 2006 zusammen mit Kontrollbehörden und Pla-
nern solcher Badeanlagen entsprechende Empfehlungen erarbeitet.
2.3.4. Empfehlungen des Bundesamtes für Gesundheit (BAG)
Bäder und dazugehörende Einrichtungen sind gemäss BAG (2006) so anzulegen und zu betreiben,
dass die Gesundheit der Badenden nicht gefährdet wird. Die Anforderungen sollen eine Gesundheits-
gefährdung durch das Badewasser auf ein akzeptables Minimum reduzieren. Liegen Anzeichen oder
Vermutungen auf weitere Gefährdungen (z.B. Chemisch oder Mikrobiologisch) vor, sind neben der
empfohlenen Standardüberwachung weitere Untersuchungen vorzunehmen.
Die mikrobiologischen Resultate liegen aufgrund der Methoden der Analytik erst mit zwei- bis dreitägi-
ger Verzögerung vor, weshalb eine eigentliche Prozesskontrolle, wie sie für aufbereitetes Badewasser
gefordert wird, nicht gegeben ist.
− Idealerweise sollte das Badewasser nährstoffarm (oligotroph oder mesotroph) sein. Nährstoffrei-
ches Wasser (eutroph oder polytroph) fördert in starkem Mass die Entwicklung von Phytoplankton.
Dies kann sich auf die Gesundheit der Badenden negativ auswirken.
− Pflanzen, die aus dem Wasser herausragen (Überwasserpflanzen), und Wasserpflanzen zu deko-
rativen Zwecken sind zulässig. Im Badebereich muss der Abstand von Unterwasserpflanzen zur
Wasseroberfläche mindestens 1,5 m betragen, und die Transparenzmessungen dürfen durch die-
se nicht behindert werden.
− Die Verwendung sowohl von Desinfektionsmitteln als auch von UV-Anlagen zur Aufbereitung des
Wassers ist nicht gestattet.
− Haustiere haben keinen Zutritt zu der Badeanstalt. Das Halten respektive Füttern von Fischen und
Wasservögeln in Badeteichen ist untersagt.
− Das Frischwasser (Füllwasser) muss die Anforderungen an Trinkwasserqualität erfüllen.
Liegen Anzeichen oder Vermutungen auf weitere Gefährdungen (zum Beispiel Chemisch oder
Mikrobiologisch) vor, sind neben der weiter unten empfohlenen Standardüberwachung weitere
Untersuchungen vorzunehmen (BAG 2006).
2.3.5. Kantonale Verordnungen
In der Schweiz bestehen kantonale Bäderhygieneverordnungen, welche sich teilweise auch mit
Schwimmteich befassen. Diese beschreiben mehr oder weniger ausführlich Überwachungs-Methoden
und –Häufigkeiten. Eine enge Zusammenarbeit der Bäderbetreiber mit den kantonalen Laboren ist
seitens der Kantone gewünscht, da das Thema Schwimmteich auch für die meisten Kantonalen Labo-
re noch neu ist. Oft wird in den kantonalen Verordnungen zusätzlich auf die SIA 385/9 verwiesen.
122.3.6. SIA 385/9 Wasser und Wasseraufbereitungsanlagen in Gemeinschaftsbädern
Die SIA 385 beschränkt sich auf eine nur grobe Definition von Schwimm- und Badeteichen und ver-
weist auf die Empfehlung der Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau e.V.
(FLL): „Öffentliche Schwimm- und Badeteiche (Kleinbadeteiche, Bioteiche) sind gegenüber dem Un-
tergrund abgedichtet und besitzen einen Wasserkreislauf zur mechanisch-biologischen Wasseraufbe-
reitung ohne Desinfektionsmittel, jedoch mit hohem Frischwasserzusatz. Die tägliche Besucherzahl ist
begrenzt. Diese Empfehlung der Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau
e.V. (FLL) ist zu beachten. Die Schwimm- und Badeteiche fallen jedoch nicht unter diese Norm.“
2.3.7. Empfehlung der Forschungsgesellschaft Landschaftsentwicklung Landschaftsbau e.V.
(FLL)
Die Empfehlung der FLL gilt in Deutschland als etabliert und wird auch in der Schweiz häufig ange-
wendet, da eine Alternative fehlt. Diese geht detailliert auf planerische und bauliche Grundsätze sowie
Überwachungsmassnahmen ein.
