B2006 - PTKA

Exportorientierte F&E auf dem Gebiet der 

Wasserver- und -entsorgung 

Teil I: Trinkwasser 

Band 2 

Leitfaden 

Institut für 

Wasserforschung 

GmbH Dortmund

Das diesem Bericht zugrunde liegende Vorhaben wurde mit Mitteln des 

Bundesministeriums für Bildung und Forschung unter den Förderkennzeichen 

02WT0280, 02WT0281, 02WT0274, 02WT0323, 02WT0279, 02WT0282, 

02WT0278, 02WT0277, 02WT0273, 02WT0275 und 02WT0276 gefördert. Die 

Verantwortung für den Inhalt dieser Veröffentlichung liegt bei den Autoren.

Leitfaden # 

Gesamtkoordination: Prof. Dr. Wolfgang Kühn 1 , Dr. Uwe Müller 1 

Kernprojektkoordination: Prof. Dr. Rolf Gimbel 7 (Langsamfiltration), Prof. Dr. Martin 

Jekel 8 (Technische Verfahren), Prof. Dr. Knut Wichmann 11 (Verteilung), Dipl.-Ing. 

Ninette Zullei-Seibert 6 (Uferfiltration) 

Kernprojektbearbeitung: Dr. Gudrun Abbt-Braun 10 , Dipl.-Ing. Volker Bartsch 11 , Dipl.- 

Chem. Dirk Bloem 8 , Dipl.-Chem. Katrin Bornmann 2 , Dr. Tusnelda E. Doll 10 , Dipl.-Ing. 

Oliver Dördelmann 7 , Dipl.-Ing. (FH) Jan Fickel 4 , Prof. Dr. Hans-Curt Flemming 7 , Prof. 

Dr. Fritz H. Frimmel 10 , Dipl.-Biol. Markus Geis 5 , Dr. Ernst Gilbert 5 , Dipl.-Ing. 

Alexander Grieb 1 , Hans-Jürgen Groß 1 , Dipl.-Biol. Doreen Große 2 , Dr. Beate 

Hambsch 2 , Marita Heinle 5 , Dipl.-Biol. Lars Henning 11 , Prof. Dr. Wolfgang Höll 4 , Dipl.- 

Geogr. Ulrike Hütter 6 , Dr. Josef Klinger 1 , Dr. Thomas Knepper 3 , Dr. Andreas Korth 2 , 

Dr. Frank Thomas Lange 1 , Dipl.-Geogr. Stephan Lenk 6 , Dipl.-Ing. André Lerch 7 , Dr. 

Pia Lipp 1 , Dipl.-Ing. Andreas Loi-Brügger 7 , Dr. Hans-Joachim Mälzer 7 , Dipl.-Ing. 

Mirko Mania 8 , Dipl.-Ing. Anke Maes 3 , Dipl.-Ing. Maike Marschke 11 , Dr. Till Merkel 1 , 

Dipl.-Ing. Matthias Rödelsperger 1 , Dipl.-Ing. Elitsa Ruseva 2 , PD Dr. Ursula Obst 5 , 

Prof. Dr. C.S.P. Ojha 1 , Dr. Heike Petry-Hansen 7 , Dipl.-Geogr. Frank Remmler 6 , Dr. 

Frank Sacher 1 , Dr. Viktor Schmalz 9 , Dr. Carsten Schmidt 1 , Dr. Wido Schmidt 2 , Dr. 

Dagmar Schoenheinz 9 , Dr. Bernd Schreiber 9 , Dipl.-Geogr. Ulrich Schulte-Ebbert 6 , Dr. 

Thomas Schwartz 4 , Dipl.-Geol. Christian Skark 6 , Dr. Helen Steele 7 , Dr. Dipl.-Ing. 

Dieter Stetter 7 , Dipl.-Ing. Miguel Temprano 7 , Dr. Jens Tränckner 2 , Prof. Dr. Rolf- 

Dieter Wilken 3 , Dr. Burkhard Wricke 2 , Prof. Dr. Eckhard Worch 9 , Dr. Torsten Zorn 9 

# Abschlussbericht zu den Vorhaben 

1 02WT0280 DVGW-Technologiezentrum Wasser, Karlsruhe 

2 02WT0276 DVGW-Technologiezentrum Wasser, Außenstelle Dresden 

3 02WT0281 ESWE-Institut für Wasserforschung und Wassertechnologie GmbH, Wiesbaden 

4 02WT0274 

Forschungszentrum Karlsruhe GmbH, Institut für Technische Chemie, Bereich WGT 

Forschungszentrum Karlsruhe GmbH, Institut für Technische Chemie, Bereich WGT 

5 02WT0323 

6 02WT0279 Institut für Wasserforschung GmbH, Schwerte 

7 02WT0282 Rheinisch-Westfälisches Institut für Wasserforschung, Mülheim an der Ruhr 

8 02WT0278 TU Berlin, Fachgebiet Wasserreinhaltung 

9 02WT0277 TU Dresden, Institut für Wasserchemie 

10 02WT0273 Universität Karlsruhe (TH), DVGW Forschungsstelle am Engler-Bunte-Institut 

11 02WT0275 TU Hamburg-Harburg, DVGW Forschungsstelle TU HH 

Karlsruhe, Januar 2006

Impressum 

Exportorientierte F&E auf dem Gebiet der Wasserver- und –entsorgung. 

Teil I: Trinkwasser, Band 2 

Leitfaden 

ISBN: 3-00-015478-7 

Herausgeber DVGW-Technologiezentrum Wasser (TZW) 

und Redaktion: Karlsruher Straße 84 

D-76139 Karlsruhe 

Telefon: (07 21) 96 78-0 

Telefax: (07 21) 96 78-1 01 

e-mail: info@tzw.de 

Druck: 

Ernst Grässer 

Humboldtstraße 1 

D-76131 Karlsruhe 

Titelbild: 

Rohwasserentnahme im Wasserwerk Wuhan, China

Inhaltsverzeichnis 

0 Zusammenfassung .................................................................................1 

1 Hintergrund und Zielsetzung.................................................................3 

1.1 Aktionskonzept der Wasserwirtschaft..................................................3 

1.2 Leitfaden für Unternehmen und international orientierte 

Versorger.................................................................................................3 

2 Trinkwassergewinnung und –verteilung in Deutschland....................5 

2.1 Fördermengen und Rohwasserherkunft...............................................5 

2.2 Struktur und Tarif ...................................................................................6 

2.3 Rechtsvorschriften und technische Regeln.........................................6 

2.4 Gesamtheitliche Betrachtungsweise ....................................................6 

2.5 Maßnahmen zum Schutz des Rohwassers...........................................7 

2.5.1 Grundwasser ............................................................................................7 

2.5.2 Talsperren ................................................................................................8 

2.5.3 Kooperationen mit der Landwirtschaft ......................................................8 

2.6 Bau, Betrieb und Regenerierung von Brunnen....................................9 

2.7 Uferfiltration ............................................................................................9 

2.8 Langsamfiltration..................................................................................11 

2.9 Flockung, Fällung, Sedimentation ......................................................12 

2.9.1 Entfernung von Partikeln und Huminstoffen ...........................................12 

2.9.2 Entfernung von Metallionen und von Salzen ..........................................13 

2.10 Schnellfiltration.....................................................................................14 

2.11 Membranfiltration .................................................................................15 

2.12 Unterirdische Enteisenung und Entmanganung von 

Grundwasser.........................................................................................17 

2.13 Entsäuerung..........................................................................................18 

2.14 Enthärtung mittels Langsam- und Schnellentkarbonisierung..........18 

2.15 Ionenaustausch ....................................................................................20 

2.16 Gasaustausch .......................................................................................21 

2.17 Oxidation ...............................................................................................22

2.18 Adsorption ............................................................................................22 

2.19 Desinfektion ..........................................................................................23 

2.20 Wasserwerksrückstände......................................................................25 

2.20.1 Prinzipien................................................................................................25 

2.20.2 Behandlung.............................................................................................25 

2.20.3 Verwertung .............................................................................................25 

2.20.4 Beseitigung.............................................................................................26 

2.20.5 Ergebnisse von Datenerhebungen in Deutschland.................................26 

2.21 Wasserverteilung..................................................................................28 

2.22 Zusammenfassung ...............................................................................29 

3 Trinkwassergewinnung und -verteilung im Ausland.........................31 

3.1 Länderkategorien..................................................................................31 

3.2 Sozioökonomische Hintergründe zum Trinkwasser..........................31 

3.3 Verordnungen und Regelwerke...........................................................33 

3.3.1 WHO-Trinkwasserleitlinie .......................................................................33 

3.3.2 Beispiele von landesspezifischen Regelungen .......................................33 

3.4 Ergebnisse von Untersuchungen vor Ort...........................................34 

3.4.1 Datenbasis..............................................................................................34 

3.4.2 Rohwasserherkunft.................................................................................34 

3.4.3 Einzugsgebietsmanagement und Gewässerschutz ................................35 

3.4.4 Wasserbeschaffenheit ............................................................................35 

3.4.5 Aufbereitung ...........................................................................................39 

3.4.6 Verteilung ...............................................................................................40 

3.4.7 Tarife ......................................................................................................42 

3.4.8 Folgerungen............................................................................................43 

3.5 Erfassung und Bewertung der Wasserbeschaffenheit unter 

regionalen Bedingungen......................................................................45 

3.5.1 Allgemeine Hinweise ..............................................................................45 

3.5.2 Mikrobiologische Parameter ...................................................................47 

3.5.3 Charakterisierung der natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffe ......47 

3.5.4 Arsen, Fluorid und Uran..........................................................................48 

4 Natürliche Einflussfaktoren .................................................................49

5 Anpassung und Optimierung der Aufbereitungstechnologien 

an regionale Bedingungen...................................................................51 

5.1 Uferfiltration ..........................................................................................51 

5.1.1 Prinzip.....................................................................................................51 

5.1.2 Randbedingungen der Uferfiltration ........................................................53 

5.1.3 Reinigungsleistung der Uferfiltration .......................................................57 

5.2 Langsamfiltration..................................................................................76 

5.2.1 Filtration und Infiltration ..........................................................................76 

5.2.2 Einsatzbereiche ......................................................................................77 

5.2.3 Aufbereitungsleistung .............................................................................79 

5.2.4 Bau und Betrieb......................................................................................84 

5.2.5 Standortangepasste Betriebsweise ........................................................92 

5.2.6 Modifizierte Technologien.......................................................................95 

5.2.7 Zusammenfassung mit Entscheidungskriterien ....................................100 

5.3 Flockung, Fällung und Sedimentation..............................................101 

5.3.1 Einsatzbereiche ....................................................................................101 

5.3.2 Bau und Betrieb....................................................................................101 

5.3.3 Besondere Hinweise bei der Anpassung im Ausland ...........................103 

5.3.4 Überwachung........................................................................................105 

5.4 Schnellfiltration...................................................................................105 




5.4.4 Überwachung........................................................................................108 

5.5 Mikro- und Ultrafiltration....................................................................108 




5.5.4 Überwachung........................................................................................113

5.6 Ionenaustausch zur Schwermetallentfernung .................................114 




5.6.4 Überwachung........................................................................................120 

5.7 Oxidation .............................................................................................120 

5.7.1 Luft und Sauerstoff zur biologischen Ammoniumoxidation ...................120 

5.7.2 Ozon .....................................................................................................122 

5.7.3 Advanced Oxidation..............................................................................124 

5.7.4 Kombinierte Verfahren..........................................................................126 

5.8. Adsorption ..........................................................................................127 

5.8.1 Aktivkohle .............................................................................................127 

5.8.2 Alternative Adsorbentien.......................................................................131 

5.9 Desinfektion ........................................................................................131 

5.10 Zusammenfassende Bewertung........................................................134 

5.10.1 Entwicklungsstandard...........................................................................134 

5.10.2 Spezielle natürliche bzw. technische Randbedingungen ......................135 

5.10.3 Technische Bewertung der modifizierten Verfahren ............................136 

5.10.4 Technische Anwendbarkeit der Verfahren im Ausland .........................138 

6 Anpassung und Optimierung der Betriebsbedingungen und 

Technologien zur Trinkwasserverteilung für extreme 

Randbedingungen ..............................................................................141 

6.1 Rohrnetzmanagement ........................................................................141 

6.1.1 Verteilung von Trinkwasser mit 

Desinfektionsmittelrestkonzentration ....................................................141 

6.1.2 Verteilung von desinfizierten Trinkwasser ohne 

Desinfektionsmittelrestkonzentration ....................................................142 

6.1.3 Verteilung von Trinkwasser ohne Desinfektion.....................................144 

6.1.4 Folgerungen..........................................................................................144 

6.2 Hygienisch relevante Mikroorganismen ...........................................145 

6.2.1 Vorkommen und Bewertung bei der Verteilung ....................................145 

6.2.2 Überleben in Biofilmen von Rohrnetzen und Hausspeichern................148

6.2.3 Auswirkungen der AOC-Erhöhung durch eine Chlorung auf die 

hygienisch relevanten Arten Pseudomonas aeruginosa und 

Aeromonas spp.....................................................................................150 

6.3 Hausspeicherbetrieb ..........................................................................152 

6.3.1 Allgemein..............................................................................................152 

6.3.2 Bauweise und Materialien.....................................................................152 

6.3.3 Verweilzeit ............................................................................................153 

6.3.4 Temperatur, Desinfektionsmittelrestkonzentration und Zehrung 

sowie Nährstoffgehalt des Wassers......................................................154 

6.3.5 Mikroorganismen-Population im Wasser und im Biofilm des 

Speichers..............................................................................................155 

6.4 Einfluss von Art und Konzentration des Desinfektionsmittels 

auf Nebenproduktbildung und Aufkeimung....................................156 

6.4.1 Grundsätzliche Zusammenhänge .........................................................156 

6.4.2 Rohrnetz ...............................................................................................158 

6.4.3 Hauswasserspeicher ............................................................................162 

6.5 Materialien in der Wasserverteilung, Wasserverwendung und 

Korrosion ............................................................................................167 

6.5.1 Wasserverteilung ..................................................................................167 

6.5.2 Wasserverwendung ..............................................................................168 

6.5.3 Korrosion ..............................................................................................169 

6.6 Rohrnetzunterhaltung ........................................................................174 

6.6.1 Wasserverlustmessungen und Leckortung...........................................174 

6.6.2 Versorgungsdruck.................................................................................176 

6.6.3 Neue Technologien zur Neuverlegung und Rehabilitation von 

Trinkwasserleitungen............................................................................178 

6.7 Zusammenfassende Bewertung........................................................181 

7 Ökonomische Aspekte und Auswirkungen......................................184 

7.1 Kostensituation der angepassten Verfahren im Ausland ...............184 

7.2 Institutionellen Rahmenbedingungen und 

Personalqualifikation .........................................................................185 

7.2.1 Institutionelle Rahmenbedingungen......................................................185 

7.2.2 Personalqualifikation.............................................................................187 

7.3 Einzelwirtschaftliche Auswirkungen.................................................187

7.3.1 Investitionsanalysen .............................................................................187 

7.4 Kosten-Nutzen-Überlegungen ...........................................................191 

7.5 Bewertung der Wirtschaftlichkeit der angepassten Verfahren 

im regionalen Kontext ........................................................................192 

7.5.1 Wassermanagement.............................................................................192 

7.5.2 Kostenrelevante Positionen ..................................................................193 

7.5.3 Kostenrelationen zwischen Ländern .....................................................198 

7.5.4 Nebenkosten.........................................................................................199 

7.5.5 Anwendung der Kostenstruktur auf ein EL ...........................................200 

7.5.6 Folgerungen..........................................................................................201 

7.6 Finanzierung .......................................................................................202 

8 Folgerungen zum Einsatz angepasster Technologien im 

Ausland ...............................................................................................206 

8.1 Wasseraufbereitung und –verteilung – Übertragbarkeit 

deutscher Verhältnisse ......................................................................206 

8.2 Marktstrategien der deutschen Wasserwirtschaft...........................208 

8.2.1 Allgemeine Erfordernisse......................................................................208 

8.2.2 Marktanalysen ......................................................................................208 

8.2.3 Markteintrittsmaßnahmen .....................................................................209 

8.2.4 Unterstützung durch staatliche Stellen .................................................210 

8.2.5 Beschaffung und Verbreitung von Information......................................210 

8.2.6 Kontakte und Präsenz vor Ort ..............................................................212 

8.2.7 Ausbildungsstand des Personals..........................................................212 

8.3 Schutz des geistigen Eigentums.......................................................213 

8.4 Kooperation mit der Forschung ........................................................213 

Literaturverzeichnis ............................................................................................214 

Glossar ..............................................................................................................243 

Anhang ..............................................................................................................246

Inhaltsverzeichnis der CD 

Abschlussberichte zum Themenbereich Langsamfiltration 

Hütter, U.; Remmler, F., Mueller-Töwe, D.: 

Grenzen der Langsamsandfiltration, Möglichkeiten der technischen 

Modifikation und Anpassung an lokale Gegebenheiten 

Mälzer, H.-J.: 

Optimierung und Erweiterung des Einsatzes von Langsamsandfiltern 

durch spezielle Auflageschichten und Betriebsweisen 

Flemming, H.-C.; Petry-Hansen, H.: 

Charakterisierung der mikrobiellen Besiedlung in Langsamfiltern im 

Hinblick auf eine Optimierung des Betriebsverhaltens 

Rödelsperger, M.: 

Entwicklung eines Moduls zur praxisnahen mathematischen Simulation 

der Langsamsandfiltration unter Berücksichtigung unterschiedlicher 

Umgebungsbedingungen 

Abschlussberichte zum Themenbereich Uferfiltration 

Lenk, S.; Remmler, F.; Skark, Ch.; Schulte-Ebbert, U., Zullei-Seibert, 

N.: 

Technische Konzepte und abgestimmte Betriebsweisen zur optimalen 

Anpassung der Uferfiltration an lokale Randbedingungen 

Geis, M.; Obst, U.: 

Typisierung der Uferfiltration anhand mikrobieller Einflussgrößen 

sowie optimierte Kontrolle pathogener Bakterien und Parasiten 

Teilprojekt 

A1 

A2 

A3 

A4 

Teilprojekt 

B1 

B2 

Bloem, D.; Jekel, M.: 

Rolle des Redoxmilieus für die Aufbereitungswirkung der Uferfiltration 

B3 

Schoenheinz, D.; Worch, E.: 

DOC-Entfernung bei der Uferfiltration unter Berücksichtigung 

extremer Temperaturbedingungen und Belastungsschwankungen 

Marschke, M.; Schlinke, C.; Wichmann, K.: 

Einfluss von Randbedingungen auf die nutzbare Reinigungsleistung 

einer optimierten Uferfiltration 

Schmidt, C. K.; Lange, F. Th.: 

Ermittlung der potentiellen Reinigungsleistung der Uferfiltration / Untergrundpassage 

hinsichtlich der Eliminierung organischer Schadstoffe 

unter standortspezifischen Randbedingungen 

B4 

B5 

B6

Abschlussberichte zum Themenbereich Technische Verfahren 

Lerch, A.; Loi-Brügger, A., Gimbel, R.: 

Ultra- und Mikrofiltration zur direkten und vorbehandlungsminimierten 

Aufbereitung von stark belasteten Rohwässern 

Lipp, P.; Bornmann, K.; Schmidt, W.: 

Untersuchungen zur Beherrschung von Algenmassenentwicklungen 

mittels Mikro- und Ultrafiltration 

Teilprojekt 

C1 

C2 

Tränckner, J.; Wricke, B.; Grosse, D.: 

Ammoniumeliminierung bei niedrigen Temperaturen 

Stetter, D.; Dördelmann, O; Temprano, M.: 

Einsatz von chelatbildenden Kationenaustauscherharzen bei der Aufbereitung 

von mit toxischen Schwermetallen belasteten Rohwässern 

zu Trinkwasser (Teil A) 

Höll, W.H.: 

Einsatz von chelatbildenden Kationenaustauscherharzen bei der Aufbereitung 

von mit toxischen Schwermetallen belasteten Rohwässern 

zu Trinkwasser (Teil B) 

Doll, T.E.; Abbt-Braun, G.; Frimmel, F.H.: 

Oxidative Aufbereitung von Rohwässern mit hoher DOM-Belastung 

Schreiber, B; Schmalz, V.; Worch, E.: 

Entfernung des DOC und ausgewählter anthropogener Spurenstoffe 

aus Oberflächenwässern durch Aktivkohleadsorption unter besonderer 

Berücksichtigung extremer Temperaturbedingungen und Belastungsschwankungen 

sowie des Belastungsniveaus 

Mania, M.; Jekel, M.: 

Neue Oxidations- und Sorptionsverfahren zur Entfernung von Partikeln 

und gelösten Störstoffen 

Gilbert, E.; Heinle, M.: 

Elimination von xenobiotischen Stoffen in Gegenwart von natürlichen 

Wasserinhaltsstoffen 

C3 

C4A 

C4B 

C5 

C6 

C7A 

C7B

Abschlussberichte zum Themenbereich Verteilung 

Grosse, D.; Korth, A.; Hambsch, B.; Wricke, B.: 

Optimierung des Netzbetriebes bei erhöhten Restdesinfektionsmittelkonzentrationen 

Henning, L.; Bartsch, V.; Wichmann, K.: 

Sicherung der Trinkwasserqualität durch Optimierung des Betriebsregime 

von Behältern zur Bevorratung von Trinkwasser (Hausspeicher) 

und der hydraulischen Betriebsbedingungen in der Verteilung 

Fickel, J.; Schwartz, Th.: 

Sicherung der Trinkwasserqualität in der Verteilung und Hausinstallationen 

sowie Rohrnetzmanagement 

Klinger, J.; Gross, H.-J.: 

Untersuchungen zur Korrosion metallischer Werkstoffe in kontinuierlich 

und diskontinuierlich betriebenen Systemen zur Trinkwasserverteilung 

Abschlussbericht zum Themenbereich Analytik 

Teilprojekt 

D1 

D2 

D3 

D4 

Teilprojekt 

Maes, A.; Knepper, Th. P.; Sacher, F.: 

Wasseranalytisches Screening 

RP1B 

Abschlussbericht der Projektkoordination 

Teilprojekt 

Müller, U.; Grieb, A.; Kühn, W.: 

Projektmanagement und Erstellung des Leitfadens 

RP2 

Materialien 

Literaturdatenbank Uferfiltration 

Datenbank zum Verhalten organ. Spurenstoffe bei der Uferfiltration 

Literaturdatenbank Langsamfiltration 

PC-Programm zur Simulation der Langsamfiltration 

BGW-Bewertung UNESCO-Studie (deutsch, englisch, französisch)

Grußwort

Vorwort 

Mit dem vorliegenden Leitfaden erscheint ein weiterer Band über Ergebnisse des 

seitens des Bundesministeriums für Bildung und Forschung (BMBF) geförderten Projektverbundes 

„Exportorientierte Forschung und Entwicklung auf dem Gebiet der 

Wasserver- und –entsorgung. Teil I: Trinkwasser“. 

An dem Projektverbund waren 10 Institute und Universitäten beteiligt. Das Ziel der 

Untersuchungen bestand darin, Erfahrungen der Wasserforschung in Deutschland 

zusammenzutragen und diese für andere Randbedingungen weiterzuentwickeln und 

damit exportfähig zu machen. Dazu wurden Eckwerte für Dimensionierung und Betrieb 

von Wasserbehandlungs- und verteilungsanlagen unter Berücksichtigung extremer 

Rohwasserbeschaffenheiten und anderer klimatischer und sozialer Bedingungen 

ermittelt. 

Die Ergebnisse des Projektverbundes werden in dem vorliegenden Leitfaden zusammenfassend 

dargestellt, wobei auf detaillierte wissenschaftliche Betrachtungen 

bewusst verzichtet wird. Für vertiefende Betrachtungen der im Leitfaden beschriebenen 

Sachverhalte kann auf die Abschlussberichte der Teilprojekte des Projektverbundes 

auf der beigefügten CD zurück gegriffen werden. 

Mit dem Leitfaden steht Ingenieurbüros, Firmen und international orientierten Wasserversorgungsunternehmen 

nun ein Hilfsmittel zur Verfügung, das sie bei ihren Aktivitäten 

auf ausländischen Märkten unterstützen soll. Es werden prinzipielle Unterschiede 

im Vergleich zur Situation in Deutschland dargestellt und Lösungswege aufgezeigt. 

Der Leitfaden enthält nicht nur Hinweise über wissenschaftlich-technische 

Zusammenhänge sondern gibt auch Anregungen zur Planung und Finanzierung von 

Auslandsprojekten. 

Der Leitfaden soll gleichzeitig eine Anregung sein, die Kooperation von Industrie und 

Wissenschaft gerade bei Projekten im Ausland fortzuführen. Erschwerte und veränderte 

Bedingungen erfordern die Zusammenarbeit aller im Fach Tätigen. 

Karlsruhe, im Januar 2006 

Prof. Dr. W. Kühn

Exportorientierte F&E - Leitfaden 1 

0 Zusammenfassung 

Der vorliegende Leitfaden gibt einen Überblick über die Erfahrungen in Deutschland 

bei der Trinkwassergewinnung sowie -verteilung und stellt darauf aufbauend Forschungsergebnisse 

zur Anpassung an Bedingungen im Ausland zusammen. Dies 

soll die Exportfähigkeit der deutschen Wasserindustrie bei den im Ausland anzutreffenden 

speziellen Randbedingungen, d.h. technische Anforderungen (Klimaeinflüsse, 

Rohwasserbeschaffenheit, Schadstoffe, Randparameter, usw.), gesetzliche Regelungen 

(Trinkwasserrichtlinien, Gewässerschutz, usw.), wirtschaftliche Rahmenbedingungen 

(sozio-ökonomische und betriebswirtschaftliche Machbarkeit, Finanzierung, 

usw.) sowie Marketingfragen, unterstützen. 

Kapitel 1 umreißt den Hintergrund und die Zielsetzung des Leitfadens als Hilfsmittel, 

um die deutsche Wassertechnologie zielgerichteter in das Ausland exportieren zu 

können. 

Den aktuellen Stand der Wasserversorgung, typische Einsatzbereiche und technische 

Konzepte der Technologien für Wasseraufbereitung und -verteilung in Deutschland 

fasst Kapitel 2 zusammen. Dargestellt werden naturnahe und technische Verfahren 

sowie Rohrnetzmanagement und Sicherung der Trinkwasserqualität bei der 

Verteilung. 

In Kapitel 3 werden die Problemstellungen und konkreten Anforderungen in ausgewählten 

Ländern mit unterschiedlichen Entwicklungsstandards basierend auf Untersuchungen 

vor Ort und Erfahrungen der internationalen Zusammenarbeit beschrieben. 

Für entsprechende Untersuchungen wurden Industrie-, Schwellen- und Entwicklungsländer 

ausgewählt. Die beispielhaft behandelten Länder sind: Brasilien, China, 

Indonesien, Iran, Südafrika, Thailand, USA und Vietnam. Unterschiede zu deutschen 

Verhältnissen bestehen insbesondere in den oft schwankenden Rohwasserqualitäten, 

der Ausstattung der lokalen Wasserwerke, der Infrastruktur, dem rechtlichen 

Rahmen, der Tarifstruktur sowie der sozio-ökonomischen Situation. Prinzipiell besteht 

Bedarf für innovative Lösungen hin zu einfach zu betreibenden und kostengünstigen 

Technologien. 

Die speziellen natürlichen und technischen Randbedingungen im Ausland werden in 

Kapitel 4 vorgestellt. Insbesondere extreme Temperaturen, stark schwankende und 

hohe Trübstoffgehalte sowie teilweise hohe mikrobiologische Belastungen kennzeichnen 

die Situation im Ausland. Die Temperatur wirkt sich beispielsweise auf die 

Viskosität von Wasser sowie die Reaktions- und Desinfektionsgeschwindigkeit bei 

Aufbereitung und Verteilung aus. 

In Kapitel 5 werden Forschungsergebnisse im Hinblick auf die Wasseraufbereitung 

dargestellt, unter besonderer Berücksichtigung der Anpassung der Verfahren an die 

speziellen Randbedingungen im Ausland. Behandelt werden insbesondere die Themenbereiche 

Langsamsandfiltration, Uferfiltration sowie Technische Verfahren 

(Filtrations-, Oxidations- und Adsorptionsverfahren sowie Ionenaustausch). Dabei 

werden zum einen die technische Konzeption mit der entsprechenden Reinigungsleistung 

betrachtet, zum anderen die Betriebsweisen abgestimmt, um eine verbesser-

Zusammenfassung 2 

te Anpassung an Bedingungen im Ausland zu erreichen. Wenig genutzt werden im 

Ausland bisher naturnahe Aufbereitungsverfahren wie Uferfiltration. Andererseits 

können auch hochtechnisierte Verfahren wie die Membranfiltration für bestimmte 

Anwendungsfälle, wie beispielsweise bei der Hauswasseraufbereitung interessant 

werden. 

Hinsichtlich der Wasserverteilung werden in Kapitel 6 die Möglichkeiten dargestellt, 

den schwierigeren lokalen Bedingungen durch ein entsprechendes Rohrnetzmanagement 

(Desinfektion, Hausspeicherbetrieb, Minimierung der Wasserverluste) sowie 

durch die Wahl geeigneter Rohrmaterialien und einer Verbesserung des Korrosionsschutzes 

gerecht zu werden. Insbesondere hohe Gehalte an biologisch gut verwertbaren 

Stoffen, zu geringe Betriebsdrücke und ein diskontinuierlicher Betrieb haben 

negative Auswirkungen auf die Trinkwasserqualität. Bei der Materialwahl für das 

Rohrnetz kann es sinnvoll sein, das Korrosionspotenzial vor Ort mit einem mobilen 

Versuchsstand zu untersuchen. 

Neben den technischen Anpassungen spielen für die Exportfähigkeit der deutschen 

Technologien insbesondere Wirtschaftlichkeitsüberlegungen, wie sie in Kapitel 7 

beschrieben werden, eine entscheidende Rolle. Diese beinhalten neben möglichst 

vorteilhaften Investitions- und Betriebkosten auch Kosten-Nutzen-Überlegungen sowie 

die Frage nach der Sozialverträglichkeit der sich aus einem Projekt ergebenden 

laufenden Folgekosten für Betrieb und Ersatzinvestitionen, die vom Verbraucher – in 

einem oft schwierigen sozioökonomischen Umfeld - getragen werden sollten. Ohne 

überzeugende Antworten auf diese nichttechnischen Fragestellungen wird auch die 

beste High-Tech- oder angepasste Lösung für ein Wasserversorgungssystem international 

nicht erfolgreich vermarktet werden können. Weiterhin werden Fragen der 

Finanzierung von internationalen Projekten durch Entwicklungsbanken und Finanzierungsinstitute 

diskutiert. 

Kapitel 8 fasst die Möglichkeiten der angepassten Technologien zusammen und 

stellt weitere Voraussetzungen für ein erfolgreiches Engagement im Auslandsmarkt 

dar, u. a. Marktstrategien, Marketing sowie Informationsbeschaffung. Nur mit einer 

realistischen Marktstrategie sind Auslandsaktivitäten Erfolg versprechend, da auch 

hier verstärkter Wettbewerb im internationalen Kontext anzutreffen ist. 

Abschließend werden im Anhang neben dem Literaturverzeichnis zusätzlich nützliche 

Ansprechpartner und Internet-Verknüpfungen genannt, über die weiterführende 

Informationen abrufbar sind.


1 Hintergrund und Zielsetzung 

1.1 Aktionskonzept der Wasserwirtschaft 

Im Rahmen der vom Bundesministerium für Bildung und Forschung initiierten Wasserwirtschaftsgespräche 

2000 wurde von zahlreichen Experten der deutschen Wasserbranche 

eine Situationsanalyse im Hinblick auf die Exportfähigkeit der deutschen 

Wasserindustrie angefertigt. Diese sowie darauf basierende Handlungsempfehlungen 

flossen in ein Aktionskonzept für eine nachhaltige und wettbewerbsfähige deutsche 

Wasserwirtschaft ein (BMBF und FZK, 2000). Eine der Empfehlungen zielt darauf 

ab, die Forschung und Entwicklung für exportorientierte Wassertechnologien gezielt 

zu verstärken und zu fördern. Daher wurden im Rahmen eines Verbundforschungsprojektes 

unter Förderung des Bundesministeriums für Bildung und Forschung, 

Erfahrungen der Wasserforschung in Deutschland für ausgewählte Aufbereitungsverfahren 

sowie für die Trinkwasserverteilung zusammengetragen und diese für 

andere Randbedingungen, wie beispielsweise extreme klimatische Verhältnisse oder 

Rohwasserbelastungen weiterentwickelt. Die Ergebnisse des Forschungsprojektes 

wurden in dem vorliegenden Leitfaden zusammengestellt. Ausführliche Informationen 

zu den einzelnen Teilprojekten befinden sich auf der beigefügten CD in Form von 

Projektabschlussberichten. 

1.2 Leitfaden für Unternehmen und international orientierte Versorger 

Der vorliegende Leitfaden soll im Ausland tätige Unternehmen sowie international 

orientierte Versorgungsunternehmen unterstützen, die Besonderheiten der Trinkwassergewinnung 

und –verteilung unter verschiedenen regionalen, d.h. außereuropäischen 

Bedingungen zu erkennen und in Kombination mit den in Deutschland gewonnenen 

Erfahrungen, neue und nachhaltige Konzepte in die Praxis umzusetzen. Die 

Konzepte sind dann nachhaltig, wenn die jeweiligen ausländischen Versorgungsunternehmen 

in der Lage und bereit sind, nach Beendigung der externen finanziellen, 

organisatorischen sowie technischen Unterstützung den Betrieb eigenständig mit 

positiven Ergebnissen über eine angemessene Nutzungsdauer weiterzuführen. 

Einführend stellt der Leitfaden ausgewählte, in Deutschland vorliegende Erfahrungen 

im Wasserfach beispielhaft dar. Im Weiteren befasst sich der Leitfaden in komprimierter 

und verallgemeinernder Form mit naturwissenschaftlichen und technischen 

Zusammenhängen, die bei der Übertragung der in Deutschland vorliegenden Erfahrungen 

auf andere regionale Bedingungen zu berücksichtigen sind. In seinem Hauptteil 

beschreibt der Leitfaden ausgewählte Verfahren bei Aufbereitung und Verteilung 

insbesondere in Hinblick auf die Besonderheiten unter speziellen regionalen Bedingungen. 

Abschließend sind für Auslandsaktivitäten wichtige ökonomische Aspekte 

ebenso Bestandteil des Leitfadens. 

Der Leitfaden kann als eine Art „Merkzettel“ für die Übertragung von in Deutschland 

gewonnenen Praxiserfahrungen auf ausländische Verhältnisse betrachtet werden.

Hintergrund und Zielsetzung 4 

Ein Ersatz für Lehr- oder Handbücher kann der Leitfaden nicht sein. Daher dürfen 

die im vorliegenden Leitfaden angegebenen Kenngrößen nur nach sorgfältiger 

Prüfung der jeweiligen Randbedingungen bzw. Konsultation von entsprechenden 

Fachleuten für Bau oder Dimensionierung von Anlagen herangezogen 

werden. 

Für die Vertiefung der im Leitfaden genannten Effekte bzw. für die konkrete Umsetzung 

von Projekten wird daher auf die zahlreichen Handbücher, insbesondere auch 

für den ausländischen Markt verwiesen. (z. B. GROMBACH et al., 2000; DVGW 

Lehr- und Handbücher der Wasserversorgung, 1992, 1993, 1995, 1996, 1999, 2000, 

2004) sowie die technischen Arbeitsblätter von DVGW Deutsche Vereinigung des 

Gas- und Wasserfaches e.V. (DVGW) und dem Deutschen Institut für Normung 

(DIN) verwiesen. Allerdings sollte keine unkritische Übernahme von „deutschen“ Erfahrungen 

erfolgen, da dies bei speziellen lokalen Randbedingungen Probleme bereiten 

kann. Grundsätzlich sind die deutschen Regelwerke von DVGW, ATV, etc. nur 

unter Berücksichtigung der regionalen Randbedingungen anzuwenden, die nationalen 

und internationalen Vorschriften müssen ebenfalls beachtet werden


2 Trinkwassergewinnung und –verteilung in Deutschland 

2.1 Fördermengen und Rohwasserherkunft 

In Deutschland nutzt die öffentliche Wasserversorgung etwa 3 % der jährlich verfügbaren 

Wasserressourcen. Dies entspricht einer Wasserförderung von ca. 5,4 Mrd. m³ 

(2002). Wie aus Bild 2.1 hervorgeht war bis etwa Mitte der achtziger Jahre ein Anstieg, 

in den Folgejahren hingegen ein Rückgang der Wasserförderung als Folge eines 

sinkenden personenbezogenen Wasserverbrauches zu verzeichnen. 

8 

Alte Bundesländer 

Deutschland 

200 

Wasserförderung in Mrd. m³ 

6 

4 

2 

Wasserförderung 

Wasserförderung 

Wasserverbrauch Haushalte 

je Einwohner und Tag 

175 

150 

125 

Wasserverbrauch in L/Person/Tag 

0 

100 

1960 1970 1980 1990 2000 2010 

Bild 2.1: Wasserförderung und Wasserverbrauch, zusammengestellt aus Statistiken 

des BGW (BGW und DVGW, 1995; BGW, 2005) 

Die öffentliche Wasserversorgung nutzt überwiegend Grundwasser für die Trinkwassergewinnung 

wie aus Tab. 2.1 hervorgeht. 

Tab. 2.1: Wassergewinnung nach Wasserarten (BGW, 2003) 

Grundwasser 65 % 

Quellwasser 9 % 

See- und Talsperrenwasser 12 % 

Uferfiltrat und Infiltrat 13 % 

Flusswasser 1 %

Trinkwassergewinnung und –verteilung in Deutschland 6 

2.2 Struktur und Tarif 

In Deutschland gibt es ca. 6.700 Wasserwerke. Dabei handelt es sich meist um kleine 

und mittlere Unternehmen. 1,5 % der Wasserversorger produzieren 47 % der Gesamtwassermenge. 

Der Anteil öffentlich-rechtlicher Unternehmen liegt bezogen auf 

die Anzahl bei 80 % bzw. bezogen auf die produzierte Wassermenge bei 45 % 

(BGW, 2003). Im Durchschnitt lag der Preis für Trinkwasser bei 1,72 Euro/m³ einschließlich 

7 % Mehrwertsteuer und Grundpreis. Im Preis enthalten sind ebenso 

Sonderbelastungen wie regional unterschiedliche Wasserentnahmeentgelte, die beispielsweise 

in Berlin 0,31 €/m³ betragen (BGW und DVGW, 1995; BGW 2003). 

2.3 Rechtsvorschriften und technische Regeln 

Die Wasserrahmenrichtlinie 2000/60/EG des Europäischen Parlaments und des Rates 

vom 23. Oktober 2000 setzt den Ordnungsrahmen für Maßnahmen der Gemeinschaft 

im Bereich der Wasserpolitik. Die Umsetzung in Deutschland in nationales 

Recht erfolgte durch das Wasserhaushaltsgesetz vom 25. Juni 2002. 

Die Anforderungen an das Trinkwasser werden durch die EU-Trinkwasserrichtlinie 

98/83/EC vom 03.11.1998 geregelt. Die Umsetzung in deutsches Recht erfolgte 

durch die 55 Parameter umfassende Trinkwasserverordnung vom 21.05.2001. Neben 

der Trinkwasserverordnung werden Empfehlungen zur Trinkwasserqualität beispielsweise 

durch den DVGW, das Umweltbundesamt oder die Landesämter für 

Wasserwirtschaft gegeben. Wassergewinnungs-, -aufbereitungs und -verteilungsanlagen 

basieren meist auf dem DVGW-Regelwerk sowie den DIN-Normen. Für die 

interne Prüfung der Betriebsabläufe steht den Versorgungsunternehmen das Technische 

Sicherheitsmanagement (TSM) des DVGW zur Verfügung. 

Darüber hinaus gelten umfangreiche Sicherheits- und Unfallverhütungsvorschriften 

(z. B. strahlenschutzrechtliche Überwachungspflicht oder Vorschriften der Berufsgenossenschaften). 

2.4 Gesamtheitliche Betrachtungsweise 

Die Wasserwerke verfolgen seit Jahrzehnten das Prinzip des Multibarrierensystems, 

der gesamtheitlichen Betrachtung des Wasserlaufes vom Rohwassereinzugsgebiet 

bis zum Zapfhahn des Verbrauchers. Dies beinhaltet den Schutz des Einzugsgebietes 

mit einer vorsorgenden Wasserbewirtschaftung, eine sichere Aufbereitung im 

Wasserwerk, eine umfassenden Pflege des Rohrnetzes, Kontrollen sowie Schulungen 

der Mitarbeiter. Die Philosophie dieses Vorsorgeprinzips ist im DVGW Regelwerk 

verankert. Prinzipiell entspricht diese gesamtheitliche Betrachtung auch den 

Water-Safety-Plans (WSP), die neu in die WHO-Trinkwasserleitlinie (WHO, 2004) 

eingeführt wurden. Da jedoch formale Unterschiede bei der Umsetzung des WSP- 

Konzepts im Vergleich zu dem in Deutschland verfolgten Multibarrierensystem be-


stehen, sind diesbezüglich geringfügige Modifikationen am DVGW Regelwerk denkbar 

(MEHLHORN, 2003). 

Aufbereitungsverfahren werden in Abhängigkeit von den konkreten örtlichen Bedingungen 

(z. B. Einzugsgebiet, Rohwasserbeschaffenheit, vorhandene Technologie 

und Bausubstanz) oft auch unter Einbeziehung halbtechnischer Versuche festgelegt. 

Daher ist für jeden Einzelfall unter Berücksichtigung der konkreten örtlichen Bedingungen 

die Ausarbeitung einer spezifischen Lösung erforderlich. 

2.5 Maßnahmen zum Schutz des Rohwassers 

Wasserschutzgebiete sind sowohl bei der Grundwasser- als auch bei der Oberflächenwasseraufbereitung 

Bestandteil des Multibarrierensystems. Ca. 15 % der Fläche 

von Deutschland waren 1992 als Trinkwasserschutzgebiet ausgewiesen. Die mittlere 

Größe eines Schutzgebietes betrug 2,3 km² (HÖLTING, 1996). Auch wenn der Gewässerschutz 

Aufgabe des Staates ist, engagieren sich viele Versorgungsunternehmen 

u. a. durch Rohwasserkontrollen und Forschung (MEHLHORN, 1996). Zur Interessenwahrung 

arbeiten Versorgungsunternehmen auf nationaler und internationaler 

Ebene zusammen. Beispiele dafür sind Arbeitsgemeinschaften am Rhein (AWBR, 

ARW und RIWA) oder für Trinkwassertalsperren (ATT). 

2.5.1 Grundwasser 

Dem vorsorgenden Schutz des Grundwassers kommt in Deutschland entscheidende 

Bedeutung zu. 

Mit dem DVGW-Arbeitsblatt W 101 wurden eine Grundlage und ein Handlungsrahmen 

für die Bemessung, Festsetzung bzw. Neuausweisung von Trinkwasserschutzgebieten 

für Grundwasser geschaffen. Dies dient einem über den flächendeckenden 

Grundwasserschutz hinausgehenden Schutz für Wassergewinnungsgebiete. 

Ein Trinkwasserschutzgebiet umfasst in der Regel das gesamte unterirdische Einzugsgebiet 

einer Wassergewinnungsanlage, ggf. unter Berücksichtigung des oberirdischen 

Einzugsgebietes. Das Trinkwasserschutzgebiet gliedert sich in drei Zonen, 

die unterschiedlichen Einschränkungen unterliegen (DVGW W 101). Als Fassungsbereich 

(Zone I) werden mindestens 10 bis 20 m im Umkreis der Fassung ausgewiesen, 

wo alles untersagt ist, was nicht der Wasserversorgung dient. Mit der engeren 

Schutzzone (Zone II) soll bei einer Fließzeit des Grundwassers von der Schutzzonengrenze 

bis zur Fassung von mindestens 50 Tagen ein Schutz vor pathogenen 

Mikroorganismen erreicht werden. Die weitere Schutzzone (Zone III) umfasst mit 

> 2 km von der Fassung (HÖLTIG, 1996) das gesamte unterirdische Einzugsgebiet. 

Hierbei soll insbesondere ein Schutz vor schwer abbaubaren Substanzen gewährleistet 

werden. In der Regel gehört dem Wasserwerk mindestens Schutzzone I als 

Grundeigentum.


2.5.2 Talsperren 

Maßnahmen zum Schutz des Einzugsgebietes einer Talsperre, beinhalten im Wesentlichen 

die Ausweisung von Schutzgebieten und deren kontrollierte Bewirtschaftung 

(DVGW W 102, W 105). Die Mitglieder der Arbeitsgemeinschaft Trinkwassertalsperren 

(ATT) verfügen mit ca. 60 Trinkwassertalsperren über 3.000 km² Schutzgebiete, 

von denen im Mittel 60 % mit Wald bedeckt sind (PÜTZ, 1999). Beispielsweise 

stellte der Ruhrverband seinen teilweise aus Privatbesitz erworbenen Waldbesitz von 

Kahlschlagbetrieb auf kahlschlagfreie Bewirtschaftung um. Dabei wurde u. a. der Anteil 

von Fichten zugunsten von Laubhölzern mit Ausnahme der Uferrandbereiche der 

Talsperren reduziert (STEUER, 2001). Bei einem Nadelwaldanteil > 80 % kann eine 

starke Versauerung u. a. mit der Folge eines Anstiegs der Aluminiumgehalte der Talsperrenwässer 

auftreten, wie dies in einigen Talsperrenschutzgebieten Sachsens 

beobachtet wurde (PÜTZ, 1999). 

Die Eutrophierung von Talsperren war insbesondere in den Nachkriegsjahren problematisch, 

als die Talsperrenzuflüsse einen relativ hohen Abwasseranteil aufnehmen 

mussten. Dieses Problem wird nunmehr dadurch beherrscht, indem Stickstoff und 

Phosphor aus dem Talsperrenzufluss ferngehalten wird. Dies erfolgt u. a. durch 

Wildbachverbau, Abwasserfortleitung, Nährstoffentfernung aus dem Zufluss, Nutzung 

von Vorsperren sowie in Einzelfällen der Bau von Hanggräben (MAECKELBURG, 

1996). 

Nährstoffe aus dem Zufluss können auch durch Phosphatfällung mit Eisen- oder A- 

luminiumsalzen entfernt werden. Beispielsweise wird der Hauptzufluss der Wahnbachtalsperre 

bei Bonn nach einem Vorbecken einer Phosphatelimination auf 

10 µg/L durch Fällung, Flockung und Filtration unterzogen. Danach wird das behandelte 

Wasser in die Hauptsperre mit 40 Mio. m³ Inhalt eingeleitet. Die Kapazität dieser 

Anlage beträgt etwa das Zehnfache der normalen Wasserführung des Hauptzuflusses 

(BERNHARDT et al., 1978). 

Die Belüftung von Talsperren (DVGW W 250) wird zwar als effektive, aber nur als 

temporäre Maßnahme zur Gewässerstabilisierung eingeschätzt, da durch Belüftung 

die Ursachen der Gewässereutrophierung nicht beseitigt werden. Als Notmaßnahme 

wird auch der Ablass von sauerstofffrei gewordenem Tiefenwasser in Erwägung gezogen 

(MAECKELBURG, 1996). Eine Verminderung der Biomasseproduktion auf ein 

Fünftel wurde in Versuchsbecken auch durch Abdeckung mit schwimmenden weißen 

Kunststoffkörpern (Zwanzigflächner) von je 10 cm Durchmesser erreicht (WERNER, 

1978). 

2.5.3 Kooperationen mit der Landwirtschaft 

Der Anteil landwirtschaftlicher Flächen in den Trinkwasserschutzgebieten liegt zwischen 

25 und 65 % (CASTELL-EXNER, 1996). Hohe Bedeutung messen die Wasserwerke 

der Kooperation mit der Landwirtschaft mit dem Ziel einer gewässerscho-


nenden Landbewirtschaftung bei. Entsprechende Zielstellungen und Handlungsempfehlungen 

gibt das DVGW-Arbeitsblatt W 104, in dem Maßnahmen der Bodennutzung, 

-bearbeitung und Düngung wie beispielsweise Stickstoffbilanzsalden angegeben 

sind. Gemäß Wasserhaushaltsgesetz ist eine angemessene wirtschaftliche Entschädigung 

der Landwirtschaft bei Beschränkungen in Trinkwasserschutzgebieten 

möglich. 

2.6 Bau, Betrieb und Regenerierung von Brunnen 

Auf Grund des hohen Bedarfes an Brunnen liegt in Deutschland umfangreiches 

Fachwissen zu allen Fragestellungen rund um die Wasserfassung sowohl aus Horizontal- 

als auch aus Vertikalfilterbrunnen vor. Neben den im Literaturverzeichnis genannten 

Handbüchern wird u. a. auf die technischen Arbeitsblätter von DVGW (z. B. 

W 110 bis W 130, W 135, W 351) und DIN (z. B. DIN 4922, 4924 bis 4926, 4935, 

4942) verwiesen. 

Die Brunnen in der öffentlichen Wasserversorgung sind in Hinblick auf ihre Dimensionierung 

und Kapazität äußerst unterschiedlich. Tabelle 2.2 vermittelt Beispiele für 

die Ausstattung von Versorgungsunternehmen bei der Förderung von Grundwasser. 

Tab. 2.2: Beispiele für den Einsatz von Tiefbrunnen zur Grundwasserförderung 

Versorgungsunternehmen 

Wasserabgabe 

Anzahl 

Brunnen 

Tiefe 

Brunnen 

Mio. m³/a - m 

kleines Gemeindewasserwerk 0,2 2 70-120 

Technische Werke Ludwigshafen 12 45 100-420 

Stadtwerke Karlsruhe 24 64 20-60 

Hamburger Wasserwerke 117 480 bis 440 

2.7 Uferfiltration 

Die Uferfiltration mit anschließender Untergrundpassage wird seit mehr als hundert 

Jahren zur Aufbereitung von Oberflächenwasser im Rahmen der Trinkwassergewinnung 

eingesetzt. In Deutschland gehen die Anfänge bei der gezielten Gewinnung von 

Uferfiltrat auf die Jahre 1870 bis 1880 zurück. So wurde zum Beispiel am Rhein in 

Düsseldorf 1870 oder an der Elbe in Dresden 1875 das Uferfiltrat-Wasserwerk Düsseldorf-Flehe 

bzw. Dresden-Saloppe zur Trinkwasserversorgung von mehreren Hunderttausend 

Menschen in Betrieb genommen. In Düsseldorf-Flehe wird seit dieser 

Zeit ohne Unterbrechung Uferfiltrat zur Trinkwassergewinnung verwendet.


In Deutschland liegt der Schwerpunkt der Wasserwerke mit Uferfiltration am Rhein 

zwischen der Sieg und der Ruhr, an der Elbe zwischen Dresden und Torgau sowie 

im Berliner Raum. Während an den Uferfiltratstrecken am Rhein hauptsächlich aerobe 

Verhältnisse vorherrschen, sind im Berliner Raum und an der Elbe vorwiegend 

anoxische Redoxverhältnisse zu beobachten. 

Das Uferfiltrat wird aus Vertikal- oder Horizontalfilterbrunnen oder auch Sickerleitungen 

entnommen. Im Folgenden werden Beispiele für die Dimensionierung einzelner 

Uferfiltrationsanlagen gegeben. Die Brunnen sind meist parallel zum Oberflächengewässer 

angeordnet und bis zu einer Tiefe von 8 bis 20 m abgeteuft. Die Brunnen haben 

z.B. einen Abstand vom Fluss von 20 m (Mündelheim), 170 m (Duisburg Wittlaer) 

oder 860 m (Krefeld) (SONTHEIMER, 1991). Nach langjährigen Erfahrungen 

der Wasserwerke am Rhein bei Köln sind Abstände von 150 bis 400 m vom Mittelwasserbett 

als günstig einzustufen, sofern die Brunnen hochwasserfrei liegen 

(FOKKEN, 1996). Der Abstand der Brunnen untereinander kann z.B. 20 m (Düsseldorf-Flehe) 

oder 65 m (Duisburg Wittlaer) betragen (SONTHEIMER, 1991). Die Uferfiltratbrunnen 

erstrecken sich über eine Länge von 1 km (Mündelheim) oder 2 km 

(Düsseldorf-Flehe). Die spezifische Uferbelastung liegt beispielsweise bei 0,2 – 0,8 

m³/s gefördertes Uferfiltrat pro km Uferlänge bei einem k f -Wert des Untergrundes von 

1*10 -3 bis 5*10 -2 m/s (Mündelheim) (SONTHEIMER, 1991). 

Die Aufenthaltszeit des Flusswassers im Untergrund liegt je nach Abstand vom Ufer, 

Pegelstand des Flusses, geologischen Verhältnissen, Ausbau und Förderleistung der 

Brunnen zwischen 3 Tagen und einem halben Jahr. Beispielsweise beträgt im Wasserwerk 

Flehe die Verweilzeit im Mittel 27 Tage, in Hochwasserperioden 1 Woche 

und bei Niedrigwasser 2 Monate. In der Praxis wird durch die Uferfiltratbrunnen zusätzlich 

landseitig einströmendes Grundwasser gefasst. Die Erzielung eines möglichst 

hohen Grundwasseranteils wird nicht immer angestrebt, da Grundwasser beispielsweise 

hohe Gehalte an Nitrat und Härtebildnern aufweisen kann. 

Die Reinigungsleistung der Uferfiltration gegenüber den im Oberflächengewässer 

enthaltenen gelösten und ungelösten Wasserinhaltsstoffen resultiert standortspezifisch 

aus einer Kombination von Filtrations-, Sorptions-, Fällungs- und Abbauprozessen 

sowie gegebenenfalls zusätzlich aus Mischungseffekten mit grundwasserbürtigen 

Wässern. Untersuchungen haben gezeigt, dass ein großer Teil der Reinigungsleistung 

bei der Uferfiltration in der biologisch hochaktiven Infiltrations- bzw. Kolmationszone 

während der ersten 50 cm erfolgt und sich während der nachfolgenden Untergrundpassage 

fortsetzt (SONTHEIMER, 1991). 

Mitte der 60er Jahre führte die Kolmation der Gewässersohle am Rhein insbesondere 

im Kölner Raum u. a. infolge hoher Trübstoffgehalte zu Beeinträchtigungen der 

öffentlichen Wasserversorgung. Die Wasserentnahmerechte wurden auf 0,25 m³/s 

pro km Uferlänge und bezogen auf eine Uferseite zurückgenommen, da die Entnahmen 

in der Praxis bei der drei- bis vierfachen Menge lagen. Obwohl die Bildung großräumiger 

Kolmationszonen in den letzten Jahren am Rhein nicht mehr beobachtet


wurde, wird der Kolmation weiterhin Aufmerksamkeit geschenkt (FOKKEN, 1996, 

SCHUBERT, 2005a). 

Uferfiltrat wird in Deutschland in der Regel nach der Förderung aufbereitet. Der hierbei 

erforderliche Aufwand wird dabei maßgeblich von der Oberflächenwasserqualität 

und der Reinigungsleistung der Uferpassage bestimmt. In Düsseldorf wird beispielsweise 

das Uferfiltrat des Rheins einer Ozonung, Entsäuerung, Voraktivat- 

/Aktivkohlefiltration sowie Korrosionsinhibitordosierung und Desinfektion mit Chlordioxid 

unterzogen. Diese Verfahrensweise wird häufig zur Uferfiltrataufbereitung aus 

mit Schadstoffen belasteten Flüssen eingesetzt. Bei qualitativ weniger gefährdeten 

Oberflächengewässern und guter Filterwirkung der Untergrundpassage verringert 

sich der Nachaufbereitungsaufwand des Uferfiltrats. An der Elbe und Havel ist es 

teilweise erforderlich, Eisen und Mangan aus dem Uferfiltrat zu entfernen. Dies erfolgt 

beispielsweise durch Belüftung, Zugabe von Kalkmilch sowie Sedimentation und 

Filtration über offene Sandfilter. Zur Behandlung von Uferfiltrat der Elbe wird in Abhängigkeit 

von den örtlichen Bedingungen auf Ozon meist vollständig und auf Aktivkohle 

teilweise verzichtet. 

2.8 Langsamfiltration 

Langsamfiltration wird zumeist zur Entfernung von partikulären Wasserinhaltsstoffen 

einschließlich von Mikroorganismen verwendet. Damit verbunden ist auch die Entfernung 

von Schwermetallen, sorbierbaren organischen und biologisch abbaubaren 

Stoffen. 

In Deutschland kommt die Langsamfiltration meist im Freien als Infiltrationsbecken 

(IB) zum Einsatz, denen eine Untergrundpassage nachgeschaltet ist (DVGW W 126). 

Auf entsprechende Anlagen zur künstlichen Grundwasseranreicherung wird meist bei 

der Flusswasseraufbereitung beispielsweise an Elbe, Neckar, Neiße, Rhein und Ruhr 

zurückgegriffen. Diese Anlagen zählen seit vielen Jahren zu den etablierten, kostengünstigen 

und zuverlässigen Aufbereitungsverfahren in der Trinkwassergewinnung. 

In wenigen Fällen wird in Deutschland die Langsamfiltration als Betonbecken mit geschlossenem 

Boden und Ablaufdrainage im Wasserwerksgebäude (Langsamfilter – 

LF) zur Feinaufbereitung betrieben (DVGW W 213, Teil 4). LF/IB weisen im Vergleich 

zu Schnellfiltern große Oberflächen auf und verfügen nicht über fest installierte Spülvorrichtungen. 

IB werden in Deutschland je nach Versorgungsunternehmen und örtlichen Bedingungen 

entweder kontinuierlich oder intermittierend betrieben. Beim intermittierenden 

Betrieb wird der Zulauf regelmäßig unterbrochen, so dass die Oberfläche des IB 

zeitweise trocken fällt. Der zeitliche Rhythmus zwischen Zulauf und Unterbrechung 

richtet sich nach den örtlichen Gegebenheiten und kann bis zu mehreren Tagen 

betragen. Zur Gewährleistung einer kontinuierlichen Bereitstellung von Trinkwasser 

sind für den intermittierenden Betrieb größere Versickerungsflächen im Vergleich 

zum kontinuierlichen Betrieb mit Überstau erforderlich.


Vor einigen Jahrzehnten hatten einzelne Versorgungsunternehmen u. a. auf Grund 

hoher Nährstoffkonzentrationen im Vorfluter Probleme mit Algenwachstum auf IB, die 

zu einer Kolmation der Sandoberfläche führten. Außerdem wurden Algen insbesondere 

im Frühjahr und im Herbst über das Flusswasser eingetragen. Je nach Ursache 

wurden als Abhilfemaßnahmen u.a. die Dosierung von Kaliumpermanganat, eine 

Vorbehandlung mittels Flockung und Sedimentation/Schnellfiltration oder der intermittierende 

Betrieb eingesetzt. Einzelne Versorgungsunternehmen tendieren zur direkten 

Infiltration mittels Schluckbrunnen oder Sickerschlitzgräben. Mit der in den 

letzten Jahren erzielten Verbesserung der Beschaffenheit der Vorfluter sind auch die 

Probleme mit Algenwachstum auf den IB zurückgegangen. 

Zur Reinigung der LF/IB werden in Abständen meistens zwischen zwei und zwölf 

Monaten die obersten ca. zwei bis fünf Zentimeter der Oberschicht abgeschält. Das 

Schälen der Sandfilterfläche erfolgt bei größeren IB i.d.R. durch Abschälmaschinen. 

Hierbei handelt es sich um Fahrzeuge mit Niederdruckbereifung, die auf den Sandflächen 

fahrend, den verschmutzten Filtersand oberflächlich abheben (System 

Doppstadt). Der aufgenommene Sand wird meist mittels Transportfahrzeugen (z. B. 

Unimogs, Dumper) abgefahren. Nach der Reinigung können zur Wiederherstellung 

der ursprünglichen Infiltrationsleistung eine Auflockerung der Sandoberfläche mittels 

Tiefharken oder Fräsen und eine anschließende Glättung erfolgen. In kleineren LF/IB 

muss die Reinigung manuell erfolgen. Möglichkeiten zur Filterbeckenreinigung in geflutetem 

Zustand werden bei HUISMANN und WOOD (1974) behandelt. Im Wasserwerk 

Dresden-Hosterwitz wurde zeitweise zur Reinigung der Oberfläche ein über den 

Infiltrationsbecken fest installiertes, gleisgebundenes kontinuierlich arbeitendes Reinigungsgerät 

eingesetzt (BÖHLER et al., 1978). Das abgeschälte Filtermaterial kann 

in geeigneten Waschanlagen gereinigt und anschließend wieder verwendet werden. 

2.9 Flockung, Fällung, Sedimentation 

Zur Wasseraufbereitung dürfen in Deutschland gemäß Trinkwasserverordnung nur 

Stoffe verwendet werden, die in einer durch das Umweltbundesamt geführten Liste 

enthalten sind (Bundesministerium für Gesundheit und soziale Sicherung, 2004). Zu 

diesen Stoffen zählen auch inerte Stoffe wie beispielsweise Filtermaterialien. 

2.9.1 Entfernung von Partikeln und Huminstoffen 

Flockungsverfahren werden in Deutschland zur Entfernung von Partikeln und/oder 

von Huminstoffen aus Oberflächenwässern oder oberflächenwasserbeeinflussten 

Wässern eingesetzt. 

Flockungsanlagen sind in Deutschland weit verbreitet. Die Flockenabtrennung erfolgt 

oft mittels Schnellfilter. Bei stark trübstoffhaltigen Wässern wird zusätzlich den 

Schnellfiltern eine Sedimentationsstufe vorgeschaltet. Neben den weit verbreiteten 

klassischen Flockungsanlagen werden in Deutschland vermehrt moderne Konzepte 

beim Flockungsanlagenbau umgesetzt.


Beispielsweise verfügt der Wahnbachtalsperrenverband (2003) in seiner Talsperrenwasseraufbereitungsanlage 

in Siegelsknippen über eine sternförmige Anordnung der 

Filter um die Aggregationsbecken, damit die im Aggregationsbecken gebildeten Flocken 

zerstörungsfrei in den Filter gelangen. Die Aggregationsbecken sind mit einstellbaren 

speziell ausgebildeten Gitterrührwerken ausgerüstet, um bei wechselnden 

Wasserbeschaffenheiten eine Optimierung der Flockung vornehmen zu können. 

Im Wasserwerk Perlenbach kommt zur Aufbereitung von Talsperrenwasser eine patentierte, 

hydraulisch optimierte Flockungsanlage (Urban und Buchsteiner, 2000) 

zum Einsatz. Betriebserfahrungen zeigen, dass es durch die neu entwickelte Flockungsanlage 

in Zusammenwirken mit nachgeschalteten Zweischichtfiltern gelingt, 

eine Trübung von kontinuierlich 0,03 NTU einzuhalten, wobei die Trübung im Rohwasser 

zwischen 1 und 14 NTU lag (Urban et al., 2002). 

Bei der Direktaufbereitung von Flusswasser im Wasserwerk Langenau wurde eine 

Kompaktflockungsanlage mit Aufenthaltszeiten von lediglich 5 bis 30 min durch 

Kombination von verschiedenen Rührkammern, Schlammrückführung, Plattenabscheider 

und Eindicker realisiert. Auf einer Grundfläche von nur 30x33 m werden Volumenströme 

bis zu 2x750 L/s durch Flockung voraufbereitet (Wölfel et al., 1982). 

Untersuchungen an verschiedenen Wässern in Deutschland zeigten, dass durch die 

Flockung der DOC-Gehalt um 30 % (Bornmann und Wricke, 1994) bis 60 % (Hoyer 

und Bernhardt, 1980) vermindert werden kann, wobei in diesen Versuchen die Flockungsmitteldosis 

bis zu 10 mg/L Fe 3+ betrug. 

Beim Wahnbachtalsperrenverband wird bei der Aufbereitung von Talsperrenwasser 

zwischen der Einmischung des Flockungsmittels und dem Rührbecken eine Ultraschallbehandlung 

vorgenommen. Durch letztere wird Plankton inaktiviert, so dass in 

der nachfolgenden Filtrationsstufe ein Durchdringen infolge der Eigenbeweglichkeit 

nicht mehr zu befürchten ist (CLASEN (1996), MUES (1996), WAHNBACHTAL- 

SPERRENVERBAND (2003)). 

2.9.2 Entfernung von Metallionen und von Salzen 

Die Fällung wird meist zur Aufbereitung von Grundwässern eingesetzt. Dabei werden 

gelöst vorliegende Metallionen (z. B. Eisen, Mangan) und Salze (z. B. Calcium, Magnesium) 

durch Vorbehandlung in schwerlösliche Verbindungen überführt und wie 

Partikel abgetrennt. 

Bei der Aufbereitung von Grundwässern mit hohen Eisengehalten (> 5..10 mg/L) wird 

zur Abtrennung der schwer löslichen Eisenhydroxide eine Sedimentation in den Aufbereitungsprozess 

einbezogen. Beispielsweise gelingt es im Wasserwerk Hagenest/Leipzig 

den Eisengehalt von 15-20 mg/L im Rohwasser auf 2-5 mg/L im Klarwasser 

nach der Flockung zu vermindern. Der Mangangehalt nahm in diesem Fallbeispiel 

von 0,5 auf 0,3-0,4 mg/L ab (Tieg et al., 1999). Weitere typische Anwendun-


gen sind die Entkarbonisierung mittels Kalkfällung (Kapitel 2.11), die Entfernung von 

Arsen (Jekel, 1993; Hildebrandt und Hölzel, 1997), Phosphat, Aluminium oder auch 

von Schwermetallen. Zur Entfernung von Aluminium aus stark sauren, weichen Wässern 

wird bei mehreren Anlagen das Schriesheimer Verfahren, ein zweistufiges Filtrationsverfahren 

mit inertem Filtermaterial (1. Filterstufe) und Calciumcarbonat (2. 

Filterstufe) mit Rückführung eines Teilstromes von der zweiten Filterstufe eingesetzt 

(Baldauf, 1993). 

2.10 Schnellfiltration 

Schnellfilter, befüllt mit inerten (z. B. Filtersande, Bims) bzw. leicht adsorptiv wirkenden 

(z. B. Voraktivate) Filtermaterialien werden in Deutschland meist im Abstrom als 

Nassfilter betrieben und für folgende Aufgaben eingesetzt: 

- Partikelabtrennung 

- Enteisenung bzw. Entmanganung 

- Biofiltration 

Bei der Partikelabtrennung aus Oberflächenwasser oder von Oberflächenwasser 

beeinflusstem Wasser besteht das Aufbereitungsziel darin, eine Trübung von 0,1 bis 

0,2 NTU im Filtrat zu unterschreiten (DVGW, W290). Um eine weitgehende Partikelentnahme 

zu erreichen, wird in der Regel vor der Filtration Flockungsmittel zugegeben, 

wobei oft schon mit geringen Flockungsmitteldosen eine erhebliche Steigerung 

beim Trübstoffrückhalt erzielt wird. Beispielsweise gelang es bei Bodenseewasser 

durch Zugabe von 0,1 bis 0,2 mg/L Eisen, den Filterwirkungsgrad bei der Entnahme 

von Partikel der Größe 1-100 µm um ca. 2 log-Stufen im Vergleich zum Betrieb ohne 

Flockungsmittel zu erhöhen. Mit der Flockungsmitteldosierung war jedoch ein Rückgang 

der Filterstandzeit von 14 auf ca. 7-10 Tage sowie eine hochgerechnete Erhöhung 

des Schlammanfalls von 50-70 t TS/a auf 80-100 t TS/a (Winzenbacher et al., 

1998) verbunden. In der Regel werden Flockungsfiltrationsanlagen offen betrieben. 

Im Talsperrenwasserwasserwerk Schönbrunn wurde eine Flockenfiltration auch in 

Druckfiltern realisiert (Habel et al., 1998). 

Bei der Enteisenung bzw. Entmanganung verfolgen Wasserwerke das Ziel, im Filtrat 

einen Gehalt von 0,02 g/m³ Eisen bzw. 0,01 g/m³ Mangan zu unterschreiten, um 

Ablagerungen im Netz gering zu halten (DVGW, W223), obgleich die Grenzwerte 

gemäß Trinkwasserverordnung wesentlich höher liegen. Es gibt Beispiele, in denen 

mittels Schnellfiltration Eisengehalte bis ca. 15 mg/L aus Grundwasser entfernt wurden 

(WICHMANN, 1985). Bei höheren Eisengehalten wird der Filtration eine Sedimentation 

vorgeschaltet. Bei Wässern mit Eisengehalten von 9-12 mg/L wurde der 

Einsatz der Trockenfiltration erfolgreich getestet (Kreuzer und Wouters, 1979). Bei 

einer Trockenfiltration wird Wasser und Luft gemeinsam ohne Überstau durch den 

Filter geführt. Dadurch steht über das gesamte Filterbett Sauerstoff zur Oxidation zur 

Verfügung und der Gasaustausch wird gefördert.


Anwendungsbeispiele für die Nutzung biologischer Prozesse bei der Filtration (Biofiltration) 

sind die biologische Enteisenung und Entmanganung (Czekalla, 1988) o- 

der die Oxidation von Ammonium, Methan und Sulfiden. Dabei werden die bei einer 

Filtration natürlich ablaufenden aeroben biologische Prozesse gezielt unterstützt, 

beispielsweise durch Einstellung des pH-Wertes, des Redoxpotenzials oder auch 

durch Animpfung mit Material von bereits biologisch eingearbeiteten Filtern. 

2.11 Membranfiltration 

In Deutschland kommt in der öffentlichen Trinkwassergewinnung die Membranfiltration 

seit 1998 zum Einsatz. Überwiegend wurden Mikro- und Ultrafiltrationsmembranen 

zur Behandlung von Quell- sowie Talsperrenwasser installiert, um Partikel sowie 

Mikroorganismen aus dem Wasser zu entfernen. Diese Anlagen werden neben der 

Installation in neu gebauten Wasserwerken meist zur Ergänzung bestehender konventioneller 

Aufbereitungsanlagen eingesetzt. Wie aus Tabelle 2.3 hervorgeht, weisen 

die installierten Anlagen eine Kapazität von 15 bis 6.000 m³/h auf. 

In Deutschland spielt die Umweltverträglichkeit der Membrananlagen eine große Rolle. 

Daher entscheiden über die praktische Umsetzbarkeit von Membrananlagen auch 

die unter den örtlichen Bedingungen jeweils vorgesehenen Wege zur Entsorgung der 

Schlammwässer aus Spülungen sowie der Abwässer aus Reinigungen. Am Anfang 

der Entwicklung wurden Membranen aus Zelluloseazetat eingesetzt, die regelmäßig 

mit Chlor zu spülen sind. Da die infolge der Chlorung entstehenden Nebenprodukte 

unerwünscht sind, werden nunmehr vermehrt Membranen eingesetzt, bei denen zur 

regelmäßigen Spülung entweder ganz auf Chemikalien verzichtet wird oder Säuren 

und Laugen zum Einsatz kommen. Einige Anlagen verwenden zur regelmäßigen 

Spülung ausschließlich Luft. 

Mit Nanofiltrations- bzw. Umkehrosmoseanlagen liegen in der öffentlichen Wasserversorgung 

in Deutschland wenig Erfahrungen vor. Über eine Anlage verfügen beispielsweise 

die EEW Duderstadt, bei der mittels einer zweistraßigen UO-Anlage vorfiltriertes 

Karstquellwasser im Teilstrom entsalzt wird. Für Industriewasseraufbereitungen 

sind hingegen langjährige Erfahrungen für Großanlagen vorhanden. Beispielsweise 

wurden Flusswasseraufbereitungsanlagen unter Einbeziehung der Umkehrosmose 

in Stendal (60.000 m³/d) sowie in Leuna (13.000 m³/d) installiert. In 

Hamburg setzt ein Industrieunternehmen eine Umkehrosmoseanlage für vorbehandeltes 

Elbewasser mit einer Kapazität von ca. 1.000 m³/d ein (MÜLLER und LAUER, 

2003).


Tab. 2.3: Beispiele für Mikro- bzw. Ultrafiltrationsanlagen in Deutschland (LIPP et 

al., 2005) 

Anlage Kapazität m³/h Rohwasser in Betrieb Membrantyp 

1 70 Karstquelle 9’1998 Aquasource 

2 140 Quelle/Talsperre 2’1999 X-Flow 

3 250 Talsperre 3’2001 X-Flow 

4 45 Karstquelle 3’2001 Zenon 

5 15 Karstquelle 6’2001 X-Flow 

6 70 Fluss 7’2001 X-Flow 

7 80 Bach/Quelle 8’2001 X-Flow 

8 50 Quelle 3’2002 X-Flow 

9 72 Karstquelle 8’2002 Inge 

10 35 Karstquelle 11’2002 Inge 

11 750 Talsperre 1’2003 X-Flow 

12 27 Brunnen 1’2003 Zenon 



15 90 Brunnen 5’2003 X-Flow 

16 80 Brunnen 6’2003 Zenon 

17 210 Quelle 6’2003 Zenon 

18 30 Brunnen 7’2003 Inge 

19 120 Brunnen 11’2003 Inge 

20 13 Brunnen 11’2003 Inge 

21 36 Quelle 12’2003 X-Flow 

22 22 Quelle 12’2003 X-Flow 

23 60 Quelle 1’2004 PALL 

24 18 Quelle 1’2004 Inge 

25 150 Quelle 1’2004 PALL 

26 10 Quelle 1’2004 X-FLOW 

27 15 Quelle 4’2004 X-FLOW 

28 40 Quelle 4‘2004 Inge 



31 6.000 Talsperre 11’2005 X-FLOW/Inge 

Auf globaler Ebene erfolgt derzeit eine extrem starke Zunahme von Umkehrosmose- 

Anlagen zum Zwecke der Entsalzung von Meer- und Brackwasser. Um das in 

Deutschland diesbezüglich vorliegende Know-how zu bündeln sowie entsprechende 

Forschung und Entwicklung und Qualifizierung voranzutreiben, sind in jüngster Zeit 

zwei Institutionen entstanden, die sich dieser Aufgaben annehmen. Von Seiten der 

Industrie ist dies die DME, Deutsche Meerwasser Entsalzung e.V. (2005) und seitens 

der Wissenschaft das Center for Desalination Research and Capacity Building e.V., 

Ce-DES (2005).


2.12 Unterirdische Enteisenung und Entmanganung von Grundwasser 

Die unterirdische Enteisenung und Entmanganung basiert auf einem deutschen Patent 

(VON OESTEN, 1900). Das Funktionsprinzip beruht auf zwei Brunnen, die abwechselnd 

als Förder- und Infiltrationsbrunnen betrieben werden. Ein Teil des geförderten 

Grundwassers wird mit Sauerstoff oder Luft versetzt, in einen Entgasungsbehälter 

mit ca. 5 min Aufenthaltszeit geleitet und anschließend wieder in den Aquifer 

infiltriert. In der Umgebung des Infiltrationsbrunnens bildet sich dadurch eine Reaktionszone 

aus, in der Eisen und Mangan in schwer lösliche Hydroxide überführt werden. 

Das nach einer Ruhezeit von 0,5 bis 1 Stunde wieder geförderte Grundwasser 

weist wesentlich geringere Eisen- bzw. Mangangehalte auf. Die Relation Förder- zu 

Infiltrationsmenge sollte bei wenigstens 2 liegen, in günstigen Fällen können auch 

Werte um 10 erreicht werden (ROTT und FRIEDELE, 1999). In kleinen Versorgungsanlagen 

mit nur einem Brunnen wird das Verfahren diskontinuierlich eingesetzt, wobei 

die Infiltration vorwiegend nachts erfolgt (GROTH und CZEKALLA, 2002). Die 

Hydroxide verbleiben im Untergrund. Eine Verstopfung des Grundwasserleiters ist 

auf Grund von theoretischen Überlegungen nicht zu befürchten (ROTT und 

FRIEDELE, 1999). Das Verfahren ist frei von Rückständen und kann automatisiert 

werden. 

Sehr heterogene Grundwasserleiter oder ein starkes Grundwassergefälle kann den 

Prozess dahingehend stören, dass das eingeleitete sauerstoffreiche Wasser abströmt 

wodurch die Oxidationsvorgänge behindert werden (GROTH et al., 1997). Die 

Wirksamkeit und Anwendung des Verfahrens unter den konkreten örtlichen Bedingungen 

ist daher in Versuchen zu prüfen. 

Das Verfahren wird in mehr als 3.000 Haus- und Einzelwasserversorgungen eingesetzt. 

Außerdem wird das Verfahren in einzelnen Anlagen der öffentlichen Trinkwasserversorgung 

sowie zur Betriebswassergewinnung in der Industrieunternehmens 

genutzt, wobei die Kapazität der Anlagen zwischen 260 und 10.000 m³/d liegt 

(MEYERHOFF und ROTT, 1997). Als Praxisbeispiel für die unterirdische Enteisenung 

und Entmanganung sei ein Grundwasserwerk mit einer Jahreskapazität von 

3,8 Mio. m³ angeführt (ROTT und FRIEDELE, 1999). Das Wasserwerk besteht aus 

vier Horizontalfilterbrunnen, einem Reinwasserbehälter und zwei Anreicherungsstationen. 

Das Rohwasser wies, je nach Lage des Brunnens, Gehalte an Eisen zwischen 

0,1 und 14,1 mg/L auf. Die Mangankonzentrationen lagen zwischen 0,3 und 0,7 

mg/L. In diesem Beispiel waren ca. 40 Pump-/ und Infiltrationszyklen als Einarbeitungszeit 

erforderlich, um an der am höchsten belasteten Fassung einen Wert von 

0,1 mg/L Eisen zu unterschreiten. Ein Mangangehalt von 0,05 mg/L wurde nach ca. 

100 Zyklen unterschritten. Ein Zyklus bestand aus einem Tag Anreicherung und 3 

Tagen Förderung.


2.13 Entsäuerung 

In den Wasserwerken erfolgt die Entsäuerung physikalisch durch Ausgasen von Kohlendioxid 

oder chemisch durch Behandlung mittels alkalisierender Chemikalien. Die 

entsprechenden Verfahren sind in Tab. 2.4 zusammengestellt und im DVGW- 

Arbeitsblatt W 214, Teile I-IV, beschrieben. 

Tab. 2.4: Entsäuerungsverfahren 

Entsäuerungsfilter 

Verfahren Subverfahren Quelle 

- Calciumcarbonat 

- Halbgebrannter Dolomit 

W214/II 

Physikalische Entsäuerung - Ausgasen von CO 2 W214/III 

Dosierung alkalisierender Chemikalien 

- Natriumhydroxid 

- Calciumhydroxid 

W214/IV 

Zur Entsäuerungsfiltration werden Stahldruckfilter oder offene Betonbecken eingesetzt. 

Der Betrieb erfolgt in Abhängigkeit der Wasserbeschaffenheit und des eingesetzten 

Filtermaterials und kann entsprechenden Datenblättern entnommen werden. 

Daneben wurden auch Betondruckfilter entwickelt und mit Filterflächen von bis zu 

30 m² gebaut (KRÖNING und SOMMERFELD, 1999). 

Zur physikalischen Entsäuerung setzen Wasserwerke, die über niedrige Bauhöhen 

und große Grundflächen verfügen, das Inka-Verfahren ein. Einen geringeren Flächenbedarf 

bei höherer Flächenbelastung weisen beispielsweise Wellbahnkolonnen 

auf, bei denen die Bauhöhe mehrstufiger Anlagen bis zu 8 m betragen kann 

(BÄCHLE und WINGRICH, 2004). 

Weiche und ungepufferte Rohwässer können mit dem Reinerzauer Verfahren behandelt 

werden (BALDAUF et al., 1990). Dazu wird eine Teilstrommenge des weichen 

Rohwassers von ca. 10 % unter Zugabe von CO 2 über einen mit halbgebranntem 

Dolomit befüllten Lösebehälter stark aufgehärtet. Der Teilstrom wird dem übrigen 

Rohwasser wieder zugemischt, um den gewünschten pH-Wert sowie die Härteerhöhung 

vor der Flockung zu erreichen. Ggf. ist zudem eine Restentsäuerung erforderlich. 

Dieses Verfahren wird beispielsweise eingesetzt, um hinsichtlich des pH-Wertes 

besonders stabile Betriebsbedingungen für eine nachfolgenden Flockungsstufe zu 

erhalten. 

2.14 Enthärtung mittels Langsam- und Schnellentkarbonisierung 

Die Erfordernis für den Bau von Enthärtungsanlagen wird in der Regel bei Vorliegen 

von Wässern mit einer Härte > 3,8 mol/m³ (21°dH) geprüft. Der technische Aufwand 

für eine Enthärtung ist meist dann gerechtfertigt, wenn es gelingt, eine Verminderung 

des Calciumgehaltes von 1 mol/m³ (5,6°dH) zu erzielen (DVGW, 1991).


Die Enthärtung erfolgt durch Zugabe alkalisierender Chemikalien in Schnell- oder 

Langsamentkarbonisierungsanlagen. Als Folge davon fällt Calciumcarbonat als Feststoff 

aus. Durch Überalkalisierung (pH>10) ist auch eine Abscheidung von Magnesiumhydroxid 

möglich. Nachgeschaltet sind Schnellfilter zur Entfernung kalkhaltiger 

Partikel aus den Enthärtungsanlagen. In der Praxis wird teilweise anstelle der Vollstrombehandlung 

lediglich ein Teilstrom einer Enthärtung unterzogen. 

Als Enthärtungschemikalie kommt in den meisten Fällen Calciumhydroxid (Ca(OH) 2 ) 

zum Einsatz, das in den betreffenden Wasserwerken in Silos als Feststoff gelagert 

und vor Ort zur Herstellung von Kalkmilch bzw. Kalkwasser verwendet wird. Bei größerem 

Calciumhydroxidbedarf wird Branntkalk (CaO) eingesetzt, wobei im Wasserwerk 

zusätzlich die Löschung erforderlich ist. In kleineren Wasserwerken wird auch 

industriell gefertigte, feindisperse Kalkmilch verwendet, die sich durch eine hohe Lösegeschwindigkeit 

auszeichnet. Damit wird eine geringere Ablauftrübung und bei der 

Schnellentkarbonisierung eine verbesserte Enthärtungsleistung erzielt. Feindisperse 

Kalkmilch verursacht hohe Betriebskosten. Untersuchungen an einer Schnellentkarbonisierungsanlage 

in einem Wasserwerk mit einer Kapazität von 300 m³/h zeigten, 

dass die Vor-Ort-Herstellung der Kalkmilch das beste Kosten-Nutzen-Verhältnis ergibt 

(MERKEL und STETTER, 2002). Außerdem gibt es Anlagen, bei denen Ca(OH) 2 

durch Natronlauge (NaOH) vollständig ersetzt oder gemeinsam mit NaOH beschickt 

wird. 

Bei der Langsamentkarbonisierung handelt es sich um Kalkfällung in Becken mit 

speziellen Einbauten, wobei das ausgefallene Calciumcarbonat als Schlamm anfällt. 

In älteren Anlagen betrug die Aufenthaltszeit Stunden. In modernen Anlagen, wie 

beispielsweise im Wasserwerk Langenau ist es gelungen, die Aufenthaltszeit wesentlich 

abzusenken. 

Die Schnellentkarbonisierung erfolgt in einem Wirbelschichtverfahren in zylindrischen 

oder konischen Reaktoren. Die Aufenthaltszeit beträgt Minuten. Das Calciumcarbonat 

fällt in Form von kleinen Kugeln (Pellets) an. Der optimale Korndurchmesser der 

Pellets beträgt 0,9..1,5 mm. Die Pellets werden durch einen Aufstrom mit 50 bis 120 

m/h in Schwebe gehalten. Zur Unterstützung der Pelletbildung wird Sand 

(0,2..0,6 mm) zugegeben (STETTER, 2004). Beim Einsatz der Schnellentkarbonisierung 

sind spezielle Anforderungen an die Rohwasserbeschaffenheit zu stellen, wie 

aus Tabelle 2.5 hervorgeht.


Tab. 2.5: Einsatzgrenzen der Schnellentkarbonisierung (STETTER, 2004) 

Parameter 

Einsatzgrenzen 

Temperatur 8 °C < T < 30 °C 

Schwebstoffe 

Höhermolekulare organische Stoffe 

Phosphate 

< 30 mg/L 

< 20 mg/L (als KMnO 4 -Verbrauch) 


In der Praxis wird durch das CARIX ® -Verfahren oft eine Eliminierung von Calcium 

und Magnesium zu jeweils 50 % und Sulfat zu 80 % erzielt. Einwertige Ionen wie beispielsweise 

Chlorid, Natrium oder Kalium werden zu weniger als 10 % zurückgehalten. 

Der Abwasseranfall liegt bei 10 bis 15 %. Derzeit sind zur Enthärtung mit dem 

CARIX ® -Verfahren 6 Wasserwerke in Deutschland (Bad Rappenau, Kilchberg, Ammerbuch-Poltringen, 

Beselich, Linnich und Weingarten) mit Durchsätzen von 50-700 

m³/h in Betrieb (SAUER et al., 2001). Betriebserfahrungen wurden beispielsweise für 

die Anlage in Linnich publiziert. Demnach sind seit der Inbetriebnahme im Jahr 2000 

keine Störungen aufgetreten, die zu einer Unterbrechung bzw. Verminderung der 

Trinkwasserproduktion geführt haben (RÖGELE, 2005). 

Der Einsatz eines schwermetallselektiven Ionenaustauscherharzes (schwachsaurer 

Iminodiessigsäure-Austauscher Lewatit TP 207) zur Aufbereitung von Trinkwasser 

erfolgte erstmals ab 2004 bei den Kommunalen Wasserwerken Leipzig im technischen 

Maßstab unter Versorgungsbedingungen und hat sich zur selektiven Entfernung 

von Nickel bewährt. Entsprechende Forschungsergebnisse konnten hier in der 

Praxis bestätigt werden (OVERATH et al., 2002). Die Regeneration der Adsorber 

erfolgte hier dezentral bei einem anerkannten Fachbetrieb. Ab einer bestimmten 

Größe ist eine lokale Regeneration mit Abtransport der Schwermetallschlämme ökonomischer. 

Andere Ionentauschverfahren zur Enthärtung wie beispielsweise Kationenaustauscherharze 

in der H + -Form, die mit verdünnter Salz- oder Schwefelsäure regeneriert 

werden, haben auf Grund des salzhaltigen Abwasseranfall keine praktische Bedeutung 

in der öffentlichen Trinkwassergewinnung. 

In den achtziger Jahren wurden versuchsweise stark basische makroporöse Anionenaustauscher 

zur Entfernung von Huminstoffen bei den Stadtwerken Hannover AG 

(KÖLLE, 1980) bzw. bei den Hamburger Wasserwerken (BALDAUF et al., 1985) eingesetzt. 

Obgleich für Huminstoffe ein Rückhalt von 45-80 % (KÖLLE, 1980) erzielt 

wurde, konnte sich das Verfahren auf Grund der problematischen Rückstandsentsorgung 

nicht durchsetzen. 

2.16 Gasaustausch 

Im Wasserwerk steht der Gasaustausch meist in Verbindung mit der Entfernung anorganischer 

(z. B. Kohlendioxid, Schwefelwasserstoff, Methan) sowie flüchtiger organischer 

(z. B. Tetrachlormethan, Tetrachlorethan, Trichlorethen) Stoffe. Darüber hinaus 

wird die Anreicherung des aufzubereitenden Wassers mit Sauerstoff beispielsweise 

für die Enteisenung, Entmanganung oder Ammoniumoxidation praktiziert. 

Insbesondere in den achtziger Jahren waren mit leichtflüchtigen Halogenkohlenwasserstoffen 

(HKW) belastete Rohwässer anzutreffen, deren Aufbereitung u. a. durch 

Strippen ggf. in Kombination mit einer Adsorption an Aktivkohle erfolgte (BALDAUF, 

1985). Da HKW meist schwerer flüchtig sind als Kohlendioxid werden zur HKW-


Entfernung häufig Füllkörper-, Wellbahn- und Profilblockkolonnen eingesetzt 

(BÄCHLE und WINGRICH, 2004). Verfahren zum Austrag von Kohlendioxid zur Entsäuerung 

wurden in Kapitel 2.13 behandelt. 

Zum Gasaustausch werden im Wasserwerk u. a. Flachblasenbelüfter, offene Kaskaden, 

Wellbahn-, Profilblock- sowie Füllkörperkolonnen eingesetzt. Häufig angewandte 

Verfahren und Apparatetypen mit Dimensionierungsangaben sind u. a. bei 

BÄCHLE et al. (1995) beschrieben. Sofern lediglich ein Sauerstoffeintrag für eine 

Oxidation erforderlich ist, kommen auch geschlossene Systeme (z. B. Druckbelüfter 

oder Strahlapparate) zum Einsatz. 

2.17 Oxidation 

Einsatzgebiete der Oxidation mit Luftsauerstoff sind u. a. die Enteisenung, Entmanganung 

und Ammoniumoxidation. Die Oxidation mittels Zugabe von Chlor ist in 

Deutschland nicht zulässig. 

In Deutschland wird der Ozonung in der Regel eine Filtrationsstufe nachgeschaltet, 

um die bei der Ozonung gebildeten biologisch verwertbaren Wasserinhaltsstoffe sowie 

organische Oxidationsnebenprodukte zu entfernen. Die Ozonung mit nachgeschalteter 

Bio- sowie Aktivkohlefiltration wird beispielsweise zur Aufbereitung von 

Rheinuferfiltrat („Düsseldorfer Verfahren“ (STADTWERKE DÜSSELDORF, 2004)) 

bzw. Ruhrinfiltrat („Mülheimer Verfahren“ (RWW, 2004)) eingesetzt. Bei der Direktaufbereitung 

von Flusswasser wird beispielsweise im Wasserwerk Langenau Ozon 

einstufig nach Vorreinigung mittels Flockung (ZV LW, 2004) oder im Wasserwerk 

Rostock zweistufig zur Behandlung des Rohwassers sowie nach Flockung/Filtration 

(EURAWASSER, 2004) eingesetzt. Die Ozonung mit nachgeschalteter Schnellfiltration 

wird zur Aufbereitung von Seewasser verwendet (ZVBWV, 2003). 

Für Ozonung und Filtration werden in einzelnen kleineren Wasserwerken modulare 

und weitgehend automatisierte Kompaktanlagen, wie das Hydrozon® - Verfahren 

eingesetzt. 

In einigen Fällen wird Ozon gemeinsam mit Wasserstoffperoxid eingesetzt. Anwendungsgebiete 

für die Kombination von Wasserstoffperoxid und UV-Bestrahlung liegen 

in der Grundwassersanierung (LEITZKE et al., 1996). 

Sonderverfahren wie die Kombination von Eisensalzen mit Wasserstoffperoxid haben 

in der öffentlichen Wasserversorgung bisher keine praktische Bedeutung. 

2.18 Adsorption 

In Deutschland wird bei einer Aktivkohlebehandlung meist auf Kornkohlefilter zurückgegriffen. 

Im Ausland werden hingegen häufig Pulverkohleanwendungen im Vergleich 

zur Kornkohlefiltration favorisiert (GROMBACH et al., 2000).


In Deutschland wird Aktivkohle hauptsächlich mit dem Ziel der Entnahme von unpolaren 

organischen Spurenstoffen aus Uferfiltrat, Flusswasser und verunreinigtem 

Grundwasser eingesetzt. In den Wasserwerken sind Kornkohlefilter meist als Einschicht- 

oder Doppelstockfilter ausgeführt. Abhängig von der Aufgabenstellung werden 

die Aktivkohlefilter mit spezifischen Durchsatzmengen zwischen 30 und 500 m³ 

Wasser/kg Aktivkohle beaufschlagt (BALDAUF, 2004). Die Reaktivierung der Kornkohle 

wird in der Regel durch den Aktivkohlelieferanten durchgeführt. Wenige Versorgungsunternehmen 

wie beispielsweise die Stadtwerke Düsseldorf nehmen wasserwerksintern 

die Reaktivierung vor (STADTWERKE DÜSSELDORF; 2005). 

Pulverkohle wird vorwiegend bei Rohwässern eingesetzt, bei denen temporär eine 

Entfernung von Spurenstoffen erforderlich ist. So wird bei der Talsperrenwasseraufbereitung 

zeitweise Pulverkohle, häufig zusammen mit Flockungsmittel, dosiert, um 

Geruchs- und Geschmacksstoffe bedingt durch die Algenblüte im Rohwasser zu entfernen. 

Da die Pulverkohle filtrativ wieder aus dem Wasser zu entfernen ist, liegen in 

Hinblick auf vertretbare Filterstandzeiten die Pulverkohlezugabemengen oft unter 

20 mg/L. 

Im Wasserwerk Wiesbaden-Schierstein wurde zur Spurenstoffentfernung aus infiltriertem 

Rheinwasser mit Pulverkohle das Refifloc-Verfahren entwickelt. Dazu wird in 

einem Behälter Filtermaterial aus Polystyren mit ca. 3 kg Pulverkohle/m³ Filtermaterial 

konditioniert. Das zu behandelnde Wasser wird im Aufwärtsstrom über das Filtermaterial 

geführt, wobei die Leerbettkontaktzeit ca. 10 min beträgt. Die Beladung der 

Pulverkohle erreicht etwa die gleiche Größe wie bei Kornkohlefiltern. Die beladene 

Pulverkohle wird durch Spülung mit 130 m/h entfernt (HABERER und NORMANN, 

1980). 

2.19 Desinfektion 

In Deutschland wird etwa die Hälfte der an Verbraucher abgegebenen Trinkwassermenge 

nicht desinfiziert. Dabei handelt es sich um Wässer, die bereits die Anforderungen 

der Trinkwasserverordnung erfüllen, wie beispielsweise um Grundwässer aus 

einem gut geschützten und gut filtrierenden Grundwasserleiter im Lockergesteinsbereich. 

Aus Oberflächenwässern oder oberflächenwasserbeeinflussten Wässern gewonnene 

Trinkwässer werden hingegen grundsätzlich desinfiziert. Oft erfolgt vor der 

Desinfektion eine Aufbereitung. Dadurch wird der Anteil der desinfektionsmittelzehrenden 

Stoffe vermindert, so dass relativ geringe Desinfektionsmitteldosen ausreichend 

sind, um eine Desinfektion zu gewährleisten. 

Als Desinfektionsverfahren sind die Chlorung einschließlich der Zugabe von Hypochlorit, 

die Dosierung einer Vor-Ort hergestellten Chlordioxidlösung, die Ozonung sowie 

die UV-Bestrahlung zugelassen. Ozon wird nicht zur Abschlussdesinfektion eingesetzt. 

Das Chloraminverfahren ist in Deutschland nicht zulässig. Tabelle 2.6 fasst die 

Regelungen für die Dosiermengen sowie die Grenzwerte für Desinfektionsnebenprodukte 

zusammen. Informationen zu den erforderlichen Kontaktzeiten für die einzel-


nen Desinfektionsverfahren sowie zu den Einsatzbereichen sind im DVGW- 

Arbeitsblatt W 290 enthalten. 

Tab. 2.6: Zugelassene Desinfektionsmittel und ihre Dosiermengen 

Desinfektionsmittel 

Dosis 

Restgehalt nach 

Abschluss der 

Aufbereitung 

Grenzwert für 

Desinfektionsnebenprodukte 

Chlor/Hypochlorit < 1,2 mg/L Cl 2 

* 

0,1 < Cl 2 < 0,3 mg/L * 50 µg/L THM 

Chlordioxid < 0,4 mg/L 0,05


2.20 Wasserwerksrückstände 

2.20.1 Prinzipien 

Rückstände sollen bereits während der Wasseraufbereitung minimiert werden. Die 

Vermeidung hat eine höhere Priorität als die Verwertung. Gemäß Kreislaufwirtschafts- 

und Abfallgesetz sind Wasserwerke verpflichtet, Möglichkeiten einer Verwertung 

zu prüfen und auszuschöpfen. Nicht verwertbare Rückstände sollen umweltschonend 

behandelt und beseitigt werden (DVGW W 221/Teil 1). 

2.20.2 Behandlung 

Schlammhaltige Wässer werden meist durch Sedimentation behandelt. Dazu kommen 

Rechteck- oder Rundbecken sowie Trichterbecken zum Einsatz. Die üblichen 

Tiefen von Absetzbecken liegen zwischen 1,5 und 4 m. Bei Rechteck- und Rundbecken 

ist das Verhältnis von Tiefe zu Länge bzw. Durchmesser 1:20-1:25. Rechteckbecken 

haben ein Verhältnis von Länge zu Breite von 1:6 bis 1:8. Anhaltswerte zur 

Bemessung von Absetzbecken sind in Tabelle 2.7 zusammengestellt. Die in Absetzbecken 

abgezogenen Schlämme können in Eindickern weiter behandelt werden, in 

denen die Aufenthaltszeiten zwischen 0,5 und 5 Tagen liegen. Weitergehende Angaben 

zur Sedimentation sowie weiterer Behandlungsverfahren für Rückstände enthält 

das DVGW Arbeitsblatt W 221/Teil 2. 

Tab. 2.7: Beispiele zur Bemessung von Absetzbecken (DAMMANN et al., 1999) 

Filterspülwässer aus Aufbereitung von 

Grundwasser Oberflächenwasser 

Sedimentationszeit in h 12 – 36 (ohne * ) 1 – 6 (ohne * ) 


u. a. auf fehlende Kenntnis über neue gesetzliche Vorschriften, umweltschonende 

Verwertungsmöglichkeiten bzw. technische und betriebswirtschaftliche Kenntnisse 

(WICHMANN, 2004). In Einzelfällen können bestehende und unterschiedlich gefasste 

gesetzliche Regelungen auch eine Verwertung behindern. 

Tab. 2.8: Praktizierte Verwertungswege (DAMMANN et al., 1999) 

Eisenschlamm 

Kalkschlamm 

Schnellreaktorkorn 

Al- 

Schlamm 

Kanalisation, Kläranlage 

 

Landwirtschaft 

Zementproduktion 

Ziegelproduktion 

 

Futtermittelherstellung 

 

Rekultivierung (Deponie,Bergbauhalden) 

2.20.4 Beseitigung 

Klarwässer aus der Sedimentation werden oft in Gewässer abgeleitet. Die Rückführung 

in den Wasseraufbereitungsprozess wird bei geschützten Grundwässern ebenso 

praktiziert. Bei der Oberflächenwasseraufbereitung wird die Rückführung grundsätzlich 

abgelehnt. Davon kann nur abgewichen werden, wenn hygienische Gefahren 

beispielsweise durch die Anreicherung von Mikroorganismen durch die Rückführung 

ausgeschlossen werden können (DVGW W 221/Teil 2). Schlammwässer werden 

kontrolliert in öffentliche Abwasseranlagen eingeleitet. Dazu müssen u. a. die Anforderungen 

des DVGW-Merkblattes W 222 berücksichtigt werden. Sofern die entwässerten 

Schlämme nicht verwertbar sind, erfolgt die Beseitigung von festen Rückständen 

in der Regel auf Deponien, die im Allgemeinen als Mischdeponien für Siedlungsabfälle 

betrieben werden (DVGW W 221/Teil 3). 

Zur Organisation der Entsorgung von Wasserwerksrückständen in kleinen, dezentral 

gelegenen Wasserwerken wurde unter Berücksichtigung technischer und betriebswirtschaftlicher 

Aspekte das Logistiksystem „ELSY“ entwickelt, dessen Umsetzung in 

Pilotregionen in Deutschland erprobt wird (WICHMANN et al., 2000). 

2.20.5 Ergebnisse von Datenerhebungen in Deutschland 

Der Anfall von Wasserwerksrückständen in Deutschland wurde auf Basis von Umfragen 

unter Wasserversorgungsunternehmen extrapoliert. Wie aus Tabelle 2.9 hervorgeht, 

handelt es sich meist um Rückstände aus der Enthärtung.


Tab. 2.9: Auf Deutschland extrapolierte Rückstandsmengen aus Wasserwerken für 

das Jahr 1998, nach WICHMANN et al. (2002) 

Rückstand Anfall in t TR/a Anfall in % 

Kalk 73.000 40 

Fe/Mn 26.000 14 

Flockung (Fe, Al) 24.000 13 

Sonstige 59.000 32 

Summe 181.000 100 

In Hinblick auf belastende anorganische Komponenten der Rückstände wurden von 

den Versorgungsunternehmen insbesondere Zink, Kupfer, Chrom, Nickel, Blei, Arsen 

und Cadmium angegeben, wobei die angegebene Reihenfolge die Häufigkeit der 

Nennungen durch die Wasserwerke berücksichtigt (SCHNEIDER, 1995). Tabelle 

2.10 stellt die durch Versorgungsunternehmen praktizierten Entsorgungswege dar. 

Tab. 2.10: Entsorgungswege für Wasserwerksrückstände von 780 Wasserwerken 

aus Deutschland für das Jahr 1998, nach WICHMANN et al. (2002) 

Entsorgungsweg 

nach 

Häufigkeit der 

Nennung in % 

nach 

Massenangaben 

in % 

nach 

Mengenangaben 

in % 

Beseitigung, gesamt 73 47 96 

Deponie 35 35 

Kläranlage 31 12 

Vorfluter 7 0 

Verwertung, gesamt 27 53 4 

Abwasseranlage 5 

Land- und Forstwirtschaft 9 

Umwelttechnik etc. 6 

Gewerbliche Wirtschaft 7 25 

Summe 

100 % = 

780 

Unternehmen 

100 % = 

172.000 t/a 

(Naßgewicht) 

100 % = 

5.921.364 m³/a 

(Naßvolumen)


2.21 Wasserverteilung 

Etwa 60 % aller Investitionen der deutschen Wasserversorgungsunternehmen fließen 

in das Rohrnetz. Dies entsprach im Jahr 1995 einem Betrag von etwa 1 Mrd. €. Weitere 

6 % der Investitionen gehen in die Wasserspeicherung und damit fast ebenso 

viele Mittel wie in die Aufbereitung (8 %) (BGW, 1995). Dementsprechend umfangreich 

sind die Erfahrungen und technischen Regelungen für die Wasserverteilung 

und –speicherung, wie aus den Arbeitsblättern W 300 bis W 453 des DVGW- 

Regelwerkes hervorgeht. Hingewiesen wird insbesondere auf die Arbeitsblätter 

W 400 und W 401. 

Das Rohrnetz zur Wasserverteilung in Deutschland hat eine Länge von ca. 400.000 

km. Als Rohrmaterialien sind Gusseisen (50%), Kunststoffe (30 %) sowie Stahl und 

zementgebundene Werkstoffe verlegt. 

Die Wasserverluste in Deutschland sind im internationalen Vergleich als sehr gering 

einzustufen und betragen im Durchschnitt 8 % (BGW, 2003). Die regelmäßig durch 

den DVGW aktualisierte „Schadenstatistik Wasser“ schafft eine zuverlässige Datenbasis 

für die Instandhaltung des Rohrnetzes, mit der ca. 30 % der gesamten Rohrnetzlänge 

und ca. 40 % der Wasserabgabe erfasst werden (DVGW, 2002). Aus der 

Schadenstatistik geht u. a. hervor, dass die Schadenhäufigkeit bei Versorgungs- und 

Hausanschlussleitungen sowie bei Armaturen in Ostdeutschland wesentlich höher im 

Vergleich zum Westen Deutschlands liegt. (Tabelle 2.11). 

Tab. 2.11: Schadenhäufigkeit bei Transport und Verteilung im Jahr 1999 (DVGW, 

2002) 

Versorgungsleitungen 

Hausanschlussleitungen 

Rohrnetzarmaturen 

Schäden 

pro 100 km 

Schäden pro 1.000 Anschlüsse 

Ostdeutschland 29 15 15 

Westdeutschland 12 4 3 

Deutschland ges. 13 5 5 

* Schieber, Klappen, Anbohrarmaturen, Ober- und Unterflurhydranten 

Erfahrungen von Unternehmen, die bei der Verwendung von zementmörtelausgekleideten 

Stahlrohren bzw. bei Rohren aus Spann- oder Stahlbeton gewonnen wurden, 

enthalten u. a. die DVGW-Arbeitsblätter W 341, W 343, W 346 und W 347. 

Hierbei ist auch der Transport weicher Wässer berücksichtigt. 

Die Verteilung des Trinkwassers im Netz erfolgt unter hohem Druck, der permanent 

aufrechterhalten wird, um Verunreinigungen von außen auszuschließen. Die kontinuierliche 

Versorgung der Verbraucher mit Trinkwasser ist jederzeit gesichert. Im Netz


weist das Trinkwasser in der Regel keine oder nur sehr geringe Restgehalte an freiem 

Desinfektionsmittel auf. Wesentliche Hinweise zum Einsatz der Desinfektionsverfahren 

sowie zum desinfektionsmittelfreien Netzbetrieb werden im DVGW- 

Arbeitsblatt W 290 gegeben. 

Angaben zur Reinigung und Desinfektion von Rohrleitungen finden sich u. a. im 

DVGW-Arbeitsblatt W 291. 

Die Wasserspeicherung erfolgt meist in Behältern in Beton bzw. in Spannbetonbauweise. 

Neuere Wasserspeicher werden zum Teil auch in Edelstahl gefertigt, wie beispielsweise 

eine 500 m³ Speicheranlage für das Wasserwerk von Donaueschingen, 

deren Kosten im konkreten Fall 20 % unter der konventionellen Lösung lagen 

(BACHHOFER und BRUGGER, 2003). 

Bei der Verteilung von Wässern unterschiedlicher Herkunft werden die Vorgehensweisen 

gemäß DVGW-Arbeitsblatt W 216 angewendet. 

Rostwasserproblemen im Leitungsnetz wird mit gezielten Spülungen und/oder dem 

Einsatz von Inhibitoren begegnet. Beispielsweise traten in den 60er Jahren massive 

Rostwasserprobleme im Rohrnetz der Stadtwerke Düsseldorf auf, die damals auf den 

hohen CO 2 -Gehalt im Uferfiltrat bedingt durch biologische Abbauprozesse zurückgeführt 

wurden. Abhilfe wurde durch die Dosierung von Natronlauge am Ende der Aufbereitung 

erreicht. In den achtziger Jahren traten erneut Rostwasserprobleme bedingt 

durch den relativ hohen Salzgehalt des Rheinuferfiltrates auf. Daher wurde die 

Natronlaugedosierung erfolgreich durch eine Korrosionsinhibitordosierung mit Phosphat 

und Silikat ersetzt (IRMSCHER und TEERMANN (2003), KLINGER et al. 