2.3.8. ÖNORM – L 1126 (2010)
Der Verband österreichischer Schwimmteich Bauer (VÖS) hat eine eigene Norm erstellt, die sich in
einigen Punkten deutlich von der Deutschen Empfehlung FLL unterscheidet. Der grösste Unterschied
im Bezug auf die Hygiene ist die Aufhebung der Formel zur Berechnung der Badegastanzahl. Die Ö-
Norm sowie die Fachempfehlung des SVBP schreiben eine fixe Nennbelastung von maximal einem
3
Badegast pro 10 m Wasservolumen pro Tag vor, ohne eine Umwälzrate oder andere Parameter in
die Berechnung mit einzubeziehen.
2.3.9. Fachempfehlung für öffentlich, künstlich angelegte Badeteiche
Der Schweizerische Verband für naturnahe Badeteiche und Pflanzenkläranlagen (SVBP) erstellte
2012 eine Empfehlung, die sich hauptsächlich an der österreichischen Norm anlehnt. Auch hier wurde
die Formel zur Berechnung der Badegastanzahl aufgehoben.
132.3.10. Zusammenfassung der gängigen Richt- und Grenzwerte
Tabelle 3: Zusammenstellung von Richtwerten (RW) / Grenzwerten (GW) für Badegewässer aus un-
terschiedlichen Gesetzen, Normen und Empfehlungen
Parameter Einheit BAG SVBP FLL ÖNORM – L
1126 (2010)
Geltungsbereich öffentliche öffentliche öffentliche Kleinbadeteiche
Badeteiche Badeteiche Badeteiche RW/GW
RW RW/GW RW
Sichttiefe cm (Secchi) >200 -/>200 >200 -/>200
Temperatur °C - 80
1
Phosphor gesamt µg/l 10 10/30 10 10/20
2
10/20
Ammonium mg/l - 0.5/- 0.3 0.5/-
Nitrit mg/l - 0.3/- 0.3/-
Nitrat mg/l - 25/-2.3.11. Badegastkapazität
Hier muss zwischen Nährstoffelimination und dem Abbau pathogener Keime klar unterschieden wer-
den. In den Empfehlungen der Schweiz, Deutschland und Österreich werden hier verschiedene Be-
rechnungsmethoden angewendet.
Die FLL (2010) beschreibt im Durchschnitt einen Eintrag an E. coli von 120'000 KBE pro Badegast
und 75 mg Gesamtphosphor. Die Dimensionierung einer Schwimmteichanlage erfolgt auf eine defi-
nierte Nennbesucherzahl. Diese bezeichnet die maximal zulässige Besucherzahl des Bades an einem
Tag. Die Berechnung der FLL ergibt sich aus dem vorhandenen totalen Wasservolumen plus dem täg-
lich gereinigten Wasservolumen. Die Formel lautet (FLL 2003):
N = ( VT + VF + A*q) / k
N Nennbesucherzahl in Person/Tag
3
k Verdünnungsfaktor in m /Person. Aktueller Rechenwert: 10
3
VT regenerationsfähiges Wasservolumen des Nutzungsbereiches in m /d
3
VF Füllwassernachspeisung in m /Tag
2
A Fläche der Aufbereitungsbereiches in m
3 2
q Beschickung des Aufbereitungsbereiches mit Badewasser in m /m /Tag
Die Ö-Norm sowie die Fachempfehlung des SVBP schreiben eine fixe Nennbelastung von maximal
3
einem Badegast pro 10 m Wasservolumen pro Tag vor, ohne eine Umwälzrate oder andere Parame-
ter in die Berechnung mit einzubeziehen.
153. Stand der Forschung
3.1. Indikatorkonzept
Analysen ergaben eine ausserordentliche Diversität der menschlichen Darmflora. Nach derzeitiger
Kenntnis können ca. 40.000 verschiedene Bakterienarten Bestandteil der humanen Darmflora sein,
jeder Mensch selbst beherbergt ca. 400 verschiedene Spezies in seinem Dickdarm (Gorkiewicz 2009).