(2004)). 

2.22 Zusammenfassung 

Die deutsche Wasserversorgung betrachtet schon seit Jahrzehnten das Multi-Barrier- 

Prinzip, d.h. das gemeinsame Wirken von 

− einem umfassenden Schutz des Rohwassers 

− einer sicheren, ggf. mehrstufigen Aufbereitung 

− einer nachhaltigen Pflege des Rohrnetzes 

als Voraussetzung für die Gewährleistung einer einwandfreien Trinkwasserbeschaffenheit 

beim Verbraucher. Auf dieser Basis hat die deutsche Wasserversorgung im 

internationalen Vergleich einen hohen Stand erreicht. 

Einige Studien aus dem Ausland suggerieren, dass Deutschland in der Wasserversorgung 

auf hinteren Plätzen rangiert. Beispielsweise nimmt Deutschland im Länderranking 

der UNESCO (2003) bei der Wasserqualität Platz 57 ein und liegt damit 17 

Plätze hinter Bangladesch. Wie der BGW (2003) in einer Analyse dieses Länderran-


kings festgestellt hat, wird auf Grund methodischer Unzulänglichkeiten bei der Datenerfassung 

jedoch nicht die reale Situation in der öffentlichen Trinkwassergewinnung 

dargestellt. 

In Deutschland haben der Schutz der Rohwasserressourcen sowie natürliche bzw. 

naturnahe Aufbereitungsverfahren einen hohen Stellenwert. Bei der Verteilung besteht 

neben der nachhaltigen Netzpflege umfangreiches Know-how für eine Verteilung 

von Trinkwasser ohne Desinfektionsmittelrestgehalte. Schwerpunkte künftiger 

Entwicklungen in Deutschland werden bei der Wasseraufbereitung die verstärkte 

Nutzung von Membranverfahren und bei der Verteilung eine weitere Optimierung des 

Netzmanagements sowie eine Optimierung des Korrosionsschutzes sein. Darüber 

hinaus wird der im internationalen Vergleich sehr hohe Stand in der Wasseranalytik 

ausgebaut.


3 Trinkwassergewinnung und -verteilung im Ausland 

3.1 Länderkategorien 

Prinzipiell können Länder in Hinblick auf ihren Entwicklungsstandard in drei Kategorien 

eingeteilt werden: 

- Industrieländer (IL, hoher Entwicklungsstandard) 

- Schwellenländer (SL, mittlerer Entwicklungsstandard) 

- Entwicklungsländer (EL, niedriger Entwicklungsstandard). 

Schwellenländer sind eine Gruppe von Staaten, die zwar noch zu den 

Entwicklungsländern gezählt werden, aber nicht mehr deren typische Merkmale aufweisen. 

Schwellenländer sind, gemessen an wirtschaftlichen Entwicklungsindikatoren, 

auf dem Wege zur Industrialisierung. Dieses Stadium ist durch einen weitgehenden 

Umbau der Wirtschaftsstrukturen gekennzeichnet, die von Agrarwirtschaft zur 

Industrialisierung führen. Das Land ist üblicherweise geprägt durch starke Gegensätze 

zwischen Arm und Reich. Die sozialen Entwicklungsindikatoren (Alphabetisierungsrate, 

Säuglingssterblichkeit, Lebenserwartung, Entwicklung einer Zivilgesellschaft) 

sind gegenüber den wirtschaftlichen Indikatoren weniger stark ausgeprägt. 

Die Zuordnung eines Landes in SL, EL oder IL beruht im Wesentlichen auf politischen 

Wertevorstellungen und ist nicht durch international akzeptierte Kennzahlen 

gedeckt. Dennoch gestatten diese Kategorien wenigstens eine grobe Einteilung und 

können zur Bewertung der Exportfähigkeit von verschiedenen Technologien herangezogen 

werden. 

3.2 Sozioökonomische Hintergründe zum Trinkwasser 

In Entwicklungsländern steht nach wie vor großen Teilen der Bevölkerung keine 

sichere Trinkwasserversorgung aus einem leitungsgebundenen zentralen System, 

d.h. weder Aufbereitungs- noch Verteilungsanlagen für Trinkwasser, zur Verfügung. 

Wasser wird in diesen Fällen entweder über Brunnen, Nachbarn mit Hausanschluss, 

privaten Wasserverkäufern oder sogar über zweifelhafte Oberflächenwässer beschafft. 

Neben diesen quantitativen und qualitativen Defiziten ist gerade der Bezug 

von Wasser von privaten Verkäufern kostspielig, so dass Ärmeren die Mittel für den 

Kauf von Flaschenwasser fehlen. Hier gilt es zuerst, Mindestvoraussetzungen für den 

Zugang zu einwandfreiem Trinkwasser zu schaffen. Dabei sind technisch und ökonomisch 

angepasste Technologien und Konzepte gefragt; dies umfasst auch die Erfordernis 

einer langfristig sichergestellten Wartung und Unterhaltung der Anlagen. 

In Schwellenländern stehen neben einfachen zum Teil auch bereits moderne Aufbereitungs- 

und Verteilungsanlagen zur Verfügung. Problematisch kann auch hier 

eine unzureichende Wartung sein, einhergehend mit ungenügenden Finanzmitteln 

wegen zu geringer und/oder zu ineffizient eingetriebener Gebührenrechnungen. Im

Trinkwassergewinnung und –verteilung im Ausland 32 

Wissen über die schlechte Qualität ihres Leitungswassers bieten selbst Versorgungsunternehmen 

den Verkauf von abgefülltem Wasser an, wie beispielsweise 

Wasserwerke in Peking oder Bangkok. Das Zurückgreifen der Bevölkerung auf Flaschenwasser 

ist länderspezifisch unterschiedlich stark ausgeprägt. Während es beispielsweise 

in Thailand (BIP 7.400 $/Einwohner, 2003) üblich ist, Flaschenwasser zu 

kaufen, wird ein solches Verhalten in den Philippinen (BIP 4.600 $/Einwohner, 2003) 

weniger beobachtet. Allerdings hängt dieses Verhalten von den entsprechenden Erfahrungen 

der Bevölkerung aus der Vergangenheit in Hinblick auf Qualität und Verfügbarkeit 

von Leitungs- oder Brunnenwasser. Auch spielen Sicherheitsüberlegungen 

in Hinblick auf gesundheitliche Auswirkungen des Leitungswassers eine erhebliche 

Rolle. Für solche Regionen bedeutet dies, dass selbst nach einer Modernisierung der 

Wasserwerke und Rohrnetze es noch einer erheblichen Überzeugungsarbeit bedarf, 

um auch beim Verbraucher entsprechendes Vertrauen in das Leitungswasser zu entwickeln. 

Auch in einigen Industrieländern geben Verbraucher zum Trinken teilweise Flaschenwasser 

dem Vorzug vor Leitungswasser. Die Gründe für das Trinken von Flaschenwasser 

unterscheiden sich jedoch von denen der Entwicklungs- bzw. Schwellenländer 

und liegen u. a. im geschmacklichen Empfinden sowie im Glauben an eine 

gesundheitsfördernde Wirkung stark mineralhaltiger Wässer. Die Versorgungsunternehmen 

versuchen diesen Gewohnheiten durch eine entsprechende Kommunikation 

mit den Verbrauchern entgegenzutreten. Beispielsweise wurden vor und insbesondere 

zur Inbetriebnahme der Nanofiltrationsgroßanlage Méry-sur-Oise (Frankreich) für 

300.000 Haushalte im Versorgungsgebiet Öffentlichkeitskampagnen durchgeführt, 

um die Verbraucher zum Umsteigen von Mineralwasser auf Leitungswasser zu bewegen 

(BEROS et al., 2000). Darüber hinaus gibt es Kampagnen die allgemein für 

Leitungswasser werben und insbesondere auf den Kostenvorteil von Leitungswasser 

sowie auf die Erfordernis der Entsorgung bei der Nutzung von Einwegflaschen hinweisen 

(SEDIF, 2004; BBC, 2005). Selbst Umweltgruppen wie WWF versuchen, die 

Verbraucher von der Verwendung von Flaschenwasser abzubringen (IRC, 2004). 

In vielen Schwellen- und Entwicklungsländern ist zu beobachten, dass die in Mitteleuropa 

gefestigten Vorstellungen von Trinkwasser dort noch sehr schwach entwickelt 

sind. Da häufig scheinbar alternative Wasserstellen (Regenwasser, Wasser aus 

Flussläufen usw.) kostenlos zur Verfügung stehen, müssen die gesundheitlichen 

Nachteile sowie die Vorteile einer sicheren Trinkwasserversorgung erst klar gemacht 

werden. Zusätzlich ist vor einem Projekt umfangreiche Aufklärungs- und Überzeugungsarbeit 

zu leisten, um den späteren Nutzern die Notwendigkeit eines umfangreicheren 

und damit teureren Schutzes von Rohwässern für die Trinkwasserversorgung 

darzulegen, für deren Betrieb zudem kostendeckende Tarife bezahlt werden sollten.


3.3 Verordnungen und Regelwerke 

3.3.1 WHO-Trinkwasserleitlinie 

Die WHO-Trinkwasserleitlinie dient in den meisten Ländern als wissenschaftliche 

Basis für die Entwicklung nationaler Standards. Die angegebenen Zahlenwerte und 

Dokumentationen stellen erst dann verbindliche Grenzwerte bzw. Regelungen dar, 

wenn sie im Kontext mit den lokalen Bedingungen bzw. Verordnungen stehen, werden 

aber im Zweifelsfall als Referenzwerte anerkannt. Damit soll der Vorteil einer auf 

die konkreten Bedingungen abgestimmten Risiko-Nutzen-Analyse bei der Entwicklung 

nationaler Regulierungen genutzt werden. Darüber hinaus wird die WHO- 

Trinkwasserleitlinie am besten durch ein integriertes, präventives Regelwerk eingeführt, 

das den kompletten Versorgungsprozess von der Rohwasserfassung bis hin 

zum Zapfhahn des Verbrauchers umfasst (WHO, 2004). 

Mit der Überarbeitung der WHO-Trinkwasserleitlinie (2004) wurden u. a. die so genannten 

„Water Safety Plans“ (WSP) neu aufgenommen, die ein gesamtheitliches 

Sicherheitskonzept für ein Wasserversorgungssystem von der Wasserfassung bis 

zum Verbraucher beinhalten. Die WSP basieren auf Prinzipien des HACCP- 

Konzeptes (Hazard Analysis and Critical Control Points = Gefahrenanalyse und kritische 

Steuerungspunkte), sind jedoch wesentlich breiter gefasst und nutzen eher eine 

Vielzahl (control points - CP) als einzelne kritische Steuerungspunkte (critical control 

points – CCP) (Umweltbundesamt, 2003). 

WSP bestehen aus 3 Hauptkomponenten (WHO, 2004): 

- Systemeinschätzung (z. B. Gefahrenanalyse durch Gewichtung der Risiken, 

Maßnahmen zur Verhinderung der Kontamination, Verbesserungen am System) 

- Monitoring (z. B. an Steuerungspunkten aus der Systemeinschätzung, Festlegung 

der Methoden und der Häufigkeit) 

- Maßnahmepläne (z. B. Dokumentation der Systemeinschätzung, künftige Erweiterungen, 

Monitoring, Handlungsanweisungen für Routine- und Notfälle, Kommunikations- 

und Informationsflüsse) 

- Schulung des Betriebspersonals 

In vielen Ländern stehen diese Überlegungen und die diesbezüglichen Diskussionen 

allerdings noch am Anfang. 

3.3.2 Beispiele von landesspezifischen Regelungen 

Brasilien, China, Indonesien, Iran, Südafrika, Thailand und Vietnam verfügen wie viele 

andere Länder über eigene nationale Trinkwasserverordnungen (TrinkwV). In China 

gelten zwei TrinkwV, eine für den städtischen und eine für den ländlichen Raum, 

wobei für städtische Gebiete strengere Grenzwerte gelten. Neben den TrinkwV verfügen 

einzelne Ländern (z. B. China, Südafrika, Thailand, Vietnam) über Regelungen


zu Mindestanforderungen an die Rohwasserbeschaffenheit. Kaum verbreitet sind 

hingegen Regelwerke für die Praxis der Wasseraufbereitung. 

In den nationalen TrinkwV im Ausland sind im Vergleich zur deutschen TrinkwV ü- 

berwiegend höhere Grenzwerte angegeben, so beispielsweise für Mangan, Benzol 

und THM. Allerdings gibt es in einigen Ländern auch einzelne Parameter, die in 

Deutschland überhaupt nicht oder mit einem höheren Grenzwert belegt sind. Dafür 

seien zwei Beispiele angeführt: (1) Die brasilianische TrinkwV nennt im Unterschied 

zu der deutschen Regelung Grenzwerte für Algentoxine. (2) Für Nitrat liegt der 

Grenzwert gemäß der vietnamesischen TrinkwV bei 10 mg/L, während in Deutschland 

ein fünfmal so hoher Wert gilt. 

Die Überwachung der Einhaltung von Grenzwerten ist im Vergleich zu Deutschland 

weitaus weniger verbreitet. Dies liegt u. a. darin begründet, dass die zuständigen Behörden 

sich noch im Aufbau befinden oder unterbesetzt sind bzw. Verantwortlichkeiten 

nicht eindeutig zugeordnet bzw. nicht durchsetzbar sind. Teilweise hat die 

TrinkwV nicht den Status eines Gesetzes wie in Deutschland sondern den eines Regelwerkes 

(z. B. in China), so dass auch dadurch ein gewisser größerer Spielraum 

gegeben ist. 

3.4 Ergebnisse von Untersuchungen vor Ort 

3.4.1 Datenbasis 

Im Rahmen einer Datenerhebung in ausländischen Wasserwerken wurden aktuelle 

Erfahrungen über Anforderungen und Probleme in der Praxis im Ausland gesammelt. 

In Abstimmung mit dem Projektträger des BMBF sind dazu folgende Länder ausgewählt 

worden: Brasilien, China, Iran, Indonesien, Südafrika, Thailand, Vietnam und 

die USA. Die im Kap. 3.3 zusammengefassten Ergebnisse sind in einer Broschüre 

detailliert beschrieben, die über das Technologiezentrum Wasser Karlsruhe bezogen 

werden kann (KÜHN et al., 2003). Für die Datenerhebung wurden insgesamt 80 

Wasserwerke mit Kapazitäten zwischen 500 und 3,8 Mio. m³/d aufgesucht. Die 

Summe der abgegebenen Wassermengen der aufgesuchten Wasserwerke lag zwischen 

5 und 70 % bezogen auf die Gesamtkapazität aller Wasserwerke des jeweiligen 

Landes. 

3.4.2 Rohwasserherkunft 

In den für die Datenerhebung herangezogenen Ländern wird mit Ausnahme von China 

und den städtischen Gebieten im Iran überwiegend Oberflächenwasser zur Trinkwassergewinnung 

genutzt.


Tab. 3.1: Rohwasserherkunft in ausgewählten Ländern 

Land Oberflächenwasser in % Grundwasser in % 

China 30 70 

Iran (Städte), Deutschland 35 65 

Indonesien, USA, Vietnam 65 35 

Südafrika 80 20 

Thailand 90 10 

Brasilien 95 5 

3.4.3 Einzugsgebietsmanagement und Gewässerschutz 

Die Wahrnehmung für die Wechselwirkungen und Zusammenhänge im Wasserkreislauf 

ist oft schwach ausgeprägt. Dies führt dazu, dass Rohwasserressourcen wenig 

geschützt werden und demzufolge auch ein Einzugsgebietsmanagement nicht existiert. 

Eine geregelte Abwasserbehandlung gibt es in Entwicklungsländern und zum 

Teil auch in Schwellenländern nicht flächendeckend. Kommunale und häufig auch 

industrielle Abwässer werden vielerorts unbehandelt in Oberflächengewässer eingeleitet. 

Großflächige landwirtschaftliche Aktivitäten, das Ausbringen von Abwasser auf 

Feldern oder eine fehlende bzw. ungenügende Sicherung von kommunalen Abwassergruben 

in ländlichen Gebieten (z. B. China, Vietnam) stellen weitere Ursachen für 

eine Verschmutzung der für die Trinkwassergewinnung genutzten Rohwässer dar. 

Auf diese Ausgangslage muss sich die Trinkwassergewinnung einstellen, insbesondere 

wenn sie aus Oberflächenwässern erfolgt. 

Die Verunreinigung der Oberflächenwässer und lokaler Wassermangel hat zur Folge, 

dass bei entsprechenden geologischen Gegebenheiten verstärkt auf Grundwasser 

zurückgegriffen wird. Übermäßige Grundwasserentnahmen können jedoch zu Bodenabsenkungen 

mit den daraus resultierenden Schäden an der Infrastruktur (z. B. 

China, Thailand) und in Grundwasserfassungen an Küstenstreifen zu Salzwasserintrusionen 

führen (z. B. Südafrika, Vietnam, USA). Gravierende Folgen sind auch 

bei der Konsumierung fossilen Grundwassers zu erwarten (z. B. Sahelzone, Libyen). 

3.4.4 Wasserbeschaffenheit 

Besondere Aufmerksamkeit verdient grundsätzlich die mikrobiologische Wasserbeschaffenheit. 

Auf Grund der klimatischen Verhältnisse, der in vielen Ländern unzureichenden 

Abwasserentsorgung, der häufigen Nutzung von Oberflächenwasser 

mit einfachen Aufbereitungsverfahren im Wasserwerk, undichter Rohrnetze, illegaler 

Entnahmen von Trinkwasser aus dem Rohrnetz oder die Nutzung von Hausspeichern 

können neben den Rohwässern auch die Trinkwässer mikrobiell belastet sein.


Bezüglich der chemischen Wasserbeschaffenheit zeigten Untersuchungen ausgewählter 

Einzelproben in verschiedenen Ländern, dass die zur Trinkwassergewinnung 

genutzten Rohwässer von guter Qualität sind und auch in den untersuchten 

Trinkwässern keine auffälligen oder gar besorgniserregenden Befunde auftreten 

(KNEPPER et al., 2005). Die Grenzwerte für chemische Parameter der nationalen 

Trinkwasserverordnungen, die sich in vielen Ländern an den Vorgaben der WHO 

orientieren und meist nur wenig von den Werten in der deutschen Trinkwasserverordnung 

abweichen, wurden in den allermeisten Fällen eingehalten. Ausnahmen 

ergeben sich vor allem bei Desinfektionsnebenprodukten. Auf Grund der Rohwasserbeschaffenheit 

ist davon auszugehen, dass in Wasserwerken Optimierungsbedarf 

besteht, um jederzeit ein gering trübstoffhaltiges und mikrobiell einwandfreies 

Trinkwasser zu gewinnen. Maßnahmen zur Einstellung des Zustandes der Calcitsättigung 

bzw. der Korrosionsinhibitordosierung wären außerdem erforderlich. Die aus 

Oberflächenwässern gewonnenen Trinkwässer sind oft sehr weich und die Calcium- 

Gehalte liegen häufig deutlich unter 10 mg/L (z. B. in Brasilien, Südafrika, Thailand). 

Die Belastung der Rohwässer mit Schwermetallen wie Arsen, Blei oder Cadmium ist 

meist vergleichsweise niedrig. Dies schließt allerdings nicht aus, dass lokale Kontaminationen 

zu größeren Schwierigkeiten führen können (z. B. Arsen- und Fluoridproblematik 

in Indien und Bangla Desh). Hinsichtlich Eisen und Mangan wird durch 

die Aufbereitung in den Wasserwerken i.d.R. eine effektive Verminderung der Gehalte 

erreicht, wie dies in Bild 3.1 beispielhaft für brasilianische Wasserwerke dargestellt 

ist. 

2,0 

Eisen 

Rohwasser 

Reinwasser 

Eisen bzw. Mangan in mg/L 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

Eisen 

Eisen 

Eisen 

Mangan 

Mangan 

Mangan 

Mangan 

Eisen Mangan 

WW 1 WW 2 WW 3 WW 4 WW 5 

Bild 3.1: Eisen- und Mangangehalte in Roh- und Reinwässern verschiedener brasilianischer 

Wasserwerke


Die Folgen eines fehlenden oder wenig ausgeprägten Gewässerschutzes führen in 

vielen Ländern zu der Bildung und dem übermäßigen Wachstum von Algen, beispielsweise 

in Binnenseen. Teilweise erreicht der Algenbewuchs ein Ausmaß, das 

eine Nutzung des Seewassers für die Trinkwassergewinnung verhindert (z. B. in Brasilien 

oder China). Oft wird die Algenproblematik durch die vorherrschenden klimatischen 

Bedingungen begünstigt. In verschiedenen Regionen weisen die Vorfluter bei 

langer Sonnenscheindauer Temperaturen von ca. 18-25 °C (z. B. Vietnam, Thailand) 

auf. Einige Wasserwerke verfügen darüber hinaus über offene Sedimentationsbecken 

als Voraufbereitung, so dass hierdurch in warmen Klimazonen ein weiterer 

Temperaturanstieg auftritt. 

Stichprobenuntersuchungen in Wasserwerken in Brasilien, China, Indonesien, Südafrika, 

Thailand und Vietnam zeigten, dass organische Spurenstoffe wie beispielsweise 

Insektizide, Arzneimittelrückstände, Röntgenkontrastmittel oder Komplexbildner in 

den Rohwässern der Wasserwerke in der Regel nicht oder in sehr geringen Konzentrationen 

auftraten. In Entwicklungs- und Schwellenländern ist weniger mit dem Auftreten 

dieser „Industriechemikalien“ zu rechnen. Es ist allerdings anzumerken, dass 

bei diesen Ländern abzuwarten bleibt, ob die technologische Weiterentwicklung der 

Kläranlagentechnologien mit der raschen industriellen Entwicklung Schritt hält. Sollte 

dies nicht der Fall sein, ist zukünftig sicher mit einer zunehmenden Belastung insbesondere 

der Oberflächenwässer mit den genannten organischen Industriechemikalien 

zu rechnen. Untersuchungen in Wasserwerken haben bereits gezeigt, dass die 

heute eingesetzten Aufbereitungstechnologien nicht für die Entfernung dieser organischen 

Stoffe geeignet sind, so dass sich die Rohwasserbelastungen sofort negativ 

auf die Trinkwasserqualität auswirken würden. 

In den Rohwässern sind häufig erhöhte Konzentrationen an natürlichen organischen 

Stoffen anzutreffen, die bei der Trinkwasseraufbereitung nicht wesentlich reduziert 

werden, wie dies Bild 3.2 beispielhaft für einige südafrikanische Wasserwerke zeigt. 

In Verbindung mit den in ausländischen Wasserwerken üblicherweise angewendeten 

hohen Chlorzugabemengen von mehreren mg/L führt dies häufig zu einer verstärkten 

Bildung von Desinfektionsnebenprodukten. So sind in vielen Ländern im Trinkwasser 

hohe THM-Gehalte nachweisbar. Entsprechende Beispiele zeigt Bild 3.3 für Südafrika. 

Die nationalen Trinkwassergrenzwerte für THM werden dennoch in den meisten 

Fällen eingehalten. Zudem müssen die für deutsche Verhältnisse hohen Gehalte an 

Desinfektionsnebenprodukten in den verteilten Trinkwässern auch vor dem Hintergrund 

der in den betrachteten Ländern deutlich erhöhten Wahrscheinlichkeit für 

mikrobielle Belastungen der Wässer beurteilt werden. 

In manchen Trinkwässern sind die THM-Gehalte trotz hoher Gehalte an Desinfektionsmitteln 

gering, was auf die Anwesenheit von Ammoniumionen zurückzuführen ist. 

Die Anwesenheit von Ammonium im Trinkwasser kann daraus resultieren, dass Ammonium 

aus dem Rohwasser während der Aufbereitung nicht vollständig entfernt 

wird (z. B. in Vietnam) bzw. dass während der Aufbereitung eine Dosierung von Ammonium 

erfolgt, um die THM-Bildung zu begrenzen (z. B. in China oder USA). In


Brasilien bzw. in den USA wird in einigen Fällen Chlor durch Chlordioxid ersetzt, um 

eine THM-Bildung zu vermeiden. Eine Chlorit- und Chloratbildung wird hierbei oft 

übersehen bzw. ist nicht durch einen Grenzwert erfasst. 

12 

10 

Rohwasser 

Reinwasser 

8 

TOC in mg/L 

6 

4 

2 

0 

WW 1 WW 2 WW 3 WW 4 WW 5 WW 6 WW 7 WW 8 

Bild 3.2: TOC-Gehalte in Roh- und Reinwässern südafrikanischer Wasserwerke 

50 

40 

Trichlormethan 

Bromdichlormethan 

Dibromchlormethan 

Tribrommethan 

Σ 

52,5 

THM in µg/L 

30 

20 

Σ 23,3 

Σ 

33,2 

Σ 

62,1 

Σ 23,2 

Σ 24,9 

Σ 14,8 

10 

Σ 10,9 

0 

WW 1 WW 2 WW 3 WW 4 WW 5 WW 6 WW 7 WW 8 

Bild 3.3: THM-Konzentrationen in Trinkwässern in Südafrika


3.4.5 Aufbereitung 

Die Aufbereitung von Oberflächenwässern erfolgt meist durch Flockung, Sedimentation, 

Filtration und Desinfektion (z. B. Brasilien, China, Indonesien, Südafrika, Thailand, 

Vietnam), wobei in der Regel schon mit einer Desinfektion bzw. Oxidation mit 

Chlor begonnen wird. Als Flockungsmittel werden Aluminium- und Eisensalze und in 

Einzelfällen Flockungshilfsmittel zugegeben. In einigen Ländern stehen bestimmte 

Aufbereitungsstoffe nicht zur Verfügung. So kann beispielsweise Vietnam nicht auf 

Flockungshilfsmittel zurückgreifen. Die Dosierung von Flockungsmitteln erfolgt oft 

durch freien Einlauf in Gerinne mit turbulenter Strömung (z. B. Brasilien, China, Indonesien, 

Thailand, Vietnam). Sedimentationsbecken sind teilweise überbemessen 

(z. B. China). 

Zur Schnellfiltration werden mehrheitlich Einschichtfilter verwendet. Die Einschichtfilter 

haben im Vergleich zu dem in Deutschland üblichen Filterschichtaufbau meist 

geringere Schütthöhen und geringere Filterkorndurchmesser. Die Spülung der Filter 

erfolgt teilweise ohne Pumpen und nur mit Wasser (z. B. Brasilien, Thailand, Vietnam), 

obgleich die vorteilhafte Wirkung einer Luftspülung bekannt ist. Ein Abschlag 

von Erstfiltrat erfolgt nicht (z. B. China, Thailand, Vietnam). Schlammwässer aus Filterspülungen 

werden in Gebieten mit Wassermangel (z. B. Regionen in Südafrika 

und den USA) aufbereitet und die Klarwässer nach Sedimentation dem Rohwasser 

wieder zurückgeführt. Teilweise werden z. B. in den USA Schlämme mit natürlichem 

Oberboden vermischt bzw. mit Tonböden überdeckt (ALDEEB et al., 2003). 

In Brasilien zeigen sich auf Grund von Vorgaben des Gesetzgebers erste Bemühungen, 

das Spülabwasser aufzubereiten. Auch in anderen Ländern mit geringem BIP 

werden allmählich Wasserwerksrückstände als Problem erkannt. 

Ozon und Aktivkohle wird in Brasilien, China, Indonesien, Südafrika, Thailand und 

Vietnam aus Kostengründen kaum eingesetzt. Für manche Länder ist Aktivkohle ein 

Importprodukt (z. B. Südafrika, Vietnam), was den Erwerb und vor allem die Unterhaltung, 

insbesondere bei einer schwachen Währung, zusätzlich verteuert. Analoge 

Folgerungen gelten für Membranverfahren, die in Großanlagen der öffentlichen Wasserversorgung 

bisher nur in Einzelfällen wie beispielsweise eine 1000 m³/h-MF- 

Anlage in Jordanien (WATER21, 2004) oder in Namibia realisiert wurden. 

Unter regionalen Bedingungen werden mit dem Einsatz von Mitteln auf Chlorbasis, 

meist Hypochlorit oder seltener Chlorgas , mehrere Aufgaben verbunden: 

- Desinfektion 

- kostengünstige Oxidation (z. B. Ammonium) 

- „Reparatur“ einer unzureichenden Aufbereitung 

Das Chlorgas wird beispielsweise in Druckbehältern zu den Wasserwerken geliefert 

und dort gelagert, wobei sich die Sicherheitsvorkehrungen im Vergleich zu entspre-


chenden Maßnahmen Deutschland teilweise erheblich unterscheiden. Um Risiken 

beim Transport der Chlorbehälter auszuschließen wird in Einzelfällen versucht, Chlor 

elektrolytisch im Wasserwerk herzustellen. 

Die Gesamtzugabemengen an Mitteln auf Chlorbasis unter regionalen Bedingungen 

sind meist erheblich höher im Vergleich zu Deutschland. Beispielsweise kann die 

Gesamtzugabemenge unter regionalen Bedingungen zwischen 1 und 5 mg/L Chlor 

und teilweise auch noch höher liegen. Hierbei ist gilt es jedoch zu berücksichtigen, 

dass ein Gehalt an freiem Desinfektionsmittel im Rohrnetz gefordert sein kann. Dazu 

wurden die Richtlinien der WHO mit Mindestrestchlorgehalten von 0,2 mg/L meist in 

nationale Vorschriften übernommen. 

In einigen Ländern ist das Chloraminverfahren verbreitet, bei dem nach der Dosierung 

von Chlor Ammonium zugegeben wird. Mit dem Einsatz des Chloraminverfahrens 

soll eine verminderte Bildung von Desinfektionsnebenprodukten, insbesondere 

der THM, sowie eine Desinfektionswirkung im Netz erreicht werden. Vergleichsweise 

wenig genutzt wird Chlordioxid, wie auch Ozon sowie die UV-Bestrahlung. 

Viele Wasserversorgungsunternehmen in Schwellen- oder Entwicklungsländern verfügen 

über einen Personalstamm, der, bezogen auf die produzierte Wassermenge 

bzw. die vorhandenen Hausanschlüsse, ein Vielfaches von dem in Deutschland ist, 

und auch über dem von der Weltbank empfohlenen Limit liegt. Dies führt neben 

Schwierigkeiten bei der Abstimmung des Fachpersonals untereinander zu einer deutlichen 

Kostenbelastung. Trotzdem können in vielen Fällen notwendige Kontrollroutinen 

nicht den Erfordernissen entsprechend durchgeführt werden, so dass das Ergebnis 

der Aufbereitung Qualitätsschwankungen unterliegen kann ohne der Möglichkeit 

eines raschen Eingreifens des Betriebspersonals. 

3.4.6 Verteilung 

Generell werden zur Verteilung in den Entwicklungsländern auch die in Deutschland 

bekannten Rohrmaterialien eingesetzt, wobei für größere Rohrdurchmesser eher Betonrohre 

und für kleinere eher PVC-Rohre verwendet werden. Diese Länder verfügen 

neben anderen Materialien nach wie vor über einen hohen Bestand an Asbest- 

Zementrohren, die meist die kostengünstigste Materialvariante darstellen. Wasserverluste 

in den Verteilungsnetzen beruhen sowohl auf Leckagen und Rohrbrüchen 

als auch zu einem erheblichen Anteil auf nichttechnischen Verlusten. Leckagen und 

Rohrbrüche, z. B. infolge unzureichender Verarbeitung und Überdeckung bei hoher 

Verkehrslast, liegen u. a. in der unsachgemäßen Rohrverlegung begründet. Teilweise 

mag auch die Trinkwasserbeschaffenheit ursächlich sein, da die Gesetzmäßigkeiten 

zum Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht zum Teil wenig beachtet werden. Unter 

den nichttechnischen Verluste sind keine oder falsche Verbrauchsmessungen, geduldete 

kostenlose Abgaben oder illegale Entnahmen von Trinkwasser zu verstehen. 

Außerdem sind nicht selten Mängel im Inkassowesen anzutreffen, so dass bei weitem 

nicht alle Rechnungen bezahlt werden. Beispielsweise betragen für das Versor-


gungsgebiet des brasilianischen Wasserwerks Rio Guandu (Kapazität 46 m³/s) die 

gesamten Rohrnetzverluste 50 %, von denen die technischen Netzverluste nur 10 % 

betragen sollen, während 40 % des Trinkwassers ohne Bezahlung insbesondere die 

in Armenvierteln wohnenden Verbraucher erreicht. Hingegen sollen die Wasserverluste 

in thailändischen Netzen von ca. 30 % nach Angaben der lokalen Wasserversorgungsunternehmen 

überwiegend echte technische Verluste sein. 

In Ländern mit tropischem Klima und geringem Bruttoinlandsprodukt, BIP, (z. B. 

Vietnam, Thailand) sind die Transportleitungen teilweise oberirdisch verlegt. Brasilien 

hingegen verlegt die Transportleitungen in der Regel unterirdisch, wenn auch nicht 

die in Deutschland typischen Tiefen erreicht werden. Allerdings gibt es auch Beispiele 

von Industrieländern (z. B. Australien), die teilweise auf eine Verlegung auf der 

Oberfläche zurückgreifen. Wesentlichen Einfluss auf die Verlegung der Rohre hat die 

geologische Beschaffenheit des Untergrundes. 

Kennzeichen vieler Systeme ist der zeitweise diskontinuierliche Betrieb der öffentlichen 

Trinkwasserversorgung. Dieser hat zur Folge, dass es beim Leerlaufen von 

Rohrnetzabschnitten zum Eindringen von Fremdwasser in das Leitungssystem kommen 

kann. 

Illegale Entnahmen bergen ein zusätzliches Risiko zur Verunreinigung des Rohrnetzes, 

da diese naturgemäß unprofessionell ausgeführt werden und das Eindringen 

von Verschmutzungen insbesondere bei unzureichendem Netzdruck ermöglichen 

können. 

Der Betrieb des Rohrnetzes erfolgt in der Regel mit gewissen Restgehalt an Desinfektionsmitteln. 

Einige lokale Rechtsvorschriften schreiben zum Beispiel Restgehalte 

von > 0,2 mg/L Chlor vor. Zur Aufrechterhaltung einer gewissen Desinfektionswirkung 

wird teilweise auch das Chloraminverfahren verwendet. 

Infolge des diskontinuierlichen Betriebes der Trinkwasserversorgung installiert die 

betroffene Bevölkerung oft Hauswasserspeicher (z. B. Brasilien, Indonesien, Südafrika, 

Vietnam). Die Hausspeicher bestehen aus Polyvinylchlorid, Polyethylen, glasfaserverstärkter 

Kunststoff, Beton, Asbestzement, verzinkter Stahl und Edelstahl. Aus 

mikrobiologischer Sicht ist Behältern aus Stahl der Vorzug gegenüber Polyethylen zu 

geben (MOMBA und KALENI (2002); TOKAJIAN und HASHWA (2003)). Einer südafrikanischen 

Studie zufolge wird das Wasser in Hausspeicher für etwa 2 Tage gespeichert 

(MOMBA und KALENI (2002)). In den Hausspeichern kann in tropischen Gebieten 

die Wassertemperatur auf über 40 °C ansteigen. Darüber hinaus ist die Gefahr 

einer Kontamination mit potentiell pathogenen Mikroorganismen (HAN et al. 

(1989)) sowie einer Wiederverkeimung gegeben. 

Bei großen Verbrauchern (z. B. Hotels) hat die Hauswasseraufbereitung einen hohen 

Stellenwert. So setzen beispielsweise internationale Hotels in China Membrananla-


gen zur Hauswasseraufbereitung ein. Aus Gründen der Ressourcenschonung können 

Großverbraucher gehalten sein, Grauwasser wieder zu verwenden. 

Je nach Entwicklungsstand ist es vom wirtschaftlichen Standpunkt aus in vielen Ländern 

vor allem in Stadtrandgebieten und in ländlicheren Regionen oft nicht durchführbar, 

eine zentrale Trinkwasserversorgung überhaupt aufzubauen. Dezentrale 

Lösungen sind in diesen Fällen eine angepasste Lösung. Allerdings wird in vielen 

Städten der Trinkwasserbedarf trotz hoher Kosten über Flaschenwasser gedeckt. 

3.4.7 Tarife 

Trinkwasserpreise sind u. a. vom spezifischen Verbrauch, von den Verbrauchergruppen 

(Bevölkerung oder Industrie) sowie von sozialen Komponenten abhängig. Weitere 

den Wasserpreis beeinflussende Faktoren sind Versorgungssicherheit und Wasserqualität. 

Teilweise decken die Tarife nur einen Teil der Betriebskosten ab, der 

Rest muss durch staatliche Subventionen ausgeglichen werden. Darüber hinaus sind 

bei Tarifvergleichen Kaufkraftunterschiede sowie teilweise extreme Schwankungen 

der Landeswährungen am Kapitalmarkt zu berücksichtigen. 

Trinkwassertarife sind oft politische Entscheidungen. In einigen Ländern wird Trinkwasser 

subventioniert (z. B. Brasilien: kostenlose Trinkwasserabgabe an Arme) in 

anderen Ländern wird Trinkwasser mit Abgaben belastet (z. B. Deutschland: Wasserentnahmeentgelt 

in Berlin 0,31 €/m³). 

Bei den im Rahmen der Studie betrachteten Ländern liegen die Tarife, die Verbraucher 

in China, Iran, Indonesien, Thailand, Vietnam für Trinkwasser zahlen, zwischen 

1 und 25 Euro-Cent/m³, in Brasilien, Südafrika und den USA zwischen 25 und 

70 Cent/m³ (Tabelle 3.2). 

Diese vor Ort ermittelten Tarife stellen nicht die jeweiligen landesweiten Einheitstarife 

dar, sondern weichen in verschiedenen Städten davon ab. Um internationale Tarifvergleiche 

transparenter zu gestalten, wurde der auf der Theorie der Kaufkraftparität 

beruhende Big-Mac-Index des Economist (2005) herangezogen. Daraus ist ersichtlich, 

dass tendenziell Länder mit geringem Wasserpreis auch einen niedrigen Big- 

Mac-Index aufweisen.


Tab. 3.2: Trinkwassertarife im Vergleich zum Wechselkurs und zum Big Mac - Index 

Land 

Trinkw.- 

Tarif in €/m³ 

2002 

Währung 

Wechselkurs zum US$ 

Big Mac 

Index US$ 

1997 2002 1/03 06/05 

Brasilien 0,25-0,50 Real 1,08 2,38 1,38 2,39 

China 0,01-0,25 Yuan 8,28 8,28 1,20 1,27 

Indonesien 0,05-0,50 Rupiah 2.909,00 10.377,00 1,82 1,53 

Iran 0,02 Rial 1.750,00 7.900,00 - - 

Südafrika 0,40 Rand 4,61 11,59 1,59 2,10 

Thailand 0,27 Baht 31,36 43,98 1,29 1,48 

Vietnam 0,10-0,27 Dong 11.680,00 15.090,00 - - 

USA 0,40-0,70 US$ - - 2,65 3,06 

Deutschland 1,71 Euro 0,89 1,13 2,87 # 3,58 # 

# Preis für Länder im Euro-Raum 

3.4.8 Folgerungen 

Zwischen dem Stand der Trinkwassergewinnung und dem Bruttoinlandsprodukt (BIP) 

kann eine allgemeine Tendenz abgeleitet werden wie Bild 3.4 zeigt. In Hinblick auf 

die Rohwasserbeschaffenheit nimmt tendenziell die Bedeutung der Spurenstoffe mit 

steigendem BIP zu. Vorhandenes Know-how zur Spurenstoffentfernung sollte jedoch 

mit einer fortschreitenden Entwicklung im Ausland stärker nachgefragt werden. In 

Schwellenländern kommen den „einfachen“ Parametern wie Trübung, Geruch und 

Geschmack, DOC, Ammonium, Sauerstoff usw. eine prinzipielle Bedeutung zu. Bei 

Rohwasseranalysen sollte auch auf in Deutschland weniger vorkommende Elemente 

(z. B. Arsen, Fluorid, Radon, Uran) bzw. Verbindungen (z. B. DDT) geachtet werden. 

Fragen zur Entsorgung von Rückständen rücken mit zunehmenden BIP verstärkt in 

das Interesse.


Priorität von Spurenstoffen zunehmend 

Entsorgung von WW-Rückständen zunehmend 

Einsatz von Ozon, Aktivkohle, Membranen zunehmend 

Verfügbarkeit von Flockungshilfsmitteln zunehmend 

Mehrschichtfiltration zunehmend 

Einschichtfiltration zunehmend 

Flockung / Sedimentation 

Indonesien 

Thailand 

Iran 

Südafrika 

USA 

Vietnam 

China 

Brasilien 

Deutschland 

1.000 10.000 100.000 

BIP / Einwohner in US$ 

Bild 3.4: Techniken in Wasserwerken zur Oberflächenwasseraufbereitung in Abhängigkeit 

vom BIP (2001) pro Einwohner 

Flockung und Sedimentation werden praktisch in allen Ländern eingesetzt. Mehrschichtfilter 

kommen verstärkt in entwickelten Ländern zum Einsatz, da Mehrschichtfilter 

höhere Anforderungen z. B. an die Spülung bzw. Spülpumpen und damit an die 

Ausrüstung stellen. Einschichtfilter zur Oberflächenwasserbehandlung sind hingegen 

häufiger in Ländern mit geringem BIP zu finden. Neue Aufbereitungsverfahren kommen 

in nennenswerter Anzahl erst in Ländern mit hohem BIP zum Einsatz. Unabhängig 

von dem hier dargestellten allgemeinen Zusammenhang werden in Einzelfällen 

auch Mehrschichtfilter (z. B. Indonesien) oder moderne Verfahren wie Membranen, 

Ozon oder Aktivkohle (z. B. China, Namibia, Südafrika, Thailand) eingesetzt, 

was aber nicht repräsentativ für die öffentliche Wasserversorgung des jeweiligen 

Landes ist. 

Prinzipiell besteht Bedarf für innovative Lösungen zu einfachen und kostengünstigen 

Technologien. Für kleine und mittlere Anlagen erscheint die Ufer- bzw. Langsamfiltration 

durchaus als sinnvoll. Wenig genutzt werden bisher naturnahe Aufbereitungsverfahren. 

So wird für Oxidationsreaktionen meist Chlor eingesetzt. Hochtechnisierte 

Wasseraufbereitungstechnologien wie beispielsweise Membranen sind derzeit insbesondere 

für die Hauswasseraufbereitung (point of use) von Interesse. Hierbei scheinen 

Ultrafiltrationsmembranen, die der Entfernung von Trübstoffen und Mikroorganismen 

dienen und automatisierbar sind, besonders wichtig zu sein. Die technisch 

aufwendigeren Nanofiltrationsmembranen werden in den Fällen zum Einsatz kom-


men, in denen neben der Trübstoffentfernung auch die Elimination von Ionen sowie 

Humin- und Spurenstoffen erforderlich wird. 

Neben der reinen Lieferung und Installation von hochwertiger Technologie aus 

Deutschland, ist die Übernahme der Betriebsführung ausländischer Wasserwerke ein 

wichtiger Ansatzpunkt für die Exportfähigkeit. Die Fähigkeit und Bereitschaft, die Inbetriebnahme 

oder Optimierung einer Anlage verantwortlich zu übernehmen, erhöht 

die Möglichkeiten der Auslandsaktivitäten ganz erheblich. Die Optimierung des Rohrnetzbetriebes 

in Hinblick auf den Zusatz von Korrosionsinhibitoren sowie Lecksucheund 

Rohrverlegungstechniken werden ebenso nachgefragt. Darüber hinaus liefern 

verschiedene Firmen aus Deutschland Produkte für die Wassergewinnung und – 

verteilung wie beispielsweise Mess-, Steuer- und Regeltechnik, Armaturen oder Aufbereitungsstoffe. 

Ein wichtiges Kaufargument für die Wasserwerke im Ausland ist die 

hohe Qualität der Produkte aus Deutschland, die natürlich im Wettbewerb mit internationalem 

Rahmen stehen. 

Im Allgemeinen ist Know-how zur Wasseraufbereitung bei ausländischen Spezialisten 

vorhanden. Bei wenigen Spezialisten stehen auch praktische Erfahrungen bei der 

Umsetzung moderner Technologien (Ozon, Aktivkohle, Membranen) zur Verfügung. 

Weniger ausgeprägt erscheint das Know-how für breitere Schichten des Betriebspersonals 

für Wasserwerke. Daher besteht Bedarf bei der Aus- und Weiterbildung für 

diese Zielgruppen. 

3.5 Erfassung und Bewertung der Wasserbeschaffenheit unter regionalen 

Bedingungen 

3.5.1 Allgemeine Hinweise 

Bei der Bewertung von Analysenergebnissen gilt es physiko-chemischen Effekte zu 

berücksichtigen, die durch im Vergleich zu Deutschland unterschiedliche klimatischen 

Verhältnisse bedingt sind (Kap. 4). Dies betrifft beispielsweise die Temperatur, 

die u. a. die Sättigungskonzentration eines Gases im Wasser beeinflusst. Darüber 

hinaus ist Qualitätssicherung bei Probenahme sowie Analytik zu betreiben. Stichprobenmessungen 

parallel mit einigen zufällig ausgewählten Behörden und Forschungseinrichtungen 

in den USA, Südafrika und Thailand erhobenen Daten für 

Schwermetalle oder Trihalogenmethane zeigten, dass die Qualität deren Analysenergebnisse 

mit denen in Deutschland vergleichbar ist. Nach eingehender Prüfung 

können somit auch lokal verfügbare Daten in eine Gesamtbeurteilung der Wasserbeschaffenheit 

einbezogen werden. Allein das Vorhandensein bzw. die Nutzung moderner 

Analysengeräte in Laboren von Entwicklungs- und Schwellenländern muss 

aber nicht notwendigerweise zu korrekten Analysenergebnissen führen. 

Für die Beurteilung der Wasserbeschaffenheit stehen in vielen Ländern deutlich weniger 

Daten zur Verfügung als dies beispielsweise in Deutschland der Fall ist. Umfangreiche 

und systematische Untersuchungsprogramme zur Überwachung der Roh-


und Trinkwasserqualität werden häufig nicht durchgeführt oder sind auf wenige allgemeine 

physikalisch-chemische Parameter beschränkt. 

Um weitergehende Informationen zur Wasserqualität zu erhalten, bietet sich zum 

einen der Kontakt zu Forschungseinrichtungen an, die i.d.R. über eine bessere Ausstattung 

und das erforderliche Wissen verfügen, um beispielsweise Analysen auf organische 

Mikroverunreinigungen durchführen zu können. Auch analytische Schnelltests, 

die heute für verschiedenste Parameter angeboten werden, sind häufig gut für 

eine allgemeine Charakterisierung der Wasserbeschaffenheit geeignet. 

Daneben besteht die Möglichkeit, Wasserproben vor Ort zu entnehmen und in einem 

Labor in Deutschland zu analysieren. Um eine fachgerechte Entnahme der Wasserproben 

zu gewährleisten, sollte die Probenahme in jedem Fall durch geschultes und 

fachkundiges Personal durchgeführt werden. Dabei ist sicherzustellen, dass die Proben 

in geeignete Gefäße (Glasflaschen, Kunststoffflaschen) abgefüllt werden und 

dass notwendige Hilfsreagenzien (Säure, Stabilisierungsmittel) zugegeben werden. 

Der Transport der Gefäße nach Deutschland kann dann problemlos durch internationale 

Kurierdienste abgewickelt werden. Um das Volumen des zu transportierenden 

Wassers zu reduzieren ist es häufig auch ratsam, die entnommene Wasserprobe vor 

Ort aufzuarbeiten (durch direkte flüssig-flüssig-Extraktion mit einem organischen Lösungsmittel 

oder durch Festphasenextraktion), und nur den organischen Extrakt nach 

Deutschland zu senden. Viele organische Spurenstoffe (Trihalogenmethane, Pestizidwirkstoffe, 

Arzneimittelrückstände) können auf diese Weise nachträglich bestimmt 

werden, ohne dass es zu einer signifikanten Verfälschung der Analysenergebnisse 

kommt. 

Bei der Auswahl der Parameter, die zur Charakterisierung der Wasserbeschaffenheit 

herangezogen werden, sollten neben allgemeinen physikalisch-chemischen Parametern 

wie Geruch und Geschmack, pH-Wert, Leitfähigkeit, Trübung und TOC-Gehalt 

insbesondere anorganische Parameter wie Eisen und Mangan, aber auch Schwermetalle 

(Arsen) und – bei der Untersuchung von Trinkwässern – Trihalogenmethane 

(THM) beachtet werden. Darüber hinaus müssen immer die lokalen Verhältnisse sowie 

die spezifischen örtlichen Gegebenheiten, die sich aufgrund durchgeführter Recherchen 

oder aus Befragungen vor Ort ergeben, berücksichtigt werden. 

Zu beachten ist auch, dass in vielen Ländern Starkniederschläge die Trübstoffgehalte 

der Flüsse auf 100 bis 1.000 Trübungseinheiten über einen Zeitraum von Stunden 

und Tagen ansteigen lassen (z. B. in Brasilien, China, Vietnam oder Thailand). Die 

Wasserbeschaffenheit ist hier durch extreme Schwankungen gekennzeichnet, was 

bei der Beurteilung einzelner Analysenergebnisse natürlich ebenfalls zu berücksichtigen 

ist.


3.5.2 Mikrobiologische Parameter 

Entsprechend der WHO-Trinkwasserleitlinie (2004) ist Escherichia coli der Parameter 

der Wahl zur Detektion fäkaler Verunreinigungen. Thermotolerante coliforme Bakterien 

können alternativ oder ergänzend zu E. coli untersucht werden. In den Tropen 

und Subtropen (Luft- und Wassertemperaturen 20-30°C und Verfügbarkeit mikrobiell 

verwertbarere Nährstoffe) kommen hygienisch relevante Bakterien wie coliforme 

Bakterien, E. coli, Salmonellen und Enterokokken jedoch natürlicher Weise in Böden 

und Gewässern vor. Sie können sich dort unter Umständen vermehren und erfüllen 

damit unter entsprechenden Bedingungen nicht die Voraussetzung für Indikatororganismen. 

Daher sind coliforme Bakterien und E. coli unter tropischen und subtropischen 

Bedingungen alleine nicht als Indikatoren für fäkale Verunreinigungen geeignet. 

(HAZEN und TORANZOS, 1990; HARDINA und FUJIOKA, 1991; SOLO- 

GABRIELE et al., 2000; BYAPPANAHALLI et al., 2003; WINFIELD und GROISMAN, 

2003; BYAPPANAHALLI und FUJIOKA, 2004). Bei auffälligen Befunden ist die Untersuchung 

weiterer bzw. anderer Indikatororganismen empfehlenswert. Gegenwärtig 

ist noch nicht vollständig geklärt, inwieweit pathogene Bakterien fäkaler Herkunft unter 

tropischen Bedingungen in der Umwelt überleben und sich vermehren können 

(FLEMMING und PETRY-HANSEN, 2005). 

An Standorten mit extremen hygienischen Bedingungen sind in besonderem Maße 

die Einflussgrößen auf die hygienische Sicherheit wie z. B. Kontaminationen des 

Ausgangswassers, Art und Verhalten der hygienisch relevanten Spezies etc. zu beachten 

und aus Sicherheitsgründen ggf. angepasste Nachaufbereitungsschritte zu 

prüfen. Für die sorgfältige Planung von Wassergewinnungsanlagen kann auch auf 

moderne molekularbiologische Methoden und entsprechenden Fachlaboratorien zurückgegriffen 

werden. Da eine Konservierung der Proben für diese Methoden und 

damit auch ein längerer Transport zu qualifizierten Laboratorien möglich sind, ist der 

Einsatz an praktisch jedem Ort möglich. Die nachfolgende laufende Kontrolle der Anlage 

sollte jedoch mit konventionellen mikrobiologischen Methoden durchgeführt 

werden (GEIS und OBST, 2005). 

3.5.3 Charakterisierung der natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffe 

Bei der Trinkwasseraufbereitung kommt der Entfernung organischer Wasserinhaltsstoffe 

eine zentrale Bedeutung zu. Zu den Stoffen, die mittels TOC bzw. DOC- 

Konzentration oder auch durch spektrale Absorption bei 254 nm (SAK 254 nm) erfassbar 

sind, gehören in Gewässern und im Grundwasser vor allem die natürlichen 

organischen Wasserinhaltsstoffe. Diese Stoffe sind in Fluss- und Seewasser zu ca. 

50 bis 80 % aus Huminstoffen zusammengesetzt (ABBT-BRAUN et al., 1990). 

Daneben beinhalten natürliche organische Wasserinhaltsstoffe niedermolekularen 

Säuren, Proteine und Kohlenhydrate. Natürliche organische Wasserinhaltsstoffe weisen 

für jedes Wasser eine typische Struktur und damit Reaktionsfähigkeit auf. Infolge 

dessen ist deren Reaktionsfähigkeit mit Oxidations- oder Desinfektionsmitteln unterschiedlich. 

Dies bedeutet beispielsweise, dass für zwei Wässer gleicher DOC-


Konzentration aber unterschiedlicher Herkunft die entstehenden Konzentrationen an 

Desinfektionsnebenprodukten deutlich voneinander abweichen können. 

Die Charakterisierung der Struktur der organischen Wasserinhaltsstoffe ist aufwändig. 

In Deutschland stehen dazu spezielle Analysentechniken wie beispielsweise LC- 

OCD-Messungen zur Verfügung. Im Ausland werden in der Regel lediglich Angaben 

zur Konzentration der natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffe bzw. entsprechende 

Hilfsgrößen wie die Absorption bei 254 und 436 nm verfügbar sein. Durch 

verfahrenstechnisch orientierte Versuche mit dem konkret vorliegenden Wasser wie 

beispielsweise die Ermittlung des THM-Bildungspotenzials, Flockungs- oder Adsorptionstests 

gelingt es auch im Ausland sowohl die Konzentration als auch die Struktur 

der organischen Wasserinhaltsstoffe zu berücksichtigen und damit die für Verfahrenstechniker 

gewünschten Aussagen zu erhalten. 

3.5.4 Arsen, Fluorid und Uran 

In Abhängigkeit von den geologischen Bedingungen können insbesondere in Grundwässern 

oder auch in vom Bergbau beeinflussten Oberflächenwässern lokal sehr 

hohe, d.h. wesentlich über den WHO-Grenzwerten liegende Gehalte an anorganischen 

Verbindungen wie beispielsweise Arsen, Fluorid und Uran auftreten. 

Als Beispiel für das Vorkommen von Arsen im Ausland in Brunnenwasser wird oft 

Bangladesh aufgeführt. Jedoch ist auch in anderen Regionen der Erde einschließlich 

Europa (z. B. Regionen des Balkans) mit erhöhten Arsengehalten zu rechnen. Durch 

die WHO wurden umfangreiche Untersuchungen zum Vorkommen von Arsen veranlasst 

(WHO, 2005). 

Wässer mit einem hohen Fluorid-Gehalt werden meist in calciumarmen Grundwässern 

gefunden. Ein Gebiet mit hohen Fluorid-Gehalten erstreckt sich entlang des ostafrikanischen 

Grabens von Eritrea nach Malawi. Ein weiteres Gebiet führt von der 

Türkei durch den Iran, Irak, Afghanistan, Indien, Nordthailand und China. Auch in 

Amerika und Japan befinden sich solche Gebiete (WHO, 2004d). 

Auf Grund anhaltender Diskussionen um die Schwermetalltoxizität von Uran, kann 

wenigstens in einigen Ländern künftig ein niedrigerer Grenzwert als der derzeitige 

WHO-Leitwert von 15 µg/L nicht ausgeschlossen werden. Bedeutende Uranlagerstätten 

befinden sich in Australien, Brasilien, Canada, Kasachstan, Namibia, Südafrika 

und den USA. Nach Literaturangaben wurden teilweise erhebliche Urangehalte in 

Wässern von Kleinwasserwerken z. B. in Kanada, Finnland, Norwegen, Zentral- 

Australien, USA (New Mexico) (WHO, 2004c) bzw. in Ostafrika (REIMANN et al. 

2003) gefunden.


4 Natürliche Einflussfaktoren 

Werden in Deutschland gewonnene Erfahrungen an Wassergewinnungs-, -aufbereitungs- 

und Verteilungsanlagen auf Länder mit anderen spezifischen regionalen 

Bedingungen wie beispielsweise Klimazonen, Höhenlagen sowie Boden- und Wasserbeschaffenheit 

übertragen, gilt es u. a. die Auswirkungen von Naturgesetzen auf 

physikalisch-chemische sowie mikrobiologische Prozesse zu beachten. 

Bedeutung kommt der Temperatur des aufzubereitenden Wassers zu. Beispielsweise 

können in subtropischen Gebieten Flusswassertemperaturen um 30 °C angetroffen 

werden. Dies ist erheblich höher als in Mitteleuropa, wo die Flusswassertemperaturen 

im Mittel bei z.B. ca. 12 °C (Rhein bei Basel, 1997) oder 15 °C (Neckar bei Heilbronn, 

1997) liegen (AWBR, 1998). Die Viskosität von Wasser nimmt mit steigender 

Temperatur ab wie aus Bild 4.1 hervorgeht. Dies hat direkten Einfluss auf viskositätsdominierte 

Prozesse, wie beispielsweise Sedimentations- und Filtrationsprozesse. 

So ist u. a. bei der Filtration in Schnellfiltern die Spülgeschwindigkeit der Wassertemperatur 

anzupassen; bei der Membranfiltration hängt der Permeatvolumenstrom 

ebenfalls von der Wassertemperatur ab. 

2,0 

Viskosität x 10-3 in Pa s 

1,5 

1,0 

0,5 

0,0 

0 10 20 30 40 50 

Temperatur in °C 

Bild 4.1: Viskosität von Wasser (SONTHEIMER et al., 1980) 

Eine Temperaturveränderung kann in Abhängigkeit von der jeweils zugrunde liegenden 

Reaktion die Geschwindigkeit der bei der Wasseraufbereitung und –verteilung 

ablaufenden biologischen oder chemischen Prozesse merklich beeinflussen. Dazu 

zählen u. a. die Ammoniumoxidation und die Wiederverkeimung bzw. die Entsäue-

Natürliche Einflussfaktoren 50 

rung, Oxidation oder Desinfektion. Beispielsweise nehmen mit sinkender Temperatur 

die zur Desinfektion erforderlichen Desinfektionsmittelkonzentrationen bzw. Kontaktzeiten 

zu. 

Tabelle 4.1 listet neben der Temperatur eine Auswahl weiterer natürlicher Einflussfaktoren 

auf. Die Faktoren wirken vielschichtig, so dass immer Einzelfallbetrachtungen 

erforderlich sind. 

Tab. 4.1: Beispiele allgemeingültiger Einflussfaktoren und ihre Auswirkung bei der 

Trinkwassergewinnung 

Einflussfaktor 

Temperatur 

Luftdruck 

Luftfeuchtigkeit 

Sonnenstrahlung 

Beispiele für Auswirkungen bei der Wassergewinnung 

Physikalische Prozesse 

- Änderung der Viskosität von Wasser (Einfluss z. B. Flockung, 

Filtration, Pumpen) 

- Änderung der Löslichkeit von Gasen sowie Salzen 

- Erwärmung während der Aufbereitung und Verteilung 

- Verminderung des Gasaustausches durch Eisbildung 

- Verdunstung (i.d.R. nicht für Wasseraufbereitung relevant) 

Chemische Prozesse 

- Änderung der Reaktionsgeschwindigkeit (z. B. Oxidations- und 

Desinfektionsprozesse) 

Biologische Prozesse 

- Änderung der mikrobiellen Aktivität (z. B. Langsamsandfiltration, 

Biofiltration, Entwicklung höher Organismen in Filtern, Transport 

in Rohrleitungen) 

- Geodätische Höhe, z. B. Löslichkeit von Gasen in Wasser, 

Saughöhen von Pumpen 

- Korrosion an Bauteilen bzw. Bauwerken 

- Lufttrocknung z. B. bei der Ozonherstellung 

- Zunahme biologischer Prozesse (z. B. Algenbildung auf Schnellund 

Langsamsandfiltern und Absetzbecken) 

- Versprödung von Baumaterialien aus Kunststoff 

Windstärke - Störung der Sedimentation in Absetzbecken 

Bodenbeschaffenheit 

Wasserbeschaffenheit 

- Bodenbeschaffenheit z. B. Korrosionsverhalten von Böden 

(u. a. DVGW GW 9) 

- Wasserbeschaffenheit z. B. Betonangriff (u. a. DIN 4030-1), Korrosion 

metallischer Werkstoffe (u. a. DIN 50930) 

- Beachtung von in Deutschland seltener vorkommenden Stoffe 

(z. B. Arsen, Fluorid, Uran, DDT)


5 Anpassung und Optimierung der Aufbereitungstechnologien 

an regionale Bedingungen 

5.1 Uferfiltration 

5.1.1 Prinzip 

Mitte des neunzehnten Jahrhunderts wurde die Uferfiltration im Zuge des mit der Industrialisierung 

und dem starken Bevölkerungswachstum verbundenen erhöhten 

Mengenanspruch an Trinkwasser in Deutschland erstmals am Rhein und an der Ruhr 

angewendet. Zusätzlich erforderten die massiven hygienische Probleme eine Abkehr 

von der direkten Nutzung von Oberflächenwasser aus den Flüssen, Teichen und offenen 

Gräben. Heute handelt es sich bei der Uferfiltration in Deutschland um ein 

jahrzehntelang etabliertes Verfahren (Kap. 2). Außerhalb von Deutschland werden 

hauptsächlich in den Niederlanden an Rhein und Maas, an der Donau in Österreich 

rund um Wien beginnend und weiterhin flussabwärts in der Slowakischen Republik, 

Ungarn und in Serbien/Montenegro Wassergewinnungsanlagen mit Uferfiltrat betrieben. 

Auch in einigen außereuropäischen Ländern wie beispielsweise den USA, Korea, 

Brasilien und Indien werden neuerdings einige Wassergewinnungs- und Versuchsanlagen 

mit Uferfiltration genutzt. 

Von Uferfiltration wird dann gesprochen, wenn Oberflächenwasser über die Sohle 

oder das Ufer eines Gewässers in den Untergrund infiltriert und im Untergrund durch 

das Sediment eines Grundwasserleiters bis zu einer Brunnenfassung strömt. Grundvoraussetzung 

ist der hydraulische Kontakt zwischen dem Oberflächengewässer und 

dem angrenzendem oberflächennahen Grundwasserleiter. Die Infiltration des Oberflächenwassers 

wird durch das Auftreten eines Potenzialgradienten zwischen dem 

Wasserspiegel des Oberflächengewässers und dem Grundwasserspiegel des aufnehmenden 

Grundwasserkörpers bestimmt. Die Höhe des Potenzialgradienten kann 

künstlich durch eine Stauhaltung des Oberflächengewässers oder durch die Absenkung 

des Grundwasserspiegels mittels Grundwasserentnahme gesteuert werden. 

Neben der Größe des Potenzialgradienten ist die potenziell erreichbare Infiltrationsmenge 

weiterhin von den physikalischen und hydraulischen Eigenschaften der Gewässersohle 

und des Grundwasserleiters (Mächtigkeit und Durchlässigkeit der Sedimente) 

sowie von den Abmessungen der Infiltrationsfläche abhängig. 

Nach dem Eintritt durch die meist feinkörnig ausgebildete Infiltrationszone (Tone und 

Schluffe) an der Gewässersohle schließt eine Passage durch in der Regel grobkörnigere 

Sedimente des Grundwasserleiters (Sande und Kiese) an, in der sich die Wasserqualität 

weiter verändert. Die erreichbare Reinigungsleistung ist somit außer von 

der Qualität des Oberflächenwassers auch vom Abstand zwischen infiltrierendem 

Oberflächengewässer und Brunnenfassung sowie von der Fließgeschwindigkeit des 

Grundwassers während der Untergrundpassage abhängig. 

Die Gewinnung des Uferfiltrats erfolgt gewöhnlich mittels parallel zum Gewässer angeordneten 

Brunnen, wobei zumeist eine Mischung aus Uferfiltrat und landseitig zu-

Aufbereitungstechnologien 52 

fließendem Grundwasser gefördert wird. An einzelnen Standorten wie z. B. am Ohio 

River in den USA werden auch direkt unter dem Fluss angelegte Filterstränge von 

Horizontalfilterbrunnen bzw. Sickerleitungen zur Uferfiltratgewinnung genutzt (RAY et 

al., 2002). 

Die Reinigungsleistung der Uferfiltration gegenüber den in Oberflächengewässern 

gelösten und ungelösten Inhaltsstoffen resultiert aus Filtrations-, Sorptions- und Abbauprozessen. 

Im Weiteren ist eine stoffliche Verminderung durch die Mischung mit 

echtem unbelasteten Grundwasser möglich. Es ist zwischen der biologisch hochaktiven 

Infiltrations- bzw. Kolmationszone mit intensiven Abbau- und Sorptionsprozessen 

und der nachfolgenden Untergrundpassage mit geringerer Prozessintensität und zunehmendem 

Mischungseinfluss zu unterscheiden. Dies spiegelt sich beispielsweise 

für den DOC-Abbau in einer anfänglich hohen Eliminationsleistung wieder, die im 

weiteren Verlauf der Untergrundpassage in eine vergleichsweise langsamere Eliminierung 

von schwerer abbaubaren DOC-Fraktionen übergeht. Dieser Sachverhalt 

konnte in mehreren Untersuchungen an Aare, Glatt und Enns sowie am Tegeler See 

und an mehreren Uferfiltrationsstandorten am Rhein und an der Elbe beobachtet 

werden (z. B. HOEHN et al., 1983; SONTHEIMER, 1991; ZIEGLER und JEKEL, 

2001; LENSING und WETT, 2002; GRISCHEK, 2003; SCHOENHEINZ, 2004). Es 

zeigt sich, dass nur entsprechend dimensionierte Untergrundpassagen eine ausreichende 

Eliminationsleistung z. B. gegenüber schlecht abbaubaren DOC-Fraktionen 

gewährleisten können. 

Im Vergleich zur direkten Entnahme und Aufbereitung von Oberflächenwasser besitzt 

die Uferfiltration als Voraufbereitungsstufe in der Trinkwassergewinnung und im 

Rahmen von Multibarrieren-Konzepten erhebliche Vorteile, da Mikroorganismen und 

organische Stoffe in der biologisch hochaktiven Infiltrationszone und der sich anschließenden 

Untergrundpassage zurückgehalten und abgebaut werden können. Auf 

diese Weise kann sich der Energie- und Chemikalieneinsatz von nachgeschalteten 

Aufbereitungsstufen erheblich verringern (SCHÖTTLER, 1993; SCHMIDT, 1996; 

KÜHN und MÜLLER, 2000). 

Neben den in Tab. 5.1 dargestellten Vor- und Nachteilen der Uferfiltration ergeben 

sich insbesondere im Vergleich mit der direkten Wasserentnahme und Aufbereitung 

von Oberflächenwasser unter Ausnutzung der genannten Reinigungsprozesse Vorteile 

hinsichtlich der Entfernung von Schwebstoffen und Partikeln, der Entfernung von 

biologisch abbaubaren und zum Teil auch von adsorbierbaren Wasserinhaltsstoffen 

sowie von hygienisch relevanten Organismen. Im Weiteren werden Schwankungen 

von Temperatur oder auch von Konzentrationen einzelner Wasserinhaltsstoffe 

(„Stoßbelastungen“) ausgeglichen. 

Trotz des komplexen Wirkungsgefüges der Reinigungsmechanismen und der relevanten 

chemischen, physikalischen und biologischen Randbedingungen handelt es 

sich bei der Bewirtschaftung von Uferfiltratfassungen nicht um ein Verfahren mit hohen 

technischen Anforderungen, vielmehr werden die Prozesse einer natürlichen


Selbstreinigung im Aquifersystem als kostengünstige, natürliche Vorstufe der Trinkwasseraufbereitung 

genutzt. 

Tab. 5.1: Vor- und Nachteile der Uferfiltration 

Vorteile 

Nachteile 

- Natürliches Aufbereitungsverfahren - In Abhängigkeit der Oberflächenwasserbeschaffenheit 

und der hydrogeologischen 

Verhältnisse Zunahme von 

Fe, Mn, oder NH 4 , Aufhärtung, ggf. 

H 2 S- und CH 4 -Bildung möglich 

- größere Sicherheit bei Stoßbelastungen 

im Rohwasser 

- Entlastung der nachgeschalteten 

Aufbereitungsstufen 

- Erschöpfung der Reinigungsleistung 

der Uferfiltratpassage bisher nicht 

beobachtet 

- Betrieb durch lokales Fachpersonal 

möglich 

- Aufwand bei Planung, Voruntersuchungen 

und Brunnenbau und - 

betrieb ist im Vergleich zur direkten 

Oberflächenwasseraufbereitung relativ 

hoch 

- Kolmationseffekte 

- Flächenbedarf zwischen Ufer und 

Brunnen, Schutzzone 

Eine Erschöpfung der Reinigungsleistung bei der Uferfiltratpassage wurde bisher 

nicht beobachtet, wie beispielsweise Langzeitmessungen am Rhein seit 1975 für die 

mittels DOC und AOX erfassbaren Stoffe gezeigt haben (DENECKE und 

SIEKMANN, 1999). Auf der beigefügten CD befindet sich eine umfangreiche Literaturdatenbank 

zum Thema Uferfiltration. 

5.1.2 Randbedingungen der Uferfiltration 

Forschungsarbeiten an verschiedenen Uferfiltratsystemen haben gezeigt, dass bereits 

geringe Abweichungen bei bestimmten Systemkennwerten (z. B. bei der Geometrie 

der Uferfiltrationsstrecken, dem Infiltrationswiderstand der Gewässersohle, 

dem Gehalt der Sedimente an organischen Kohlenstoff) zu deutlich anders gearteten 

hydraulischen, physikalischen, chemischen und mikrobiologischen Systementwicklungen 

führen und so die jeweils abhängigen Eliminierungs- und Umwandlungsprozesse 

von Wasserinhaltsstoffen in Wechselwirkung mit den geogen vorhandenen 

Untergrundmaterialien stark beeinflussen. Die Komplexität der Wirkungsgefüge der 

verschiedenen physikalisch, chemisch und biologisch geprägten Vorgänge bei der 

Uferfiltratgewinnung macht es daher bei einer prognostischen Betrachtung zur 

Standortfindung oder Standortoptimierung erforderlich, sich auf die dominanten,


durch geeignete Leitparameter charakterisierten Wirkungsmechanismen zu beschränken. 

Die Entwicklung des hydrochemischen Milieus während der Uferfiltration und der Untergrundpassage 

ist eng verknüpft mit mikrobiell katalysierten Redoxreaktionen von 

Wasserinhaltsstoffen oder Bestandteilen der festen Phase des Untergrundes. Abhängig 

vom Input abbaubarer biologischer Substanz, die bei den mikrobiellen Stoffwechselreaktionen 

als Elektronendonator fungiert, kann es zu einer deutlichen Sauerstoffzehrung 

bis hin zur Ausbildung anaerober Milieubedingungen in der Untergrundpassage 

kommen. Wechselnde, an die herrschenden Milieuverhältnisse angepasste 

Organismengemeinschaften (Biozönosen) können in einer Abfolge von Reduktionsstufen 

durch den sukzessiven Verbrauch alternativer, weniger effizienter E- 

lektronenakzeptoren (Nitrat, Mangan (IV), Eisen (III), Sulfat, CO 2 ) entlang der Fließstrecke 

für einen fortgesetzten Abbau organischer Verbindungen sorgen. Bei stetig 

absinkendem Redoxpotenzial kann letztendlich Methan gebildet werden. Das Redoxmilieu 

beeinflusst somit in entscheidender Weise bedeutende hydrochemische 

Randbedingungen und damit das Stoffumsetzungsverhalten entlang des Fließweges 

vom Oberflächengewässer bis zur Uferfiltratfassung. Bei geeigneten Randbedingungen 

kann sich entlang der Untergrundpassage die in Bild 5.1 schematisiert dargestellte 

Abfolge von Redox-Zonen etablieren. 

Infiltration über 

Fluss oder See 

Sauerstoff-Reduktion 

- AEROB - 

Mangan-, Eisen, Nitrat-Reduktion 

- ANAEROB - 

Sulfat-Reduktion/Methanbildung 

B i o l o g i s c h e r A b b a u v o n o r g. u n d a n o r g. S u b s t a n z 

u n t e r V e r b r a u c h v o n S a u e r s t o f f 

- Grundwasserströmung - Änderung des hydrochemischen Milieus - 

Konzentrationsverminderung : 

Physikalische / geochemische / mikrobielle Prozesse 

Konzentrationserhöhung : Physikalische / 

geochemische / mikrobielle Mobilisierung oder Produktion


Bild 5.1: Mögliche Veränderung der hydrochemischen Milieubedingungen bei der 

Untergrundpassage (SCHULTE-EBBERT, 2004) 

Die räumliche Ausdehnung der Redox-Zonierung entlang der Fließstrecke erfolgt 

nicht klar abgegrenzt und kann in Abhängigkeit von der Mächtigkeit der Oberflächenwassersedimente, 

dem Kohlenstoffgehalt des Substrats und des infiltrierenden 

Wassers sowie den hydrochemischen, biologischen und hydraulischen Randbedingungen 

im Aquifer, von wenigen Zentimetern bis zu mehreren hundert Metern betragen 

(SCHULTE-EBBERT, 2004). 

Im Rahmen einer Daten- und Literaturstudie wurden von LENK et al. (2005) zahlreiche 

Informationen zu verschiedenen Standorten mit Uferfiltration in Mitteleuropa zusammengetragen. 

Die Auswertung des Datenmaterials erfolgte mit Hilfe multivariater 

statistischer Methoden im Hinblick auf Leitparameter, die eine Charakterisierung der 

Vorgänge in den verschiedenen Uferfiltrations-/Untergrundpassage-Systemen erlauben. 

Dabei wurden für jeden erhobenen Uferfiltratstandort die physikalischchemischen 

Parameter des jeweiligen Oberflächengewässers für redoxsensitive 

Stoffumsetzungen (Maximal-Temperatur, pH-Wert, O 2 -, NO 3 - -, NH 4 + -, SO 4 2- - und 

DOC-Konzentration) sowie Parameter des jeweiligen korrespondierenden Grundwasserleiters 

(k f -Werte, Mächtigkeit) berücksichtigt. Diese Parameter charakterisieren 

die Ausgangssituation der Uferfiltration an jedem Standort und beschreiben deren 

lokale Randbedingungen. An Hand dieser Angaben zu Rohwasserbeschaffenheit 

und Hydrogeologie konnten 4 typische Standortgruppen für die Trinkwassergewinnung 

und –Aufbereitung mit Hilfe der Uferfiltration in Mitteleuropa ermittelt und beschrieben 

werden. Die Mittelwerte der einzelnen Parameter (Oberflächengewässer 

und Grundwasserleiter) sind als die jeweiligen Randbedingungen der 4 Standortgruppen 

in Tab 5.2 dargestellt (LENK et al., 2005). 

Tab. 5.2: Charakteristische Mittelwerte für mitteleuropäische Standortgruppen mit 

Uferfiltration zu Hydrogeologie und Oberflächenwasserchemie 

Grundwasserleiter 

Oberflächenwasser 

Parameter 

Einheit 

Standortgruppe 

1 


2 


3 


4 

k f -Wert m/s 8,3 * 10 -3 4,6 * 10 -3 4,4 * 10 -3 7,4 * 10 -4 

Mächtigkeit m 11,2 17,1 8,7 33,9 

Temperatur 

(max.) 

°C 20,6 23,9 20,6 22,6 

pH-Wert - 7,9 7,7 7,7 8,1 

DOC mg/L 3,2 4,1 4,6 6,7 

Sauerstoff mg/L 10,1 8,9 9,7 10,5 

Nitrat mg/L 11 14,2 26,4 15,1 

Ammonium mg/L 0,2 0,4 1 0,3


Sulfat mg/L 46,2 63,5 85,5 104,7


Die Standortgruppe 1 prägen niedrige DOC-, Nitrat- und Sulfatgehalte sowie hohe 

Sauerstoffgehalte des Oberflächengewässers und hohe Durchlässigkeiten des angrenzenden 

Grundwasserleiters. In dieser Gruppe befinden sich u.a. Uferfiltratstandorte 

an der Ruhr und der Sieg. 

In Standortgruppe 2 finden sich vor allem Uferfiltrat-Standorte am Rhein wieder, die 

im Vergleich zu den anderen Gruppen durch geringere Sauerstoffgehalte und höhere 

Maximal-Temperaturen des Oberflächenwassers charakterisiert sind. 

In Standortgruppe 3 sind Uferfiltrat-Standorte wie z.B. an der Mulde und am Neckar 

mit relativ niedriger Aquifermächtigkeit und hohen Nitrat- und Ammonium-Gehalten 

des Oberflächenwassers zusammengefasst. 

Die Standortgruppe 4 umfasst vor allem Standorte im Raum Berlin und an der Elbe 

und ist durch große Grundwasserleitermächtigkeiten und niedrige k f -Werte charakterisiert. 

Als Ausgangssituation ist für die Oberflächengewässer insbesondere von hohen 

Sauerstoff-, DOC- und Sulfatkonzentrationen auszugehen. Im Gegensatz zu den 

anderen Uferfiltrat-Standortgruppen mit zumeist aeroben Bedingungen während der 

Untergrundpassage bilden sich bei den Standorten der Gruppe 4 bei der Untergrundpassage 

im Zuge des DOC-Abbaus und der damit einhergehenden Sauerstoffzehrung 

häufig anoxische bis anaerobe Verhältnisse aus. 

Die Standortgruppen beschreiben ausschließlich die jeweiligen Randbedingungen als 

Ausgangssituation für die Uferfiltration zur Trinkwassergewinnung und –Aufbereitung. 

Aus der Standortgruppenzuordnung lässt sich nicht auf die Beschaffenheit des Uferfiltrats 

und die spezifische Reinigungsleistung an einem Standort schließen. 

Für eine Übertragung der hier dargestellten mitteleuropäischen Erfahrungen auf außereuropäische 

Verhältnisse als Ausgangssituation zur Trinkwassergewinnung und 

–Aufbereitung mit Uferfiltration liegen bisher kaum Erfahrungen vor. Dies liegt im wesentlich 

daran, dass im außereuropäischen Ausland nur wenige Anlagen zur Uferfiltration 

in Betrieb sind und für diese Anlagen nur beschränkte Langzeituntersuchungen 

zur Wasserbeschaffenheit vorliegen. 

5.1.3 Reinigungsleistung der Uferfiltration 

5.1.3.1 Mechanismen 

Während der Infiltration und Untergrundpassage unterliegt das Oberflächenwasser 

aufgrund zahlreicher reinigungswirksamer Prozesse nachhaltigen physikalischchemischen 

Veränderungen. In der Vergangenheit durchgeführte Forschungsarbeiten 

belegen, dass Filtrationsmechanismen, Ionenaustausch, Lösungs-, Fällungs- und 

Redoxreaktionen eine zentrale Bedeutung zukommt (SONTHEIMER, 1991; 

SCHÖTTLER und SCHULTE-EBBERT, 1995; HÖTZL und REICHERT, 1996; 

NESTLER et al., 1998).


Der Rückhalt von Schwebstoffen erfolgt dabei bereits beim Übergang des Wassers in 

den Filterkörper durch Filtration, wodurch es mit der Zeit zu einer Selbstdichtung 

des Gewässerbettes (Kolmation) kommen kann. In dessen Folge ist ein Rückgang 

der mittels Uferfiltratbrunnen förderbaren Wassermenge zu verzeichnen. Milieuveränderungen 

und damit einhergehende Ausfällungen von Carbonaten oder Oxihydraten 

können die Kolmation beschleunigen bzw. verstärken (SCHÄLCHLI, 1993). 

Beim Eintritt des Oberflächenwassers in den Grundwasserleiter kommt es ferner zur 

mikrobiell katalysierten Verminderung des gelösten Sauerstoffs unter Abbau organischer 

Substanz. Bei einigen Wassergewinnungsanlagen mit Uferfiltration wird im 

weiteren Verlauf der Untergrundpassage bei z. T. anoxischen oder anaeroben Bedingungen 

unter weiterer Abnahme des Redoxpotenzials Nitrat reduziert und bei längerer 

Aufenthaltszeit eine weitere Abnahme des biologisch abbaubaren, gelösten 

organischen Kohlenstoffs (BDOC) und einiger organischer Spurenstoffe beobachtet. 

In extremen Fällen geht diese Kette von Redoxreaktionen weiter bis zur Sulfatreduktion 

und Methanbildung. 

Andererseits gibt es anthropogene Substanzen, wie etwa eine Reihe von Agrochemikalien 

oder Arzneimittelwirkstoffe, die nur schwer abbaubar sind und auf diese 

Weise weit in den Grundwasserleiter eindringen können. Viele unerwünschte Substanzen 

anthropogener Herkunft zeigen hinsichtlich ihrer Persistenz im Untergrund 

eine starke Abhängigkeit vom Redoxmilieu und Anteil organischer Substanz 

(BRAUCH et al. 2000, SCHMIDT und LANGE 2005). 

Adsorptionseffekte sowohl von organischen als auch anorganischen Substanzen an 

Sedimenten tragen ebenfalls in starkem Maße zur Reinigung bei. Zudem ist organisches 

Material zur Komplexierung von Schwermetallionen fähig, was zu deren Immobilisierung 

führt. Allerdings ist dieser Effekt bei gesteigertem Abbau von BDOC 

reversibel. Eisen- und manganhaltige Sedimente sind neben der Adsorption von 

Schwermetallionen auch zu deren Oxidation fähig (z. B. Cr(III) zu Cr(VI); KIM et 

al., 2002). Diese Reaktionen können zur Ausfällung von Schwermetalloxiden und 

somit zu deren Immobilisierung führen. Weiterhin wurde beobachtet, dass Manganoxide, 

zumindest in geringem Maße, zur Oxidation des DOC fähig sind (BLOEM und 

JEKEL, 2005). 

Die Verdünnung bzw. Mischung mit natürlichem Grundwasser trägt ebenfalls zur 

Qualitätsveränderung des Uferfiltrats bei. Hier kann es allerdings auch umgekehrt 

möglich sein, dass Uferfiltrat aus Oberflächenwasser ein sulfat- und nitratreiches 

Grundwasser in diesen Eigenschaften bei der Förderung durch Verdünnung verbessert. 

Die Reinigungsleistung der Uferfiltration hinsichtlich organischer Wasserinhaltsstoffen 

wird maßgebend durch die in Tabelle 5.3 dargestellten Einflussgrößen bestimmt. 

Die angegebenen Bereiche bezeichnen in Mitteleuropa anzutreffende typische Werte.


Tab. 5.3: Einflussgrößen auf die Reinigungsleistung gegenüber organischen Stoffen 

(k f, S = Hydraulischer Durchlässigkeitsbeiwert Gewässersohle, k f, G = Hydraulischer 

Durchlässigkeitsbeiwert Grundwasserleiter, f OC = organischer 

Kohlenstoffgehalt) 

Einflussgröße 

Temperatur 

Konzentration an gelöstem 

und partikulärem organischen 

Kohlenstoff des 

Infiltrats 

organischer Kohlenstoffgehalt 

(f OC ) des Gewässersohlsediments 

und des 

Grundwasserleiters 

Dynamik des 

Wasserstandes 

Abstands- 

/Infiltrationsgeschwindigkeit 

Aufenthaltszeit des Infiltrats 

im Grundwasserleiter 

Kolmation der 

Gewässersohle 

Redoxverhältnisse 

Beeinflusste Prozesse 

und Parameter 

Vorkommen biologisch 

abbaubarer Stoffe 

Geschwindigkeit des biologischen 

Abbaus 

Bildung des f OC durch Sedimentations- 

und Sorptionsprozesse; 

Kolmation; 

Redoxreaktionen 

Sorptions- und Desorptionsprozesse, 

Redoxreaktionen 

Infiltrationsgeschwindigkeit, 

Ort der Infiltration, 

Redoxverhältnisse, Auswaschung 

der ungesättigten 

Zone 

Kontakt-/Aufenthaltszeit, 

Sorptionsprozesse 

Vollständigkeit des biologischen 

Abbaus 

Ort der Infiltration, Aufenthaltszeit, 

Redoxverhältnisse, 

Sorption 

Biologische Abbaubarkeit 

der organischen Stoffe 

und Abbaugeschwindigkeit 

Bereich, entsprechend 

örtlichen Bedingungen 

z. B. 0 – 30 °C 

z. B. 1 - 15 mg/L DOC 

z. B. 0,5 – 2 mg/L partikulärer 

Kohlenstoff 

z. B. 0,03 ... 0,5 % 

relativ konstant bis 

stark schwankend 

z. B. 0,1 ... 10 m/d 

z. B. 5 - 1000 d 

Gering bis stark 

k f, S = 0,1 - 0,001 · k f, G 

aerob bis anoxisch 

5.1.3.2 Mikroorganismen 

Die Uferfiltration ist ein natürlich-technisches Verfahren, das auch zur Verminderung 

der mikrobiellen Belastung und damit zur Verbesserung des hygienischen Status geeignet 

ist. Beitragende Prozesse sind Advektion, Dispersion, physiko-chemische Filtration, 

Mikrosiebung, Verdünnung, Inaktivierung und Abweiden durch Protozoen und 

andere Bacteriovoren (TUFENKJI et al., 2002). Zahlreiche mikrobiologische Untersuchungen 

unterstreichen die Reinigungsleistung der Uferfiltration. Danach werden


abhängig von den Konzentrationen im Oberflächenwasser Eliminierungsraten für 

Bakterien von 2 bis 3 log-Stufen (SCHUBERT 2000a, PREUß und SCHULTE- 

EBBERT, 2000), für Viren von ca. 4 bis 5 log-Stufen (HAVELAAR, 1995) und für parasitäre 

Protozoen von 2 bis 4 log-Stufen (HÜTTER et al., 2005a) beschrieben. Aufgrund 

der relativ niedrigen Ausgangskonzentration von parasitären Protozoen in den 

untersuchten Ausgangswässern konnten naturgemäß keine höheren Eliminationsraten 

ermittelt werden. 

Die Eliminationsleistung der Uferfiltration hinsichtlich pathogener und opportunistischer 

Mikroorganismen kann von verschiedenen Faktoren beeinflusst werden. Einer 

der ausschlaggebenden Faktoren ist die Kontamination des Rohwassers, weshalb 

der Schutz oberirdischer Gewässer auch bei dieser Aufbereitungstechnologie 

dringlich ist. Die geologischen und hydraulischen Verhältnisse bei der Untergrundpassage 

sind für die an der Elimination von Mikroorganismen beteiligten Prozesse 

von grundlegender Bedeutung. Wichtige Einflussgrößen sind Durchlässigkeit, Korngröße, 

organischer Anteil und Kolmation (STEVIK et al., 2004). Die Redoxverhältnisse 

spielen offenbar aufgrund der Eigenschaft vieler Mikroorganismen, verschiedene 

Elektronenakzeptoren nutzen zu können, keine ausschlaggebende Rolle. Die Anwesenheit 

biologisch verwertbarer Substanzen sowie erhöhte Temperatur des Rohwassers 

tragen zu Beeinträchtigungen der Eliminationsleistung bei. Hochwässer verbunden 

mit erhöhter Trübung und Abschwemmungen können ebenfalls die Reinigungsleistung 

beeinträchtigen (SCHUBERT, 2000a; HÜTTER et al., 2005a), da Trübungsdurchbrüche 

meist mit mikrobiellen Verunreinigungen verbunden sind (TUFENKJI et 

al., 2002; HARRINGTON et al. 2003). Neben Hochwässern können niedrige Wasserstände 

zu einer reduzierten Eliminationsleistung führen, da Mikroorganismen und 

biologisch verwertbarer Stoffe aufkonzentriert werden (HÜTTER et al., 2005a). E- 

benso sind kurze Untergrundpassagen als nachteilig anzusehen. 

Unterschiedliche Mikroorganismenspezies werden unterschiedlich effektiv zurückgehalten. 

Hierbei spielt nicht nur die Persistenz der Organismen (z. B. Sporenbildner, 

Ruhestadien, Kapselbildung), sondern auch die Zellgröße und –morphologie 

eine Rolle. Zellen kleiner als 1 µm werden besser transportiert als größere (STEVIK 

et al. 2004). Das bedeutet, dass Hungerformen, die häufig im Untergrund auftreten, 

und kleine kugelförmige Zellen eher die Uferzone passieren können als längere, 

stäbchenförmige Zellen. Auch die an Partikeln unvermeidliche Biofilmbildung trägt 

zur Retention von Mikroorganismen bei, kann allerdings auch einen Schutz vor hygienisch 

relevanten Mikroorganismen bilden (STEVIK et al., 2004). Mikrobiologisch 

nicht nachweisbare Hunger- und Ruhestadien, die die Uferfiltratstrecke durchdringen, 

können sich bei verbesserten Umweltbedingungen wieder zu vermehrungsfähigen 

Formen verändern (COLWELL et al., 1985). 

Je nach Qualität des Rohwassers sowie Umfang und Qualität der Bodenpassage 

werden zur Absicherung der hygienischen Qualität der Uferfiltration nachgeschaltete, 

geeignete Aufbereitungsverfahren nach dem Stand der Technik empfohlen. Ohne 

Zweifel bildet die Uferfiltration jedoch aus hygienischer Sicht eine wichtige Reini-


gungsstufe innerhalb eines Multibarrieren-Konzepts. Bei neu zu errichtenden Anlagen 

sollten die o. g. Gesichtspunkte berücksichtigt werden (GEIS und OBST, 2005). 

5.1.3.3 Natürliche organische Stoffe 

Untersuchungen zeigten, dass bei der Uferfiltration sowohl entlang der aeroben 

Fließstrecken am Rhein (DENECKE und SIEKMANN,1999) als auch unter den anoxischen 

Verhältnissen an Standorten der Elbe (BUNNEMANN und WRICKE, 1995, 

GRISCHEK, 2003) eine Verminderung der DOC-Konzentrationen von ca. 30 bis über 

50 % erzielt wird. Summenparameter wie die DOC-Konzentration geben allerdings 

nur wenig Information über die Zusammensetzung der organischen Stoffe und das 

Verhalten der einzelnen Fraktionen bei der Untergrundpassage. Bei einer weitergehenden 

Analyse der durch die DOC-Konzentration erfassbaren Stoffe mittels gelpermeationschromatographischen 

Untersuchungen (Kap. 3) an Elbe, Rhein, Ruhr sowie 

am Tegeler See konnte beobachtet werden, dass bei der Uferfiltration hochmolekulare 

Verbindungen gut entfernt werden (SONTHEIMER, 1991; SELENKA und HACK, 

1995; Ziegler, 2001; MARSCHKE et al., 2005). 

Die wesentlichen Prozesse der Entfernung organischer Wasserinhaltsstoffe während 

der Uferfiltration sind mikrobiologischer Abbau und in untergeordnetem Maße 

Sorptionsvorgänge (ZIEGLER, 2001). Die erzielbare Reinigungsleistung hängt im 

Wesentlichen von der Ausgangskonzentration des infiltrierenden Oberflächenwassers 

sowie den lokalen Standortgegebenheiten wie Fließstrecke, Aufenthaltszeiten 

und sedimentologische Ausprägung des Grundwasserleiters ab. 

Eine Erhöhung der Temperatur bewirkt eine Erhöhung der Abbauleistung bezüglich 

leicht abbaubarer organischer Stoffe bei konstantem Fließweg. In Laborversuchen 

ergab beispielsweise eine Temperaturerhöhung von 5 auf 30°C eine Zunahme der 

Konzentrationsverringerung des DOC von 14% auf 25% (SCHOENHEINZ und 

WORCH, 2005). 

Temporäre Erhöhungen der DOC-Konzentration im Oberflächenwasser, welche 

vor allem durch Hochwässer, Algenentwicklung und Abwassereinleitungen verursacht 

werden, führen zu einer Veränderung von biogeochemischen Gleichgewichtsbedingungen 

im Grundwasserleiter (z. B. Störung des Sorptionsgleichgewichtes, Änderung 

des Substratangebotes) und damit zu einer Verringerung der Reinigungsleistung 

auf den ersten Metern der Untergrundpassage. Diese Schwankungen können 

durch längere Untergrundpassagen ausgeglichen werden. 

Bild 5.2 zeigt exemplarisch für die Uferfiltrat-Standortgruppe 2 (Kap. 5.1.2) die Reinigungsleistung 

einer aeroben Uferfiltratstrecke am Rhein. Bis zum Förderbrunnen 

werden ca. 1 - 2 mg/L DOC entfernt und die gemessene Sauerstoffzehrung beträgt 

ca. 5 – 6 mg/L. Dargestellt sind die mittels Gelpermeationschromatographie (LC- 

OCD) trennbaren DOC-Fraktionen des Oberflächengewässers und des Förderbrunnens 

sowie die von zwei dazwischen liegenden Messstellen. Im Vergleich zu den


DOC-Fraktionen des Rheinwassers zeigt sich bereits in der Messstelle A ein fast 

vollständiger Abbau der mikrobiell gut verwertbaren Polysaccharide. Auch für die übrigen 

hoch- wie auch nieder-molekularen organischen Verbindungen ist für die Messstelle 

A im Mittel bereits eine Verringerung zu verzeichnen (MARSCHKE et al., 

2005). 

OCD, relative Signalhöhe 

Rhein 

16 

14 

Huminstoffe Building 

Blocks Niedermolekulare 

12 

Huminstoffe und Säuren 

10 

8 

Polysaccharide 

6 

Amphiphile 

4 

Substanzen 

2 

0 

15 25 35 45 55 

Retentionszeit in min 

Grundwassermessstelle B 


Grundwassermessstelle A 

16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

15 25 35 45 55 


Brunnen 


16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

15 25 35 45 55 



16 

14 

12 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

15 25 35 45 55 


Bild 5.2: Gelchromatographisch trennbare DOC-Fraktionen entlang einer Uferfiltrationsstrecke 

am Rhein (Mittelwerte) 

Die DOC-Konzentration der Oberflächengewässer der Uferfiltrat-Standortgruppe 4 

(Kap. 5.1.2) im Berliner Raum weist mit meist 7 bis 8 mg/L relativ hohe Werte auf, 

wobei natürliche Fulvinsäuren mit etwa 4-5 mg/L den größten Anteil bilden, gefolgt 

von 1-2 mg/L DOC aus Abwässern und einem kleinen Anteil an algenzellulären Bestandteilen. 

Im Laufe der Infiltration und Untergrundpassage findet unter aeroben 

Bedingungen zunächst eine schnelle DOC-Abnahme auf 4,5 – 5 mg/L statt, unter 

anoxischen Bedingungen verlangsamt sich der Prozess dann deutlich, die DOC- 

Konzentration im Entnahmebrunnen beträgt etwa 4 mg/L. Aufgrund der schnellen 

Mineralisierung des DOC und des partikulären Kohlenstoffs wird der Sauerstoff sehr 

schnell gezehrt, der größte Teil der Uferfiltrationspassage findet somit meist unter 

anoxischen bzw. anaeroben Bedingungen statt, wobei die Länge und Position der 

einzelnen Zonen jahreszeitlich variiert und die Zonen horizontal geschichtet sind 

(BLOEM und JEKEL, 2005). 

LENK et al. (2005) geben basierend auf einer Analyse mitteleuropäischer Verhältnisse 

für Standorte mit Uferfiltration mit einem nicht-linearen, multiplen Regressionsmo-


dell eine Möglichkeit zur Grobabschätzung des DOC-Rückhaltes während der 

Uferfiltration. Das Regressionsmodell lässt sich mit Gleichung 5.1 beschreiben und 

erklärt ca. 75 % der Varianz der berücksichtigten Stichproben. 

(5.1) Y = - 0,503 + 0,811 * ln(X 1 ) + 0,236 * X 2 0,437 + 7,428 * X 3 

(n = 43, R 2 = 0,74) 

mit : 

Y = DOC-Elimination [mg/L] 

X 1 = DOC-Konzentration des Oberflächengewässers [mg/L] 

X 2 = Verweilzeit im Untergrund [d] 

X 3 = Transmissivität [m 2 /s] 

Mit dieser Modellfunktion ist es möglich, auch für neu zu planende Uferfiltrationsstandorte 

die mögliche DOC-Eliminationsleistung der Untergrundpassage zu prognostizieren. 

Hierfür lassen sich auch die in Bild 5.3 dargestellten Nomogramme nutzen. 

Die Anwendung der Nomogramme zu einer Abschätzung der Eliminationsleistung 

erfordert jedoch den Nachweis der Zugehörigkeit des Planungsstandortes zu 

einer der in Kap. 5.1.2 beschriebenen mitteleuropäischen Standortgruppen. In einem 

ersten Schritt kann dies durch einen Vergleich der Merkmalsausprägungen am zu 

planenden Standort mit der in Tab. 5.4 dargestellten Spannweite der Merkmale der 

für das Regressionsmodell benutzten Eingangsdaten erfolgen. 

Tab. 5.4: Merkmalspannweite der für das Regressionsmodell benutzten Eingangsdaten 

Standortmerkmal Minimum Maximum 

DOC-Konzentration der Oberflächengewässer 1,4 mg/L 9,0 mg/L 

Verweilzeit im Untergrund 0,01 d 210 d 

Länge der Untergrundpassage 0,15 m 310 m 

Transmissivität 0,003 m²/s 0,230 m²/s


In einem zweiten Schritt lässt sich bei Kenntnis von grundlegenden Angaben zur 

Hydrogeologie sowie der physikalisch-chemischen Oberflächenwasserbeschaffenheit 

die Zugehörigkeit mit der Anwendung von linearen Diskrimininanzfunktionen überprüfen. 

Für diese Klassifikation geben LENK et al. (2005) einen Satz von Koeffizienten 

an, die mit den jeweiligen Merkmalsausprägungen eines neuen Standorts multipliziert 

werden müssen. Der Standortgruppe, für die die Summe dieser Koeffizientenprodukte 

maximal wird, kann der überprüfte neue Standort mit großer Wahrscheinlichkeit 

zugeordnet werden. 

Muss aufgrund dieser Prüfung die Zugehörigkeit zu einer der mitteleuropäischen 

Standortgruppen abgelehnt werden, sind die Abschätzungen der DOC- 

Eliminationsleistung nach Gleichung 5.1 lediglich als ein Hinweis zu verstehen und 

können in der Realität deutlich von der Modellvorstellung abweichen.


Bild 5.3: Nomogramme zur abschätzenden Prognose der DOC-Elimination bei der 

Uferfiltration und Untergrundpassage nach Gleichung 5.1 (LENK et al., 

2005)


5.1.3.4 Organische Spurenstoffe 

Organische Spurenstoffe werden in ihrer Konzentration bei der Uferfiltration hauptsächlich 

durch Verdünnungs-, Sorptions- sowie biologische und chemische Abbauprozesse 

beeinflusst. Die Konzentrationsminderung einzelner organischer Spurenstoffe 

bei der Infiltration und im Untergrund ist ein komplexer Vorgang, der stoffspezifisch 

ist und auch raum-zeitlichen Variationen unterliegt. Stoffspezifische Eigenschaften, 

die das Verhalten von Spurenstoffen bei der Infiltration beeinflussen, sind insbesondere 

Wasserlöslichkeit, Flüchtigkeit, Lipophilie, Dissoziationskonstante, Adsorbierbarkeit 

an Sediment- und Bodenbestandteile, Abbaubarkeit und Toxizität gegenüber 

Mikroorganismen. Raum-zeitliche Einflussfaktoren umfassen Temperatur, Existenz 

einer geeigneten Biozönose, Art des Redoxmilieus sowie Aufenthaltszeit der 

gelösten Substanzen im Untergrund. 

Prinzipiell ist es von Bedeutung, ob ein Spurenstoff als Dauerbelastung in meist geringer 

Konzentration vorkommt oder ob er als Stoßverunreinigung über kurze Zeit 

aber in relativ hohen Konzentrationen auftritt. Kurzzeitige Stoßbelastungen von bis 

zu zwei Tagen werden erfahrungsgemäß im Uferfiltrat allein durch Vermischungsund 

Verdünnungseffekte so weit verringert, dass in den Rohwässern der Wasserwerke 

meist nur Werte deutlich unter 5 % der Maximalkonzentration im Fluss feststellbar 

sind (SONTHEIMER, 1991). Bei Dauerbelastungen kann die Konzentration eines 

organischen Spurenstoffs nur durch Sorption sowie durch biotischen und abiotischen 

Abbau deutlich verringert werden. Eine gewisse Konzentrationsminderung ist auch 

durch die größtenteils erst in den Förderbrunnen stattfindende Verdünnung mit landseitigem 

Grundwasser zu erwarten. Bei Vorliegen eines mit Spurenstoffen belasteten 

Grundwassers tritt hingegen eine Qualitätsverschlechterung des Uferfiltrates auf. 

Ein wesentlicher Eliminationsmechanismus von organischen Spurenstoffen ist die 

Sorption an Sediment- oder Bodenbestandteile. In Sedimenten und Aquiferen stellt 

dabei häufig die organische Substanz das wesentliche Sorbens dar. Insbesondere 

unpolare und schlecht wasserlösliche Substanzen werden häufig bereits effektiv und 

nachhaltig in der Infiltrationszone fixiert. Das Ausmaß dieses Effekts kann in gewissen 

Grenzen über die stoffspezifische Wasserlöslichkeit bzw. über den jeweiligen 

Oktanol-Wasser-Verteilungskoeffizienten (K OW ) abgeschätzt werden. Unter Umständen 

können einzelne polare Spurenstoffe auch durch sorptive Wechselwirkungen 

mit Sedimentmineralen (z. B. Tonminerale) in ihrer Konzentration reduziert werden. 

Hierbei werden verschiedene Mechanismen (z. B. Ionenaustausch) genutzt. Die 

wichtigste Reinigungsfunktion der Uferfiltration besteht aber im biologischen Abbau. 

Grundvoraussetzung für einen Abbau ist das Vorhandensein einer geeigneten 

Biozönose. Manche Spurenstoffe können von vielen Bakterienarten verwertet werden, 

andere bedürfen Spezialisten. Unter Umständen ist zunächst auch eine Adaptation 

der Mikroorganismen an den Spurenstoff notwendig. Art und Zusammensetzung 

der mikrobiellen Besiedlung stehen in enger Wechselwirkung mit dem vorherrschenden 

Redoxmilieu, so dass der Abbau einzelner Spurenstoffe auch an das Vorliegen 

bestimmter Redoxzustände gebunden sein kann. Manche Substanzen können nur


abgebaut werden, wenn den entsprechenden Mikroorganismen noch andere Nährstoffe 

zur Verfügung stehen (Cometabolismus). Der Abbau organischer Spurenstoffe 

kann zudem konzentrationsabhängig sein. Steigende Temperaturen führen zu 

einer Erhöhung der Stoffwechselintensität der Organismen und somit in der Regel 

auch zu einer höheren Umsatzrate. 

Trotz aller Detailkenntnisse ist es aufgrund der komplexen Zusammenhänge nicht in 

allen Fällen möglich, das Verhalten von organischen Spurenstoffen bei der Uferfiltration 

genau vorherzusagen. Erfahrungswerte von einer beträchtlichen Anzahl von 

Standorten machen aber die erhebliche Reinigungsleistung der Uferfiltration gerade 

im Hinblick auf organische Spurenstoffe deutlich. Auch wenn chemisch ähnliche Verbindungen 

zuweilen sehr unterschiedliche Eliminationsraten aufweisen, gilt generell, 

dass der größte Teil der Konzentrationsminderung bei der Uferfiltration bereits in der 

Infiltrationszone bzw. auf den ersten Metern des Fließweges erfolgt. Diese Reinigungswirkung 

ist praktisch unabhängig von der Entfernung der Uferfiltratbrunnen 

vom Fluss. In der nachfolgenden Untergrundpassage ist die Konzentrationsminderung 

insgesamt geringer, führt aber für eine Reihe von Substanzen noch zu einem 

merklichen Effekt. Neben der Verweilzeit ist für viele Substanzen das vorherrschende 

Redoxmilieu bei der Untergrundpassage von Bedeutung. 

Auch wenn einzelne, besonders persistente organische Verbindungen im Rahmen 

der Uferfiltration kaum vermindert werden können, werden viele andere Substanzen 

durch den Gesamtprozess Sorption und biologischer Abbau entfernt. So zeigen neuere 

Ergebnisse an Rhein, Elbe und Ruhr, dass die Uferfiltration insbesondere geeignet 

ist, unpolare organische Spurenstoffe wie polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe 

(PAK), polychlorierte Biphenyle (PCB) und Organochlor-Pestizide (DDT, 

Lindan) nachhaltig und unabhängig von den Redoxverhältnissen zu entfernen. Die 

Eliminierbarkeit von Atrazin, Diuron und Simazin war hingegen bei den gegebenen 

Eingangskonzentrationen und unter aeroben Randbedingungen weniger stark ausgeprägt 

als im anoxischen Milieu. Neuere Felduntersuchungen an verschiedenen 

Uferfiltrat-Standorten mit verschiedenen Betriebsrandbedingungen (u.a. Eingangskonzentration, 

Verweilzeit, Redoxmilieu) zeigen, dass viele polare pharmazeutische 

Wirkstoffe und iodierte Röntgenkontrastmittel (z. B. Bezafibrat, Sotalol, Diclofenac, 

Iomeprol) unabhängig von Redoxmilieu und Aufenthaltszeit im Aquifer nahezu vollständig 

vermindert werden können (Tab. 5.5). Stabilere Vertreter dieser Substanzklasse 

(z. B. Carbamazepin, Iopamidol, Amidotrizoesäure, Sulfamethoxazol) werden 

hingegen unter anoxischen bzw. anaeroben Milieubedingungen besser eliminiert als 

unter aeroben. Komplexbildner vom Typ der Aminopolycarbonsäuren (z. B. EDTA, 

DTPA) und verschiedene Naphthalinsulfonate (z. B. Naphthalin-1,7-disulfonat) werden 

hingegen unter aeroben Bedingungen besser abgebaut. Die Uferfiltration ist 

auch bei der Entfernung verschiedener Geruchs- und Geschmacksstoffe (z. B. Geosmin, 

Limonen, Menthol) und hormonell wirksamer Substanzen (z. B. Bisphenol A, 

iso-Nonylphenol) wirksam (SCHMIDT und LANGE, 2005).