Auch sind allein über 100 verschiedene Viren von menschlichen Fäkalien und Abwasser isoliert wor-
den (Payment 1993). Da nicht alle diese Keime und Viren untersucht werden können, werden Indi-
katororganismen für die Beurteilung der mikrobiologischen Beschaffenheit des Badewassers einge-
setzt.
Mossel (1982) definierte die Bezeichnung "Markerorganismus", die zwei unterschiedliche Funktionen,
Index und Indikator, aufweisen können. "Indexorganismen" stehen direkt oder indirekt entweder mit
der Gefährdung der Gesundheit oder mit der Anwesenheit der Krankheitserreger in Verbindung. Indi-
katororganismen wiederum weisen auf mögliche Verunreinigung oder ungenügende Elimination der
Keime im Wasser hin. Als Indikatororganismen können verschiedenste Keimgruppen untersucht wer-
den. Escherichia coli, Coliforme Enterobacteriaceen oder Enterokokken sind die am häufigsten im
Wasser und in Lebensmittel bestimmten Marker- oder Indikatororganismen.
3.1.1. Ursprung und Entwicklung des Indikatorkonzepts
Das Konzept der Indikatorbakterien stammt bereits aus dem letzten Jahrhundert. Vor allem die über
kontaminiertes Trinkwasser verursachten Seuchen Typhus und Cholera führten zur Entwicklung von
relativ einfachen Nachweismethoden, um mit deren Hilfe die hygienisch-bakteriologische Qualität des
Trinkwassers überwachen zu können. Vor rund 130 Jahren stellte Koch (1877) fest, dass Bakterien
die Ursache für einige Krankheiten seien könnten. Er beschäftigte sich bereits mit der Entwicklung ei-
nes festen Mediums für die Isolation von Bakterienreinkulturen. Schardinger schlug bereits 1892 vor,
Indikatororganismen zu verwenden, welche die mögliche Anwesenheit von Darmpathogenen geben
sollen. Aus seinen Anforderungen lassen sich folgende Eigenschaften für Indikatororganismen ablei-
ten:
– Sie sollen idealerweise ausschliesslich in menschlichen Fäkalien vorkommen.
– Es soll sich um ausserhalb des Verdauungstraktes beständige Organismen handeln.
Theodor Escherich veröffentlichte 1886 seine Monographie "Die Darmbakterien des Säuglings und ih-
re Beziehungen zur Physiologie der Verdauung", in der er unter anderem auch das Bakterium „coli“
beschrieb. Zu seinen Ehren wurde dieses 1919 Escherichia coli (kurz: E. coli) genannt. E. coli schien
damals die wichtigsten Voraussetzungen als Indikatorkeim für den Trinkwasserbereich zu erfüllen.
Dutka gibt 1973 ideale Kriterien für die Eignung von Organismen als perfekten Indikator folgender-
massen an:
– Sie sollten in der Probe in einer grösseren Anzahl als die mutmasslichen Pathogenen vorhanden
sein.
16– Sie sollten im Wasser nicht mehr wachsen und auch nicht schneller absterben als die Pathoge-
nen.
– Sie sollten gegenüber Desinfektionsmitteln widerstandsfähiger als die Pathogenen sein.
– Sie sollten einfach identifizierbar und taxonomisch eindeutig sein.
Es ist offensichtlich, dass kein Organismus alle diese heute an einen Indikatororganismus gestellten
idealen, teilweise widersprüchlichen Anforderungskriterien erfüllt. Dies gilt auch für die coliformen Bak-
terien als Indikatororganismen in der Trinkwasseruntersuchung und ist unter anderem ein Grund für
die öfters und regelmässig geführte Diskussion über das coliforme Konzept (Stelzl 2010). Da die
Nachweismethoden für die meisten anderen pathogenen Mikroorganismen sehr arbeitsaufwendig
sind, wurden und werden die Indikatorbakterien weiterhin stellvertretend für die Krankheitserreger un-
tersucht. Da E. coli im Darm von Menschen und warmblütigen Tieren vorkommt, beweist das Vorhan-
densein dieser Bakterien im Wasser eine Verschmutzung mit menschlichen oder tierischen Fäkalien.