Auf der beigefügten CD befindet sich eine Datenbank, aus der für eine Vielzahl von 

Spurenstoffen deren Verhalten bei der Uferfiltration ersichtlich wird (SCHMIDT und 

LANGE, 2005). 

Tab. 5.5: Elimination organischer Spurenstoffe bei der Uferfiltration unter aeroben 

und anoxischen Bedingungen (SCHMIDT und LANGE, 2005) 

organischer Spurenstoff aerob anoxisch 

Pestizide 

Atrazin 0 + 

Diuron 0 + 

Simazin 0 + 

hormonell wirksame Industriechemikalien 

Bisphenol A ++ ++ 

iso-Nonylphenol ++ ++ 

synthetische Komplexbildner 

EDTA + 0 

NTA ++ ++ 

DTPA ++ + 

Naphthalinsulfonate 

Naphthalin-1-sulfonat ++ ++ 

Naphthalin-2-sulfonat ++ ++ 

Naphthalin-1,5-disulfonat 0 0 

Naphthalin-1,7-disulfonat ++ ++ 

Naphthalin-2,7-disulfonat ++ ++ 

Naphthalin-1,3,5-trisulfonat 0 0 

Naphthalin-1,3,6-trisulfonat 0 0 

2-Aminonaphthalin-1,5-disulfonat 0 0 

2-Aminonaphthalin-4,8-disulfonat + + 

Pharmazeutische Wirkstoffe 

Carbamazepin 0 + 

Diclofenac ++ ++ 

Bezafibrat ++ ++ 

Atenolol ++ ++ 

Sotalol ++ ++ 

Dehydrato-Erythromycin ++ ++ 

Sulfamethoxazol 0 + 

Clindamycin ++ ++ 

Trimethoprim ++ ++ 

Röntgenkontrastmittel 

Iomeprol ++ ++ 

Iopamidol + ++ 

Amidotrizoesäure 0 + 

Iohexol ++ ++ 

Ioxitalaminsäure ++ ++ 

Iopromid ++ ++ 

AOI 0 + 

0 = keine Eliminierung, + = mittlere Eliminierung, ++ = gute Eliminierung


5.1.3.5 Anorganische Substanzen 

Die Konzentrationen anorganischer Substanzen bei der Uferfiltration werden bestimmt 

durch Filtrations-, Verdünnungs-, Sorptions-, Fällungs- sowie mikrobielle und 

geochemische Abbauprozesse. Die Mehrzahl der Um- und Abbauprozesse wird direkt 

oder indirekt durch mikrobielle Stoffwechselaktivität initiiert. Entweder nutzen die 

Mikroorganismen reduzierbare Wasserinhaltsstoffe als Elektronenakzeptoren beim 

Abbau verfügbarer Kohlenstoffquellen und damit zum Energiegewinn, oder es ändern 

sich stoffspezifische Lösungs-/Fällungsbedingungen infolge der mikrobiell bedingten 

Absenkung des Redoxpotenzials. 

In der Regel stellen Nährstoffe wie Ammonium, Nitrat und Phosphat bei der Trinkwassergewinnung 

über Uferfiltration kein Problem dar (ZIEGLER, 2001). Unter aeroben 

Bedingungen wird Ammonium bereits im Oberflächengewässer hauptsächlich 

bakteriell katalysiert in zwei Stufen zunächst zu Nitrit und anschließend zu Nitrat oxidiert 

(Nitrifikation), so dass Oberflächengewässer in der Mehrzahl keine hohen Ammoniumgehalte 

aufweisen. Allerdings unterliegt der Ammonium-Abbau infolge der 

Temperaturabhängigkeit der Bioaktivität saisonalen Schwankungen. Zudem ist der 

Sauerstoffbedarf bei der Nitrifikation erheblich, so dass insbesondere bei hohen 

Gehalten an organischem Kohlenstoff und starker Sauerstoffzehrung reduzierende 

Bedingungen auftreten können. Unter diesen Bedingungen wird die Nitrifikation gehemmt, 

und es können erhöhte Ammoniumkonzentrationen im Verlauf der Uferfiltratpassage 

auftreten. 

Nitrat wird bei der Uferfiltration hauptsächlich durch die enzymatische Aktivität von 

Mikroorganismen zu Stickstoff und Sauerstoff (Denitrifikation) reduziert. Unter stabilen 

Redoxverhältnissen und bei einem unlimitierten Angebot an partikulärem und sedimentgebundenen 

Kohlenstoff ist mit einer gleichbleibenden vollständigen Denitrifikation 

entlang der Uferfiltratpassage zu rechnen. Erfolgt allerdings keine ausreichende 

Nachlieferung partikulären Kohlenstoffs mit dem Oberflächengewässer ist langfristig 

infolge der Dezimierung des Kohlenstoff-Pools von einer abnehmenden Denitrifikationsleistung 

auszugehen. Die Beeinflussung der Rohwasserqualität in der Uferfiltratfassung 

durch saisonale, temperaturbedingte Schwankungen in der Denitrifikationsleistung 

ist nur bei kurzen Fließwegen zu erwarten. Begünstigend auf eine vollständige 

Elimination der Nitrat-Gehalte wirken sich lange Fließwege und Aufenthaltszeiten 

des Uferfiltrats im Untergrund aus. Die Einstellung stabiler Redoxverhältnisse 

im Aquifersystem, beispielsweise unterstützt durch einen konstanten Förderbetrieb 

von Uferfiltratfassungen, kann zusätzlich zu einer dauerhaften gleichbleibenden Denitrifikationsleistung 

der Uferfiltratpassage beitragen (GRISCHEK, 2003). 

Hinsichtlich der Nitratkonzentrationen sind in Uferfiltratfassungen oftmals die Beschaffenheit 

des landseitigen Grundwassers und die jeweiligen Mischungsverhältnisse 

zu beachten. So können zum Beispiel erhöhte Nitrat- und Sulfatbelastungen aus 

landwirtschaftlich genutzten Flächen im landseitigen Grundwasser vorkommen. Bei 

einer entsprechend hohen landseitigen Belastung kann unter geeigneten Umständen


über die Steuerung der Entnahmemenge eine Erhöhung des Uferfiltratanteils und 

damit ein Verdünnungseffekt erzielt werden, der die Einhaltung der angestrebten 

Qualitätsstandards für das Rohwasser erlaubt. 

Spurenstoffe wie Mangan, Eisen und verschiedene Schwermetalle sind im aeroben 

Milieu vorwiegend durch Ionenaustauschprozesse an negativ geladenen Oberflächen 

von Tonmineralen, amorphen Eisen- und Aluminiumoxiden und organischen 

Feststoffen festgelegt (FÖRSTNER, 1995). Treten bei der Uferfiltration infolge fortgesetzten 

Abbaus organischer Kohlenstoffverbindungen und der damit verbundenen 

Sauerstoffzehrung anoxische Verhältnisse entlang der Untergrundpassage auf, werden 

bei sinkendem Redoxpotenzial vermehrt Mangan (IV) und Eisen (III) aus den 

(Hydr-)Oxidverbindungen reduktiv gelöst und liegen in wässriger Lösung in zweiwertiger 

Form vor. Sorptiv an die Eisen- und Mangan-Oxide bzw. -Hydroxide gebundene 

Schwermetalle sowie Arsen werden bei diesem Prozess ebenfalls freigesetzt. Bei 

Ablauf der Sulfatreduktion zu H 2 S werden unter anaeroben Bedingungen viele Metalle 

durch die Sulfidfällung bzw. Mitfällung wieder immobilisiert (Ni, Cu, Zn, u. a.; 

SALOMONS und FÖRSTNER, 1984). 

Somit ändern sich, bedingt durch die mikrobiell katalysierten Redoxreaktionen, die 

Konzentration der im Uferfiltrat gelösten Metalle. Tabelle 5.6 fasst die Mobilität von 

bestimmten Metallen in verschiedenen Milieus zusammen (WALLMANN, 1990). 

Tab. 5.6: 

Mobilität Spurenelemente (Suspensionsversuche) 

Element 

oxisches 

Milieu 

postoxisches 

Milieu 

sulfidisches 

Milieu 

Reoxidation 

pH = 6,8 

Reoxidation 

pH = 4,5 

Zink 0 - - + + 

Cadmium + - - + + 

Kupfer + - - 0 + 

Blei 0 - - 0 + 

Nickel + + - + + 

Cobalt 0 + - + + 

Arsen 0 + - - - 

+: Freisetzung, -: Festlegung, 0: kein Einfluss auf die Mobilität 

Die Mobilität der untersuchten Metalle ist im sulfidischen Milieu durch die Fällung von 

Mineralen herabgesetzt (Tab. 5.6). Bei Reoxidation im pH-Bereich 6,8 werden allerdings 

die Spurenelemente Zink, Nickel und Cadmium durch die relativ leicht löslichen 

Sulfidphasen schnell wieder mobilisiert.


Bei der Uferfiltration kommt es infolge des Abbaus organischer Verbindungen in der 

Regel zu einem deutlichen Anstieg der Hydrogencarbonatkonzentration. Bei sehr 

hohen Anteilen organischen Materials im Sedimentkörper kann es bei der Untergrundpassage 

unter reduzierten Bedingungen infolge von mikrobiellen Abbauprozessen 

zu einer Bildung von Methan kommen (MARSCHKE et al., 2005). 

5.1.4 Empfehlungen für die Planung und Möglichkeiten der Betriebsoptimierung 1 

Für die Errichtung einer Wassergewinnungsanlage, bei der die Uferfiltration zum 

Reinigungsprozess beitragen soll, müssen einige Mindestvoraussetzungen erfüllt 

sein. Eine sorgfältige Erkundung der lokalen Gegebenheiten, insbesondere der 

hydro-geologischen, hydraulischen und hydro-geochemischen Bedingungen, ermöglicht 

die optimale Standortwahl und Uferfiltratbewirtschaftung. 

5.1.4.1 Oberflächengewässer 

Zu den Standortvoraussetzungen für eine Uferfiltratgewinnungsanlage gehört die 

Lage an einem dauerhaft Wasser führenden Oberflächengewässer, das deutliche 

Sauerstoffgehalte (im Mittel > 5 mg/L) aufweist. Sofern das zu bewirtschaftende 

Oberflächengewässer eine naturnahe Gewässerqualität aufweist, kann durch Einbeziehung 

der Uferfiltration eine Trinkwassergewinnung allein durch natürliche Verfahren 

möglich sein. Entsprechende Hinweise zu international festgeschriebenen Qualitätsanforderungen 

an Oberflächenwasser für die Trinkwasseraufbereitung liefern beispielsweise 

das DVGW-Arbeitsblatt W 251 und die Richtlinien der Europäischen Union 

(75/440/EWG bzw. 79/869/EWG sowie 2000/60/EG). Für die Uferfiltratgewinnung 

besonders günstige hydrochemische Verhältnisse weisen Oberflächengewässer auf, 

deren geologische Formationen im Einzugsgebiet aus kalk- und nährstoffarmen 

sowie langsam verwitternden Gesteinen aufgebaut sind. Bevorzugt sind die Belastungen 

des Gewässers mit organischer Substanz sehr gering, die bei der herrschenden 

hohen Sauerstoffsättigung mikrobiell rasch zu CO 2 und H 2 O abgebaut 

werden. Die Redoxspannung (E H ) liegt vorwiegend oberhalb von 650 mV, geringe 

Gehalte an Stickstoff- und Schwefelverbindungen liegen in oxidierter Form als Nitratund 

Sulfationen vor, gelöste Eisen- und Manganionen treten unter den oxidierenden 

Bedingungen nur in Spuren auf. Weniger günstige Voraussetzungen für die Uferfiltratgewinnung 

bieten Oberflächengewässer, die eine starke Belastung mit organischer 

Substanz aufweisen. 

Im Planungsprozess sollte zur Prüfung und Beurteilung der Gewässereignung und 

auch im Hinblick auf die Abschätzung der Reinigungsleistung bei der Uferfiltration für 

das zu nutzende Oberflächengewässer ausreichendes hydrochemisches Datenmaterial 

vorliegen bzw. über mehrere Probenahmen erhoben werden. 

1 Unter Beteiligung von Herrn Dipl.-Ing. Jürgen Schubert, Düsseldorf


5.1.4.2 Landnutzung 

Für jede Trinkwassergewinnung sind prinzipiell bevorzugt solche Standorte auszuwählen, 

die keine oder eine möglichst geringe Gefährdung des Oberflächengewässers 

im Hinblick auf Schadstoffeinträge beispielsweise durch Einleitung von (Industrie-)Abwässern 

in den Flussoberlauf aufweisen. Die Uferfiltration bietet aber im Vergleich 

zu manchen anderen Aufbereitungsverfahren gerade beim Auftreten von zeitweise 

erhöhten Schadstoffgehalten im Oberflächenwasser einen recht guten Schutz 

gegenüber Stoßbelastungen. Gleichfalls sind innerhalb des Einzugsgebiets der geplanten 

Fassungsanlage potenzielle Schadstoffeinträge über den Sickerwasserpfad 

in das Grundwasser zu beachten. Nachteilig kann sich eine intensive landwirtschaftliche 

Nutzung mit hohem Düngemittel- und Pflanzenschutzmittel-Einsatz auf die Rohwasserqualität 

im Brunneneinzugsgebiet auswirken (insbesondere Anstieg der Nitratund 

Sulfatgehalte), ebenso wie der Austrag von Schadstoffen aus Deponien oder 

Bergbauhalden. Aus diesen Quellen kann zusätzlich ein vermehrter Stoffeintrag über 

den Oberflächenabfluss in den bewirtschafteten Vorfluter erfolgen. 

5.1.4.3 Geologie bzw. Pedologie 

Für die Uferfiltratgewinnung eignen sich Standorte, die einen vertikal und lateral ausgedehnten 

Lockergesteinsaquifer aufweisen, der in hydraulischem Kontakt mit dem 

zu bewirtschaftendem Oberflächengewässer steht, in der Regel nicht weniger als 5 m 

mächtig ist und über eine mindestens gute Durchlässigkeit (k f -Wert > 10 -4 m/s) verfügt. 

Lagen in Muldentälern sind als günstig anzusehen, während Kerbtäler aufgrund der 

lateralen Begrenzung des Lockergesteinskörpers meist ungünstig sind. Ebenso können 

insbesondere an Flussoberläufen ungünstige Verhältnisse vorliegen. Speziell 

Hangschuttkegel können aufgrund der Korngrößenverteilung der Lockergesteine 

(z. B. verstürzte Festgesteinsblöcke, unverfüllte Makroporenkanäle) nicht als geeignete 

Standorte angesehen werden. 

Vor bzw. im Planungsprozess von Uferfiltratanlagen sind sorgfältige und umfassende 

Standorterkundungen unabdingbar, um die vor Ort in einem Aquifersystem ablaufenden 

geochemischen Prozesse abschätzen und im Rahmen der Trinkwasseraufbereitung 

nutzbar machen zu können. Dazu gehört neben Sondiermaßnahmen zur Untergrundcharakterisierung 

auch die Durchführung von zeitlich und hydraulisch ausreichend 

dimensionierten großtechnischen Pumpversuchen mit hydrochemischen Begleituntersuchungen. 

Untersuchungen des oberflächennahen Grundwassers sowie des Aquifermaterials im 

Brunneneinzugsgebiet sind auch im Hinblick auf potenzielle geogene wasserwerksund 

trinkwasserrelevante Belastungen des Rohwassers unabdingbar. Durch die Uferfiltratgewinnung 

initiierte Veränderungen der Milieuverhältnisse im Untergrund sind 

mit in die Betrachtungen einzubeziehen (z. B. Konsequenzen eines absinkenden Re-


doxpotenzials). So sollte beispielsweise bei der Existenz erheblicher Eisen- und 

Manganoxid- bzw. –hydroxidgehalte in der Aquifermatrix die Bildung von anaeroben 

Verhältnissen entlang der Untergrundpassage und die damit verbundene Freisetzung 

von Eisen, Mangan sowie von assoziierten Schwermetallen und Arsen bei der Trinkwassergewinnung 

betrachtet und vermieden werden. Darüber hinaus kann sich auch 

die anteilige Förderung landseitiger reduzierender Grundwässer entsprechend negativ 

auf die Rohwasserqualität von Uferfiltratfassungsanlagen auswirken, insbesondere 

wenn geologische bzw. petrographische Gegebenheiten zu einer besonderen Belastung 

des Grundwassers mit trinkwasserrelevanten Stoffen wie z. B. Arsen führen 

können. 

Ebenfalls im Planungsprozess für neu zu errichtende Anlagen sollte die Reinigungsleistung 

gegenüber Mikroorganismen in Hinblick auf eventuell erforderliche nachgeschaltete 

weitergehende Aufbereitungsschritte geprüft werden. 

5.1.4.4 Abstand Brunnenfassung und Gewässer 

Der Abstand zwischen dem Gewässer und den Entnahmebrunnen sollte auf der 

Grundlage von erwarteten Infiltrationsraten, der bevorzugten Fließweglänge und der 

bevorzugten Aufenthaltszeit optimiert werden. 

Bei anoxischen/anaeroben Verhältnissen wird eine lange Uferfiltrationspassage empfohlen. 

Der DOC nimmt dort zwar auch anfangs unter rein aeroben Verhältnissen 

schnell ab (z. B. um etwa 35 – 40 %), allerdings ist zur Entfernung einiger Spurensubstanzen 

(z. B. Sulfamethoxazol, Iopromid, AOI) eine längere Aufenthaltszeit unter 

reduzierenden Verhältnissen essentiell. 

5.1.4.5 Brunnenentnahme 

Für permanent wasserführende Gewässer ist ein kontinuierlicher Brunnenbetrieb 

dem periodischen vorzuziehen. Damit sind die Vorteile stabiler Rohwasserqualität, 

einer geringen Grundwasserschwankungszone und geringer Verockerungsneigung 

verbunden. Die Nachteile geringerer Aufenthaltszeiten und geringerer Ausnutzung 

der Dispersion können durch die Lage der Brunnen und dadurch beeinflussbare 

Fließzeiten kompensiert werden. 

5.1.4.6 Kolmation 

Das hydrologische Regime eines bewirtschafteten Oberflächengewässers beeinflusst 

die Ausprägung und Dynamik der Kolmation. Hierbei sind Abflussmenge und –höhe 

und somit auch die Schubspannung an der Gewässersohle sowie deren Veränderungen 

in der Zeit prägende Faktoren. Als günstig für die Uferfiltration sind niedrige 

Schwebstoffgehalte zu bewerten. Gegebenfalls können erosionsmindernde Maßnahmen 

und Initiativen zur Abwasserreinigung zu einer Verringerung von Schwebstoffgehalten 

beitragen. Die Einschränkung von Abwassereinleitungen lässt auch im


Hinblick auf ein dezimiertes Nährstoffangebot im Oberflächengewässer und der daraus 

resultierenden Verringerung des Biofilmwachstums einen positiven Effekt auf 

den Infiltrationswiderstand an der Gewässersohle erwarten. 

Bei mäandrierenden Flüssen sind Uferfiltratstandorte auf dem Gleithang gegenüber 

dem Prallhang zu bevorzugen, da sich dort a) Sohlpflaster (Dachziegellagerung) in 

geringerem Maße ausbilden und b) Hochwasserwellen eine stärkere Erosionswirkung 

haben. Während am Prallhang die Fugen zwischen den Geschiebegeröllen 

durch schluffiges Material gefüllt werden, zeigen die Sedimente am Gleithang keine 

derartige eingegrenzte Korngrößenabstufung. Im Hochwasserfall können am Prallhang 

weder das Feinkorn noch die Kies- und Steingerölle des Sohlpflasters in relevantem 

Maße erodiert werden, wohingegen das weitgestufte Kornhaufwerk am Gleithang 

destabilisiert werden kann (SCHUBERT, 2005b, CALDWELL, 2005). 

Kolmationserscheinungen lassen sich nicht gänzlich verhindern. Die Auswirkungen 

lassen sich lediglich durch technische Maßnahmen begrenzen (SCHUBERT, 2005a): 

− Die Brunnen sollten in einem weiten Abstand vom Ufer errichten werden, um die 

Potenzialunterschiede im Bereich der Infiltrationszone gering zu halten. Insbesondere 

der steile Bereich der Absenktrichter um die Förderbrunnen sollte nicht unter 

die Flusssohle reichen. Bei höherer hydraulischer und Beschaffenheitsdynamik 

(wie z. B. an Flussinfiltrationsstandorten) ist ein größerer Brunnenabstand erforderlich 

gegenüber Standorten mit geringerer Dynamik (z. B. Teichinfiltrationsstandorte). 

− Alternativ lassen sich durch eine Verringerung der Pumprate die Folgen der Kolmation 

reduzieren. 

Sofern die Kolmation der Gewässersohle nicht die gewinnbare Menge limitiert, kann 

sie zu einer Vergrößerung des Infiltrationsbereiches im Gewässer und damit zu längeren 

Aufenthaltszeiten und Fließwegen beitragen. Die Kolmationszone ist biologisch 

aktiv und weist aufgrund des erhöhten Kohlenstoffgehalts eine hohe Reinigungsleistung 

bzw. Schadstoffretardation auf. Bei kurzen Fließwegen sollte daher eine Zerstörung 

der Kolmationszone vermieden werden. 

5.1.4.7 Messstellenkonzeption 

Zur effektiven Überwachung der hydraulischen, hydrochemischen und mikrobiologischen 

Prozesse im Einzugsgebiet der jeweiligen Brunnenfassungsanlage ist ein geeignetes 

Messstellenkonzept erforderlich. Eine Datenerhebung kann dementsprechend 

nicht nur auf eine optimale Ausnutzung der natürlichen Reinigungsleistung der 

Uferfiltratpassage und eine rechtzeitige Vorwarnung bei Beeinträchtigungen der Uferfiltratqualität 

ausgerichtet sein, sondern muss gleichzeitig im Rahmen eines standortangepassten 

Monitoringprogramms zum Schutz der bewirtschafteten Rohwasserressourcen 

beitragen. So ist zum Beispiel mit steigendem Nutzungsgrad eines Gewässers 

als Verkehrsweg sowie bei industriellen, gewerblichen und kommunalen Abwas-


sereinleitungen ein erhöhtes Kontaminationsrisiko durch Stoßbelastungen und Havarien 

gegeben. Dieses Gefahrenpotenzial muss bei der Uferfiltratgewinnung ebenfalls 

durch ein geeignetes Monitoring der Wasserbeschaffenheit überwacht werden. 

Für die Überwachung der Uferfiltration sollten nach GRISCHEK (2003) nachfolgende 

Empfehlungen berücksichtigt werden: 

− Der Messstellenausbau sollte in allen dominierenden Schichten in Abhängigkeit 

von dem geologischen Untergrundaufbau erfolgen. Die Anzahl der zu realisierenden 

Teufen ist dabei von den einzelnen Redoxzonen, von der Mächtigkeit und 

dem vertikalen Aufbau des Grundwasserleiters abhängig. 

− Die Errichtung von Messstellengruppen ist mehrfach verfilterten oder vollverfilterten 

Messstellen vorzuziehen. 

− Bei geringmächtigen Aquiferen kann die Überwachung anhand eines einzigen 

Messpunktes erfolgen, bei mächtigen Grundwasserleitern wird prinzipiell ein 

Messpunkt pro 10 m Mächtigkeit empfohlen. Die Filterlänge sollte auf 1 - 2 m beschränkt 

bleiben. 

− Entlang des maßgebenden Fließweges entlang der Uferfiltratpassage sollten die 

Messprofile unter Berücksichtigung einer logarithmischen Skalierung ausgestaltet 

werden. Das bedeutet, dass eine Messstelle im unmittelbaren Infiltrationsbereich 

(z. B. 1 m unter der Gewässersohle) zur unmittelbaren und verzögerungsarmen 

Erfassung des Eintrags von Schadstoffstößen in den Untergrund vorgesehen wird. 

Eine weitere Messstelle(ngruppe) in Ufernähe (z. B. in 10 m Entfernung vom Infiltrationsort) 

dient zur Erfassung des Schadstoffeintrags in den Aquifer, während 

über mindestens eine weitere Messstelle in 100 m Entfernung zwischen Ufer und 

Brunnenfassung die Prozessüberwachung und die Verfolgung von Schadstoffstößen 

ermöglicht wird. Jeweils eine Messstelle(ngruppe) land- und uferseitig von der 

Brunnenfassung erlaubt darüber hinaus die Beurteilung und Steuerung der 

Mischwasserqualität im Brunnen. 

5.1.4.8 Parameterumfang und Beprobungsfrequenz 

Beim Aufbau eines Überwachungsprogramms muss den Aspekten der Routineüberwachung, 

der mittel- bis langfristigen Entwicklung der Uferfiltratbeschaffenheit und 

der kurzfristigen Beherrschung von Extremereignissen Rechnung getragen werden. 

Um den Beprobungsaufwand bei der Routineüberwachung gering zu halten, ist ein 

Basismessprogramm abgestimmt auf die Betriebsweise der Uferfiltratfassung und die 

standortspezifischen Randbedingungen zu entwickeln, so dass sich die Überwachung 

auf sensitive und repräsentative Messstellen, Zeitpunkte und Parameter konzentriert. 

Sofern eine zuverlässige und umfassende Überwachung der Oberflächenwasserbeschaffenheit 

erfolgt, kann der Parameterumfang bei der Überwachung der Uferfiltratqualität 

auf für Wasserwerke relevante Verbindungen, insbesondere mikrobiologi-


sche Parameter, polare, schwer abbaubare organische Stoffe und wenige aufbereitungstechnisch 

bedeutende Kenngrößen eingeschränkt werden. 

Die Untersuchungsfrequenz sollte so gewählt werden, dass sowohl den konkreten 

örtlichen Bedingungen beispielsweise hinsichtlich des Risikos für das Auftreten von 

Stoßbelastungen als auch saisonalen Effekten Rechnung getragen wird. 

5.2 Langsamfiltration 

5.2.1 Filtration und Infiltration 

Die Langsamfiltration erfolgt entweder über Becken mit geschlossenem Boden und 

Ablaufdrainage (Langsamfilter - LF) oder über Infiltrationsbecken (IB) mit offenem 

Boden zur Grundwasseranreicherung (Bild 5.4). 

Rohwasser 

Biologische Filterschicht 

Auslaufregler 

Bauform mit 

direkter Infiltration 

in den 

Untergrund 

Feinsand 

Höhe: 0,8 - 1,5 m 

Stützschichten Sammelkanäle 

Höhe: 0,2 - 0,4 m 

Reinwasser 

Bild 5.4: Schematische Darstellung von LF bzw. IB (HOBBY et al., 2004) 

Bei den IB treten ähnliche Rückhalte- und Abbaumechanismen wie in LF auf. Die 

Strömungsbedingungen durch die Filterschichten des IB unterscheiden sich jedoch 

deutlich von denen in LF. Zu Beginn des Betriebs von IB liegen ungesättigte Verhältnisse 

vor. Die Luft in den Filterschichten kann mit fortschreitender Betriebsdauer z. T. 

verdrängt oder im Wasser gelöst werden. Auch können gesättigte Kanäle in der 

Sandschicht auftreten, so dass ein Teil des Sandkörpers bevorzugt durchströmt wird. 

Die Filtergeschwindigkeiten in IB sind zeitlich und räumlich variabel, weil das Wasser 

zu Beginn des Betriebs an einer Stelle oder Seite in die Becken läuft und dann dort 

versickert. Erst nach einer gewissen Betriebszeit baut sich dort ein Druckverlust auf 

und die Infiltrationsfläche verschiebt sich in bisher noch nicht benetzte Bereiche. Mit 

zunehmender Betriebszeit ist die gesamte Beckenfläche von Wasser bedeckt und


das Becken staut ein. Im Mittel lässt sich ein Volumenstrom pro Beckenfläche berechnen, 

der jedoch nicht mit der Filtergeschwindigkeit (lokal und temporär) im Becken 

bei der Versickerung durch den Sand übereinstimmt. 

IB bieten als natürliches Verfahren erhebliche Vorteile. Diese bestehen u. a. in einer 

Vergleichmäßigung der Wasserbeschaffenheit und -temperatur während der nachfolgenden 

Untergrundpassage und in einem höheren Wirkungsgrad bei der Entfernung 

von Wasserinhaltsstoffen. Auf der beigefügten CD befindet sich eine umfangreiche 

Literaturdatenbank zum Thema Langsamsandfiltration. 

5.2.2 Einsatzbereiche 

Mit der Langsamfiltration wird zumeist das Ziel verfolgt, Trübstoffe und Mikroorganismen 

zu entfernen. Damit verbunden ist auch eine Entfernung von biologisch abbaubaren 

organischen (z. B. Algenstoffwechselprodukte) und anorganischen abbaubaren 

(z. B. Ammonium) bzw. nicht abbaubaren Stoffen (z. B. Schwermetalle). 

Die Langsamfiltration sollte insbesondere zur Behandlung von gering trübstoffhaltigen 

Wässern eingesetzt werden, um bei LF/IB praktikable Laufzeiten zu erhalten. 

Anwendungsbereiche für eine Langsamfiltration ohne Vorbehandlung sind insbesondere 

Rohwässer mit 

- einem geringen Trübstoffgehalt (< 10-50 NTU) 

- einer geringen mikrobiellen Belastung (es erscheint sinnvoll, für LF einen Wert 

von ca. 10.000 KBE/ml nicht zu überschreiten) sowie 

- einem geringen Algenwuchspotenzial. 

Bei Rohwässern mit höheren Trübstoffgehalten (> 50 NTU) kann durch Vorbehandlung 

(Kapitel 5.2.4.3) und/oder durch Maßnahmen wie sie im Kapitel 5.2.6 dargestellt 

sind, ein verbesserter Trübstoffrückhalt und eine längere Filterbetriebszeit erzielt 

werden. Dies erhöht jedoch die Anforderungen an das für den Betrieb verantwortliche 

Personal. 

Im außereuropäischen Ausland ist die Langsamfiltration insbesondere für kleine 

Wasserwerke bzw. zur Wasseraufbereitung in Gebieten mit gemäßigtem bzw. (sub-) 

tropischem Klima geeignet. Unter entsprechenden klimatischen Bedingungen können 

Betriebsstörungen durch Algenwachstum im LF/IB oder durch kurzzeitige extreme 

Änderungen der Wasserbeschaffenheit, z.B. in der tropischen Regenzeit, eine weitaus 

größere Bedeutung haben als in Deutschland. Beispielsweise ist in Apia/Samoa 

eine Reinigung der LF überwiegend auf Grund des Algenwachstums erforderlich. 

Die Langsamfiltration bietet sich insbesondere für Orte an, an denen die Filtermaterialien 

lokal verfügbar sind. Diese sind auf ihre Eignung zu prüfen, da das lokal vorliegende 

Filtermaterial möglicherweise zu fein oder zu brüchig sein kann. Obgleich das 

Filtermaterial eine relativ breite Kornverteilung und damit einen relativ großen Un-


gleichförmigkeitskoeffizienten aufweisen kann, dürfen Ton- und Schluffanteile nicht 

enthalten sein. Die Abriebfestigkeit des Filtermaterials ist dann von Bedeutung, wenn 

es einer regelmäßigen Reinigung und Wiederverwendung unterzogen wird. Inzwischen 

liegen einige Untersuchungen zur möglichen Substitution von Sand als Filtermedium 

bei der Langsamfiltration vor (Kap. 5.2.6.1). Tab. 5.7 listet Vor- und Nachteile 

der Langsamfiltration für den Betrieb im außereuropäischen Ausland auf. 

LF/IB werden europaweit in mehreren Großanlagen, wie beispielsweise in Deutschland, 

Großbritannien, den Niederlanden oder der Schweiz eingesetzt. Im außereuropäischen 

Ausland wurden LF in verschiedenen Klimazonen realisiert, u. a. in Afrika 

(z. B. Bujumbura/Burundi, Tabora/Tansania, Südprovinz/Sambia), in Südostasien 

(z. B. Laos, Vietnam) und im Pazifikraum (z. B. Apia/Samoa). Nach den Ergebnissen 

einer Datenerhebung im außereuropäischen Ausland (Kapitel 3) wurden in keinem 

von insgesamt 80 zufällig ausgewählten Wasserwerken mit einer Kapazität zwischen 

500 und 3,8 Mio. m³/d LF/IB angetroffen. Dies deutet darauf hin, dass die Langsamfiltration 

bei mittleren und großen Wasserwerken im außereuropäischen Ausland bislang 

eine relativ geringe Verbreitung hat. 

Einen allgemeinen Überblick über den Einsatz von LF und den damit verbundenen 

Fragestellungen geben GRAHAM (1988) und GRAHAM und COLLINS (1996). 

Tab. 5.7: Vor- und Nachteile der Langsamfiltration 

Vorteile 

- Keine Armaturen zur Filterspülung 

erforderlich 

- Einfache Reinigung, Schadstoffentfernung 

und Regenerierung der Versickerungsanlagen 

(z. B. durch maschinelles 

oder manuelles Schälen) 

- Kein Bedarf an Aufbereitungschemikalien 

und geringer Energiebedarf 

- Einsatz von Filtermaterial mit relativ 

großem Ungleichförmigkeitskoeffizienten 

möglich 

Nachteile 

- Kurze Filterstandzeiten bei stark trübstoffhaltigen 

Wässern 

- Geringe Entfernung von Algenstoffwechselprodukten 

und mittels 

SAK bzw. DOC erfassbarer Stoffe 

- u.U. hohes Algenwuchspotenzial, ggf. 

Bildung von Algentoxinen 

- Turnusmäßige Reinigung der 

Schmutzdecke aufwändig 

- Betrieb durch lokales Personal - Längere Inbetriebnahmephase mit 

Erstfiltratabschlag (nur bei LF) 

- Kostengünstig, sofern Filtermaterialien 

lokal verfügbar sind 

- Biokolmation


5.2.3 Aufbereitungsleistung 

5.2.3.1 DOC, Trübung und Temperatur 

Der Wirkungsgrad der Langsamfiltration wird im Wesentlichen durch folgende Faktoren 

bestimmt: 

− Temperatur 

− Filtergeschwindigkeit 

− Einarbeitungszeit 

− Sauerstoffgehalt 

− Konzentrationen und Eigenschaften der partikulären und gelösten Wasserinhaltsstoffe 

(z. B. Teilchengröße und –form, Abbaubarkeit) 

− Stabilität und Zusammensetzung der biologischen Gemeinschaft 

− Korngrößenverteilung des Filtersandes. 

Biologische Abbauvorgänge kommen bei der Langsamfiltration unter niedrigen Temperaturen 

(< 5 °C) fast vollständig zum Erliegen. Ergebnisse von SEGER und 

ROTHMAN (1996) zeigen beispielsweise, dass bei der Langsamfiltration mit einer 

DOC-Elimination von ca. 5 % bei 3°C und von ca. 20 % bei 18°C gerechnet werden 

kann. In erster Näherung kann im Temperaturbereich zwischen 0 und 30°C eine 

Verdoppelung der Abbaurate bei einer Temperaturerhöhung um 10°C angenommen 

werden. Genaue Aussagen zum Temperatureinfluss sind jedoch nicht möglich, da 

sich in den Filtern je nach örtlichen Bedingungen speziell adaptierte Organismenpopulationen 

ausbilden können. 

Eine Erhöhung der Filtergeschwindigkeit bewirkt eine kürzere Verweilzeit des 

Wassers im Filter und i.d.R. eine geringere Elimination von Inhaltsstoffen durch biologische 

Abbauvorgänge. Beispielsweise hatte nach Untersuchungen von HIECKEL 

et al. (2002) mit so genannten schnell betriebenen LF eine Erhöhung der Filtergeschwindigkeit 

von 7 auf 12 m/d keine praktisch bedeutsamen Auswirkungen auf die 

Filtratbeschaffenheit, wobei neben Trübung und Partikelanzahl auch mikrobiologische 

Parameter betrachtet wurden. Erst eine Erhöhung auf 19 m/d führte in dem 

konkreten Fall zum Auftreten von coliformen Bakterien im Filterablauf. 

Bei der Entfernung von DOC aus einem anthropogen hoch belasteten Wasser (ca. 5- 

10 mg/l DOC) durch LF waren einerseits keine Einflüsse der Filtergeschwindigkeit zu 

erkennen, wobei eine Verminderung der DOC-Konzentration von 10-20 % (bei 20°C) 

erreicht wurde (MÄLZER, 2005). Andererseits wurde eine etwa lineare Zunahme der 

DOC-Elimination mit abnehmender Filtergeschwindigkeit beobachtet. Sie betrug ca. 

15 % bei einer Filtergeschwindigkeit von 9 m/d und ca. 22 % bei einer Filtergeschwindigkeit 

von 2 m/d. Die Elimination der mittels des Parameters Kaliumpermanganatverbrauch 

erfassbaren Stoffe nimmt ebenfalls mit sinkender Filtergeschwindigkeit 

von ca. 6 % auf ca. 14 % zu (HABERER et al., 1984).


Untersuchungen an einzelnen klein- und großtechnischen Anlagen zur Langsamfiltration 

zeigten, dass in Hinblick auf die DOC-Konzentration in vielen Fällen eine Verminderung 

von ca. 30 % auftritt. Bei Wässern mit höheren Gehalten an gut abbaubaren 

organischen Stoffen bzw. mit nachgeschalteter Untergrundpassage können auch 

deutlich höhere Wirkungsgrade erreicht werden. Beim Rückhalt von Trübstoffen 

wurden Wirkungsgrade zwischen 60 % und 95 %, z. T. auch mehr beobachtet, wobei 

der Wirkungsgrad mit zunehmendem Trübstoffgehalt im Zulauf anstieg (Tab. 5.8). 

Die in Tab. 5.8 aufgeführten Werte dokumentieren nicht zwangsläufig die maximale 

Aufbereitungsleistung der Langsamfiltration, da dieses Verfahren oft erst am Ende 

einer Aufbereitungsabfolge steht und ein niedriger Prozentrückhalt somit auch einfach 

durch bereits geringe Zulaufkonzentrationen bedingt sein kann. 

Tab. 5.8: Beispiele zur Aufbereitungsleistung von LF/IB (nach Einlaufphase) 

DOC 

Trübung 

Mittlere Mittlere Mittlerer Mittlere 

Temperatur 

Zulaufkonz. Abnahme Zulaufwert Abnahme 

in mg/L in % in NTU in % in °C 

+ 

++ 

+++ 

1 

Bemerkung 

2 - 3 50 - 60 ++ 1 - 10 95 ++ - Wasserw. 1 

1 – 3 + 25 - - - Wasserw. 2 

6,4 51 2,2 97 - Wasserw. 1 

- - 0,2 – 0,5 64 - Wasserw. 3 

0,5 – 1,5 13 0,02 – 0,12 # 41 - Wasserw. 4 

2 - 3 22 - - - Wasserw. 5 

3 - 6 45 - 55 1 - 10 90 - 95 30 Pilotanl. +++ 

5 - 9 60 0,2 - 1 60 5 - 10 Pilotanl. +++ 

5 - 12 70 0,3 - 3 80 20 Pilotanl. +++ 

3 - 7 60 0,3 - 4 70 30 Pilotanl. +++ 

TOC 

kontinuierlicher und intermittierender Betrieb vergleichbar 

HÜTTER et al. (2005b) 

Wasserwerk in Deutschland, IB, 2 Wasserwerk in Kroatien, LF, 3 Wasserwerk in Deutschland, 

LF, 4 Wasserwerk in der Schweiz, LF, 5 Wasserwerk in Frankreich, LF 

# in TEF 

5.2.3.2 Anorganische Substanzen und organische Spurenstoffe 

In LF/IB werden neben Trübstoffen und mittels DOC erfassbaren Stoffe auch einzelne 

anorganische (z. B. Ammonium, Nitrit, Schwermetalle) sowie organische Spurenstoffe 

(z. B. biologisch leicht abbaubare Aromaten) entfernt. Tab. 5.9 zeigt beispiel-


haft den Rückhalt von Metallen in LF/IB unter verschiedenen Betriebsbedingungen 

(HÜTTER et al., 2005a).


Tab. 5.9: Beispiele zum Rückhalt von Metallen in LF/IB 

Mittlere Rückhaltung in % 

Mangan Eisen Zink 

Betriebsdaten 

70-90 85-95 70-85 Wasserwerk in Deutschland, IB 

95 86 - Wasserwerk in Deutschland, IB 

44 / 90 / 67 85 / 92 / 94 88 / 85 / 93 

- 95 / 86 / 96 93 / 92 / 91 

Pilotanlage 

Temperatur: 5-10 / 20 / 30°C 

(Filtergeschwindigkeit 2,2 m/d) 

Pilotanlage 

Filtergeschw.: 1 / 2,2 / 3,8 m/d 

(Wassertemperatur 30°C) 

Sauerstoff wird in LF/IB i.d.R. gezehrt, kann aber auch gebildet werden. Ursache für 

die Zehrung sind im Wesentlichen biologische Abbauvorgänge. Hierbei handelt es 

sich um die Oxidation von Ammonium und Nitrit sowie den Abbau gelöster und partikulärer 

organischer Wasserinhaltsstoffe (MÄLZER, 2005). Zur Abschätzung der Sauerstoffzehrung 

können beispielsweise der biochemische Sauerstoffbedarf (BSB) des 

Rohwassers oder Hilfsgrößen (Tab. 5.10) verwendet werden. Die Bildung kann in 

Anwesenheit von Algen erfolgen. Diese können infolge der tageslichtbedingten Photosyntheseaktivität 

Sauerstoff an das Wasser im Überstau abgeben, wobei zeitweise 

deutliche Übersättigungen des Wassers mit Sauerstoff auftreten können. Als Folge 

kann ein tageszeitlicher Gang der Sauerstoffkonzentration mit Minimalwerten bei Tagesanbruch 

und Maximalwerten am Nachmittag auftreten (NAKAMOTO et al., 1996). 

Tab. 5.10: Hilfsgrößen zur Ermittlung der Sauerstoffzehrung (CHAPRA, 1997) 

Oxidationsprozess 

Sauerstoffbedarf 

Ammonium zu Nitrat 3,56 g/g O 2 /NH 4 

+ 

Nitrit zu Nitrat 0,35 g/g O 2 /NO 2 

- 

Organische Wasserinhaltsstoffe zu Kohlendioxid 

2,7 g/g O 2 /C org. 

Für die Langsamfiltration sollten aerobe Bedingungen angestrebt werden. Diese sind 

näherungsweise dann gewährleistet, wenn die Differenz zwischen Biologischem 

Sauerstoffbedarf (BSB) und Sauerstoffkonzentration des Rohwassers einen Wert von 

mindestens 3 mg/L aufweist. Unter anaeroben Bedingungen im LF/IB können Denitrifikationsprozesse 

einsetzen. In Extremfällen kann es auch zur Sulfatreduktion und 

H 2 S-Bildung kommen.


Unterschreitet die Ablaufkonzentration 3 mg/L O 2 , ist das Rohwasser vor der Langsamfiltration 

ggf. zu belüften oder es ist eine Rückführung eines belüfteten Teilstroms 

des Ablaufs in den Filterzulauf erforderlich. Die Temperatur und Druckabhängigkeit 

der Sättigungskonzentration von Sauerstoff in Wasser ist zu beachten. Führt eine 

Belüftung nicht zum Ziel, sind sauerstoffzehrende Substanzen aus dem Rohwasser 

durch Vorbehandlung zu entfernen. 

Die Entfernung von Ammonium im LF/IB beruht auf der biologischen Nitrifikation, die 

ihr Maximum bei einem pH-Wert von ca. 8 aufweist. Bei hinreichend langer Aufenthaltszeit 

im Filterbett kann auch bei niedrigen Temperaturen eine wirkungsvolle 

mikrobielle Ammoniumoxidation (86 % der Zulaufkonzentration bei 120 min Aufenthaltszeit 

und einer Wassertemperatur von 1°C) erfolgen (HAUG und McCARTY, 

1972; UHL und OVERATH, 2004). 

Der Rückhalt von organischen Spurenstoffen ist stark von den jeweiligen Stoffeigenschaften 

abhängig (Tab. 5.11). 

Tab. 5.11: Beispiele für die mittlere Rückhaltung von organischen Spurenstoffen in 

halbtechnischen LF (HABERER et al., 1984) 

Substanzgruppe 

Leichtflüchtige organische 

Halogenverbindungen 

Rückhaltung in % bei Filtergeschwindigkeit 

2 m/d 5 m/d 

1-7 1-5 

Chlorbenzole 12-69 1-23 

Pestizide 29-100 3-82 

Nitroverbindungen 17-29 6-22 

Alkylaromaten 44-88 40-83 

Chlorierte Alkylaromaten 23-68 14-60 

Polyzyklische Aromaten 68-97 62-94 

5.2.3.3 Hygienisch relevante Mikroorganismen fäkaler Herkunft 

Durch die Langsamfiltration kann die Anzahl an hygienisch relevanten Mikroorganismen 

wie Bakterien, Viren und Protozoen um bis zu 4 log-Stufen vermindert werden 

(POYNTER und SLADE, 1977; BELLAMY et al., 1985; ELLIS, 1985; SCHULER et 

al., 1991; PREUSS und SCHULTE-EBBERT, 2000; HIJNEN et al., 2004; FLEMMING 

und PETRY-HANSEN, 2005; HÜTTER et al., 2005). Der Wirkungsgrad wird u. a. 

durch die Betriebsweise, Korngröße, Wasser- und Lufttemperatur, Belichtung, den


pH-Wert, die Ausbildung von Biofilmen und stabilen Biozönosen sowie von der Zusammensetzung 

der Schmutzdecke beeinflusst. Die Rückhaltung der Mikroorganismen 

erfolgt in der Regel zu etwa 90% in den oberen 10 cm des Filters (STEVIK et 

al., 1999; VAN CUYK et al., 2001). Bei IB bewirkt die an die Filtration anschließende 

Untergrundpassage eine zusätzliche Elimination von hygienisch relevanten Mikroorganismen. 

Kontinuierlich betriebene LF mit geschlossener Schmutzdecke weisen eine bessere 

Rückhaltung als intermittierend betriebene LF ohne geschlossene Schmutzdecke auf 

(FLEMMING und PETRY-HANSEN, 2005). Nach dem Trockenfallen eines LF ist die 

Rückhalteleistung in den ersten Stunden bis Tagen bei jeder Inbetriebnahme eingeschränkt. 

Daher ist bei LF mit der Zielsetzung der Rückhaltung hygienisch relevanter 

Mikroorganismen die kontinuierliche Betriebsweise zu empfehlen. Als ein Schlüsselparameter 

für die Entfernung von Bakterien in aeroben Sandfiltern wird die Aufenthaltszeit 

des Wassers im Filterbett angesehen (AUSLAND et al., 2002). Erhöhte Filtergeschwindigkeiten 

und geringe Aufenthaltszeiten können sich negativ auf die 

Rückhalteleistungen auswirken. 

Wie in Kap. 3 erläutert wurde, zählen in den Tropen und Subtropen hygienisch relevante 

Bakterien wie E. coli, Salmonellen und Enterokokken zur natürlichen Biozönose 

von Böden und Gewässern und damit auch potentiell zu der autochthonen Population 

von Langsamfiltern. Unter tropischen und subtropischen Bedingungen, d.h. 

bei Wassertemperaturen von 20 bis 30°C und Verfügbarkeit mikrobiell verwertbarer 

Nährstoffe, kann es zu einer unerwünschten Vermehrung hygienisch relevanter Bakterien 

im Filterbett kommen. Dies zeigte sich beispielsweise in Untersuchungen an 

halbtechnischen LF (FLEMMING und PETRY-HANSEN, 2005), bei denen eine Vermehrung 

von coliformen Bakterien und E. coli in den oberen Schichten auftrat. Gemäß 

des Multi-Barrieren-Konzepts ist daher aus hygienischer Sicht eine Kombination 

der Langsamfiltration mit weiteren Aufbereitungsschritten zu empfehlen, die der Entfernung 

und/oder Abtötung von hygienisch relevanten Mikroorganismen dient. 

5.2.4 Bau und Betrieb 

5.2.4.1 Bau 

Allgemeine Kriterien 

Folgende Punkte sind grundsätzlich zu beachten: 

- Rohwasser sollte immer in ausreichender Menge und Qualität zur Verfügung stehen. 

LF/IB sind innerhalb der genannten Grenzen zwar flexibel in ihrer Aufbereitungsleistung 

gegenüber Qualitätsschwankungen im Rohwasser, können jedoch 

nur bis zu gewissen Qualitätsgrenzen die erforderlichen Wassermengen aufbereiten. 

Die Filterfläche ist entsprechend auszulegen. 

- Die technischen Umsetzungen sind so zu wählen, dass sie von örtlichen Unternehmen 

gebaut und von Personen vor Ort bedient werden können.


Ausführliche Anleitungen zu Planung, Bau und Betrieb von LF/IB (z. T. mit Konstruktionszeichnungen) 

sind u. a. über die DVGW-Arbeitsblätter W 213, Teil 4 und W 126 

oder aus der Literatur (z. B. BARRETT et al., 1991; VAN DIJK und OOMEN, 1978; 

WEGLIN, 1991, HUISMAN und WOOD, 1974) verfügbar. Das DVGW-Arbeitsblatt 

W 126 enthält auch u. a. detaillierte technische Anforderungen an die Rohwasserentnahmeeinrichtungen 

aus Gewässern und die Rohwasserzuführungen zur Grundwasseranreicherung. 

Filteraufbau und Geometrie 

Wie aus Tab. 5.12 hervorgeht sind für LF die in deutschen Regelwerken und in der 

Literatur empfohlenen Abmessungen miteinander vergleichbar. 

Tab. 5.12: Empfohlene Abmessungen von LF, Angaben in m 

DVGW 

W 213-4 

DIN EN 

19605 

PYPER und 

LOGSDON 

(1991) 

Höhe der Filterschicht zu Beginn 0,8-1,3 1,0-1,2 0,8-1,2 

Höhe der minimalen Filterschicht 0,4-0,8 - 0,5-0,7 

Höhe der Stützschicht inkl. Drainage 0,4-0,9 0,4-0,9 0,3-0,6 

Höhe des maximalen Überstaus 1,5 1,0 0,9-1,5 

Höhe des minimalen Überstaus 0,3 0,3 0,2-0,3 

Freibordhöhe 0,2 0,2 0,2-0,3 

Bei IB ergibt sich die Beckentiefe aus den örtlichen geologischen Gegebenheiten, da 

die Sohle der Versickerungsbecken in den Grundwasserleiter hineinreichen muss. IB 

werden überwiegend mit einer Sandfüllung zwischen 0,2-5 m Mächtigkeit betrieben. 

Eine Mindestmächtigkeit der Sandfilterschicht von 0,4 m sollte nicht unterschritten 

werden. 

Das Filtermaterial in LF/IB sollte aus chemisch inertem und festem, körnigem Material 

bestehen. Normalerweise wird gewaschener Sand verwendet, der frei von Kalk, 

Lehm und organischem Material sein sollte. Die effektive Korngröße sollte 0,15- 

0,35 mm betragen, es werden aber auch Korngrößenbereiche von 0,1-0,5 mm genannt 

(DVGW W 213 Teil 4, DIN 19605). Der aus der Sieblinie abgeleitete Ungleichförmigkeitsgrad 

sollte kleiner als 5, besser kleiner als 3 sein. Es ist angeraten, Sand 

zu verwenden, der lokal vorhanden ist, um die Transportkosten möglichst gering zu 

halten. Die Eignung des Sandes sollte zuvor in Pilotversuchen überprüft werden. Neben 

Sand können auch alternative, lokal verfügbare Materialien eingesetzt werden 

(Kap. 5.2.6.1).


Die Stützschichten in LF bestehen aus grobem Sand bzw. Kies. Üblicherweise 

schließt sich unter der Filtersandschicht eine Stützschicht aus Sand (Körnung 1,0- 

1,4 mm), eine Stützschicht aus Kies (Körnung 4,0-5,6 mm) sowie eine weitere Stützschicht 

aus Kies (Körnung 16-23 mm) an (VAN DIJK und OOMEN, 1978). Im DVGW 

Arbeitsblatt W 213 Teil 4 werden folgende Stützschichten genannt: Sand (Körnung 

0,71-1,4 mm), Kies (3,15-5,6 mm), Kies (5,6-8 mm oder 8-16 mm). Detaillierte Vorschriften 

zur Berechnung der Korngrößen von Stützschichten finden sich in 

BARRETT et al. (1991). Bei IB empfiehlt sich i.d.R. ebenfalls der Einbau einer Stützschicht 

unter dem Sand, um ein „Einspülen“ des Filtersandes in den darunter liegenden 

Lockergesteinskörper zu verhindern. Diese Stützschicht besitzt häufig eine 

Mächtigkeit von 0,1 m und das Material den dreifachen Korndurchmesser der darüber 

liegenden Sandschicht (DVGW W 126). 

Das Drainagesystem kann aus offenen oder perforierten Rohren, Zementblöcken mit 

Drainageöffnungen, Ziegelsteinen oder Steinen (Durchmesser ca. 40-100 mm) bestehen 

(VAN DIJK und OOMEN, 1978). Die Fassung und Entnahme des angereichertes 

Grundwassers bei IB erfolgt durch Brunnen oder Sickerleitungen (DVGW 

W 123, DVGW W 125). 

Die Regelung des Durchflusses von LF kann im Zulauf oder im Ablauf erfolgen. Die 

Ablaufregelung erfordert zusätzlich eine Regelung (Schwimmer oder Sensor) oder 

einen Überlauf im Überstauraum, um eine konstante Überstauhöhe zu gewährleisten. 

LF mit Zulaufregelung werden mit ansteigendem Überstau betrieben. Beispiele für 

beide Bau- bzw. Regelungstypen sind in Bild 5.5 und in Bild 5.6 dargestellt. 

Die Regelung des Durchflusses kann manuell oder automatisch (z. B. Schwimmerventil) 

erfolgen. Die Kante des Überfallwehrs sollte ca. 0,2 m über der Filterschichthöhe 

liegen, um das Entstehen eines Unterdrucks im LF zu vermeiden und immer 

einen minimalen Überstau über der Filterschicht zu gewährleisten. Das Überfallwehr 

dient außerdem zur Sauerstoffanreicherung und Entsäuerung des Wassers nach der 

Filtration. Anforderungen an Einlaufbauwerke in IB werden im DVGW-Arbeitsblatt W 

126 behandelt. 

Die LF sollten so ausgelegt sein, dass die Wände und die Drainage den maximalen 

Belastungen standhalten. Diese treten beim Schälen der LF auf, wenn eines von 

zwei benachbarten Becken entleert wird und wenn ggf. Maschinen während des 

Schälvorganges die LF-Becken befahren. 

LF/IB sind mit Vorrichtungen zum Transport des Sandes beim Befüllen und Schälen 

zu versehen. Eingebaute Rampen ermöglichen einen einfachen Transport sowohl mit 

Schubkarren als auch mit geeigneten Fahrzeugen. 

An jedem LF-Ablauf sollte eine Probennahmestelle vorhanden sein, um die Wasserqualität 

zu beobachten. Idealerweise sollte jeder LF mit einer Druckverlustmessung 

und einer Volumenstrommessung ausgestattet sein.


B 

A 

I 

M 

C 

Überstau 

Schmutzdecke 

Filterbett 

Ventilation 

H 

Drainage 

D E F 

G 

Bild 5.5: LF mit Zulaufregelung und ansteigendem Überstau 

A 

B 

Überstau 

Schmutzdecke 

Ventilation 

H 

C 

Filterbett 

Drainage M I 

G 

D E F 

Bild 5.6: LF mit Ablaufregelung und konstantem Überstau 

Beide Bilder nach PYPER und LOGSDON (1991). A: Überlauf, B: Zulauf, 

C: Überstauablass, D: Filterbettablass/Filtratabschlag, E: Filterbefüllung 

mit Klarwasser, F: Filtratabschlag, G: Filtratablauf, H: Überfallwehr, I: Regelventil, 

M: Durchflussmesser


Als Baumaterialien können Stahlbeton, Eisenzement, Natursteine oder Ziegel zum 

Einsatz kommen. Erdbecken sind i.d.R. mit Steinen oder Ziegeln ausgekleidet, darunter 

kann sich noch eine Tonschicht befinden. LF sollten wasserdicht sein, um 

Wasserverluste und ggf. das Eindringen von Grundwasser zu verhindern. 

Für den Betrieb bei Temperaturen, die längerfristig unter 0°C liegen, werden eingehauste 

Filterbecken empfohlen, um ein Einfrieren der LF zu vermeiden. LF können 

zusätzlich isoliert und in den Boden eingelassen oder mit Erde überdeckt werden. Bei 

eingehausten LF sind eine Belüftung und Beleuchtung des Innenraums sowie Rampen 

und Türen zum Begehen oder Befahren der Sandoberfläche beim Schälen vorzusehen. 

Auf ausreichende Deckenhöhe für die Schälarbeiten ist zu achten. 

Die Anzahl der Becken bei LF/IB sollte mindestens zwei betragen, um auch den Aufbereitungsbetrieb 

aufrecht zu erhalten, während ein LF/IB geschält wird. In Entwicklungsländern 

kann der Bau von mehreren kleineren LF/IB kostengünstiger sein als 

der Bau von wenigen großen, da der Bau von größeren Einheiten fortschrittliche Bautechniken 

und Materialien erfordert (z. B. Spannbetonbauten), die ggf. vor Ort nicht 

verfügbar sind. Beim Bau von rechteckigen Becken sollten Seitenlängen von bis zu 

20 m in keinem Fall Probleme bereiten. Mehrere direkt nebeneinander angeordnete 

rechteckige LF/IB eignen sich wegen der guten Zugänglichkeit besonders für größere 

Anlagen mit mehreren LF/IB. Für kleine Anlagen mit zwei LF/IB eignen sich besser 

runde LF/IB (mit einem Radius von bis zu 10 m), die einfacher und kostengünstiger 

im Vergleich zur rechteckigen Bauweise sind. Für kleine Anlagen können auch vorgefertigte 

LF eingesetzt werden. 

Rechteckige LF/IB mit geneigten Wänden haben den Nachteil, dass ein höherer Flächenbedarf 

besteht und die Anschlüsse schlechter zugänglich sind. 

Bei der Dimensionierung von LF/IB ist auch das spätere Reinigungsverfahren zu berücksichtigen. 

Um den Einsatz motorisierter Sandschäl- und Glättungsmaschinen zu 

ermöglichen, ist i.d.R. eine Minimalbreite der Filterbecken von ca. 20 m erforderlich. 

5.2.4.2 Betrieb 

Inbetriebnahme 

Bei Inbetriebnahme nach Neubefüllung/Schälen oder nach längerem Stillstand wird 

die Rückhalteleistung der LF/IB noch nicht in vollem Umfang erreicht, sondern nimmt 

während einer sog. Einarbeitungsphase zu. Bei LF ist das Filtrat daher während der 

Einarbeitungsphase des Filters abzuschlagen oder einem im Betrieb befindlichen 

Filter zuzuleiten. Die Einarbeitungsphase kann Tage bis Wochen dauern. In Trockenphasen 

füllen sich die Poren der oberen Filterschichten zudem mit Bodenluft, die 

zur Erreichung der vollen Infiltrationsleistung langsam entweichen sollte. Während 

der Einarbeitungsphase sollte die Filtergeschwindigkeit deshalb langsam gesteigert 

werden, bis sie die Sollgeschwindigkeit erreicht hat. Bei der Inbetriebnahme von IB


hat sich deshalb in der Praxis bewährt, die Sickerwassermengen über mehrere Tage 

schrittweise bis zum Erreichen der geforderten Mengen zu steigern und dadurch die 

Betriebsanlage langsam einzufahren. 

Filtergeschwindigkeit 

LF werden im Allgemeinen mit Geschwindigkeiten von 1 bis 7 m/d (DVGW W 213 

Teil 4) betrieben, in Ausnahmefällen bis 10 m/d. Bei IB werden dagegen i.d.R. Filtergeschwindigkeiten 

von 0,2-4 m/d erreicht. 

Druckverlust und Filterlaufzeit 

Eine Erhöhung der Filtergeschwindigkeit führt zu einem schnelleren Anwachsen des 

Druckverlustes und damit zu einer Verkürzung der Filterlaufzeit. Zwischen Anstieg 

des Druckverlustes und Filtergeschwindigkeit besteht eine quadratische Abhängigkeit, 

vorausgesetzt die Konzentration an partikulären Stoffen bleibt konstant und es 

kommt zur Bildung eines Filterkuchens. Beispielsweise ist bei einer Verdoppelung 

der Filtergeschwindigkeit mit einer Verkürzung der Filterlaufzeit auf ein Viertel zu 

rechnen. 

Die Filterlaufzeiten hängen stark von Rohwasserqualität, Filtergeschwindigkeit und 

Korngröße des Filtersandes ab und können zwischen einer Woche und einem Jahr 

liegen. Untersuchungen zur Aufbereitung eines anthropogen stark belasteten Rohwassers 

mit einer Trübung von ca. 5-10 NTU ergaben Laufzeiten von 1-2 Wochen 

bei einer Filtergeschwindigkeit von 5 m/d und ca. 2 Monate bei einer Filtergeschwindigkeit 

von 1 m/d. Die effektive Korngröße des Filtersandes betrug dabei 0,3 mm bei 

einem Ungleichförmigkeitsgrad von ca. 2 (MÄLZER, 2005). 

Betrieb bei geringem Wasserbedarf 

LF/IB sollten möglichst mit konstantem Durchsatz betrieben werden. In Zeiten mit 

geringem Wasserbedarf, z. B. nachts, kann ggf. der Durchfluss reduziert oder der 

Rohwasserzulauf geschlossen werden. Die Überstauhöhe bei LF sollte jedoch nicht 

unter 0,2 m fallen. Weiterhin ist auch ein vollständiges Einstellen des Filterbetriebs 

möglich. Hierdurch können jedoch biologische Abbau- und Rückhaltevorgänge im 

Filter gestört und die Filtratqualität negativ beeinflusst werden (LETTERMAN, 1991). 

Das Wiederanfahren auf Normalbetrieb sollte so erfolgen, dass die Schmutzdecke 

nicht durch Verwirbelungen des Wassers gestört wird (VAN DIJK und OOMEN, 

1978).


Regenerierung 

Wenn der Druckverlust im LF soweit angestiegen ist, dass der Sollwert der Filtergeschwindigkeit 

nicht mehr erzielt werden kann, muss geschält werden. Hierzu wird bei 

LF der Wasserspiegel bis auf ca. 0,2 m unterhalb der Sandoberfläche abgesenkt. 

Anschließend wird die Schmutzdecke mit Schaufeln von Hand oder mit maschinellen 

Reinigungsgeräten entfernt. Ggf. kann ein tieferes Abschälen der Schmutzdecke erforderlich 

werden. Wenn die Filterschichthöhe ein Minimum von ca. 0,6 m erreicht 

hat, wird das Filterbett mit neuem Sand aufgefüllt. Dabei wird der neue Sand als unterste 

Schicht eingebaut und der alte Sand als oberste Schicht verwendet. Dieses 

Verfahren gewährleistet, dass die zuvor bereits eingearbeiteten Filterschichten, die 

reich an mikrobieller Besiedelung sind, auch nach dem Auffüllen des Filters weiterhin 

als obere Filterschicht verbleiben, was die Einarbeitungsphase verkürzt (VAN DIJK 

und OOMEN, 1978). Es sind auch Regenerierungsverfahren bekannt, bei denen die 

obersten Zentimeter der Sandschicht entfernt, gereinigt und sofort wieder auf den 

Filter aufgebracht werden. Hierbei erfolgt keine Verringerung der Filterschichthöhe 

durch die wiederholten Schälvorgänge. Das Umschichten des Filterbetts zum Einbau 

des gereinigten Sandes ist bei diesem Regenerierungsverfahren ebenfalls nicht erforderlich. 

Das alleinige Aufharken der Sandoberfläche kann die Filterlaufzeit zwar verlängern, 

jedoch werden die Abscheidevorgänge in tiefere Filterschichten verlagert. Dies kann 

die Filtratqualität negativ beeinflussen. Um Randgängigkeiten zu Beginn des Filterlaufs 

zu verhindern, kann der Filtersand am Rand des Bettes verdichtet werden 

(LETTERMAN, 1991). 

In IB führen die auf den Infiltrationsflächen abgelagerten Sedimente und Biomassen 

mit zunehmender Laufzeit zu einer deutlich nachlassenden Durchflussleistung. Zusätzlich 

können durch Zersetzungsprozesse innerhalb dieser Ablagerungen auch 

qualitative Probleme für die Grundwasseranreicherung entstehen (Sauerstoffzehrung 

im Wasser, Remobilisierung von Schadstoffen, Freisetzung von Geruchs- und Geschmackstoffen). 

In IB werden deshalb i.d.R. in Abständen zwischen zwei und zwölf 

Monaten die obersten ca. zwei bis fünf Zentimeter der Filteroberschicht abgeschält. 

Die Reinigungsintervalle orientieren sich an der fortschreitenden Verdichtung der 

Versickerungsflächen, der Infiltrationsleistung und den Anforderungen an die Wasserqualität. 

Das Schälen der Sandfilterfläche erfolgt bei größeren IB i.d.R. durch Abschälmaschinen. 

Hierbei handelt es sich um Fahrzeuge mit Niederdruckbereifung, 

die auf den Sandflächen fahrend, den verschmutzten Filtersand oberflächlich abheben 

(System Doppstadt). Der aufgenommene Sand wird meist mittels Transportfahrzeugen 

(z. B. Unimogs, Dumper) abgefahren. Nach der Reinigung kann zur Wiederherstellung 

der ursprünglichen Infiltrationsleistung eine Auflockerung der Sandoberfläche 

mittels Tiefharken oder Fräsen und eine anschließende Glättung erfolgen. In 

kleineren IB muss die Reinigung manuell erfolgen.


Die Zeit für die Schälung von LF/IB sollte generell möglichst kurz gehalten werden, 

um den Eintrag von Verunreinigungen zu vermeiden. Bei einer maschinellen Reinigung 

(System Doppstadt) ist im Mittel von einer Reinigungsleistung von ca. 5.000 

m²/d auszugehen. 

Prozessstörungen 

Störungen der LF/IB sind insbesondere unter entsprechenden klimatischen Bedingungen 

durch Algenwachstum zu erwarten. Aufgrund der ständigen Durchströmung 

des Filterüberstaus kommt es nur bei sehr langsamen Filtergeschwindigkeiten zu 

einer nennenswerten Vermehrung von planktischen Algen im Überstau (TOMS und 

BAYLEY, 1988). Häufiger erfolgt eine Besiedelung der Sandoberfläche durch benthische 

Algen. Insbesondere einzellige Algen führen häufig zum Blockieren der Porenräume 

(McNAIR et al., 1987). 

Filamentöse Algen tragen mehr zum Aufbau und der Funktionsweise der Schmutzdecke 

bei als kleine einzellige Algen. Ähnlich wie beim Aufbringen faserförmiger Auflagematerialien 

(Kap. 5.2.6.4) kann der Bewuchs der Sandoberfläche mit fadenförmigen 

Algen zu einer Verringerung des Druckverlustes bzw. zu einer Verlängerung der 

Filterlaufzeit führen (NAKAMOTO et al., 1996). 

Phototrophe Bakterien und Algen verbrauchen in der Nacht Sauerstoff. Nachts kann 

es daher insbesondere bei langen Aufenthaltszeiten zu unerwünschten anaeroben 

Bereichen im Filterbett kommen. 

Mindestkontrollprogramm 

Täglich sollten folgende Parameter gemessen werden: 

- Druckverlust (nur LF) 

- Überstauhöhe (nur IB) 

- Wassertemperatur 

- Filterdurchsatz 

- die Trübung im Filterablauf (nur LF) 

Generell ist aufgrund der Nutzung eines Oberflächenwassers zur Trinkwassergewinnung 

eine besondere qualitative Überwachung des Rohwassers erforderlich. Neben 

normalen Konzentrationsschwankungen diffuser Belastungen können auch stoßweise 

Verunreinigungen auftreten (z. B. Havarien). Das Untersuchungsprogramm sollte 

deshalb auch jene Parameter umfassen, die aufgrund der lokalen Gegebenheiten im 

Einzugsgebiet zu erwarten sind.


Berechnungen zur Filtration 

Mit Hilfe eines numerischen Computermodells kann der Rückhalt von Wasserinhaltsstoffen 

in LF sowie die Entwicklung des Filterwiderstandes simuliert werden 

(RÖDELSPERGER, 2005). Ein entsprechendes PC-Programm mit Dokumentation ist 

auf der beigefügten CD enthalten. 

5.2.4.3 Vor- und Nachbehandlung 

In Abhängigkeit von der Situation vor Ort wie beispielsweise der Rohwasserbeschaffenheit, 

den Anforderungen an die Filtratgüte oder die technische Gestaltung der 

Versickerungsanlage, besteht grundsätzlich die Möglichkeit, die Zu- bzw. Abläufe von 

LF/IB vor- bzw. nachzubehandeln. Einfache Voraufbereitungsmaßnahmen wie der 

Einsatz von Tauchwänden, Sedimentationsbecken oder Horizontal-Kiesfilter können 

möglicherweise eine kostengünstige Unterstützung der LF/IB darstellen. So eigenen 

sich offene Horizontal-Kiesfilter (Korndurchmesser z. B. 8-32 mm) durch ihre unkomplizierte 

Betriebsweise insbesondere bei gemäßigten Klimata als dauerhaft betriebene 

Vorreinigungsstufe für IB. 

Das Hinzuziehen umfangreicher Vor- oder Nachbehandlungsmaßnahmen (z. B. Flockung, 

Sedimentation, Schnellfiltration) begrenzt jedoch die Vorteile der LF/IB. Sofern 

im Einzelfall eine Erfordernis für Vor- oder Nachbehandlungsmaßnahmen besteht, 

ist zu prüfen, ob die Langsamfiltration für diesen Fall tatsächlich ein geeignetes 

Verfahren darstellt. 

5.2.5 Standortangepasste Betriebsweise 

5.2.5.1 Algenmassenentwicklung 

Intensive Sonneneinstrahlung und hohe Nährstoffgehalte im Rohwasser, insbesondere 

von Phosphor und Stickstoff können zu einer Algenmassenentwicklung auf 

LF/IB führen. Damit verbunden ist eine Verkürzung der Filterlaufzeiten, eine Verschlechterung 

der Wasserqualität durch Algenstoffwechselprodukte (Geruchs- und 

Geschmacksstoffe sowie Algentoxine) und ein Anstieg der Sauerstoffzehrung. 

Als Gegenmaßnahmen bei Algenmassenentwicklungen bieten sich je nach lokalen 

Randbedingungen verschiedene Verfahren an: 

- Abdeckung: Hierzu bedarf es fester Bauwerke, die jedoch mit erheblichen Baukosten 

verbunden sind, vor allem wenn größere Filterflächen bedeckt werden 

müssen. Über die Filter gespannte Plastikplanen oder auf dem Überstau 

schwimmende Abdeckungen sind zwar preiswerter, können aber Probleme bei 

hohen Windgeschwindigkeiten bereiten. Weiterhin werden durch eine Abdeckung 

Einträge von Exkrementen von Vögeln und die damit verbundenen Einträge von


Mikroorganismen und Nährstoffen (Stickstoff und Phosphor) in den Überstau der 

Filter verhindert. 

- Abschattung: Hierfür kann ggf. der Einsatz von Netzen (z. B. Tarnnetze) geprüft 

werden. Der Abschattungseffekt durch die Anpflanzung geeigneter Gewächse ist 

abhängig vom Breitengrad der betreffenden Regionen, d.h. von der Höhe des 

Standes der Sonne. 

- Intermittierender Betrieb: Durch den intermittierenden Betrieb wird zwar die Algenentwicklung 

vermindert, jedoch muss mit einer geringeren Entfernungswirksamkeit 

beispielsweise für Mikroorganismen gerechnet werden. Bei LF wird daher 

von einem intermittierenden Betrieb abgeraten (Kap. 5.2.5.6). 

- Chemikalien: Vom Einsatz von Chlor, Kupfersalzen oder Kaliumpermanganat zur 

Bekämpfung einer Algenbildung im Filter ist nach Möglichkeit abzusehen, da die 

biologische Aktivität der Schmutzdecke und die Filtratqualität hierdurch erheblich 

beeinträchtigt werden kann. In Einzelfällen kann Kaliumpermanganat in Konzentrationen 

von beispielsweise 1-2 mg/L zum Einsatz kommen, wobei mit der Dosierung 

bereits vor der Algenmassenentwicklung begonnen wird. Auf die Dosierung 

von Kupfersulfat sollte verzichtet werden. In harten Wässern ist dessen Wirkungsweise 

ohnehin begrenzt, da sich schwer lösliche Kupferverbindungen bilden. 

Zudem ist längerfristig ein Durchschlagen von Kupferionen durch den Filter 

kaum zu vermeiden (DVGW W 132). 

Die aufgeführten Maßnahmen können zu einer Verminderung des Algenwachstums 

im Überstau oder auf der Sandoberfläche führen. Darüber hinaus besteht die Möglichkeit, 

dass Algen über das Rohwasser eingetragen werden. In diesen Fällen ist 

ggf. durch eine Vorbehandlung des Rohwassers eine Verminderung des Algenwachstums 

in LF/IB zu erzielen. 

5.2.5.2 Trübstoffstöße 

Kurzzeitig hohe Trübungen im Zulauf, beispielsweise 15 NTU über ca. 5 Tage 

(MÄLZER, 2005), können durch LF zurückgehalten werden. Die Trübstoffgehalte im 

Zulauf sollten 100-200 mg SiO 2 /L nur für wenige Tage überschreiten (HUISMAN und 

WOOD, 1974), was einer Trübung von ca. 30-60 NTU entspricht (SIGRIST, 2005). 

Eine Zulauftrübung von 50-100 Trübungseinheiten über 1-2 Tage zeigte keinen großen 

Einfluss auf die Zunahme des Druckverlustes (ELLIS, 1985). 

Bei länger andauernden höheren Trübungen wird empfohlen, zusätzliche LF/IB in 

Betrieb zu nehmen, da sich die Laufzeiten stark verkürzen. Eine Verringerung der 

Filtergeschwindigkeit, die bei Betrieb zusätzlicher Becken möglich ist, führt zum einen 

zu einer geringeren Belastung der Filterbecken mit abgeschiedenen partikulären 

Stoffen und zum anderen zu einer Verringerung des Druckverlustes infolge der geringeren 

Filtergeschwindigkeit. Bei hohen Trübungen während mehrerer Wochen im 

Jahr ist eine Vorbehandlung (Kapitel 5.2.4.3) des Wassers zur Trübungsentfernung 

angeraten.


5.2.5.3 Hohe Gehalte an biologisch abbaubaren Stoffen 

Hohe Gehalte an biologisch abbaubaren Stoffen führen infolge biologischer Abbauprozesse 

zu einer Zehrung des Sauerstoffgehaltes. Somit ist u. U. eine Vorbehandlung 

des Rohwassers angeraten. Entsprechende Hinweise befinden sich in Kap. 

5.2.3.2. 

Besteht die Möglichkeit, das Rohwasser in den Überstau einfallen oder einrieseln zu 

lassen, so erfolgt eine Belüftung, die bei niedrigen Sauerstoffkonzentrationen des 

Rohwassers eine Erhöhung der Sauerstoffkonzentration im Überstau zur Folge hat. 

Hierdurch steht mehr Sauerstoff für biologische Abbauvorgänge zur Verfügung und 

es werden aerobe Abbauprozesse begünstigt (MÄLZER, 2005). 

5.2.5.4 Verdunstung 

Die Verdunstung von freien Wasserflächen liegt weltweit meist zwischen 0,1 und 10 

mm/d. Eine Abschätzung der Verdunstungshöhe nach dem Dalton-Verfahren 

(DVWK, 1996) ergibt für die Extrembedingungen einer Wassertemperatur von 40°C 

bei einer Lufttemperatur von 40°C und einer Luftfeuchtigkeit von 0% sowie unter Berücksichtigung 

einer Windgeschwindigkeit von 10 m/s in 2 m Höhe (Windfunktion 

nach Penman für kleine Wasserflächen) einen Wert von 87 mm/d. Bei Filtergeschwindigkeiten 

von üblicherweise 1 bis 5 m/d sind Verdunstungsverluste somit weitgehend 

vernachlässigbar. Eine Abdeckung zur Verringerung der Verdunstungsverluste 

ist daher nicht erforderlich. 

5.2.5.5 Betrieb mit konstantem oder ansteigendem Überstau 

Ein Betrieb der LF mit konstantem oder ansteigendem Überstau zeigte keinen signifikanten 

Unterschied hinsichtlich Laufzeit und Rückhaltung von Trübung, Färbung und 

Mikroorganismen (DiBERNARDO und AlCOCER CARRASCO, 1996). 

5.2.5.6 Kontinuierlicher Betrieb/zeitweiliges Trockenfallen 

Ein intermittierender Betrieb, bei dem LF/IB zeitweise trockenfallen, hat gegenüber 

dem kontinuierlichen Betrieb den Vorteil, dass in den Zeiten des Trockenfallens eine 

Belüftung des Filterbetts und dabei ein Sauerstoffeintrag in den Porenraum des Filterkörpers 

erfolgt. Dabei werden oxidative biologische Abbauvorgänge wie Nitrifikation 

und DOC-Abbau begünstigt, gleichzeitig entstehende Gase ausgetragen. Das 

regelmäßige Trockenfallen vermindert auch das starke Algenwachstum. Durch das 

Antrocknen der eingespülten Schwebstoffe verringert sich die Verdichtung der Filteroberflächen, 

und dies ermöglicht i.d.R. deutlich verlängerte Reinigungszyklen. Für 

den intermittierenden Betrieb sind größere Versickerungsflächen im Vergleich zum 

kontinuierlichen Betrieb erforderlich


Der intermittierende Betrieb kann sich jedoch in LF nachteilig auf die Rückhaltung 

von Mikroorganismen auswirken (VISSCHER, 1987; MÄLZER, 2005; FLEMMING 

und PETRY-HANSEN, 2005). Von einem intermittierenden Betrieb von LF wird daher 

abgeraten. Diese Betriebsweise ist jedoch beim Betrieb von IB zur Grundwasseranreicherung 

mit anschließender ausreichend langer Untergrundpassage als geeignet 

einzustufen, da unter derartigen Bedingungen in der Praxis auch ein sehr guter 

Rückhalt von hygienisch relevanten Organismen nachgewiesen wurde (HÜTTER et 

al., 2005a). 

5.2.5.7 Winterbetrieb 

In offenen LF/IB können sich bei lang anhaltendem Frost Eisdecken ausbilden. Im 

Winter sollten deshalb alle nicht benötigten Anlagen frühzeitig außer Betrieb genommen 

und entwässert werden. 

Um eine Eisbildung zu begrenzen, sollten beim Betrieb von LF/IB diese mit erhöhter 

Durchflussleistung betrieben werden. Als ergänzende Maßnahme können die Filterbecken 

mit einem großen Überstau gefahren werden, bei dem die Eisdecke aufschwimmt 

und eine Infiltration unterhalb des Eises weiter erfolgen kann. In extremen 

Frostsituationen müssen bei Bedarf eisbrechende Sondergeräte (z. B. Bagger) eingesetzt 

werden, um den weiteren Betrieb zu gewährleisten. Generell ist bei niedrigen 

Temperaturen die biologische Aktivität von LF/IB eingeschränkt. Dies kann sich in 

einer verminderten Rückhalteleistung hygienisch relevanter Mikroorganismen und 

durch eine verminderte bakterielle Stoffwechselleistung u. a. in einer verminderten 

Ammoniumeliminierung äußern. Bei LF kann durch Einhausen im Winter das Einfrieren 

des Überstaus verhindert werden. 

5.2.6 Modifizierte Technologien 

5.2.6.1 Alternative Filtermaterialien 

Zur Langsamfiltration können neben Sand auch alternative, lokal verfügbare Materialien 

verwendet werden. Alternative Filtermaterialien sollten dem Sand vergleichbare 

Eigenschaften aufweisen (HÜTTER et al., 2005b), u. a. hinsichtlich: 

- der erzielbaren Abscheideleistungen für unerwünschte Wasserinhaltsstoffe, 

- der möglichen Besiedlung mit Mikroorganismen, 

- einer ausreichenden Wasserdurchlässigkeit für den Wasserwerksbetrieb und 

- reproduzierbarer Materialeigenschaften. 

Zu den alternativen Filtermaterialien zählen organische Stoffe wie beispielsweise Kokosfasern 

oder gebrannte Reisspelzen (FRANKEL, 1981; HEBER, 1985; MUGHAL, 

2000) und anorganische Stoffe wie beispielsweise Recycling-Glasgranulat (CWC, 

1995).


In der Regel können mit diesen Filtermaterialien ähnliche Wirkungsgrade im Vergleich 

zu Filtersand erzielt werden, wie beispielhaft Untersuchungen von HÜTTER et 

al. (2005b) gezeigt haben (Tab. 5.13 und 5.14). Allerdings ist hierbei nicht nur das 

Filtermaterial an sich, sondern auch dessen Körnung bzw. Packungsdichte für den 

Stoffrückhalt von Bedeutung. 

Tab. 5.13: Beispiel für den Rückhalt von gelösten organischen und partikulären Stoffen 

durch alternative Filtermaterialien in LF-Versuchsanlagen, Filterschichtmächtigkeit 

50 cm 

# 

Mittlere Verminderung 

der DOC-Konzentration 

in % (Zulauf in mg/L) 

Mittlere Verminderung 

der Trübung 

in % (Zulauf in NTU) 

Temperatur 

in °C 

Kokosfaser (Faserlänge 2 cm, Faserdurchmesser 0,1 mm, Porosität 68 %) 

Filtergeschw. 

in m/d 

30-40 (Zulauf: 3-6) 85 (Zulauf: 1-10) 30 1,0-3,8 # 

55 (Zulauf: 5-12) 65 (Zulauf: 0,3-3) 20 2,2 

25 (Zulauf: 3-7) 25 (Zulauf: 0,3-4) 30 2,2 

Glasgranulat (Korngröße 0,2-5 mm, d 10 0,55 mm, Porosität 37 %) 

40-45 (Zulauf: 3-6) 90 (Zulauf: 1-10) 30 1,0-3,8 # 

60 (Zulauf: 5-9) 65 (Zulauf: 0,2-1) 5-10 2,2 

70 (Zulauf: 5-12) 70 (Zulauf: 0,3-3) 20 2,2 

60 (Zulauf: 3-8) 65 (Zulauf: 0,3-4) 30 2,2 

Mittelwert von Versuchsphasen mit 1,0, 2,2 und 3,8 m/d 

Tab. 5.14: Beispiel für den Rückhalt von Metallen durch alternative Filtermaterialien 

in LF-Versuchsanlagen, Filterschichtmächtigkeit 50 cm 

Betriebsdaten der 

Mittlere Rückhaltung in % 

Filtermaterial 

Versuchsanlage 

Mangan Eisen Zink 

Temperatur 

Glasgranulat # 88/77/- 51/84/91 11/-/55 

5-10 / 20 / 30°C 

(Filtergeschwindigkeit 2,2 m/d) Kokosfaser ## -/63/- -/88/91 -/83/93 


Glasgranulat # 18/50/69 94/79/92 46/-/50 

1 / 2,2 / 3,8 m/d 

(Wassertemperatur 30°C) Kokosfaser ## -/-/29 -/76/94 -/78/84 

# 

## 

Braun- und Grünglas, Korngröße 0,2 - 5 mm, d 10 = 0,55 mm, Porosität 37% 

mittlere Faserlänge 2 cm, mittlerer Faserdurchmesser 0,1 mm, Porosität 68% 

Nach Untersuchungen von HÜTTER et al. (2005b) an halbtechnischen LF erfolgte 

bei Sand, Recycling-Glasgranulat und Kokosfaser der Ammoniumabbau bei Zulauf-


konzentrationen von 2 bis 5 mg/L und Temperaturen bei 5-10°C, 20°C sowie 30°C in 

vergleichbaren Zeiträumen und Größenordnungen. Im Kokosfaserfilter wurde im 

Vergleich zu den anderen Filtermaterialien ein wesentlich geringerer und kurzzeitigerer 

Anstieg der Nitritkonzentrationen nachgewiesen. Gleichzeitig wurde kein Anstieg 

der Nitratwerte beobachtet. Diese Effekte waren bei 30°C am stärksten ausgeprägt. 

Insbesondere bei Einsatz von Kokosfasern sollte im Filterzulauf ausreichend Sauerstoff, 

z. B. durch eine vorgeschaltete Belüftung, vorhanden sein, da das organische 

Filtermaterial eine im Vergleich zu den anderen Filtermaterialien erhöhte Sauerstoffzehrung 

bewirkt. Kokosfasern können - je nach Vorbehandlung - insbesondere zu 

Beginn des Filterlaufes und bei höheren Temperaturen organische Substanzen, vorwiegend 

Huminstoffe, an das aufzubereitende Wasser abgeben. Dies hat einen Anstieg 

der Desinfektionsnebenproduktbildung bei einer anschließenden Desinfektion 

mit Chlor zur Folge (HÜTTER et al., 2005b). 

Kokosfasern können bereits als Rohmaterial eine hohe Belastung mit coliformen 

Bakterien aufweisen. Deren Eintrag in die Kokosfasern erfolgt vermutlich während 

Gewinnung, Transport und Lagerung durch fäkale oder andere Verunreinigungen auf 

direktem (Tiere) oder indirektem (Wasser) Weg. Aus diesem Grund sollten Kokosfasern 

insbesondere dann, wenn sie als Filtermaterial für eine einstufige LF vorgesehen 

sind, einer Aufarbeitung unterzogen werden. Dies kann beispielsweise durch 

eine Hitzebehandlung zur Abtötung coliformer Bakterien erfolgen. Dafür ist eine 

zweistündige Erwärmung auf 70-80°C geeignet, wie orientierende Versuche im Labormaßstab 

zeigten (FLEMMING und PETRY-HANSEN, 2005). Eine entsprechende 

Behandlung kann ebenfalls für andere, einschließlich der anorganischen, Filtermaterialien 

sinnvoll sein. Über den Umfang der Vorbehandlung muss auf Grundlage mikrobiologischer 

Analysen bzw. einer kritischen Bewertung der Herkunft des Filtermaterials 

entschieden werden. 

Alternative Filtermaterialien sollten nur nach genauer Prüfung des im Einzelfall zur 

Verfügung stehenden Materials und der Materialeigenschaften eingesetzt werden. 

5.2.6.2 Bepflanzung 

Von einer Bepflanzung der Filterfläche wird eine Verbesserung der Reinigungswirkung 

und der Infiltrationsleistung erwartet. Eine Bepflanzung von LF/IB ist nur dann in 

Betracht zu ziehen, wenn lange Laufzeiten (mindestens 3-4 Monate) erreicht werden. 

Das Einbringen der Setzlinge in LF/IB ist relativ aufwendig. Möglicherweise ist das 

Erzielen der hydraulisch erforderlichen Überstauhöhe durch die Höhe der Pflanzen 

begrenzt. Vorteile von bepflanzten Filterbecken können nur bei ausreichend hohen 

Temperaturen und nicht im Winterbetrieb erwartet werden. 

Untersuchungen zeigten, dass eine Bepflanzung von IB mit Flechtbinsen keine Verfahrensverbesserungen 

brachten. Ein Einfluss auf die Wasserqualität war nicht feststellbar. 

Es erfolgte eine geringe Erhöhung der Durchsatzleistung während der Vege-


tationsperiode, jedoch ein starker Rückgang in den Wintermonaten. Nach mehreren 

Jahren trat eine starke Verfilzung der Wurzeln ein, die eine Auslichtung erforderlich 

machte. Grasbecken zur Infiltration von stark verschmutztem Oberflächenwasser 

ließen Infiltrationsraten zwischen 1 und 3 m/d über 4 Jahre zu. Es wurde vermutet, 

dass das Grass aus Wurzeln und Halmen eine Art Raumfilter aufbaut, das durch das 

Austreiben und Absterben von Wurzeln und die Wühlarbeit von Regenwürmern ständig 

regeneriert wird. Längere Überstauperioden waren zulässig, solange ca. 1/3 der 

Halmlänge von Wasser unbedeckt blieb (BMI, 1985). 

Trotz der teilweise beobachteten Vorteile einer Bepflanzung zeigten praktische Erfahrungen 

bei der Trinkwassergewinnung keine wesentlichen Vorteile. In Deutschland 

findet diese Modifikation der LF/IB dementsprechend keine Anwendung. 

Eine Bepflanzung wird hingegen in Becken zur Behandlung von Niederschlagsabflüssen 

(Retentionsbodenfilter) aus Misch- und Trennkanalisationen sowie von Straßenabwässern 

vor deren Einleitung in den Vorfluter eingesetzt (MUNLV, 2003). 

5.2.6.3 Zwischenlagen sorptiver Materialien 

LF/IB in Sandwich-Bauweise, die unter oder zwischen den Sandschichten lagenweise 

gekörnte Aktivkohle enthalten, vereinigen die Vorteile von Langsam- und Aktivkohlefiltration. 

Während die Sandschichten für die Ausbildung der Schmutzdecke 

sowie für die Entnahme von Partikeln verantwortlich sind, erfolgt durch die Aktivkohle 

eine Adsorption von Spurenstoffen, wie beispielsweise Pestiziden. Die Aktivkohleschichthöhen 

liegen bei lediglich ca. 20 cm (BAUER et al., 1994). 

Nachteilig sind die erheblichen Aufwendungen beim Austausch sowie beim Trennen 

der Filtermaterialien. In Deutschland hat diese Technologie bisher keine großtechnische 

Anwendung erfahren. Entsprechende Sandwichfilter werden besonders im angelsächsischen 

aber auch im US-amerikanischen Raum eingesetzt (COLLINS et al., 

1989; TWORT et al., 2000). 

5.2.6.4 Auflagematerialien 

Auflagematerialen können zur Verlängerung der Filterlaufzeit auf die Sandoberfläche 

aufgebracht werden. Ihre Wirkungsweise besteht darin, dass partikuläre Stoffe in der 

Auflageschicht nach Mechanismen der Tiefenfiltration zurückgehalten werden und in 

deutlich geringeren Konzentrationen auf die Sandoberfläche gelangen. 

Während die Partikelabscheidung auf der Sandoberfläche im Wesentlichen nach 

dem Mechanismus der Kuchenfiltration erfolgt, der mit einem starken Anstieg des 

Druckverlustes einhergeht, ist innerhalb der Auflageschicht nur ein sehr geringer 

Druckverlustanstieg mit steigender Beladung zu beobachten. Ein verbesserter Rückhalt 

von hygienisch relevanten Mikroorganismen durch das Aufbringen von Kies,


Bims und nicht verdichteten Kokosfasern wurde nicht beobachtet (FLEMMING und 

PETRY-HANSEN, 2005). 

Als Auflagematerialien eignen sich körnige Materialien mit einem Durchmesser größer 

als der Korndurchmesser des Filtersandes (z. B. Sand, Bims), faserige Materialien 

(Geotextilien, Kokosfaser) oder offenporige Schaumstoffe (Tab. 5.15). Eignung 

des Materials, Korngröße und Einfluss der Schichthöhe müssen in Vorversuchen ermittelt 

werden. Bei der Auswahl der Auflagematerialien sind die Verfügbarkeit vor Ort 

und die Handhabbarkeit bei der Regeneration bzw. die Entsorgungsmöglichkeiten zu 

berücksichtigen. Schaumstoffkollektoren vermögen die Laufzeit besonders bei hohen 

Rohwassertrübungen deutlich zu verlängern, erfordern aber eine spezielle Reinigungstechnik 

(GIMBEL et al., 2000). Geotextilien führen bei geringen Rohwassertrübungen 

zu deutlichen Laufzeitverlängerungen (SCHALEKAMP, 1991). 

Untersuchungen zum Einsatz von Schaumstoffkollektoren zur Optimierung der Mehrschichtfiltration 

hatten gezeigt, dass deren Einsatz förderlich für die biologischen Abbauprozesse 

in der nachfolgenden Filterschicht war (PALINSKI et al., 1997, 1998). 

Beim Einsatz von Auflageschichten in der LF hatten sich aber keine wesentlichen 

Unterschiede bei der Elimination von gelösten organischen Wasserinhaltstoffen 

(DOC) in Filtern mit und ohne Auflageschichten ergeben (MÄLZER, 2005; MÄLZER 

und GIMBEL, 1999). 

Tab. 5.15: Übersicht über Ergebnisse zum Einsatz von Auflagematerialien (MÄLZER, 

2005; MÄLZER und GIMBEL, 1999) 

Auflagematerial Schichthöhe Laufzeitverlängerung 

Kies (3,15 –5,6 mm) 0,2 m 2-10-fach 

Bims (1-4 mm) 0,2 m 2-10-fach 

Kokosfasern 0,2 m 6-40-fach 

Geotextilien wenige mm 2-fach 

Schaumstoffmatten 0,15 m > 4-fach 

Schaumstoffkollektoren 0,15 m > 20-fach 

5.2.6.5 Pulverkohledosierung 

Zur Entfernung von organischen Spurenstoffen kann in den Zulauf der LF Pulverkohle 

dosiert werden. Letztere wird zusammen mit anderen partikulären Stoffen des 

Rohwassers im LF abgeschieden. Die Zugabemenge beträgt im Mittel zwischen 

5 und 10 g/m 3 . Sie richtet sich nach dem zu entfernenden Stoff und kann anhand von 

Laborversuchen mit dem jeweiligen Rohwasser ermittelt werden. Die Kontaktzeiten


zwischen Kohle und Wasser im Überstau der LF sollten mindestens 20-30 Minuten 

betragen (SONTHEIMER et al., 1985). Bei der Pulverkohledosierung ist ein Filterbetrieb 

mit konstantem Überstau einem Filterbetrieb mit ansteigendem Überstau wegen 

der gleichbleibenden und im Mittel höheren Kontaktzeit vorzuziehen. 

Der Einsatz von Pulverkohle ist grundsätzlich auch in IB möglich, wobei jedoch die 

minimalen Kontaktzeiten zu Beginn der Inbetriebnahme bei noch nicht ausreichend 

hohem Überstau nicht eingehalten werden können. Dies hat in dieser Betriebsphase 

eine nur unzureichende Elimination der Spurenstoffe zur Folge. 

Durch die Pulverkohledosierung wird die Konzentration an abscheidbaren partikulären 

Stoffen erhöht, was zu einem schnelleren Anstieg des Druckverlustes und zu einer 

Verkürzung der Filterlaufzeit führt. Untersuchungen zum Einsatz von Pulverkohle 

bei der Langsamfiltration eines anthropogen stark belasteten Rohwassers ergaben 

eine Laufzeitverkürzung von 44 auf im Mittel 16 Tage bei einer Pulverkohledosierung 

von 20 mg/L und einer Filtergeschwindigkeit von 1 m/d (MÄLZER, 2005). 

Die für die Entfernung von organischen Spurenstoffen erforderliche Menge an Pulverkohle 

ist von der Konzentration des jeweiligen Stoffes im Rohwasser abhängig. Es 

ist beim Einsatz von Pulverkohle abzuwägen, ob die aus der einzusetzenden Menge 

resultierende Laufzeitverkürzung für den Betrieb noch akzeptabel ist. Insbesondere 

beim Auftreten von hohen Konzentrationen an organischen Spurenstoffen im Rohwasser 

über einen längeren Zeitraum kann sich die Filterlaufzeit derart verkürzen, 

dass ein Betrieb der LF aufgrund der kurzen Betriebsintervalle und häufigen Schälungen, 

die einen Großteil der Betriebskosten darstellen, wirtschaftlich unrentabel 

wird. In extremen Fällen kann der Betrieb sogar unmöglich werden, wenn die Laufzeit 

der Filter kürzer als die Zeitspanne wird, die zum Schälen der Filter benötigt wird. Bei 

einem dauerhaften Auftreten von organischen Spurenstoffen im Rohwasser, besonders 

bei hohen Konzentrationen, kann eine zusätzliche Verfahrensstufe zur Entfernung 

der organischen Spurenstoffe (z. B. Aktivkohlefilter) angeraten sein. 

5.2.7 Zusammenfassung mit Entscheidungskriterien 

LF sowie IB sollten im Wesentlichen für die Behandlung von trübstoffarmen und mikrobiologisch 

gering belasteten Wässern eingesetzt werden. Modifikationen der LF/IB 

durch Auflageschichten oder ggf. Voraufbereitungsmaßnahmen erlauben es, auch 

höher trübstoffhaltige Wässer zu behandeln. Im Einzelfall sind die Aufbereitungsleistungen 

der LF/IB durch geeignete Vor- und Nachreinigungsmaßnahmen zu ergänzen. 

Bei hohen Temperaturen und hohem DOC-Gehalt erscheint die Langsamfiltration zur 

Verbesserung der hygienisch-mikrobiologischen Beschaffenheit eines Wassers weniger 

geeignet. Darüber hinaus kann insbesondere in tropischen bzw. subtropischen 

Regionen in nicht abgeschatteten Anlagen eine üppige Algenentwicklung bedingt 

durch eine hohe Lichtintensität erhebliche Betriebsprobleme bereiten.


Als Filtermaterial eignet sich aus mikrobiologischer Sicht Sand am besten. Sollte kein 

geeigneter Sand vorhanden sein, können auch alternative Filtermaterialien wie Glasgranulat 

und Kokosfasern verwendet werden. Auch die alternativen Filtermaterialien 

sollten vor dem Einfüllen in LF gründlich gereinigt und ggf. hitzebehandelt werden. 

Besondere Sorgfalt gilt dem Einsatz von organischen Filtermaterialien wie Kokosfasern. 

Kokosfasern können gelöste organische Stoffe und hygienisch relevante Mikroorganismen 

in das Wasser abgeben. 

5.3 Flockung, Fällung und Sedimentation 


Eine Aufgabe der Flockung bei der Behandlung von Oberflächenwässern besteht in 

der Entnahme von Trübstoffen. Darüber hinaus werden teilweise hygienisch relevante 

Mikroorganismen, Huminstoffe und ggf. Spurenmetalle und Phosphate abgetrennt. 

Beispielsweise kann für stark huminstoffhaltige Talsperrenwässer die Flockung auch 

primär mit dem Ziel der Entnahme von gelösten organischen Stoffen eingesetzt werden. 

Bei Grundwässern können gelöst vorliegende Metalle (z. B. Eisen, Mangan) oder 

Härtebildner durch Fällung in schwer lösliche Verbindungen überführt und anschließend 

wie Flocken abgeschieden werden. 

Die Abtrennung der durch Flockung bzw. Fällung entstandenen partikulären Wasserinhaltsstoffe 

erfolgt bei Feststoffgehalten über ca. 50 mg/L (DVGW, W217) in der 

Regel durch Sedimentation mit nachgeschalteten Schnellfiltern. Bei gering trübstoffhaltigen 

Wässern (< 5 NTU) wird die Sedimentation meist entfallen. Alternativ kann 

insbesondere bei Vorliegen spezifisch leichter Partikel wie beispielsweise Algen ein 

Ersatz der Sedimentation durch Flotation zielführend sein. 


Die Einmischung der Flockungsmittel erfolgt in Rohren mit und ohne Einbauten, in 

Rührkammern sowie in Turbulenzzonen. Rohre ohne Einbauten mit einer in der Mitte 

oder am Rand endenden Dosierleitung werden ungeachtet der ungünstigen hydraulischen 

Gestaltung noch relativ häufig eingesetzt. Gute Erfahrungen wurden bei der 

Dosierung unmittelbar vor einer Rohrerweiterung gemacht. Weit verbreitet sind 

Mischkammern mit Rührern, in denen jedoch eine Rückvermischung stattfindet. Die 

Aufenthaltszeiten betragen 2 bis 5 min bei einem Energieeintrag von 50-200 W/m². 

Durch eine Optimierung der geometrischen Gestaltung von Kammer und Rührer sowie 

durch eine Verringerung der Aufenthaltszeit auf < 20 s bei Intensivrührung wird 

eine Verbesserung der Flockungsmitteleinmischung erzielt (JEKEL, 2002). Die Flockenbildung 

erfolgt in klassischen Flockungsanlagen in Becken mit Rührwerken. 

Darin liegt die Aufenthaltszeit bei 2 bis 40 min, wobei eine Rührerleistung von 10-30 

W/m³ Reaktorvolumen eingetragen wird. Meist sind 2 oder mehr Becken in Reihe


geschaltet, in denen der Energieeintrag in Fließrichtung vermindert wird. In anderen 

Anlagen erfolgt die Flockenbildung in Rohren oder in Schlammschwebeschichten. 

Durchströmte Kammern mit statischen Einbauten sind fast nur noch in Entwicklungsländern 

anzutreffen (JEKEL, 2004). Die Flockenabtrennung kann durch Sedimentation, 

Flotation oder Filtration erfolgen. In klassischen Sedimentationsanlagen liegen 

die Aufenthaltszeiten bei 90 bis 180 min. Moderne Flockungsanlagen, zu denen in 

Deutschland langjährige Betriebserfahrungen vorliegen, wurden in Kap. 2 beschrieben. 

Die Entnahme von Partikeln erfolgt bevorzugt im neutralen pH-Bereich, während das 

Optimum der Huminstoffentfernung bei leicht sauren pH-Werten liegt. Um den für die 

Flockung optimalen pH-Wert im Betrieb konstant zu halten, erfolgt teilweise bei 

schwach gepufferten Wässer vor der Flockung eine Aufhärtung im Teil- oder auch im 

Vollstrom. 

Als Flockungsmittel kommen meist Aluminiumsalze, vorpolymerisierte Aluminiumprodukte 

sowie Eisen(III)-salze in den in Tab. 5.16 angegebenen Dosen zum Einsatz. 

Aluminiumverbindungen sollten nicht bei pH-Werten > 7,5 eingesetzt werden. 

Tab. 5.16: Typische Flockungsmitteldosen 

Entfernung von 

Partikel 

Partikel 

natürliche organische 

Stoffe 

Flockung 

Flockung 

mit Aluminium mit Eisen 

0,05 bis 

0,1 bis 

1 mg/L Al 3+ 

Partikelabscheidung 

2 mg/L Fe 3+ Filtration 

1 bis 

2 bis 

5 mg/L Al 3+ 10 mg/L Fe 3+ Sedimentation 

0,2 bis 0,5 0,5 bis 1 mg Filtration oder 

mgAl 3+ /mg DOC Fe 3+ /mg DOC Sedimentation 

Einsatzbereich pH 6 – 7,5 pH 6,5 - 9 - 

Als Flockungshilfsmittel sind in Deutschland anionische und nichtionische Polyacrylamide 

sowie Stärkeprodukte zugelassen (DVGW, W 219), wobei die Zugabemengen 

bei ca. 0,1 bis 0,2 mg/L liegen. Dadurch wird im Wesentlichen eine Verbesserung der 

Flockeneigenschaften (Größe, Stabilität) erzielt und die nachfolgende Abscheidung 

erleichtert. In Entwicklungs- und Schwellenländern kann der Bezug von Flockungshilfsmittels 

erschwert sein. 

Zur Optimierung der Flockung sollten Flockungsversuche, wie beispielsweise Flockungstests 

gemäß DVGW-Arbeitsblatt W 218, herangezogen werden.


5.3.3 Besondere Hinweise bei der Anpassung im Ausland 

Störungen beim Betrieb von Flockungs- und Sedimentationsanlagen können unter 

regionalen Bedingungen auf Ursachen beruhen, die in Tab. 5.17 zusammengestellt 

sind. 

Tab. 5.17: Typische Prozessstörungen und Gegenmaßnahmen 

Prozess Ereignis Gegenmaßnahme 

Flockung 

Sedimentation 

Fällung 

Mit abnehmender Temperatur 

- Verkleinerung der Flocken 

- Rückgang der Trübstoffentnahme 

Störung der Flockung durch 

- Änderung Rohwasserbeschaffenheit 

(Hochwasser) 

- Algenblüte 

- Unbefriedigender 

Wirkungsgrad 

- Erhöhung FM-Dosis X 

- Zusatz FHM XX 

- Wechsel FM 

- Erhöhung FM-Dosis 

- Wechsel FM 

- Erniedrigung pH-Wert 

- Voroxidation 

- Kationische FHM 

- Vorhydrolysierte Al-salze als 

FM 

- Ggf. Einsatz der Flotation 

- schlechte Einmischung der 

Flockungsmittel 

- Unterdosierung von FM 

- Falsches FM (z. B. Al pH>7) 

- Unzureichende Verweilzeit 

- Falsche Vorverdünnung der 

FM 

- Nicht optimaler pH-Wert 

- Zu kurzer Abstand zwischen 

FM und FHM-Dosierung (Ziel 

30-60s) 

- Voroxidation 

- Abschattung 

- Algenblüte 

- Windböen 

konventionellen Becken 3 

- Eingeschränkte Leistung bei - Abdeckung 

tiefen Temperaturen bes. bei - Ggf. Flotation 

- Änderung der Korrosionschemie 

(z. B. DIN 50930) 

X FM: Flockungsmittel, XX FHM: Flockungshilfsmittel 

- Ggf. Teilstromführung 

- Korrosionsschutz 

Untersuchungen von LERCH (2005) zeigten, dass mit Anstieg der Wassertemperaturen 

voluminösere Flocken gebildet werden. Somit sind Flocken mit sinkender Wassertemperatur 

schlechter abtrennbar, da einerseits die Flockengröße abnimmt und


andererseits die Viskosität des Wassers zunimmt. In (sub-) tropischen Gebieten sind 

plötzlich eintretende Starkniederschläge typisch, die zu wesentlich stärkeren Anstiegen 

der Trübstoffgehalte in den Oberflächenwässern führen als dies in Deutschland 

bekannt ist. Störungen der Flockung sind typischerweise auch bei eutrophen Oberflächenwässern 

anzutreffen. 