Bei einem Nachweis einer erhöhten Konzentration dieser Indikatorkeime ist davon auszugehen, dass
neben den Indikatororganismen, welchen selber nicht zwingend pathogen sein müssen, auch Krank-
heitserreger im Wasser zu finden sind (Huber 2011). Nyfeler konnte (2006) den Zusammenhang zwi-
schen der Badegastanzahl in einem Schwimmteich und den E. coli aufzeigen (Abbildung 1).
Abbildung 1: Zusammenhang zwischen E. coli-Konzentration und Anzahl der Badenden im
Schwimmteich Biberstein (aus Nyfeler 2006).
3.1.2. Aussagekraft von Fäkalkeimen als Indikatoren
Verschiedene Forscher beschreiben Zusammenhänge zwischen Enterokokken-Vorkommen und dem
Auftreten von Krankheiten (meist Magen-Darm-Erkrankungen) bei Schwimmern in Meeresgewässern
(Fattal et al. 1987, Cheung et al. 1990, Haile et al. 1999, Cabelli 1983). Auch Russell (2007) kommt
bei dem Vergleich von 13 Studien aus der ganzen Welt auf das Ergebnis, dass die Enterokokken-
17Dichte am stärksten mit Magen-Darm-Erkrankung bei Badenden in Erholungsgewässern (meist Salz-
wasser) korrelierte. E. coli wurde in einer Anzahl dieser Studien ebenfalls als geeigneter Indikator ge-
nannt.
Forscher in den USA konnten auch bei Schwimmern im Süsswasser eine hohe Korrelation zwischen
E. coli- sowie Enterokokken-Dichten und Magen-Darm-Erkrankung nachweisen (Dufour 1984). In ei-
ner Studie am Saint-Lawrence River (Kanada) konnte Payment und Locas (2011) jedoch keine direkte
statistische Korrelation zwischen Indikatorkeime (thermotoleranten Koliformen) und Viren finden. Die
Forscher erkannten, dass in stärker verschmutzten Abwässern eine bessere Korrelation als in ver-
dünnten Abwässern festgestellt werden kann. Die Konzentration der Fäkalindikatoren korreliert an-
sonsten jedoch nur selten perfekt mit viralen Krankheitserregern.
3.1.3. Escherichia coli
Die Gattung Escherichia umfasst zur Zeit neben der Spezies E. coli noch die Arten E. hermanni, E.
vulneris, E. fergusoni. E. adecaboxylata und E. blattae. E. coli ist ein Bewohner des menschlichen und
tierischen Darmtraktes und fakultativ pathogen. Sein Anteil beträgt etwa 1% der Darmflora. Aus-
serhalb des Darmtraktes gilt E. coli als Indikatorbakterium für eine fäkale Verunreinigung von Wasser
und Lebensmitteln (Köhler 2001). E. coli korreliert relativ gut mit der Menge an Verschmutzungen, die
durch Badegäste eingebracht wurden, ist also vor allem ein Zeiger für die Übernutzung und in speziel-
len Fällen von übermässigen Fäkalieneinträgen durch Menschen oder andere Säugetiere. Nicht nur
der Mensch bringt direkt oder indirekt Fäkalkeime in Badegewässer ein. Nicht selten tragen auch
Wasservögel zur Gewässerverschmutzung bei. So beträgt z.B. die durchschnittliche tägliche Fäkali-
enmenge beim Menschen rund 150 g, wobei selten die gesamte Menge in das Wasser gelangt. In ei-
nem Gramm Stuhl sind rund 13 x 10^6 Escherichia coli (Fäkalcoliforme) bzw. 3 x 10^6 Enterokokken
(Fäkalstreptokokken) vorhanden. Eine Ente scheidet dagegen täglich rund 336 g Kot mit 33 x 10^6 E.
coli bzw. 54 x 10^6 Enterokokken pro Gramm aus. Die Fracht an derartigen Fäkalbakterien, die durch
eine einzige Ente ins Gewässer gelangen kann, entspricht also der von mehreren Menschen (Fritsche
1999).