Durch Algenwachstum kommt es zu erhöhten Partikelkonzentrationen. Bis zu einem 

gewissen Maße kann dies durch eine Erhöhung der Flockungsmittel- bzw. Flockungshilfsmitteldosierung 

kompensiert werden. Oftmals geht eine Algenmassenentwicklung 

auch mit einer verstärkten Freisetzung von extrazellulären polymeren 

Substanzen einher, die zu einem Anstieg des DOC im Rohwasser führen. Diese 

Substanzen können an Partikel adsorbieren und die Koagulationseigenschaften deutlich 

verschlechtern. Selbst hohe Dosierungen von Flockungsmitteln oder eine Voroxidation 

bewirken dann keine befriedigende Partikelentfernung. Den störenden Einfluss 

der algenbürtigen Stoffe auf die Trübungsentfernung bei einer Flockung verdeutlicht 

Bild 5.7 (MANIA und JEKEL, 2005) am Beispiel eines Modellwasser aus 

dem Filtrat von Algenkulturen mit Microcystis aeruginosa. Die DOC-Konzentration 

bestand in diesem Beispiel zu ca. 60 % aus hochmolekularen Stoffen, die mittels LC- 

OCD-Analyse im Wesentlichen als Polysaccharide identifiziert wurden. Mit dem Modellwasser 

wurde sowohl eine Vorozonung mit anschließender Flockung sowie eine 

Simultan-Oxidation mit Wasserstoffperoxid durchgeführt. Es ist ersichtlich, dass 

schon geringe Polysaccharid-Konzentrationen zu einem Anstieg der Resttrübung 

nach der Flockung führten. 

Resttrübung nach Flockung in NTU 

10 

8 

6 

4 

2 

0 

Voroxidation mit Ozon 

Simultanoxidation mit Wasserstoffperoxid 

Trübung Rohwasser = 20 NTU 

Flockungsmitteldosis = 2,5 mg/L Fe(III) 

0 1 2 3 4 5 

Polysaccharidkonzentration in mg/L 

Bild 5.7: Flockenfiltration mit Vorozonung bzw. Simultan-Oxidation von Polysaccharid-Modellwasser 

(Wasserstoffperoxiddosis =1,5 mg/L, Ozondosis = 6; 1,6; 

0,6; 0,4; 0,2 mg Ozon/ mg DOC)


Besonders hingewiesen wird auf Maßnahmen zum Korrosionsschutz in Zusammenhang 

mit Änderungen beim pH-Wert infolge der Flockung. Entsprechend den Ausführungen 

von Kap. 3 bestehen Flockungsanlagen im Ausland zum Teil aus Beton. In 

diesen Fällen sind bei einer Verschiebung des pH-Wertes der Flockung in den sauren 

Bereich entsprechende Maßnahmen beim Korrosionsschutz erforderlich. Eine 

Fällung von Härtebildnern hat eine Änderung der korrosionschemischen Eigenschaften 

des Wassers zur Folge. Inwieweit dies für die Verteilung des Trinkwassers relevant 

ist, hängt von den Eigenschaften des aufzubereitenden Wassers, wie beispielsweise 

dem Neutralsalzgehalt, ab. 

5.3.4 Überwachung 

Zur Überwachung der Flockung sollten mindestens die in Tab. 5.18 aufgelisteten Parameter 

herangezogen werden. Der im Ausland oft verfügbare Parameter abfiltrierbare 

Stoffe ist insbesondere bei niedrigen Trübstoffgehalten ungenau und sollte daher 

allenfalls zur Bewertung der Rohwasserbeschaffenheit genutzt werden. 

Tab. 5.18: Mindestmessprogramm zur Überwachung der Flockung 

- Zulauf Flockung 

- Ablauf Sedimentation 

oder Filtration 

Entfernung von 

Partikel 

natürlichen organischen 

Stoffen 

- Trübung 

- DOC 

- pH-Wert 

- pH-Wert 

- wie Zulauf 

- Restgehalt an Flockungsmittel 

- Durchsatz und Aufenthaltszeit 

5.4 Schnellfiltration 


Unter regionalen Bedingungen werden Schnellfilter oft bei der Oberflächenwasseraufbereitung 

zur Abtrennung von partikulären Wasserinhaltsstoffen eingesetzt. 

Schnellfilter sollten nur mit Wässern beaufschlagt werden, die Trübstoffgehalte von 

50 mg/L unterschreiten. Wässer mit kurzzeitig auftretenden mineralischen Rohwassertrübungen 

bis zu 50 NTU können ggf. einer Vorfiltration des Rohwassers unterzogen 

werden, um ca. 80 bis 90 % der ankommenden Trübstoffe zurückzuhalten und 

die nachgeschaltete Filteranlage dadurch zu entlasten. Erfahrungen zeigen, dass 

einstufige Schnellfilteranlagen ohne Vorbehandlung lediglich bei Wässern mit Trübstoffgehalten 

< 5 NTU eine hinreichende Filtratbeschaffenheit aufweisen. Insbesondere 

bei erhöhten mikrobiologischen Anforderungen an das Trinkwasser erscheint 

dieser Wert als Obergrenze für einstufige Filteranlagen realistisch (BALDAUF, 2000).



Baulich werden Schnellfilter als offene Betonbecken oder als geschlossene Stahldruckfilter 

ausgeführt. Offene Stahlbetonbecken weisen Filterflächen von ca. 20 bis 

100 m² auf und werden mit ca. 5 bis 10 m/h betrieben. Geschlossene Filter haben 

Durchmesser bis etwa 4 m, damit ein Antransport der Anlage über die Straße möglich 

ist. Obwohl geschlossene Filter Geschwindigkeiten über 30 m/h zulassen, werden 

in der Wasserwerkspraxis 15 m/h selten überschritten, um eine möglichst lange 

Filterstandzeit zu erhalten (DVGW, W211). Bei den eingesetzten Filtermaterialien 

wird darauf geachtet, dass ein Ungleichförmigkeitsgrad von < 1,5 unterschritten wird. 

Die Spülung erfolgt bei Einschichtfiltern meist mit 20 bis 25 m/h über einen Zeitraum 

von 10 bis 20 min. Zweischichtfilter werden in der Regel mit einer Spülgeschwindigkeit 

von 80 bis 90 m/h Luft und anschließend mit ca. 60 m/h Wasser klargespült. Der 

Spülwasserbedarf liegt üblicherweise zwischen dem 2- bis 4-fachen des Filterschichtvolumens. 

Nach Beendigung der Filterspülung erfolgt eine Erstfiltratableitung 

über ca. das Zweifache des Filtervolumens. Schnellfilter werden bei Bedarf mit einer 

Schlammwasseraufbereitungsanlage installiert, die beispielsweise aus Sedimentationsbecken 

besteht. 

Schnellfilter zur Partikelentfernung sind als offene Schnellfilter aus Beton oder als 

geschlossene Druckfilter aus Stahl ausgeführt. In Hinblick auf den Filteraufbau handelt 

es sich meist um Zweischichtfilter. Ein Beispiel für den Aufbau und Betrieb eines 

Zweischichtfilters zeigt Tabelle 5.19. Zur Verbesserung des Partikelrückhaltes erfolgt 

in der Regel die Zugabe von Eisen- bzw. Aluminiumsalzen als Flockungsmittel. Die 

Dosen liegen im Bereich zwischen 0,1 und 2 mg/L Fe bzw. 0,05 und 1 mg/L Al. In 

einigen Fällen wird zusätzlich ein Flockungshilfsmittel mit Dosen zwischen 0,05 und 

0,2 mg/L zugegeben. Für die Entfernung von Trübstoffen hat sich ein pH-Wert im 

Bereich von 6,5 bis 8 als geeignet erwiesen. 

Tab. 5.19: Beispiel für Aufbau und Betrieb eines Zweischichtfilters zur Partikelentfernung 

Gesamtschütthöhe 

Oberschicht (z. B. Anthrazit) 

Unterschicht (z. B. Filtersand) 

Stützschicht 


1,5 - 2 m 

1 m, Körnung 1,4 - 2,5 mm 

1 m, Körnung 0,7 - 1,25 mm 

0,2 m, Körnung 3 - 6 mm 

5 – 10 m/h 

Schnellfilter zur Enteisenung und Entmanganung sind sowohl als Einschicht- als 

auch als Mehrschichtfilter ausgeführt. Einschichtfilter können mit Quarzsand mit einer 

Körnung von 0,7 bis 1,2 mm oder 1-2 mm befüllt sein. Darüber hinaus gibt es Anla-


gen, die alkalische Filtermaterialien einsetzen. Bei Mehrschichtfiltern ähnelt der Aufbau 

den Anlagen zur Partikelentfernung. In der Regel sind die Anlagen einstufig. Bei 

der Enteisenung ist ein pH-Wert > 6 und bei der Entmanganung ein pH-Wert > 7 erforderlich. 


Bei der Schnellfiltration sind Gefährdungsquellen aus dem Rohwasser insbesondere 

Stoßbelastungen beispielsweise durch Starkniederschläge oder Abschwemmungen 

von landwirtschaftlich genutzten Flächen. 

Bei der Übertragung von Erfahrungen aus Deutschland auf andere klimatische Bedingungen 

können bei der Schnellfiltration u. a. die in Tab. 5.20 zusammengestellten 

Störgrößen relevant sein. 

Tab. 5.20: Möglichkeiten für Störungen der Schnellfiltration bei Anpassung an andere 

klimatische Bedingungen 

Ereignis 

- Verminderte Bettexpansion bei der 

Spülung mit steigender Temperatur 

- Schneller Druckverlustanstieg 

- Druckverlustanstieg mit abnehmender 

Temperatur 

- Entwicklung höherer Organismen 

oder Algenwachstum im Filterbett 

- Unzureichende Filtratbeschaffenheit 

- Geringe Entnahme von Eisen und 

Mangan 

Gegenmaßnahme 

- Erhöhung der Spülgeschwindigkeit 

(Dimensionierung Spülpumpen) 

- Prüfung Filtermaterial auf Kornverteilung 

und Verbackung 

- Einführung einer Voraufbereitung 

- Mehrschichtfilter anstelle 

Einschichtfilter 

- Erhöhung Spülfrequenz 

- Ggf. Voroxidation 

- Bei Algen: Abschattung 

- Vermeidung von Durchsatzschwankungen 

- Durchsatzänderungen über 30 min 

vornehmen 

- Stillstandszeiten ausschließen 

- Ausreichende Spülung 

- Erstfiltratabschlag 

- Zusatz von Flockungsmittel 

- Voraufbereitung (z. B. Voroxidation) 

- Vorschaltung Belüftung, Ozonung, 

Kaliumpermanganatdosierung 

Eine Optimierung der Filtration in Hinblick auf eine Verlängerung der Filterlaufzeit 

sollte auch unter dem Aspekt betrachtet werden, ob bei entsprechenden klimatischen


Bedingungen auf Grund einer dann eintretenden vermehrten Entwicklung von höheren 

Organismen (z. B. Mücken, Würmer) oder von Algen im Filter überhaupt anzustreben 

ist. 

Insbesondere in Entwicklungsländern sind bei bestehenden Schnellfiltern die Gehäuse 

oft aus Beton oder aus wenig korrosionsgeschützten Stahl angefertigt. Zur Vermeidung 

von Korrosionsschäden sollte hier bei Einführung einer Flockungsfiltration 

der pH-Wert im leicht basischen Bereich gehalten werden auch wenn dadurch eine 

Abnahme des Wirkungsgrades bei der Entfernung von organischen Stoffen zu verzeichnen 

ist. 


Zur Überwachung der Filter sind mindestens folgende Messungen erforderlich: 

- Volumenstrommessungen (Filterdurchsatz, Schlammwasseranfall) 

- Filterwiderstand über das gesamte Filterbett 

- Rohwassertemperatur 

- Qualitätsparameter im Filterzu- und –ablauf (z. B. Trübung, Eisen, Mangan) 

- Indikatoren für biologische Vorgänge (pH-Wert, Sauerstoffzehrung) 

- bei Einsatz von Flockungsmitteln deren Dosiermengen und Restgehalte im Filterablauf 

5.5 Mikro- und Ultrafiltration 


Mikro- und Ultrafiltrationsmembranen haben eine poröse flächige Struktur. Dabei 

weisen die Membranen immer eine Größenverteilung der Poren auf. Bei Mikrofiltrationsmembranen 

liegen die Porengrößenmaxima zwischen 0,1 und 1 µm. Bei Ultrafiltrationsmembranen 

lassen sich die Porengrößen nur indirekt bestimmen, sie liegen 

zwischen 5 und 50 nm. Bei der Mikro- und Ultrafiltration (MF bzw. UF) werden die 

Wasserinhaltstoffe zurückgehalten, die auf Grund ihrer Größe oder Adsorptionseigenschaften 

die Membranporen oder die sich im Laufe der Filtration aufbauende 

Deckschicht nicht passieren können. 

Mikro- oder Ultrafiltrationsanlagen werden für die Entfernung partikulärer Wasserinhaltsstoffe 

bei der Oberflächenwasseraufbereitung eingesetzt. Sie können auch bei 

Rohwässern zum Einsatz kommen, die starken Schwankungen im Feststoffgehalt 

unterliegen, die mit konventionellen Aufbereitungstechnologien wie Flockung und 

Filtration nur eingeschränkt beherrschbar sind. Im Vergleich zu konventionellen Verfahren 

der Partikelentfernung weisen MF und UF unabhängig von der Rohwasserbeschaffenheit 

konstant ein partikelarmes Filtrat auf. Mit einer vorgeschalteten Flockung/Fällung 

(ggf. unter zusätzlichem Zusatz von pulverförmiger Aktivkohle) lassen


sich z. T. auch gelöste Wasserinhaltstoffe wie NOM, Spurenstoffe, Eisen oder Phosphor 

entfernen. 

MF bzw. UF können i.d.R. wirtschaftlich bei Wässern mit Trübungen < 5 NTU eingesetzt 

werden. Dies schließt auch kurzzeitige Trübungsspitzen bis 100 NTU ein. Hohe 

Trübungen bewirken einen entsprechend hohen Spülwasserbedarf. Bei permanent 

hohen Trübungen > 5 NTU empfiehlt sich eine Vorbehandlung des Wassers. 

Ultrafiltrationsmembranen leisten darüber hinaus als physikalische Barriere eine 

weitgehende Reduktion von pathogenen Mikroorganismen. In der Praxis der Wasseraufbereitung 

eingesetzte Ultrafiltrationsmodule zeigen beispielsweise eine Reduktion 

von über 4 log-Stufen von frei suspendierten Viren (GIMBEL, 2003). Im Praxisbetrieb 

liegt die Rückhaltung auf Grund von Deckschichtbildung und Adsorptionsvorgängen 

noch darüber. Für Bakterien ist bei intakten Modulen eine Reduktion von ü- 

ber 6 log-Stufen zu erwarten. 


5.5.2.1 Allgemeine Hinweise 

Allgemeine Hinweise zum Bau und Betrieb von Membrananlagen zur Wasseraufbereitung 

finden sich im DVGW-Arbeitsblatt W 213-5 oder im VDMA-Einheitsblatt 

24653. 

5.5.2.2 Modultypen, Betriebsweisen 

Am Markt sind unterschiedliche Typen von Membranmodulen für die Trinkwasseraufbereitung 

erhältlich. In der Regel kommen Kapillarmodule oder Plattenmodule mit 

Polymermembranen zum Einsatz. Auch die Trinkwasseraufbereitung mit Keramikmembranen 

ist heutzutage z. T. schon wirtschaftlich darstellbar (PANGLISCH et al., 

2005). Die UF/MF-Module werden entweder im Dead-End-Betrieb oder im Saugbetrieb 

betrieben. Beide Betriebsvarianten können grundsätzlich für alle bei der Trinkwasseraufbereitung 

üblichen Wasserqualitäten gewählt werden, die Wahl hängt wesentlich 

von den örtlichen Rahmenbedingungen ab. 

Beim Einsatz von Membranen in Druckrohrtechnik im Dead-End-Betrieb ist der höhere 

Filtratfluss und ein niedrigerer Energiebedarf als Vorteil zu sehen, außerdem liegen 

keine offenen Wasserspiegel vor. Bei Saugmembranen, die direkt in das aufzubereitende 

Zulaufwasser getaucht werden, liegt der Vorteil in einem geringeren Aufwand 

für die verfahrenstechnische Peripherie und einer etwas höheren erzielbaren 

Ausbeute. Der Vorteil von keramischen Membranen liegt in jedem Fall in der mechanischen 

und chemischen Beständigkeit, die eine höhere Toleranz gegenüber Bedienungsfehlern 

und eine geringere Wahrscheinlichkeit von Membranbrüchen mit sich 

bringt.


5.5.2.3 Anlagenlayout und Designparameter 

Membranfiltrationsanlagen sind modular aufgebaut. Die kleinste Einheit ist ein Modul, 

das je nach Typ 35 bis 120 m² Membranfläche aufweisen kann. Mehrere Module 

werden zu Blöcken, mehrere Blöcke zu Straßen zusammengefasst, um die gewünschte 

Durchsatzmenge zu erreichen. Je nach Membrantyp und vorliegender 

Rohwasserbeschaffenheit sind Flächenbelastungen zwischen 20 und 150 L/m²/h erreichbar. 

Die Transmembrandrücke liegen meist in der Größenordnung von 0,2 bis 

1,2 bar. Zur Verminderung des während des Filtrationsbetriebs auftretenden Anstiegs 

des Transmembrandruckes werden die Membranen in Abständen von 15 bis 120 

Minuten entgegen der Filtrationsrichtung mit Filtrat gespült, wobei systemspezifisch 

rohwasserseitig auch Luft/Wasser-Gemische zur Unterstützung der Reinigungswirkung 

eingesetzt werden. Zeitweise erfolgen die Spülungen unter Zugabe von Spülchemikalien. 

Der Spülwasserbedarf liegt in der Größenordnung von 2 bis 10 % abhängig 

vom Anlagentyp und der Rohwasserbeschaffenheit. Trotz Spülungen kommt 

es i.d.R. zu einem allmählichem Rückgang der Filtrationsleistung. Aus diesem Grund 

werden meist im Abstand von wenigen Monaten chemische Reinigungen der Membran 

vorgenommen. 

Dadurch, dass Membrananlagen vollautomatisch betrieben werden, sind an das Betriebspersonal 

eingeschränkte Anforderungen zu stellen. Ideal wäre die Fernüberwachung 

der Anlagen durch qualifiziertes Fachpersonal (Techniker), das mehrere Anlagen 

betreut. Anlagenbauer sollten die Wartung übernehmen und sicherstellen, dass 

die Anlagen ordnungsgemäß betrieben werden. 


Der Betrieb von MF bzw. UF hängt von der jeweils vorliegenden Wasserbeschaffenheit 

ab. Daher sind in der Regel Pilotversuche mit dem jeweils vorliegenden Wasser 

erforderlich. Für den Betrieb von MF- und UF-Anlagen liegen in Deutschland in der 

öffentlichen Trinkwasserversorgung Erfahrungen seit Ende der 90er Jahre vor. Betriebserfahrungen 

in EL sind z. B. seit 2002 aus Namibia beim Ausbau der Wasserversorgung 

der Hauptstadt Windhuk mit deutscher Unterstützung bekannt. Dort wird 

eine Aufbereitungsanlage betrieben, die in einem mehrstufigen Verfahren Talsperrenwasser 

und konventionell gereinigtes häusliches Abwasser zu Trinkwasser aufbereitet. 

In dieser Anlage ist eine UF als abschließende Aufbereitungsstufe integriert. 

Tab. 5.21 illustriert beispielhaft die Auswirkungen von verschiedenen Wassertypen 

auf Betriebsparameter einer MF/UF, wobei eine weitgehende Konstanz bei Temperatur 

und Zusammensetzung der gelösten und partikulären Stoffe vorausgesetzt wurde 

(LIPP et al., 2005). Aus den Daten geht hervor, dass nicht nur die partikulären sondern 

auch die gelösten organischen Wasserinhaltsstoffe den Betrieb von MF/UF beeinflussen. 

Darüber hinaus sind auch anorganische Wasserinhaltsstoffe, wie beispielsweise 

Eisen und Mangan zu beachten.


Tab. 5.21: Abschätzung der relativen Änderung der Betriebsparameter von MF/UF- 

Anlagen bei unterschiedlichen Wassertypen, Angaben in % 

Typ 1 Typ 2 Typ 3 Typ 4 

Trübung in NTU < 1 < 1 1-5 1-5 

DOC in mg/L < 1 1-5 < 1 1-5 

Flächenbelastung 100 90 100 90 

Transmembrandruck 100 120 130 150 

Spülwasserbedarf 100 140 160 200 

Energiebedarf 100 150 200 300 

Personalbedarf 100 120 140 200 

Chemikalienbedarf 100 200 300 400 

Membranlebensdauer 100 80 70 60 

Im Ausland liegen im Vergleich zu Deutschland oft andere Wassertemperaturen vor. 

Eine Temperaturerhöhung um 1 °C bewirkt allein aufgrund der geringer werdenden 

Viskosität des Wassers eine Erhöhung der Permeabilität um 3 %. Bei stark wechselnder 

Rohwassertemperatur ist daher die Anlage auf die geringste Temperatur 

auszulegen. 

Die Funktionsbereitschaft der computergestützten Steuerung muss auch bei sehr 

hohen Umgebungstemperaturen gewährleistet sein. Manuelle Notsteuerungen für 

wichtige Schaltpunkte sind hilfreich. 

Im Ausland enthalten Oberflächenwässer oft Algen. Bei der Aufbereitung können Algenzellen 

durch mechanische Beanspruchung zerstört werden, wodurch es zu einer 

Freisetzung von Geruchs- und Geschmacksstoffen bzw. von Algentoxinen kommen 

kann. LIPP et al. (2005) ermittelten geeignete Betriebsbedingungen für MF und UF, 

um die Zerstörung von Algenzellen während der Membranfiltration zu minimieren. 

Untersucht wurde ein druckbetriebenes sowie zwei getauchte Systeme, die mit UF 

bzw. MF bestückt waren. Dabei konnte nachgewiesen werden, dass die MF bzw. UF 

so betrieben werden kann, dass es zu keiner nennenswerten Freisetzung von Cyanotoxinen 

kommt. Die geringste Freisetzung wurde bei den getauchten Systemen 

erreicht, wobei sich hier vor allem die geringe Flächenbelastung günstig auswirkte. 

Die beim getauchten System im Prozesstank erfolgende Anreicherung der Algen 

spielt bei der Freisetzung von gelösten Algentoxinen ebenfalls eine nicht unerhebliche 

Rolle. Bei Vorliegen empfindlicher Algenspezies ist daher eine regelmäßige Entleerung 

des Prozesstanks zu empfehlen. Andererseits kann aufgrund der Anreicherung 

der Biomasse im Prozesstank auch ein biologischer Abbau bereits freigesetzter


Substanzen erfolgen. In der großtechnischen Anlage kann die Entfernung gelöster 

Toxine beispielsweise auch durch die Zugabe von Pulveraktivkohle unterstützt werden. 

Durch Kombination der Membranfiltration mit der Zugabe von Flockungsmitteln bzw. 

Pulveraktivkohle besteht hier die Möglichkeit der weitergehenden Aufbereitungswirksamkeit 

abhängig von der jeweiligen Aufgabenstellung. 

Viele Länder mit unzureichenden Wasseraufbereitungstechnologien liegen in Klimazonen, 

in denen regelmäßig starke Niederschläge (z. B. Monsunregenfälle etc.) auftreten. 

Während dieser Niederschläge steigt i. d. Regel die Trübung in den zur Trinkwasseraufbereitung 

genutzten Rohwässern extrem an. Um Probleme bzgl. der Qualität 

des Trinkwassers zu vermeiden, ist eine unabhängig von der Rohwasserqualität 

effektive Aufbereitung hinsichtlich der Elimination von Partikeln und Mikroorganismen 

zu gewährleisten. Die Membranfiltration ist hierzu das Verfahren der Wahl. 

Für einen technisch einfachen und wirtschaftlichen Wasseraufbereitungsprozess ist 

eine direkte oder vorbehandlungsminimierte Membranfiltration attraktiv. LERCH et al. 

(2004, 2005) untersuchten zu diesem Zweck die Einsatzmöglichkeiten und Grenzen 

der Membranfiltration mit vorgeschalteter Flockung von Wässern mit stark schwankender 

Trübung und hoher organischer Hintergrundbelastung. Es zeigte sich, dass 

die in erster Linie für die Trübung verantwortlichen partikulären Inhaltstoffe eines 

Wassers keine Gefahr für die Leistungsfähigkeit der Membranfiltration darstellen. 

Durch ein geeignetes Feststoffmanagement im Membranmodul durch ein flexibles 

Spülregime lassen sich auch Trübungsspitzen abarbeiten. Dagegen ist es wichtig, 

die für das Membranfouling in erster Linie verantwortlichen gelösten und kolloidalen 

Wasserinhaltstoffe durch eine geeignete Flockung in den Filterkuchen einzubinden. 

Dazu sind ggf. hohe Dosierungen an Flockungsmittel (z. B. 8 mg/L Fe 3+ ) notwendig. 

Die bei der Membranfiltration mit vorgeschalteter Flockung anfallenden Schlammwässer 

(ca. 5-10 %) enthalten die Inhaltstoffe des Rohwassers in aufkonzentrierter 

und geflockter Form und lassen sich in der Regel gut weiter einengen. Soll das dabei 

anfallende Klarwasser in den Aufbereitungsprozess zurückgeführt werden, sollte eine 

zweite Membranstufe zur Schlammwasseraufbereitung zum Einsatz kommen. Betriebserfahrungen 

in der öffentlichen Trinkwasserversorgung zur direkten Beaufschlagung 

der Membranen mit trübstoffhaltigen Rohwässern unter Zusatz von Flockungsmitteln 

sind in Deutschland mit der für 2005 geplanten Inbetriebnahme der 

Talsperrenwasseraufbereitung in Roetgen mit einer Kapazität von 6.000 m³/h zu erwarten. 

Im Hinblick auf die Gegebenheiten im Ausland wurde darüber hinaus der Temperatureinfluss 

auf die Flockenbildung und das resultierende Filtrationsverhalten untersucht. 

Es zeigte sich für eisen- sowie für aluminiumhaltige Flockungsmittel ein deutlicher 

Temperatureinfluss. Mit zunehmender Flockungstemperatur stieg der gemessene 

Durchmesser der gebildeten Flockenaggregate linear an, die Struktur wurde vo-


luminöser und offener. Dies führte zu einer wesentlich verbesserten Spülbarkeit der 

Filterkuchen von der Membran. 

Bei der Übertragung von Erfahrungen aus Deutschland auf andere klimatische Bedingungen 

können bei der Membranfiltration u. a. die in Tab. 5.22 zusammengestellten 

Störgrößen relevant sein. 

Längere Stillstandszeiten von mehreren Tagen der Membrananlagen sind zu vermeiden, 

da es sonst zu einer Verkeimung der Membranen kommen kann. Bei kürzeren 

Stillstandszeiten von wenigen Stunden sind die Membranen in jedem Fall vor und 

nach jeder Stillstandszeit zu spülen. 

Tab. 5.22: Möglichkeiten für Störungen der Membranfiltration bei Anpassung an andere 


Ereignis 

- Schneller Anstieg des 

Transmembrandrucks 

- Unzureichende Filtratbeschaffenheit 


- Häufigeres Spülen 

- Einsatz von Spülchemikalien 

- Einführung einer Voraufbereitung 

- Überprüfung der Integrität 

- Desinfektion der Anlage bei Verkeimung 

der Membran auf Filtratseite 

- Pumpenausfall - Lagerhaltung von Ersatzteilen 


Zum ordnungsgemäßen Betrieb einer MF/UF zählt wenigstens die Messung und Dokumentation 

folgender Parameter: 

- Volumenstrommessungen (Zulauf, Filtrat, schlammhaltiges Wasser) 

- Transmembrandruck 

- Rohwassertemperatur 

- Qualitätsparameter im Filterzu- und -ablauf (z. B. Trübung, DOC, SAK 254 nm) 

- bei Einsatz von Flockungsmitteln je nach Flockungsmittel Überwachung der Dosierung 

bzw. Messung der Dosiermengen und Restgehalte im Filterablauf 

Kontinuierliche Messungen der Rohwassertrübung können in die Steuerung der 

MF/UF-Anlage einbezogen werden, um damit die Spülzyklen zu optimieren. 

Membrandefekte können i.d.R. nicht durch eine kontinuierliche Trübungsmessung 

nachgewiesen werden. Dies gelingt durch regelmäßige Druckhaltetests, die jedoch 

ihrerseits ein gewisses Risiko bergen, selbst Membrandefekte zu verursachen. Eine 

Möglichkeit zur kontinuierlichen Überwachung der Filtratqualität bzw. der Modulintegrität 

ist der Einsatz der Partikelzählung. Diese Technologie erfordert allerdings eine


besonders sorgfältige Installation und Wartung. Ausreichend erscheint die regelmäßige 

Untersuchung von Filtratproben auf mikrobiologische Parameter. 

5.6 Ionenaustausch zur Schwermetallentfernung 


5.6.1.1 Funktionsprinzip 

Zur Entfernung der Schwermetall-Kationen Nickel, Cobalt, Kupfer, Cadmium, Blei 

und Zink bei der Wasseraufbereitung können Ionenaustauscherharze mit der funktionellen 

Gruppe “Iminodiessigsäure“ eingesetzt werden (Bild 5.8, mit Beispielreaktion 

für die Nickelentfernung). 

R CH 2 

N 

CH 2 COO - 

CH 2 COO - 

Ca 2+ + Ni 2+ R CH 2 N 

Ni + Ca 2+ 

CH 2 COO - CH 2 COO - 

Bild 5.8: 

Wirkungsweise von Iminodiessigsäureaustauschern 

Kupfer und Zink sind bei der zentralen Trinkwasseraufbereitung in der Regel aus toxikologischer 

Sicht weniger relevant, müssen aber für die Beladung der Ionenaustauscher 

berücksichtigt werden. Arsen, Chrom und Quecksilber können mit diesen 

Austauschern unter den Randbedingungen der Trinkwasseraufbereitung nicht entfernt 

werden, da sie entweder als anionische Verbindungen (Arsenat, Chromat) oder 

ungeladen bzw. als Organoverbindungen vorliegen. Zur Entfernung von Chromat 

können bestimmte Anionenaustauscher eingesetzt werden. 

Iminodiessigsäureaustauscher sind von der Partikelform und -größe sowie dem 

grundsätzlichen hydraulischen Verhalten üblichen Ionenaustauschern auf der Basis 

eines Styrol-Divinylbenzol-Copolymers gleichzusetzen. Sie werden in der Regel in 

der Mono-Natriumform geliefert und können in der Säureform, Mono-Natriumform, 

der Di-Natriumform oder der Calciumform eingesetzt werden. Empfehlenswert für die 

Trinkwasseraufbereitung ist die Calciumform, ggf. noch die Mono-Natrium-Form. Die 

beiden anderen Formen verursachten über einen zu langen Zeitraum eine deutliche 

Veränderung der Wasserqualität (pH-Wert, Ca-Konzentration, Säurekapazität), was 

je nach Randbedingungen nicht toleriert werden kann. Herausragender spezifischer 

Vorteil dieses Austauschertyps (z. B. LEWATIT TP 207 der LANXESS AG (ehem. 

Bayer AG)) ist die Spezifität für die oben genannten Metalle, d. h. bei einem z. B. in 

der Calciumform eingesetzten Austauscher verändert sich außer der Konzentration 

der genannten Schwermetalle kein weiterer Parameter signifikant. Der Einsatz erfolgt 

in der Regel in Ionenaustauscherkolonnen im Abstrombetrieb.


5.6.1.2 Ni, Co, Cd, Pb 

Auf Basis von STETTER et al. (2005) durchgeführten halbtechnischen Versuchen 

wurden nachstehend aufgeführte Einsatzbereiche sowie Prozessstörungen ermittelt. 

Demnach können Ionenaustauscher für Wässer eingesetzt werden, deren Schwermetallgehalte 

bei < 500 µg/L als Einzelsubstanz bzw. < 1000 µg/L als Summe der 

Schwermetalle liegen. Als Faustformel für eine in erster Näherung zulässige Zulaufkonzentration 

gilt die 25-fache tolerierte Konzentration im Ablauf der Ionenaustauscherkolonnen 

oder der 50-fache Grenzwert der WHO-Trinkwasserleitlinie. Höhere 

Zulaufkonzentrationen sind mit geringeren spezifischen Durchsätzen möglich, entscheidend 

ist letztendlich die Wirtschaftlichkeit. 

Darüber hinaus sollte das zu behandelnde Wasser folgenden Anforderungen genügen: 

Cu, Zn 

pH-Wert > 6 (SI max. +0,4) 

Summe der Erdalkalien 

TOC/DOC 

möglichst < 500 µg/L, da konkurrierende Beladung 

< 5 mmol/L 

möglichst geringer biologisch abbaubarer Anteil 

Eine Abgabe von signifikanten Stoffmengen durch das Ionenaustauschermaterial an 

das Trinkwasser ist nicht zu erwarten. Eine Verkeimung durch den Abbau von biologisch 

abbaubaren Stoffen aus dem Trinkwasser wird nur in dem Maß erwartet, wie 

sie auch für andere Filtermaterialien wie Quarzsand oder Aktivkohle stattfindet. 

Der Einsatz von Ionenaustauschern kann bei Temperaturen von ca. 5 bis 40 °C erfolgen. 

Grundsätzlich verläuft der Ionenaustausch bei höheren Temperaturen schneller, 

wie Untersuchungen von HÖLL (2005) gezeigt haben. 

5.6.1.3 Störungen 

Fe 2+ - und Mn 2+ -Ionen können grundsätzlich aufgrund der Austauscherfunktion entfernt 

werden, relativ kurzfristig wird der Austauscher aber bei seltener Regeneration 

als Trägermaterial für eine Kontaktfiltration (Enteisenung bzw. Entmanganung) dienen. 

Dies wird bei entsprechenden Konzentrationen einen Anstieg des Druckverlustes 

verursachen und eine Spülung und ggf. auch eine Regeneration erzwingen. Anzustreben 

sind Konzentrationen von unter 0,05 mg/L möglichst aber unter 0,01 mg/L 

für beide Stoffe in gelöster Form. Falls sie in oxidierter Form als Trübstoffe vorliegen, 

sind höhere Konzentrationen tolerierbar, da diese auch durch eine einfache Spülung 

ohne Regeneration entfernt werden können. 

Eine Ionenaustauscherstufe wird in der Regel die letzte filtrierende Stufe einer Aufbereitungsanlage 

sein, weshalb tendenziell eher geringe Trübungen erwartet werden. 

Die Trübung sollte möglichst unter 0,2 NTU liegen. Höhere Trübungen bis zu 2 NTU


sind tolerierbar, erfordern dann aber ggf. eine häufige Rückspülung der Austauscherkolonnen 

in Abhängigkeit vom Druckverlust. Hierdurch kann sich ein gewisser 

Schlupf von Schwermetallionen ergeben. Weitergehende Untersuchungsergebnisse 

zum Trübstoffeinfluss beim Ionenaustausch sind bei STETTER et al. (2005) aufgeführt. 

Sind starke Komplexbildner wie z. B. EDTA im Wasser vorhanden, so können sehr 

stabile Schwermetall-Komplexe gebildet werden. Eine Elimination des komplex gebundenen 

Anteils an Schwermetallen ist dann mit dem hier beschriebenen Ionenaustauscherverfahren 

nicht möglich. 

5.6.1.4 Anordnung der Anlage in der Abfolge der Aufbereitungsstufen 

Die Ionenaustauscherstufe sollte vor Einleitung in den Trinkwasserbehälter als letzte 

Stufe vor der Chlorung, d.h. an der Stelle mit dem geringsten Trübstoffgehalt des 

Wassers eingeordnet werden. 


5.6.2.1 Materialien 

Die Kolonnen müssen für den Betrieb als Ionenaustauscherkolonnen geeignet sein. 

Soll das Harz in der Kolonne regeneriert werden, müssen alle erforderlichen Behälter, 

Leitungen, und Armaturen säure- und laugenfest ausgekleidet sein. In Abhängigkeit 

von der wahrscheinlichen Regenerationshäufigkeit und der Anzahl der Kolonnen 

ist es oft sinnvoll, das Harz für die Regeneration in eine spezielle Regenerierstufe 

auszuspülen und die Betriebskolonne nur für den Betrieb als Filteranlage mit der 

Möglichkeit einer Luft- und Wasserspülung auszurüsten. Die Filterdüsen müssen an 

die Harzkörnung angepasst sein. Zur Vermeidung von Harzaustrag in das Trinkwasser 

ist der Einbau eines Harzfängers (Spaltsieb) in die Sammelablaufleitung zwingend 

erforderlich. 

5.6.2.2 Bau und Betrieb 

Die Adsorberkolonnen müssen so konstruiert sein, dass eine Luftspülung möglich ist 

und dass eine Bettausdehnung von > 50 % erreicht werden kann. Die Spülgeschwindigkeiten 

sind produktabhängig und dem Datenblatt der Hersteller zu entnehmen. 

5.6.2.3 Regeneration und Konditionierung 

Die optimierte Verfahrensweise zur Regeneration und Konditionierung ist in 

Tab. 5.23 dargestellt.


Wenn mit dem Ionenaustauscherverfahren überwiegend Blei entfernt wird, ist zur 

Regeneration - anstelle von Salzsäure - eine stark verdünnte Salpetersäure einzusetzen, 

um die Bildung von schwerlöslichem Bleichlorid zu vermeiden. 

5.6.2.4 Ver- und Entsorgung 

Die Versorgung mit für die Regeneration geeigneten Säuren (Salzsäure) und Laugen 

(Kalkhydrat oder Kalkmilch, ggf. Natronlauge) ist vor einer endgültigen Entscheidung 

für die Verfahrenstechnik ebenso zu klären, wie potentielle Entsorgungswege. In Abhängigkeit 

vom Schwermetallanfall, den Entsorgungsmöglichkeiten und den Fähigkeiten 

des Bedienpersonals sind alle Entsorgungsmöglichkeiten von der Entsorgung 

eines stark schwermetallhaltigen Teilstroms über hydroxidischen, nicht entwässerten 

oder entwässerten Schwermetallschlamm (Kalkfällung) möglich. In den nicht entwässerten 

Schwermetallschlämmen können nach 24 h Sedimentationszeit erfahrungsgemäß 

Konzentrationen von etwa 10 bis 30 g/L Schwermetallhydroxid (ermittelt mit 

Nickelhydroxid) enthalten sein. Der Schlammanfall pro Regeneration errechnet sich 

dann aus der Beladung des Harzes in den Kolonnen. 

Tab. 5.23: Ablauf einer Regeneration mit anschließender „Batch-Konditionierung“ 

Schritt 

1 

Rückspülen 

Medium 

Konzentration 

Spezifisches 

Volumen 

A) Luft 

B) Wasser ca. 10 BV Auf 

Strömungsrichtung 


A) 50 m/h 

B) 10 m/h 

2 

Regeneration 

Salzsäure 

7,5 % 2 BV Ab 5 m/h 

3 

Spülen Wasser 4 BV Ab 5 m/h 

4 

Konditionierung 

5 

Klarspülen 

Kalkmilch 

20 % 0,35 BV - - 

A) Luft 

B) Wasser ca. 10 BV Auf 

A) 50 m/h 

B) 10 m/h 

Bemerkung 

Vorher Wasserspiegel 

absenken 

Vorher Wasserspiegel 

absenken 

KM von oben 

zugeben, 

Luftspülung, 

ca. 1 h einwirken 

lassen 

Bis pH < 10 

und Trübung 

o.k.


5.6.2.5 Spezifischer Durchsatz 

Umfangreiche Erfahrungen liegen vor für spezifische Durchsätze von 40 bis 70 BV/h 

bezogen auf einen Adsorber bei einen Reihenbetrieb von zwei Adsorbern (Karusselbetrieb; 

immer nur Regeneration der stärker beladenen vorderen Säule und Weiterbetrieb 

als neue hintere Säule) (STETTER et al., 2005). Beim Betrieb der gleichen 

Harzmenge in einer Säule für den gleichen Wasser-Volumenstrom werden spezifische 

Durchsätze von 20 bis 35 BV/h bei mindestens 1 bis maximal 2 m Schütthöhe 

empfohlen. Eine Filtergeschwindigkeit von 70 m/h bei 2 m Harzschütthöhe kann als 

Maximum angesehen werden, ist aber nur mit sehr klarem Zulauf-Wasser erreichbar. 

Niedrigere Investitionskosten durch geringere Harzvolumina haben aufgrund der vergleichsweise 

langsamen Austauschkinetik kürzere Laufzeiten und vor allem eine 

schlechtere Ausnutzung der Harzkapazität und damit signifikant höhere Regeneriermittelverbräuche 

zur Folge. Letztendlich ist deshalb immer eine Einzelfallbetrachtung 

erforderlich. 

5.6.2.6 Filtergeschwindigkeit 

Die Filtergeschwindigkeiten sollten zwischen 15 und 50 m/h liegen. Beim Betrieb mit 

sehr gering trübstoffhaltigem Wasser dürfen vorübergehend auch 70 m/h erreicht 

werden. Da Austauscher relativ geringe mittlere Korndurchmesser von 0,5 bis 0,7 

mm aufweisen, sind bei Trübungswerten über 0,5 – 1 NTU erfahrungsgemäß nur 

Filtergeschwindigkeiten von < 30 m/h sinnvoll, um die Anzahl der Spülungen in einem 

moderaten Rahmen zu halten. Bei halbtechnischen Untersuchungen von STETTER 

et al. (2005) hat eine Luft-Wasser-Spülung pro Woche zu einer tolerierbaren Verringerung 

der Laufzeit gegenüber dem Betrieb mit klarem Wasser um ca. 15 % geführt. 

5.6.2.7 Nutzbare Kapazität 

Die Totalkapazität des Ionenaustauschers liegt bei ca. 1,8 eq/L (Beispiel LEWATIT 

TP 207) für die Calciumform. Die nutzbare Kapazität hängt vom Zusammenspiel der 

wichtigsten Einflussfaktoren Zulaufkonzentration, spezifischem Durchsatz, Calciumkonzentration 

und tolerierte Ablauf-Konzentration ab. Bei einer tolerierten Ablaufkonzentration 

von 25 % des jeweiligen Grenzwertes des relevanten Schwermetalls haben 

sich nutzbare Kapazitäten von 0,5 bis max. 1 eq/L als erreichbar und wirtschaftlich 

sinnvoll erwiesen. Eine bessere Ausnutzung d. h. eine nutzbare Volumenkapazität 

von über 1 eq/L ist mit geringeren spezifischen Durchsätzen bei guten Randbedingungen 

zwar möglich, dürfte in der Regel aber aufgrund der erforderlichen höheren 

Harzmenge unwirtschaftlich sein. 

STETTER et al. (2005) ermittelten auf Basis von halbtechnischen Versuchen sowie 

Erfahrungswerten Orientierungswerte für die nutzbare Kapazität (Tab. 5.24).


Tab. 5.24: Orientierungswerte für die nutzbare Kapazität 

Nutzbare Kapazität 0,5 eq/L 1,0 eq/L 

Spezifische Durchsätze # BV/h 25 – 35 15 – 25 

SM-Zulaufkonzentrationen 10 -6 eq/L 3 – 6 1 – 2 

Tolerierte Ablaufkonzentrationen 10 -6 eq/L ca. < 1/20 c 0 SM,zu ca.< 1/10 c 0 SM,zu 

Calcium-Zulaufkonzentrationen mg/L ca. > 80 ca. < 50 

# Bezogen auf das gesamte Harzvolumen einer Straße 

Die Zulaufkonzentrationen spielen für die nutzbare Kapazität eine geringere Rolle als 

die spezifischen Durchsätze und die relative Ablaufkonzentration. 


5.6.3.1 Potentielle Störeinflüsse 

Grundsätzlich stören alle ungelösten Stoffe (Trübung) und die gelösten, die auf dem 

Ionenaustauscher ausfallen können (Eisen, Mangan) oder Bakterienwachstum forcieren 

(biologisch abbaubare organische Wasserinhaltsstoffe). Ein Betrieb mit leicht getrübtem 

Wasser (z. B. < 2 NTU) ist möglich, eine leichte Verringerung der Adsorberlaufzeit 

durch die häufigere Rückspülung ist dann zu tolerieren. Lässt die Trübstofffracht 

eine häufigere Rückspülung als wöchentlich erwarten, muss eine ggf. vorgeschaltete 

Filterstufe optimiert bzw. eine zusätzliche Filterstufe installiert werden. 

Starke Anstiege der Zulaufkonzentrationen der Schwermetall- oder Calciumkonzentration 

oder ein Absinken des pH-Wertes kann bei schon weit beladenen Adsorbern 

zu einem vorzeitigen Durchbruch führen. Hierzu ist bei der Auslegung unter Kenntnis 

der lokalen Randbedingungen eine Risikoanalyse durchzuführen. 

Sind im Zulauf starke Komplexbildner wie z. B. EDTA vorhanden, können die an diese 

gebundenen Schwermetallionen in der Regel nicht entfernt werden. 

5.6.3.2 Stillstand und Wiederinbetriebnahme 

In seiner Funktion als Ionenaustauscher kann ein Adsorber problemlos über Tage 

und Wochen außer Betrieb sein. Durch den Konzentrationsausgleich ins Innere der 

Harzkörner wird die Leistung sogar noch verbessert. Dennoch sollten insbesondere 

bei der Aufbereitung von noch leicht getrübtem Zulaufwasser die gleichen Vorsichtsmaßnahmen 

gelten wie beim Betrieb von Tiefenfiltern. Dazu zählt u. a. ein Erstfiltratabschlag 

nach über einer Woche Stillstand oder eine Rückspülung vor längerer Außerbetriebnahme 

zur Entfernung von Ablagerungen.



5.6.4.1 Messprogramm zur Auslegung 

Zur Dimensionierung der Anlage sollten nachstehende Parameter ermittelt werden: 

Schwermetalle (gelöst/ungelöst), Calcium, Magnesium, pH-Wert, Trübung, Eisen (gelöst/gesamt), 

Mangan (gelöst/gesamt), Aluminium, freies Chlor. Die Bandbreite der 

Konzentrationen sollte in etwa bekannt sein. 

5.6.4.2 Betriebsüberwachung 

Zur Betriebskontrolle sollte jede Kolonne mit einem Durchflussmessgerät und einem 

Differenzdruckmessgerät (alternativ 2 Manometer) ausgestattet sein. Die Erfassung 

der pro Kolonne aufbereiteten Wassermenge ist für die Festlegung des Regenerationszeitpunktes 

sehr wichtig, der Druckverlust für die Einleitung einer Spülung. Wenn 

aufgrund der Zulauf-Wasserqualität häufige Rückspülungen zu erwarten sind, ist ein 

Schauglas in der oberen Harzschicht sinnvoll, um Verbackungen erkennen zu können. 

Nach der Inbetriebnahme ist zunächst die Messung von Schwermetallen im behandelten 

Wasser im 14-Tages-Rhythmus zu empfehlen. Mit zunehmender Betriebserfahrung 

kann auf die Schwermetallanalytik dann weitgehend verzichtet werden, wenn 

stabile Konzentrationen im Zulauf vorliegen. 

Zur vor-Ort-Überprüfung stehen inzwischen Küvettentestverfahren für Cadmium (0 - 

80 µg/L), Blei (0 – 300 µg/L), Nickel (7 – 1000 µg/L) und Kupfer (2 - 210 µg/L) zur 

Verfügung. Eine Bestimmung von Nickel im Bereich von 10 µg/L wurde erfolgreich 

geprüft. Mit der Nutzung dieser Verfahren kann der Einsatz von Labor- 

Messverfahren weitgehend verringert und auf die Kontrolle mit vor-Ort-Messungen 

zurückgegriffen werden. Eine Bestimmung der Schwermetallkonzentrationen im behandelten 

Wasser mit einem Labor-Messverfahren sollte jedoch gelegentlich zusätzlich 

erfolgen. 

5.7 Oxidation 

5.7.1 Luft und Sauerstoff zur biologischen Ammoniumoxidation 

5.7.1.1 Einsatzbereiche 

Der Eintrag von Luft- bzw. Sauerstoff während der Wasseraufbereitung hat u. a. das 

Ziel, anorganische Wasserinhaltsstoffe wie beispielsweise Eisen(II)- bzw. Mangan(II)- 

Ionen, Methan, Schwefelwasserstoff oder Ammoniumionen zu oxidieren.


Im Ausland sind häufig Oberflächen- oder Grundwässer mit hohen Ammoniumgehalten 

(z. B. 10 mg/L) anzutreffen. Durch die biologische Ammoniumoxidation können 

Wässer entsprechend aufbereitet werden ohne auf die Ammoniumoxidation mit Chlor 

(Knickpunktchlorung) zurückgreifen zu müssen. 


Die biologische Ammoniumoxidation erfolgt in Schnellfiltern, denen oft eine Belüftung 

oder Sauerstoffbegasung vorgeschaltet ist. Ggf. kann auch eine Trockenfiltration, bei 

der mit dem Wasser Luft durch das Filterbett geführt wird eingesetzt werden. 

In den Filtern wird Ammonium durch bestimmte Bakterien, die Nitrifikanten, in zwei 

Stufen über Nitrit bis zu Nitrat oxidiert (Nitrifikation). Die Restkonzentration an Sauerstoff 

im Filterablauf sollte mindestens 2 mg/L betragen. Entsprechend dem Redoxpotenzial 

ist die Entfernung von Methan und Schwefelwasserstoff und eine Oxidation 

von Eisen(II)-Ionen Voraussetzung für die Funktion der biologischen Ammoniumoxidation. 

Die Ammoniumoxidation ist abhängig vom pH-Wert. Es liegen beispielhaft 

Untersuchungsergebnisse vor, nach denen eine Nitrifikation ihr Optimum bei pH 8 

erreicht und bei pH 6 zum Erliegen kommt. 

5.7.1.3 Besondere Hinweise bei der Anpassung im Ausland 

Nitrifikanten sind langsam wachsende, empfindliche Mikroorganismen. Problematisch 

kann daher die Aufbereitung von kalten Wässern sein. Halbtechnische Versuche von 

TRÄNCKNER et al. (2005) zeigten, dass bei Absenkung der Temperatur unter 10 °C 

die Umsatzrate um ca. 10-20 % pro Kelvin abnimmt. Zudem sind für die Ansiedlung 

von Nitrifikanten im Filter längere Zeiträume erforderlich. 

Die halbtechnischen Versuche belegten außerdem, dass auch bei Temperaturen von 

ca. 5 °C eine stabile Nitrifikation erreicht werden kann. Dazu muss der temperaturbedingte 

Rückgang der Nitrifikationsgeschwindigkeit durch Anzucht einer ausreichenden 

Nitrifikantenmenge, beispielsweise durch Animpfen oder präventive Ammoniumdosierung, 

kompensiert werden. Für das Animpfen wurde eine Methodik entwickelt, 

die im Einzelnen bei TRÄNCKNER et al. (2005) beschrieben ist. Die Methodik 

geht davon aus, dass bereits bei Einsetzen eines Temperaturrückganges oder einem 

starken Anstieg der Ammoniumkonzentration eine ausreichende Nitrifikationskapazität 

aufgebaut werden muss. Unterstützend bei der Nitrifikation kann insbesondere bei 

niedrigen Temperaturen eine Dosierung von Phosphat wirken. 

Auch bei einer Flockungsfiltration kann im Filter noch eine Nitrifikation erfolgen. Halbtechnische 

Versuche zeigten, dass beispielsweise bei 10-16 °C Wassertemperatur 

und einer Flockungsmitteldosis von 1 g/m³ Al die über Respirationsmessungen ermittelte 

biologische Aktivität lediglich um ca. 5 % abnahm. Erst bei einer Flockungsmitteldosis 

von 5 g/m³ Al war ein Rückgang der biologischen Aktivität um 25 % zu verzeichnen 

(TRÄNCKNER et al., 2005).


5.7.1.4 Überwachung 

Für die Überwachung der biologischen Ammoniumoxidation sind insbesondere folgende 

Parameter zu messen: 

- Wassertemperatur (Zulauf) 

- pH-Wert (Zulauf) 

- Ammoniumgehalt (Zu- und Ablauf) 

- Nitrit (Ablauf, während der Einarbeitungsphase) 

- Betriebsparameter des Filters (Durchsatz, Kontaktzeit usw.) 

5.7.2 Ozon 


Ozon kann zur Oxidation von Wasserinhaltsstoffen, zur Verbesserung der Trübstoffentfernung 

und zur Desinfektion eingesetzt werden. Der Einsatz von Ozon zur Desinfektion 

wird in Kap. 5.9 behandelt. 

Tab. 5.25: Einsatzgebiete von Ozon 

Einsatzgebiet 

Oxidation von 

Wasserinhaltsstoffen 

Verbesserung der 

Trübstoffentfernung 

Aufbereitungsziel 

- Entfernung von Geruchs-, Geschmacksstoffen 

- Entfärbung 

- Bildung biologisch leicht abbaubarer Stoffe 

- Entfernung polarer Spurenstoffe 

- Mikroflockung 

- Voroxidation vor einer Flockung zur Verbesserung 

der Koagulationseigenschaften von Partikeln 

Desinfektion - Abtötung von Mikroorganismen 


Hinweise zum Einsatz von Ozon bzw. zu Bau und Betrieb von Ozonanlagen geben 

die DVGW-Arbeitsblätter W 225 und W 625. Erheblichen Einfluss auf den erzielbaren 

Wirkungsgrad hat neben der Ozonerzeugung auch die Art und Weise der Einmischung 

von Ozongas in das Wasser. Die Dimensionierung der Ozonanlagen erfolgt 

meist auf Basis von Versuchen. Sofern Restozon im behandelten Wasser nicht wieder 

zurückgeführt werden kann, muss eine Abluftbehandlung zur Entfernung des O- 

zons erfolgen. 