3.1.4. Enterokokken
Beim Enterokokken-Nachweis wird Streptococcus fäcalis (ssp. Str. fäcalis fäcium) erfasst. Dieses
Bakterium kommt wie E. coli natürlicherweise im Darm von Mensch und Warmblütern vor. Die im Ver-
gleich zu E. coli erhöhte Resistenz von Streptococcus fäcalis gegenüber Umweltbedingungen (Mede-
ma et al. 1997) wie Wärme, Trockenheit, Kälte, und chemischen Desinfektionsmitteln deutet auf die
Eignung dieses Keimes als Indikator für eine ungenügende Hygiene in einem Badegewässer (Gan-
tenbein 2009).
3.1.5. Pseudomonas aeruginosa
Pseudomonas aeruginosa ist obligat aerob, beweglich und nicht sporenbildend, und gehört zu den
stäbchen-förmige Bakterien. Ps. aeruginosa ist im Gegensatz zu E. coli kein Fäkalindikator, sondern
in der Umwelt weit verbreitet (ubiquitär). Diese sind Ursache von Wundinfektionen, die Infolge der An-
tibiotika- und Desinfektionsmittelresistenz nur schlecht zu bekämpfen sind.
18P. aeruginosa ist eigentlich kein typischer Indikatorkeim, wie er von Duka (1973) als optimal definiert
wurde. Pseudomonaden sind vor allem im Zusammenhang mit Spitälern und sanitären Anlagen unter-
sucht worden. Als Krankheitserreger ist P. aeruginosa von spezieller Bedeutung (Bindehaut- und Oh-
renentzündungen).
P. aeruginosa werden vermutlich hauptsächlich von den Badegästen in das Wasser eingetragen. Da
Pseudomonaden robuste Biofilme bilden können, sind sie nur schwer wieder aus dem Schwimmteich
zu entfernen. Diese mikroaerophilen Mikroorganismen gedeihen am besten, wenn die Sauerstoffkon-
zentration im Medium deutlich geringer ist als bei Sättigung mit normaler Luft (~ 20 % Sauerstoff). Vor
allem ab einer Temperatur von ca. 30 °C. Pseudomonaden sind begeisselt und können aktiv auf Nah-
rungssuche gehen (Gantenbein 2009).
3.2. Vergleich von E. coli und Enterokokken
E. coli zählt heute zu den am intensivsten untersuchten Mikroorganismen in der mikrobiologischen
und molekularbiologischen Forschung (Neidhardt 1996). Hinsichtlich des Überlebenspotentials im
Wasser unterscheiden sich die Fäkalstreptokokken offensichtlich nicht massgebend von E. coli.
Abbildung 2: Eintragswege und Verbleib von Fäkalkeimen im Einzugsgebiet der Seefelder Aach
(aus Güde et al. 2000)
Die Konzentration des für die Versuche ausgewählten Enterococcus faecium–Stammes nimmt bei In-
kubation unter nahezu natürlichen Bedingungen (steriles Seewasser + unfiltriertes Seewasser) so
schnell ab, dass ähnlich wie für E. coli innerhalb von 10 Tagen eine Reduktion um nahezu vier Zeh-
nerpotenzen beobachtet werden kann (Medema et al. 1997, siehe auch Abbildung 2). Die meisten Un-
tersuchungen über Abbaumechanismen im Wasser werden hauptsächlich unter dem Augenmerk von
E. coli durchgeführt.
193.3. Elimination von Fäkalkeimen in natürlichen Gewässern
Experimentelle Befunde zeigen, dass die Fäkalkeime zwar auch unter natürlichen Bedingungen kurz-
fristig noch zur Zellteilung befähigt sein können, aber mittel- und langfristig eine rasche Abnahme der
Keimdichten zu beobachten ist. Insgesamt kann somit unter natürlichen Bedingungen mit raschen Ab-
sterberaten bei einer Halbwertszeit im Bereich von einem bis wenige Tage gerechnet werden (Mede-
ma et al. 1997, Davies et al. 1995, Hadijangelou et al. 1988).
Die Ursache des Absterbens sehen Güde et al. (2000) bei Ihren Untersuchungen vorrangig in Frass-
verlusten (v.a. durch Protozoen), da in Kontrollen mit Ausschluss von Fressorganismen die Zelldichten
unverändert hoch blieben (siehe Abbildung 3).
Abbildung 3: Eintragswege und Verbleib von Fäkalkeimen im Einzugsgebiet
der Seefelder Aach (aus Güde et al. 2000)
Obwohl auch die natürlichen Gewässerbakterien permanente Verluste durch Frassdruck erleiden,
können diese die Verluste im Gegensatz zu den schlechter an substratarme Gewässerbedingungen
angepassten Fäkalkeime durch beständiges Wachstum kompensieren (Güde et al. 2000).
3.4. Elimination von Fäkalkeimen in künstlichen Gewässern
Mascher et al. (2000) hat in einer Studie in Österreich 45 künstlich errichtete Badebiotope hinsichtlich
ihrer hygienischen Eignung für Badezwecke untersucht. Die fast ausschliesslich privat genutzten Ba-
debiotope wiesen eine Grösse von meist weniger als 200 m² und keine technischen Einrichtungen auf.
Der Vergleich der Untersuchungsergebnisse mit den bakteriologischen Richt- und Grenzwerten natio-
naler und internationaler Normen zeigte, dass in den Schwimmteichen die Wasserqualität aus hygie-
nischer Sicht den geltenden Anforderungen weitgehend entsprach (Mascher et al. 2000).
In weiteren Untersuchungen impften die Forscher Naturbäder mit Keimen an, um deren Konzentrati-
onsverlauf zu messen. Dabei zeigte sich, dass ins Beckenwasser eingebrachte Bakterien (E. coli und
20S. faecalis) innerhalb weniger Stunden stark reduziert wurden. Nach maximal 24 Stunden war die
Ausgangskonzentration vor der Kontamination wieder erreicht (Mascher et al. 2000).
Mit Hilfe von E. coli untersuchte Nyfeler (2006) an einem stark und einem schwach frequentierten Tag
die Hygienebedingungen im Schwimmteich Biberstein. Das für maximal 300 Badegäste ausgelegte
Bad Biberstein überschritt am Sonntag, den 18.06. (528 Badende) in allen untersuchten Bereichen die
Empfehlungen des BAG. Der Kinderbereich (180 Badende) überschritt den Toleranzwert um das
zehnfache. Am nächsten Morgen konnte jedoch bereits eine Normalisierung der Werte festgestellt
werden (siehe Abbildung 1).
3.5. Elimination von Fäkalkeimen in Pflanzenkläranlagen
Gersberg et al. (1989) untersuchten die Effizienz der Elimination von coliformen Bakterien in kiesba-
sierten Pflanzenkläranlagen. Die Feuchtgebiete wurden mit Schilf bepflanzt und wurden mit primären
kommunalen Abwässern gespeist. Die Eliminationsrate in den bewachsenen Feuchtgebieten lag bei
99,1 Prozent. In einer Studie in Kalifornien konnte eine mittlere Reinigungsleistung von fast 99 Pro-
zent festgestellt werden. Ein System zur Behandlung von Abwasser aus einem Schlachthof in
Pachuca, Mexiko, wurde von Rivera et al. (1997) durchgeführt. Das Kies-Struktur-Feuchtgebiet mit ho-
rizontalem Fluss war mit Phragmites australis und Typha latifolia bepflanzt. Die mittlere Eliminations-
rate für die Gesamt- und Fäkalcoliformen bei diesem System lag für einen Zeitraum von einem Jahr
bei mehr als 99 Prozent. Die Entfernung von Coliformen, Fäkalcoliformen und Enterobacteriaceae
wurden ebenfalls in fünf Pflanzenkläranlagen in der Tschechischen Republik (Ottoval et al. 1997) un-
tersucht. Die Reduktion der Gesamtcoliforme betrug etwa 99 Prozent, mit Ausnahme von einem der
Feuchtgebiete. Ottoval et al. (1997) stellten fest, dass die geringere Reduktion (85,9%) auf eine ande-
re Vegetation und auf andere Retentionszeiten zurückzuführen waren.
3.6. Elimination von Fäkalkeimen durch den Einfluss verschiedener
Pflanzen
Die Elimination von Indikatorbakterien, Coliphagen und Enteroviren in einer pflanzenlosen Feuchtge-
bietszelle war in den Untersuchungen von Quinonez-Diaz et al. (2001) grösser als in den bepflanzten
Zellen. Die Autoren vermuten, dass die Exposition gegenüber Sonnenlicht in unbepflanzten Zellen zur
höheren Elimination als in den bewachsenen Zellen führte. Bei Gersberg et al. (1987) war die Elimina-
tionsrate in bewachsenen Feuchtgebieten jedoch grösser als die in pflanzenlosen Feuchtgebieten.
Mohammad et al. (2008) haben bei Tests mit Modellanlagen ebenfalls einen signifikanten Einfluss
durch die An- oder Abwesenheit von Wasserpflanzen auf das Überleben von Darmbakterien und Viren
im Süsswasser festgestellt. Jedoch konnte kein signifikanter Unterschied beim Vergleich unterschied-
licher Pflanzenarten gefunden werden.
21Abbildung 4: Überleben von E. coli im Süsswasser ohne und in Anwesenheit von Makrophyten
(aus Mohammad et al. 2008).
Mohammad et al. (2008) erklären sich die Unterschiede durch den erhöhten mikrobiellen Wettbewerb
oder durch Prädation bei Anwesenheit von Wasserpflanzen.
Das Bakterienwachstum soll auch durch Algen erzeugte Inhibitoren (Chrost 1972 und 1975) ver-
hindert oder reduziert werden. Auch mindestens 150 Pflanzenarten sollen Viren-hemmende Sub-
stanzen enthalten (Meyer et al. 1995).
3.7. Elimination von E. coli durch Kiesfilter
Es wurden bereits einige Versuche zum Abbau von E. coli durch Schwimmteich-Filtersysteme durch-
geführt. Mahabadi und Rohlfing (2005) erklären die natürliche Reduktion von potentiellen Krankheits-
erregern dadurch, dass sie im Filter gebunden und anschliessend von höheren Organismen (Ein- und
Mehrzeller) aufgenommen und zerstört werden. Der Filter müsse so dimensioniert sein, dass das aus-
tretende Wasser im Keimgehalt um mindestens eine Logstufe erniedrigt ist. Allerdings kann ein Filter
mit Biofilm auch die Vermehrung von pathogenen Keimen (v. a. Pseudomonas sp.) bewirken.
In Filterversuchen zeigten Scholz und Frehse (2004), dass der Abbau von E. coli in Versuchsfil-
tern von der Belastung der Filter und der Konzentration der Keime im Zulauf abhängig ist. Bei ho-
hen Konzentrationen an Keimen im Zulauf war die zahlenmässige Abnahme grösser als bei ge-
ringen Konzentrationen. Bei steigender hydraulischer Belastung konnten sie eine Abnahme der
3 2
Eliminationsrate feststellen. Bei 18 m /m /d definieren Sie einen „Durchbruchpunkt“. Ab dieser
Belastung sinkt die Abbaurate unter 50 %. Weiters schliessen Scholz und Frehse aus ihren Ver-
suchen, dass die Eliminationsleistung von der Schichtdicke abhängig ist. Je dicker die Schichtung
des Filters, umso besser die Elimination (siehe Abbildung 5).
22Abbildung 5: Prozentuale Eliminationsraten der Bodensäule 1 mit 58 cm und der Bodensäule 2
mit 98 cm Schichtdicke bei Versuch 2 (aus Scholz und Frehse 2004).
Toschini (2007) hat die Leistung von Kiesfiltern bezüglich Eliminationsvermögen des Indi-
katorkeimes Escherichia coli untersucht, indem er die Filter mit definierten Bakterienmischungen
beschickt und die Betriebsbedingungen bezüglich hydraulischer Belastung, Temperatur und pH-
Wert verändert hat (siehe Abbildung 6). Keiner der Filter zeigte bei den verschiedenen Parame-
tereinstellungen eine deutlich bessere Abbauleistung als die anderen. Bei Temperaturen um 28
°C leisten Filter, welche langsamer hydraulisch belastet werden, einen besseren Keimabbau. Die
in dieser Arbeit vorliegenden Resultate zeigten Abbauleistungen von über 80% bei langsamer
hydraulischer Belastung. Die ungefilterten Wasserproben wiesen hingegen nach 24 Stunden
ebenfalls eine Keimreduktion um 80% auf. Es ist daher möglich, dass der Abbau der Keime nicht
durch die Filter selbst, sondern natürlicherweise im freien Wasser erfolgte.
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