Zur Oxidation von Wasserinhaltsstoffen wird im Trinkwasserbereich meist mit O- 

zondosen von 1-2 mg/mg O 3 /DOC gearbeitet. Zur Verbesserung der Trübstoffent-


fernung werden Dosierungen von meist deutlich unter 1 mg/mg O 3 /DOC angewendet. 

In diesem Fall führt eine weitere Erhöhung der Ozondosis zu keiner weiteren 

Verbesserung der Koagulationseigenschaften; es kann sogar zur Restabilisierung 

der Partikel kommen (MANIA und JEKEL, 2005). 

Ozon bildet mit organischen und anorganischen Wasserinhaltsstoffen unerwünschte 

und zum Teil toxische Nebenprodukte. Von Relevanz ist u.a. das toxisch wirkende 

Bromat, dessen Konzentration durch die WHO-Guidelines (2004) auf 10 µg/L begrenzt 

ist. Aus diesem Grund kann die Ozonung von stärker bromidhaltigen Wässern 

(> ca. 0,1 mg/L Bromid) nicht möglich sein. Durch Ozon entstehen außerdem biologisch 

abbaubare Verbindungen, die in nachfolgenden Aufbereitungsstufen wieder 

entfernt werden müssen, um Wiederverkeimungen bei der Verteilung zu vermeiden. 

Beim Umgang mit Ozon bzw. beim Betrieb von Ozonanlagen sind umfangreiche Sicherheitsmaßnahmen 

zu beachten. Dazu zählen u. a. Not-Aus-Schalter an ungefährdeter 

Stelle sowie eine Überwachung der Ozongehalte in Luft. 


Beim Betrieb von Ozonungsanlagen unter regionalen Bedingungen können im Vergleich 

zu den Betriebsbedingungen in Deutschland beispielsweise die in Tab. 5.26 

aufgeführten Unterschiede erwartet werden. 

Tab. 5.26: Auflistung von Ereignissen beim Betrieb von Ozonanlagen bei Anpassung 

an andere klimatische Bedingungen 

Ereignis 

- Zunehmender Aufwand für Kühlung des Generators mit steigender Temperatur 

- Zunehmender Aufwand für die Lufttrocknung in Gebieten mit hoher Luftfeuchtigkeit, 

ggf. bei unzureichender Lufttrocknung vermehrte Bildung nitroser Gase 

bzw. korrosiv wirkender Säuren 

- Abnehmende Sättigungskonzentration von Gasen in Wasser mit steigender 

Temperatur in Hinblick auf Gaseintrag sowie beim Ausgasen im Reaktionsbehälter 

- Zunehmende Reaktionsgeschwindigkeit und Ozonzehrung mit steigender Temperatur 


Zur Überwachung einer Ozonanlage sind mindestens folgende Messungen erforderlich:


- Volumenstrommessungen (Sauerstoff, Wasser) 

- Energieverbrauch 

- Ozon in Gas- und Wasserphase 

- Qualitätsparameter (z. B. DOC, SAK 254 nm, Trübung) 

5.7.3 Advanced Oxidation 

In Abhängigkeit von der Rohwasserbeschaffenheit kann es zielführend sein, verschiedene 

Oxidationsmittel kombiniert einzusetzen. Hierdurch kann eine weitergehende 

Oxidation erreicht werden. Der gemeinsame Einsatz von Ozon und Wasserstoffperoxid 

erscheint prinzipiell in der Trinkwassergewinnung sinnvoll. Großtechnische 

Erfahrungen in Deutschland liegen jedoch kaum vor. Die Kombination von 

UV-Bestrahlung und Wasserstoffperoxid hat in Deutschland in der kommunalen 

Trinkwassergewinnung keine Bedeutung. In anderen Bereichen, wie beispielsweise 

zur Sanierung von Altlasten sind jedoch entsprechende Anlagen im Einsatz. Die 

Kombination von Eisen(II)-salzen und Wasserstoffperoxid wird Sonderfällen vorbehalten 

bleiben. Auch hierzu liegen keine großtechnischen Erfahrungen vor. 

Zur Entfernung von natürlichen gelösten organischen Stoffen, die mittels DOC- 

Konzentration erfassbar sind, sind Oxidationsverfahren allein prinzipiell nicht geeignet. 

Hierzu sind Flockungsverfahren in der Regel effektiver. Allerdings kann eine 

Voroxidation den Effekt der Flockung bei der Entnahme von partikulären und gelösten 

Wasserinhaltsstoffen verbessern (Kap. 5.7.4). Oxidationsverfahren dienen im 

Wesentlichen der Entfernung von Spurenstoffen. 

5.7.3.1 Ozon und Wasserstoffperoxid 

Durch die Reaktion von Ozon und Wasserstoffperoxid werden OH-Radikale gebildet. 

Diese reagieren auch mit Schadstoffen, die einer Oxidation mit Ozon allein nicht zugänglich 

sind. Der optimale Einsatzbereich für die Kombination von Ozon und Wasserstoffperoxid 

liegt bei pH-Werten von 6-8. Das optimale Konzentrationsverhältnis 

beträgt ca. 1/0,4 mg/mg Ozon/Wasserstoffperoxid. 

OH-Radikale können von Wasserinhaltsstoffen, wie beispielsweise Carbonat- und 

Hydrogencarbonationen, abgefangen werden und stehen dann nicht mehr zur Oxidation 

zur Verfügung. Damit kann der Einsatz von Ozon/Wasserstoffperoxid in harten 

Wässern ggf. einen geringen Wirkungsgrad aufweisen. 

5.7.3.2 UV-Bestrahlung und Wasserstoffperoxid 

Eine weitere Möglichkeit, die für die Oxidation erforderlichen OH-Radikale zu erhalten, 

besteht in der UV-Bestrahlung von Wässern, denen Wasserstoffperoxid zudosiert 

wurde. Allerdings weisen gelöste organische Wasserinhaltsstoffe (Huminstoffe) 

im UV-Wellenlängenbereich eine starke Absorption auf. Damit muss zusätzlich Ener-


gie zugeführt werden, um die Spaltung des Wasserstoffperoxids zu bewirken. Dies 

führt insbesondere bei stärker huminstoffhaltigen Wässern zur Abnahme der Effizienz 

des Prozesses (DOLL et al., 2005). 

5.7.3.3 Eisen(II)-salze und Wasserstoffperoxid 

Wasserstoffperoxid kann seine optimale Oxidationswirkung auch in Gegenwart von 

Katalysatoren entfalten. Die Kombination von Wasserstoffperoxid und einem Eisen(II)-salz 

als Katalysator ist in der Chemie als Fentons Reagens bekannt. Mit Wasserstoffperoxid 

und Eisen(II)-salzen gelingt es unter speziellen Randbedingungen, im 

Wasser vorliegende Spurenstoffe zu oxidieren. Dabei wird Eisen(II) zu Eisen(III) oxidiert, 

mit dem Oxidationsprodukte bzw. vorhandene gelöste natürliche sowie partikuläre 

Wasserinhaltsstoffe geflockt werden. 

Auf Basis der Fenton-Reaktion lassen sich als optimale Reaktionsbedingungen ein 

pH-Wert von 3 und ein Verhältnis von Wasserstoffperoxid und Eisen(II)-Ionen von 

10 : 1 mol/mol ableiten. Natürliche Wässer weisen jedoch meist pH-Werte im Bereich 

5-8 auf. Daher untersuchte GILBERT (2005) im Labor- und im kleintechnischen 

Maßstab an Modellwässern (DOC-Konzentration 6-9 mg/L, Spurenstoffgehalte ca. 

50 µg/L) das Oxidationsvermögen bei entsprechenden pH-Werten. Es zeigte sich, 

dass ein pH-Wert von 5 nicht überschritten werden sollte. Eine Erhöhung des pH- 

Wertes auf 6 bis 7 verminderte selbst bei Verdoppelung der Oxidationsmitteldosis die 

Spurenstoffelimination um 50 %. Je nach Eigenschaft der zu entfernenden Spurenstoffe 

und der natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffe waren zur vollständigen 

Spurenstoffentfernung selbst bei einem pH-Wert von 5 relativ hohe Oxidationsmittelmengen 

erforderlich. Diese lagen bei den oben genannten Versuchen bei 13 – 20 

mg/L Wasserstoffperoxid und 22 – 33 mg/L Eisen(II)-salz. Ein vollständiger Abbau 

von Wasserstoffperoxid gelang zudem nur mit einem Verhältnis von Wasserstoffperoxid 

und Eisen(II)-salzen von 1:1 mol/mol. Außerdem konnte gezeigt werden, dass 

die Reihenfolge der Dosierung den Aufbereitungserfolg beeinflusst. Demnach sollten 

die Eisen(II)-salze erst nach der Wasserstoffperoxiddosierung eingetragen und zudem 

schnell (ca.


5.7.4 Kombinierte Verfahren 

Eine Voroxidation in Kombination mit einer Flockung kann mit folgenden Zielstellungen 

eingesetzt werden: 

- Verbesserung der Entnahme von Trübstoffen und gelösten organischen Stoffen 

durch Änderung der Flockungseigenschaften 

- Senkung des Flockungsmittelverbrauches ohne Verminderung des Wirkungsgrades 

- Kompensation einer infolge von Änderungen der Rohwasserbeschaffenheit hervorgerufenen 

Verschlechterung der Koagulationseigenschaften der Partikel, beispielsweise 

bei Algenmassenentwicklungen 

Zur Voroxidation können verschiedene Oxidationsmittel eingesetzt werden. Tab. 5.27 

zeigt eine Auswahl von Oxidationsmitteln und Beispiele von Wirkungsgraden, die in 

Labor- und kleintechnischen Versuchen erhalten wurden (MANIA und JEKEL, 2005). 

Die Kontaktzeiten sollten 5-15 min betragen. Der Effekt der Oxidationsmittel ist stark 

von der Rohwasserbeschaffenheit, insbesondere von der Art der vorliegenden Algen 

und der Struktur der gelösten organischen Wasserinhaltsstoffe abhängig. Vorversuche 

sind daher in allen Fällen erforderlich. 

In Deutschland wird zur Voroxidation meistens Ozon verwendet. Untersuchungen 

zeigten, dass auch bei hoch belasteten Wässern, die Trübungswerte von 100 NTU 

bzw. DOC-Konzentrationen von 15 mg/L DOC aufweisen, ein Effekt der Vorozonung 

nachweisbar ist. Kaliumpermanganat kann insbesondere bei algenreichen Wässern 

zu einer Verbesserung des Aufbereitungserfolges beitragen. Eine Überdosierung hat 

die Bildung von unlöslichem Mangandioxid sowie die Belastung nachfolgender Aufbereitungsstufen 

mit Manganionen zur Folge. Dies führt zu einer Trübungserhöhung 

und zu Problemen bei der Abtrennung. Peroxodisulfate zeigten bei Versuchen mit 

Modellwässern keinen Effekt in Hinblick auf eine verbesserte Trübstoffentnahme bei 

einer nachgeschalteten Flockung. Bei Rohwässern, deren Trübung im Wesentlichen 

durch anorganische Partikel verursacht ist, kann bei einer Flockung mit Eisen(III)- 

salzen eine simultane Oxidation mit Wasserstoffperoxid zu einer deutlich weitergehenden 

Trübstoffentfernung führen. Dabei ist das Wasserstoffperoxid nach der 

Dosierung des Flockungsmittels jedoch vor Zugabe eines Flockungshilfmittels bzw. 

vor der Ausbildung von Makroflocken einzumischen. In der Regel wird das dosierte 

Wasserstoffperoxid nicht vollständig verbraucht, so dass eine Entfernung in weiteren 

Aufbereitungsprozessen erforderlich ist.


Tab. 5.27: Oxidationsmittel zur Voroxidation in Kombination einer Flockung und Beispiele 

für erzielbare Trübstoffverminderungen (MANIA und JEKEL, 2005) 

Oxidationsmittel 

zur Voroxidation 

Empfohlene 

Dosierung 

in mg/L 

Nach Flockung erzielte 

Trübstoffverminderung, 

Modellwasser # in % 

Ozon 3 – 15 * 20 - 80 

Kaliumpermanganat < 1 - 2 < 10 

Peroxodisulfat - 0 

Wasserstoffperoxid 0,5 – 10 5 - 15 

Eisen(III)-salz und folgend 

Wasserstoffperoxid 

0,25 – 5 ** 10 - 35 

# Flusswasser (6-8 mg/L DOC, 4 – 10 NTU Trübung) 

* 0,5-1 mg/mg O 3 /DOC 

** 0,1-1 mg/mg H 2 O 2 /Fe 

5.8. Adsorption 

5.8.1 Aktivkohle 


Aktivkohle wird insbesondere zur Entfernung von mäßig polaren bis unpolaren Spurenstoffen 

einschließlich Geruchs- oder Geschmacksstoffen genutzt. Aktivkohle gewährleistet 

darüber hinaus eine gewisse Sicherheit beim unerwarteten Auftreten von 

Spurenstoffen, beispielsweise in Folge von Havarien. Mit der Adsorption von Spurenstoffen 

ist naturgemäß auch eine Entnahme von natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffen 

(Huminstoffen) verbunden (SONTHEIMER et al., 1988). Dies ist wegen 

der Wirkung der Huminstoffe als Präkursoren für die Desinfektionsnebenproduktbildung 

zwar ein positiver Effekt, der Einsatz von Aktivkohle mit dem alleinigen Ziel der 

Huminstoffentfernung sollte jedoch aus Kostengründen nur in Sonderfällen in Betracht 

gezogen werden. 

Aktivkohle wird als Kornkohle in Filtern verwendet oder als Pulverkohle dosiert. Ein 

Vorteil von Kornkohle besteht u. a. darin, dass beladene Kornkohle thermisch reaktiviert 

werden kann, während beladene Pulverkohle zu entsorgen ist. 

In der Regel sollten Kornkohlefilter nur mit voraufbereiteten Wässern beaufschlagt 

werden. Übermäßige Gehalte an Trübstoffen (z. B. > 1 NTU), Eisen bzw. Mangan 

(z. B. > 0,2 bzw. > 0,05 mg/L) oder an gelösten organischen Stoffen (z. B. > 3 mg/L 

DOC) können zu einem unwirtschaftlichen Aktivkohleverbrauch führen.



Angaben zum Aufbau und Betrieb von Aktivkohleanlagen enthält das DVGW- 

Arbeitsblatt W 239. 

Gekörnte Aktivkohle wird in offenen Filtern in Betonbauweise bzw. in geschlossenen 

Stahlfilterkesseln eingesetzt. Der Kontakt von Aktivkohle mit Metallen kann zu Korrosionsschäden 

führen. Daher werden Stahlfilterkessel innen durch Beschichtungen, 

wie beispielsweise durch eine Gummierung, einen Mehrfachanstrich bzw. eine Epoxidharzbeschichtung 

geschützt. Die Filtergeschwindigkeiten liegen üblicherweise 

zwischen 5 und 15 m/h, die Filterschichthöhen im Bereich von 1 bis 3 m. Die sich in 

Aktivkohlefiltern bei längeren Laufzeiten einstellenden biologischen Abbauvorgänge 

sind in der Regel erwünscht, da sie eine Verlängerung der Standzeit von Aktivkohlefiltern 

bewirken. Aktivkohlefilter werden selten, in der Regel in Abständen von mehreren 

Wochen, einer Spülung unterzogen. 

Neu angelieferte Aktivkohlen sowie Aktivkohlereaktivate müssen bestimmten Reinheitsanforderungen 

genügen. 

Die Eigenschaften der Aktivkohle erfordern es, verschiedene Sicherheitsmaßnahmen 

beim Umgang zu treffen. Beispielsweise entzieht Aktivkohle bei Lagerung in abgeschlossenen 

Räumen der Luft Sauerstoff, so dass für ausreichende Belüftung zu 

sorgen ist. Bei Lagerung und Transport von Pulverkohle besteht die Gefahr einer 

Staubexplosion. 


Tab. 5.28 stellt Ereignisse zusammen, die den Betrieb von Aktivkohlefilteranlagen 

nachteilig beeinflussen können. 

Aktivkohlen haben typenspezifische Eigenschaften, die u. a. vom Rohstoff und der 

Aktivierung abhängen. Die Qualität der Aktivkohle bzw. der Reaktivate beeinflusst 

den Aufbereitungserfolg. Im Vergleich zu Deutschland werden im Ausland häufig geringere 

Qualitätsforderungen an Aktivkohle gestellt. Es liegt jedoch im Interesse des 

Wasserwerksbetreibers, auch im Ausland Güteparameter der Aktivkohle vertraglich 

zu vereinbaren sowie Eingangskontrollen bzw. Labortests durchzuführen. Nachträgliche 

Reinigungen der Aktivkohle im Wasserwerk oder geringe Adsorptionsleistungen 

können die beim Einkauf realisierten Kostenvorteile überkompensieren. Entsprechende 

Hinweise zu Tests von Frischkohle befinden sich in DIN EN 12915 sowie im 

DVGW-Arbeitsblatt W 240. HAIST-GULDE (2002) entwickelte kostengünstige Tests 

für Reaktivate.


Tab. 5.28: Möglichkeiten für Störungen der Aktivkohlefiltration bei Anpassung an andere 


Ereignis 

Nach Einfüllen neuer Aktivkohle während 

der Inbetriebnahmephase: 

- in Abhängigkeit vom Kohletyp Anstieg 

oder Abnahme des pH-Wertes im Filtrat 

- Abgabe von unerwünschten anorganischen 

Stoffen (z. B. Arsen, Nitrit) 

- Besiedlung mit Invertebraten 

- Übermäßige biologische Aktivität in 

dessen Folge z. B. (1) Absinken des 

pH-Wertes im Filterablauf infolge 

Kohlendioxidproduktion (2) übermäßige 

Sauerstoffzehrung (3) reduzierende 

Verhältnisse dadurch H 2 S-, 

Geruchsbildung 

- Kurze Filterstandzeiten 

- Begünstigung der Korrosion 


- Eingangskontrolle der Aktivkohle 

- Ausreichende Wässerung vor Inbetriebnahme 

- Spülung 

- pH-Wert bei Ableitung von Erstfiltrat / 

Schlammwasser berücksichtigen 

(z. B. Fischsterben) 

- Verkürzung der Spülzyklen 

- Vorbehandlung 

- Vorbehandlung des Wassers 

- Erhöhung der Filtergeschwindigkeit 

- Verkürzung der Spülzyklen 

- Test der Qualität der Aktivkohle 

- Voraufbereitung des Wassers 

- Innenbeschichtungen 

- Längere Außerbetriebnahme befüllter 

Aktivkohlefilter vermeiden 

Mikroorganismen auf der Aktivkohle sind erwünscht, wenn diese Wasserinhaltsstoffe 

abbauen. Übermäßige biologische Aktivität, die bis zur Entwicklung höherer Organismen 

auf der Aktivkohle führen kann, ist jedoch unerwünscht. 

Wasserinhaltsstoffe konkurrieren um freie Adsorptionsplätze auf der Aktivkohle. Insofern 

können unzureichend aufbereitete Wässer die Filterstandzeiten stark verkürzen. 

Die Wirksamkeit der Aktivkohleadsorption wird auch von der Wassertemperatur beeinflusst. 

Bei niedrigen Wassertemperaturen ist eine verzögerte Adsorptionsgeschwindigkeit 

zu erwarten, wodurch es zu erhöhten Restkonzentrationen insbesondere 

bei niedrigen Kontaktzeiten kommen kann. Dieser Aspekt ist vor allem beim 

Einsatz von Pulverkohle zur Elimination von Spurenstoffen zu berücksichtigen. Der 

Einfluss der Temperatur auf die Adsorption ist in Abhängigkeit vom betrachteten Adsorptiv 

unterschiedlich zu bewerten. Beispielsweise zeigten SCHREIBER et al. 

(2005) für die Adsorption von natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffen, 

dass niedrige Wassertemperaturen (z. B. 5 °C) neben einer verschlechterten Adsorptionskinetik 

auch etwas geringere Gleichgewichtsbeladungen an Aktivkohle im Vergleich 

zu höheren Wassertemperaturen (z. B. 35 °C) bewirkten. Der Einfluss der


Wassertemperatur auf die Adsorption von natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffen 

ist jedoch eher von geringem Ausmaß und muss bei der Dimensionierung von 

Aktivkohlefiltern nicht separat berücksichtigt werden. Bei höheren Temperaturen in 

warmen Klimaregionen kann hingegen davon ausgegangen werden, dass kein negativer 

Effekt gegenüber den in Deutschland herrschenden Randbedingungen eintritt. 

Bezüglich der Entfernung von Spurenstoffen kann je nach der Art des betreffenden 

Stoffes bei einem Temperaturanstieg eine geringfügige Abnahme (z. B. Phenol) oder 

auch eine Zunahme (z. B. Atrazin) der Adsorption resultieren. Eine verbesserte Adsorption 

von Spurenstoffen bei erhöhter Temperatur kann insbesondere durch 

Wechselwirkungen mit natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffen (z. B. Komplexierung) 

hervorgerufen werden (SCHREIBER et al., 2005). Aufgrund der unterschiedlichen 

Auswirkung der Wassertemperatur auf die Adsorption von Spurenstoffen sollten 

daher entsprechende Voruntersuchungen zur Einschätzung der Adsorbierbarkeit 

vorhandener Störstoffe unter Verwendung des aufzubereitenden Rohwassers und 

bei den entsprechenden Temperaturbedingungen durchgeführt werden. 


Vor der Inbetriebnahme der Aktivkohlestufe müssen die zu entfernenden Spurenstoffe 

bekannt sein. Anschließend ist die Festlegung von Indikatorsubstanzen aus dem 

Spektrum der Spurenstoffe sinnvoll. Zweckmäßigerweise wählt man dazu diejenigen 

aus, die gemäß Voruntersuchungen bzw. aus Erfahrungen als schlecht adsorbierbar 

gelten. Mit Hilfe dieser Indikatorsubstanzen kann dann eine Abschätzung der Nutzungsdauer 

der Aktivkohle erfolgen. Die analytische Überwachung sollte den für das 

jeweilige Rohwasser charakteristischen Spurenstoffen angepasst werden. In einem 

Abstand von z. B. zwei Wochen können folgende Parameter jeweils vor und nach der 

Aktivkohlebehandlung ermittelt werden: 

- rohwasserspezifische Spurenstoffe, ggf. Beschränkung auf Indikatorsubstanzen 

- Gehalt an natürlichen organischen Stoffen (DOC-Konzentration und/oder 

SAK 254 nm) 

- pH-Wert 

- Sauerstoffgehalt 

- Sensorische Parameter (z. B. Geruch, Geschmack) 

Betriebsparameter wie beispielsweise Volumenstrommessungen (Filterdurchsatz) 

oder der Filterwiderstand über das gesamte Filterbett sollten täglich kontrolliert werden. 

Auch die Menge des Schlammwasseranfalls bei einer Spülung ist zu erfassen.


5.8.2 Alternative Adsorbentien 

Granuliertes Eisenhydroxid (GEH) wurde zur sorptiven Entfernung von Arsen entwickelt. 

Obwohl die Arsenadsorption an GEH durch natürliche organische Wasserinhaltsstoffe 

behindert wird, sind die erreichbaren Wirkungsgrade zur Adsorption von 

organischen Wasserinhaltsstoffen aus Oberflächenwässern gering. Zudem treten 

irreversible Kapazitätsverluste beim GEH bei Regeneration und Wiederbeladung auf. 

Der Einsatz von GEH zur Entfernung von organischen Wasserinhaltsstoffen ist daher 

nicht zielführend (MANIA und JEKEL, 2005). 

5.9 Desinfektion 

Unter regionalen Bedingungen ist die extensive Nutzung von Desinfektionsmitteln vor 

und während der Aufbereitung weit verbreitet. Eine Verminderung der Desinfektionsmitteldosis 

im Wasserwerk kann beispielsweise erreicht werden durch 

- Verzicht auf den Einsatz von Desinfektionsmitteln zur Oxidation 

- Weitergehende Entfernung von gelösten organischen und anorganischen sowie 

partikulären Wasserinhaltsstoffen (z. B. Flockung, (Flockungs-)Filtration) 

- gezielte Nutzung biologischer Prozesse zur Entfernung desinfektionsmittelzehrender 

Stoffe (z. B. Uferfiltration, biologische Ammoniumoxidation) 

- Wechsel des Desinfektionsverfahrens (z. B. Ersatz der Vordesinfektion mit Chlor 

durch Ozon) 

- standortangepasste Betriebsweisen (z. B. Abschattung zur Vermeidung von Algenwachstum 

in Aufbereitungsanlagen, Abdeckung im Freien aufgestellter offener 

Filter zur Verminderung von Keimeinträgen bzw. der Aufheizung) 

Bei der Aufbereitung von Oberflächenwasser sind für das aufbereitete Wasser vor 

der Desinfektion Trübungswerte < 0,2 NTU anzustreben, damit eine wirksame Desinfektion 

möglich ist. Der Wert der WHO-Trinkwasserleitlinie (2004) von 5 NTU ist hier 

kein Maßstab, auch nicht der Grenzwert der EU mit 1,0 NTU. 

Zur Desinfektion stehen die Desinfektionsmittel bzw. -verfahren wie sie in Deutschland 

eingesetzt werden und zusätzlich die Chloraminierung, bei der eine getrennte 

Dosierung von Chlor und Ammonium erfolgt, zur Verfügung (Tabelle 5.29). Bei jeder 

Desinfektion entstehen Nebenprodukte, deren Konzentrationen im Trinkwasser zum 

Teil auch in der WHO-Trinkwasserleitlinie (2004) aufgeführt sind. Darüber hinaus 

bilden sich biologisch leicht abbaubare Stoffe, die nach der Zehrung des Desinfektionsmittels 

z. B. in einzelnen Rohrnetzbereichen oder in Hauswasserspeichern die 

Wiederverkeimung des Wassers begünstigen. Praktisch ohne Nebenprodukte gelingt 

die Desinfektion mit UV-Niederdruckstrahlern. 

Grundsätzlich ist darauf hinzuweisen, dass eine einwandfreie mikrobiologische Beschaffenheit 

des Trinkwassers immer Vorrang vor der Einhaltung von Grenzwerten


für Desinfektionsnebenprodukte hat. Diese Aussage ist auch durch die WHO- 

Trinkwasserleitlinie (2004b) gedeckt. 

Die abschließende Desinfektion mit Mitteln auf Chlorbasis wird unter regionalen Bedingungen 

weiterhin bedeutsam bleiben. Chlorgas bzw. Hypochlorit hat sich in vielen 

Regionen bewährt. Sofern am Chloraminverfahren festgehalten wird, kann im Wasserwerk 

ggf. eine getrennte Dosierung von Chlor und Ammonium, beispielsweise vor 

bzw. nach dem Reinwasserbehälter, sinnvoll sein, um zunächst die Desinfektionswirkung 

des Chlors zu nutzen. 

Chlordioxid bietet sich insbesondere für gering desinfektionsmittelzehrende Wässer 

an. 

Ozon bzw. UV-Bestrahlung können ggf. zur Vordesinfektion in Betracht kommen, da 

im Rohrnetz in vielen Regionen ein Mindestgehalt an Desinfektionsmitteln auf Chlorbasis 

aufrecht zu erhalten ist. 

Um eine ordnungsgemäße Desinfektion sicherzustellen, sollten auch unter regionalen 

Bedingungen nur geprüfte UV-Anlagen eingesetzt und die entsprechenden technischen 

Regeln (z. B. DVGW W 294) beachtet werden. Auf den Einsatz der UV- 

Bestrahlung zur Inaktivierung von Cryptosporidium, Giardia Cysten und Oocysten 

werden Patentansprüche erhoben (U.S. Patent Numbers 6,129,893 und 6,565,803, 

CALGON CARBON Corp. (2004)). Das Patent zielt vermutlich nur auf den Einsatz 

von Mitteldruckstrahlern, jedoch sollte die Rechtssituation unter den konkreten Bedingungen 

geprüft werden, um Patentverletzungen zu vermeiden. 

Beispiele für Störungen von Desinfektionsverfahren wie sie unter regionalen Bedingungen 

auftreten können sind in Tab. 5.30 zusammengestellt.


Tab. 5.29: Anwendungsgebiete für Desinfektionsmittel und –verfahren, WHO- 

Grenzwerte (2004) in Klammern 

Chlor 

bzw. 

Hypochlorite 

Chloramin 

Chlordioxid 

Ozon 

UV- 

Bestrahlung 

Einschränkungen 

bei der Anwendung 

- i.d.R. für Wässer mit pH < 8 

- Desinfektionsnebenproduktbildung 

insbesondere bei Wässern 

mit hohem DOC- und Bromidgehalt 

- WHO-Grenzwert 5 mg/L Chlor 

- Relativ hohe Desinfektionsmittelkonzentrationen 

bzw. - 

kontaktzeiten erforderlich 

- WHO-Grenzwert 

3 mg/L Monochloramin 

- Anorganische und organische 

Nebenprodukte 

- Chlordioxiddosis beschränkt 

Grenzwert für Chlorit 

- Nicht zur Abschlussdesinfektion 

- Wenig geeignet für stark 

bromidhaltige Wässer 

(ca. > 0,1 mg/L) 

- für Wässer mit geringem Gehalt 

an störenden Wasserinhaltsstoffen 

(DVGW W 294) 

- Keine Nachwirkung im Netz, 

daher oft Einsatz eines weiteres 

Desinfektionsmittels erforderlich 

- Teilweise Patentansprüche 

Nebenprodukte 

WHO-Leitwerte (2004) in µg/L 

- THM 

Bromoform (100) 

Dibromchlormethan (100) 

Bromdichlormethan (60) 

Chloroform (200) 

- Chlorat (bei Hypochlorit) (700) 

- Weitere Regulierungen durch 

WHO: z. B. Halogenierte Essigsäuren, 

Nitrile; Chlorphenole... 

- z. B. Cyanochlorid (70 als CN) 

- In Netzbereichen: Nitrifikation 

von Ammonium, ggf. Bildung 

von Nitrit (3000) 

- Chlorit (700) 

- Chlorat (700) 

- z. B. Bromat (10), Formaldehyd 

(900) 

- bei hohen Nitratwerten besonders 

bei Mitteldruckstrahlern: 

Nitrit (3000)


Tab. 5.30: Beispiele für typische Störungen von Desinfektionsverfahren und Gegenmaßnahmen 

Störung 

Trübung > 0,1-0,2 NTU 

Mit Abnahme der Temperatur Anstieg 

der zur Desinfektion erforderlichen Dosen 

bzw. Kontaktzeiten (EPA (2003)) 

Bei Chlor: Mit steigendem pH-Wert abnehmende 

Desinfektionswirkung 

Bei Chlor: Geruchs- und Geschmacksbeeinträchtigung 

z. B. durch Chlorphenolbildung 

Bei UV-Anlagen: Desinfektionsmittelzehrung 

bzw. Belagbildung auf Strahlerschutzrohren 

durch anorganische Ionen 

und natürliche organische Stoffe 


- Verbesserung der Trübstoffentnahme 

- Erhöhung Desinfektionsmitteldosis 

im Ausnahmefall 

- Erhöhung Dosis bzw. Kontaktzeit 

- Erhöhung Dosis bzw. Kontaktzeit 

- Einstellung pH-Wert 

- Wechsel des Desinfektionsmittels 

- Wechsel des Desinfektionsmittels 

- Präkursoren (Lokalisierung, Vermeidung 

des Eintrages, Entfernung) 

- Entfernung der Störsubstanzen durch 

geeignete Vorbehandlung 

5.10 Zusammenfassende Bewertung 

5.10.1 Entwicklungsstandard 

Die Bewertung eines Verfahrens im Hinblick auf eine erwünschte Reinigungsleistung 

zur Erreichung einer geforderten Wasserqualität erfolgt zunächst unter den in 

Deutschland üblichen Kriterien. Dabei gilt im Ausland ebenso wie in Deutschland, 

dass die Auslegung der Anlagenkapazität basierend auf Verbrauchszahlen entscheidend 

für die Höhe der Gesamtkosten ist. Darüber hinaus spielt die Einordnung in Kategorien 

wie Stand der Technik, allgemein anerkannte Regeln der Technik, Verhältnismäßigkeit 

der Technik u. ä. eine Rolle. Da diese Definitionen nicht exakt zu fassen 

sind, finden sich in Deutschland eine Reihe von Verwaltungsvorschriften, die das erforderliche 

Technikniveau einordnen, um die Zielsetzungen des Einsatzes der jeweiligen 

Technik bei gleichzeitigem Schutz der Umwelt zu ermöglichen. 

Zur Berücksichtigung lokaler Rahmenbedingungen für den Einsatz im Ausland ist 

insbesondere der in dem jeweiligen Land gegebene Stand der Technik wichtig. Allerdings 

ist dieser Begriff noch weniger exakt zu fassen, insbesondere in den weniger 

entwickelten Ländern. Um eine gewisse Einordnung zu ermöglichen, wird davon


ausgegangen, dass das mögliche und notwendige Technikniveau dem Entwicklungsstandard 

bzw. der Wirtschaftskraft eines Landes entspricht. 

Bei der Auslegung und beim Bau von Anlagen müssen zusätzliche lokale Aspekte 

berücksichtigt werden wie z. B. Bevölkerungsentwicklung, täglicher Wasserbedarf 

(Mittel und Spitzenwerte), Rohwasserqualität und erforderliche Vorbehandlung, Lage 

der Rohwasserentnahmestelle sowie Topographie und Bodenbeschaffenheit zur 

Auswahl des Standorts der Aufbereitungsanlage. 

5.10.2 Spezielle natürliche bzw. technische Randbedingungen 

Im außereuropäischen Ausland wird oft auf Oberflächenwasser als Rohwasser für 

die Trinkwassergewinnung zurückgegriffen. In der Regel wird dabei ein mit Deutschland 

vergleichbarer Einzugsgebietsschutz nicht angetroffen. Für den jeweiligen Einzelfall 

sollten daher verstärkt rohwasserseitig zu erwartende Risiken, die durch die 

Aufbereitung zu beherrschen sind, analysiert werden. Belastungen können sowohl 

natürlich (z. B. Regenperioden, Abschwemmungen) als auch anthropogen (z. B. fehlende 

bzw. unzureichende Abwasserbehandlung, Landwirtschaft bzw. Fischzucht, 

Havarien) bedingt sein. 

Versuche im Labor- und Pilotmaßstab haben Erfahrungen im Ausland bestätigt, dass 

sich deutlich höhere bzw. tiefere Wassertemperaturen (z. B. über 25 °C oder unter 

5°C) als der in Deutschland anzutreffende Normalbereich im Wasserwerk auf verschiedene 

Aufbereitungsprozesse auswirken, so dass unterschiedliche Leistungsmerkmale 

eines Wasserwerkes im Vergleich zu Mitteleuropa erwartet werden. 

Wie in Kap. 4 dargestellt, ist insbesondere die Viskosität des Wassers temperaturabhängig, 

je höher die Temperatur, desto niedriger die Viskosität. Diese wiederum beeinflusst 

die Absetzgeschwindigkeit von Partikeln sowie den Energiebedarf für das 

Einmischen von Flockungsmitteln. Höhere Wassertemperaturen (>15 °C) wirken sich 

zwar oft begünstigend auf verschiedene Aufbereitungsprozesse aus. Dazu zählt u. a. 

eine Verbesserung der 

- Flockenbildung 

- Regeneration von Ionenaustauschern 

- Permeabilität von Niederdruckmembranen 

- NOM-Adsorption und Adsorption von Spurenstoffadsorption in Gegenwart von 

NOM 

Aus Sicht der Wasserqualität, der Wasserverteilung und der Akzeptanz durch 

Verbraucher sind erhöhte Wassertemperaturen jedoch eindeutig negativ zu bewerten. 

Im Umkehrschluss verhalten sich Wässer mit niedrigen Temperaturen (z. B. < 5 °C) 

bei der Aufbereitung besonderes problematisch. Dies kann führen zu


- einer Abnahme der Absetz- und Filtergeschwindigkeiten 

- einer Zunahme der chemischen und insbesondere biochemischen Reaktionszeiten 

- einer Abnahme der Effizienz von Desinfektionsmitteln 

- einer Verschlechterung der Flockung und der Permeabilität bei Einsatz von Niederdruckmembranen 

- erhöhter Energieaufwand beim Pumpen (z. B. Spülung) 

5.10.3 Technische Bewertung der modifizierten Verfahren 

Nachstehend werden in Deutschland bewährten Aufbereitungsverfahren dahingehend 

bewertet, inwieweit eine Anwendbarkeit auch unter speziellen Randbedingungen 

möglich wird bzw. wann verbesserte Leistungen zu erwarten sind. 

Langsamfilter mit geschlossenem Boden sowie Infiltrationsbecken mit nachgeschalteter 

Bodenpassage können in Entwicklungs- und Schwellenländern nicht nur für 

Kleinanlagen in ländlichen Gebieten eine Aufbereitungsalternative darstellen, sondern 

auch für größere Städte. Voraussetzung ist allerdings wegen des Flächenbedarfs 

ausreichend und rechtzeitig verfügbares Gelände. Einschränkend ist darauf 

hinzuweisen, dass durch Langsamfiltration in der Regel ohne Vorbehandlung lediglich 

trübstoffarme und mikrobiologisch geringer belastete Wässer behandelt werden 

sollten. Allerdings lassen sich durch unterschiedliche Auflagematerialien betriebliche 

Verbesserungen (längere Standzeit, Algenreduktion) erreichen. Der betriebliche Aufwand 

ist begrenzt, so dass auch lokales Personal mit geringerer Qualifikation einsetzbar 

ist. 

Bei der Uferfiltration besitzt Deutschland die im internationalen Vergleich langjährigsten 

Erfahrungen. Seit weit über 100 Jahren wird die Uferfiltration in Deutschland 

bewusst eingesetzt und untersucht. Über den Bau der Brunnen, die Reinigungsleistung 

der Untergrundpassage, das Langzeitverhalten der Filtrationsstrecken und über 

Änderungen der Wasserqualität liegen zahlreiche Untersuchungsergebnisse vor. Die 

Uferfiltration ist eine Technologie, die (noch zu) wenig eingesetzt wird. Gerade die 

deutschen Erfahrungen, sowohl im wissenschaftlichen Kontext als auch in der praktischen 

Ausführung, erlauben einen zielgerichteten Einsatz im Ausland trotz unterschiedlicher 

klimatischer und hydrogeologischer Bedingungen. Die Uferfiltration sollte 

als natürliches Verfahren in ihrer Bedeutung zunehmen. Für deren Einführung im 

Ausland wurde eine Reihe von ingenieurtechnischen Hilfsmitteln entwickelt. 

Die Verfahrenskombination Flockung, Sedimentation und Filtration ist das Standardverfahren 

in vielen Ländern bei der Aufbereitung von Oberflächenwässern, so 

dass gewisse Kenntnisse des Betriebsablaufs mit unterschiedlichsten Randbedingungen 

vorliegen. Wichtige Zielsetzungen bei der Projektierung sind eine optimale 

hydraulische und dosierungstechnische Konzeption der Hilfsmittelzugabe zur Flockenbildung, 

Minimierung des Spülwasserbedarfes, Optimierung der Schlammwas-


serentsorgung sowie eine an lokale Standards angepasste MSR-Technik. Hier können 

Detailverbesserungen Wettbewerbsvorteile ergeben. 

Neben der konventionellen Aufbereitung durch Flockung und Filtration kann die Mikro- 

oder Ultrafiltration zur Trübstoffentfernung eine alternative Technologie darstellen. 

Sie können einerseits zur Aufbereitung gering trübstoffhaltiger Rohwässer ohne 

Vorbehandlung oder stark trübstoffhaltiger Rohwässer nach konventioneller Vorbehandlung 

eingesetzt werden. Andererseits ist eine direkte Beaufschlagung der 

Membranen mit trübstoffhaltigen Rohwässern unter Zusatz von Flockungsmitteln e- 

ventuell möglich, wobei eine zusätzliche Entfernung von gelösten organischen Stoffen 

erreicht wird. Die hydraulische Beanspruchung von Algenzellen bei der Niederdruckmembranfiltration 

bewirkt keine praktisch relevante Freisetzung von Algentoxinen. 

Demzufolge kann die Mikro- und Ultrafiltration auch zur Behandlung eutropher 

Rohwässer eingesetzt werden. Voraussetzung für eine nachhaltige Anwendung dieser 

Technologie ist das Vorhandensein einer entsprechenden Infrastruktur für Wartung 

und Unterhaltung. 

Die Schwermetallentfernung mit Ionenaustauschern ist insbesondere für gering 

trübstoffhaltige Wässer (z. B. < 0,2 NTU geeignet. Kurzzeitig höhere Trübungswerte 

(z. B. 2 NTU) führen zu einer höheren Spülfrequenz und ggf. zu einem geringen 

Schlupf von Schwermetallionen. Die Kapazität der Ionenaustauscher wird durch das 

trübstoffhaltige Wasser hingegen kaum vermindert. Bei Vorliegen schwermetallhaltiger 

Wässer kann der Ionenaustausch im Vergleich zu anderen Möglichkeiten der 

Aufbereitung wie beispielsweise die Flockung eine Alternative darstellen. 

Insbesondere bei Einsatz in unbekannten Wässern ist die mit Oxidationsverfahren 

verbundene Nebenproduktbildung sowie die Entfernung von Restgehalten zu berücksichtigen. 

Die Kombination von Wasserstoffperoxid und UV-Strahlung hat sich 

als energieintensives Verfahren erwiesen. Trotz anders lautender Literaturergebnisse 

wurde die Voroxidation mit Kaliumpermanganat zur Verbesserung des Wirkungsgrades 

der Flockung zur Trübstoffentfernung als nicht zielführend eingestuft. Wichtige 

Planungskriterien sind die Betriebssicherheit des Prozesses sowie die notwendige 

Qualifikation des verantwortlichen Personals. 

Die Schwächen der biologischen Ammoniumoxidation in kalten Wässern können 

durch verschiedene Abhilfemaßnahmen abgemindert werden. Bei Wassertemperaturen 

< 5 °C sind jedoch sehr lange Einarbeitungszeiten (Wochen bis Monate) erforderlich, 

um eine erhöhte Ammoniumbelastung zu eliminieren. Dies kann die Einsetzbarkeit 

des Verfahrens in Frage stellen. 

Aktivkohlen sollten prinzipiell nur mit gering trübstoffhaltigen Wässern (z. B. 

< 0,2 NTU) beaufschlagt werden. Der Einfluss der Wassertemperatur auf die Adsorption 

von natürlichen organischen Wasserinhaltsstoffen ist eher von geringem Ausmaß. 

Hohe DOC-Konzentrationen im aufzubereitenden Wasser können die Adsorptionskapazität 

der Aktivkohle für Spurenstoffe einschränken, sie sollten daher vor der


Adsorption durch andere Verfahren soweit wie möglich vermindert werden. Obwohl 

granuliertes Eisenhydroxid sehr wirkungsvoll zur Entfernung von Arsen eingesetzt 

werden kann, ist der Wirkungsgrad bei der Entfernung gelöster organischer Stoffe 

nur gering. 

Die Desinfektion des Trinkwassers ist in allen Ländern das wichtigste und am häufigsten 

angewandte Verfahren zur Aufbereitung. In der Regel wird im Ausland von 

nationalen gesetzlichen Vorschriften eine Desinfektion und die Einspeisung eines 

Wassers mit freiem Desinfektionsmittel in das Verteilungssystem gefordert; dies ist in 

Anbetracht von oft nicht optimalen Zuständen im Verteilungsnetz auch erforderlich. 

Da ein Restchlorgehalt am Wasserhahn gefordert wird, sind entsprechende Desinfektionsmittel 

mit Depotwirkung auch nach Optimierung der Aufbereitung als finale 

Sicherheitsstufe erforderlich. Vorsicht ist allerdings auch vor einer Überdosierung auf 

Grund der Desinfektionsnebenproduktbildung sowie möglicherweise Reklamationen 

der Verbraucher in Hinblick auf Geruch und Geschmack geboten. 

5.10.4 Technische Anwendbarkeit der Verfahren im Ausland 

Bei der Beurteilung eines Verfahrens über dessen Anwendbarkeit im Ausland können 

folgende Kriterien (GRIEB, 2005) herangezogen werden: 

- Bautechnik: Anforderungen an Topographie und Bauausführung, Notwendigkeit 

aufwendiger Sonderkonstruktionen 

- Elektromechanik: Aufwand an MSR-Technik, Standard- oder Sonderausführungen, 

Robustheit bzw. Funktionssicherheit der Ausrüstung 

- Verfahrenssicherheit: Sensitivität gegenüber hydraulischen Schwankungen und 

Schwankungen von Schadstoffkonzentrationen, Betriebssicherheit, Prozessstabilität 

- Betrieb und Wartung: Zeitaufwand für Überwachungs- und Wartungsaktivitäten, 

technischer Aufwand zur Kontrolle (Ausrüstung, etc.), fachliche Anforderung an 

das Betriebspersonal 

- Personal: Qualifikation, Erfahrung und Motivation des Leitungs- und Betriebspersonals 

- Energie: Empfindlichkeit des Prozesses bei schwankender oder mangelhafter 

Energieversorgung 

- Aufbereitungsstoffe: Verfügbarkeit von Aufbereitungsstoffen 

- Wasserwerksrückstände: Menge und Beschaffenheit von Schlämmen und Möglichkeiten 

zu deren Verwertung bzw. Entsorgung 

- Dauerhaftigkeit: Erwartete Nutzungsdauer der Anlagenkomponenten 

Bei der Beurteilung der grundsätzlichen Anwendbarkeit der Verfahren aus technischer 

Sicht in einem Land müssen die landesspezifischen Bedingungen hinsichtlich 

Infrastruktur, Verfügbarkeit etc., berücksichtigt werden. Tabelle 5.31 gibt dementsprechend 

Anhaltspunkte über den Aufwand bei Einsatz von Aufbereitungsverfahren 

im Ausland (GRIEB, 2005). Eine pauschalierte Festlegung ist nicht in jedem Falle


möglich; eine Entscheidung muss gegebenenfalls erst auf der Basis genauerer Informationen 

aus dem entsprechenden Umfeld getroffen werden. Die Ergebnistabelle 

stellt zudem einen Momentanzustand dar, da der Entwicklungsstand eines Landes im 

Regelfall nicht statisch ist, und auch die technischen Verfahren weiterentwickelt werden. 

So wird sich die Verfügbarkeit von Verfahren in einem heute weniger entwickelten 

Umfeld tendenziell auf längere Sicht so darstellen, wie sie sich gegenwärtig in 

einem höheren Umfeld vorliegt. 

Tab. 5.31: Prinzipielle Eignung von Aufbereitungsverfahren im Ausland 

Verfahren Teilverfahren IL SL EL 

Uferfiltration +++ ++ + 

Langsamfiltration 

Flockung, 

Sedimentation 

Langsamfilter 

Infiltrationsbecken 

+++ +++ +++ 

+++ +++ +++ 

Schnellfiltration +++ +++ +++ 

Filtration 

Biofiltration +++ ++ ++ 

Mikro-/Ultrafiltration +++ + + 

Ionenaustausch +++ + + 

Luft/Sauerstoff +++ +++ + 

Oxidation 

Ozon +++ + + 

H 2 O 2 /Fe + + + 

Adsorption 

Kornkohle +++ ++ + 

Pulverkohle +++ ++ ++ 

Desinfektion 

mit 

+++ +++ +++ 

Restkonzentration 

ohne 

++ i.d.R. keine Anwendung 

Restkonzentration 

IL Industrieländer 

SL Schwellenländer 

EL Entwicklungsländer 

+++ Weniger Aufwand bzw. Stand der Technik 

++ Mäßiger Aufwand bzw. noch nicht häufig eingesetzt 

+ Höherer Aufwand bzw. Verfügbarkeit nur in Einzelfällen 

Die Übertragbarkeit der Verfahren in andere Industrieländer stellt abgesehen von der 

Berücksichtigung eventueller klimatischer Unterschiede kein grundsätzliches Problem 

dar, da von einem nahezu gleichwertigen technologischen Standard und Aufbereitungszielen 

auszugehen ist. Für Schwellen- und Entwicklungsländer, insbesondere 

auch aufgrund der Tatsache, dass einige Aufbereitungsverfahren dort bisher keine 

oder nur geringe Anwendung gefunden haben, gilt dies nicht oder nur eingeschränkt. 

Gerade auch Begriffe wie allgemein anerkannte Regeln der Technik oder Stand der


Technik sind nicht direkt zu übertragen, sondern in jedem Land muss die Anwendbarkeit 

eines Verfahrens überprüft werden, auch wenn es bislang nicht oder kaum 

angewendet wurde. 

Modulare Aufbereitungskonzepte gestatten es zudem, die Aufbereitung stufenweise 

auszubauen und sollten daher insbesondere in Schwellen- und Entwicklungsländern 

auf Interesse stoßen.


6 Anpassung und Optimierung der Betriebsbedingungen und 

Technologien zur Trinkwasserverteilung für extreme Randbedingungen 

6.1 Rohrnetzmanagement 

6.1.1 Verteilung von Trinkwasser mit Desinfektionsmittelrestkonzentration 

Im Ausland wird Trinkwasser meist mit Desinfektionsmittelrestkonzentrationen bis 

zum Verbraucher verteilt. Das Aufrechterhalten einer Mindestkonzentration an freiem 

Desinfektionsmittel bei der Verteilung kann in einigen Ländern auch gesetzlich gefordert 

sein. Dabei ist zu berücksichtigen, dass insbesondere in außereuropäischen 

Ländern im Vergleich zu Deutschland Unterschiede bei Rohwasserschutz, Trinkwasseraufbereitung, 

Verteilung sowie beim Klima bestehen. Für die Erfordernis von Desinfektionsmittelrestkonzentrationen 

sprechen nach Ansicht vieler ausländischer Versorgungsunternehmen 

und Behörden folgende Gründe: 

- Aufrechterhaltung der Desinfektionswirkung bei Verunreinigungen von außen 

- Signalwirkung bei Fehlen von Chlor über Vorliegen einer Beeinträchtigung der 

Wasserbeschaffenheit durch Kontamination von außerhalb des Rohrnetzes 

- Verhinderung des Wachstums bzw. Abtötung von Krankheitserregern in Biofilmen 

- Verhinderung der Aufkeimung 

Die Voraussetzungen für eine mikrobiologisch einwandfreie Trinkwasserbeschaffenheit 

werden bereits bei der Rohwasserfassung gelegt. Hierzu zählt der Schutz und 

die Auswahl geeigneter Rohwasservorkommen. Beispielsweise können bevorzugt 

geeignete Grundwasservorkommen genutzt, Talsperren mit Vorsperren versehen 

oder die Reinigungsleistung der Bodenpassage und Uferfiltration zur Flusswasseraufbereitung 

genutzt werden. Ein weiterer wesentlicher Punkt ist die weitgehende 

Partikelelimination während der Aufbereitung. Bei der Nutzung von Oberflächenwässern 

sind Trübungswerte von 0,1 bis 0,2 NTU im Reinwasser anzustreben. Entfernt 

werden müssen Stoffe, die als Nährstoffe für Mikroorganismen dienen (z. B. Ammonium, 

Schwefelwasserstoff, Methan, leicht abbaubare organische Stoffe) oder Substanzen, 

die im Rohrnetz sedimentieren bzw. Inkrustationen bilden (z. B. Trübstoffe, 

Eisen, Mangan). Bei mikrobiologisch belasteten Rohwässern beinhaltet die Aufbereitung 

immer eine Desinfektion. Bei Forderung eines Desinfektionsmittelrestgehaltes 

entsprechend den jeweiligen länderspezifischen Vorgaben ist die Desinfektion i.d.R. 

als letzte Stufe angeordnet. 

In vielen Ländern wird Oberflächenwasser aus Flüssen und Talsperren bzw. Quellwasser 

genutzt. Bei Flusswasser kann es in Folge von Regenereignissen zu erheblichen 

Trübungsschwankungen kommen, so dass unter regionalen Bedingungen bei 

nicht optimierten Wasseraufbereitungsanlagen eine sichere Trübstoffeliminierung 

nicht immer gegeben ist. In diesen Anlagen ist es zum Teil Praxis, dass die hygienische 

Sicherheit durch die Desinfektion gewährleistet werden soll. Dies ist nach den in

Trinkwasserverteilung 142 

Deutschland vorherrschenden Kenntnissen nicht möglich, da an Trübstoffen angelagerte 

bzw. eingeschlossene Krankheitserreger selbst bei erhöhten Desinfektionsmittelkonzentrationen 

nicht sicher abgetötet werden können. Desinfektionsmittelrestkonzentrationen 

stellen unter diesen Bedingungen lediglich eine Risikominimierung dar. 

Insbesondere in Ländern mit geringem BIP kann der Versorgungsdruck im gesamten 

System häufig nicht konstant aufrechterhalten werden. Beispielsweise kann ein hoher 

Wasserverbrauch als Folge von Rohrnetzbrüchen oder Wassermangel zu Versorgungsunterbrechungen 

führen. Sowohl beim Leerlaufen als auch bei der Wiederbefüllung 

von Leitungen kann es zum Eindringen von Verunreinigungen in das Leitungssystem 

kommen. Hier soll eine Desinfektionsmittelrestkonzentration zur Risikominimierung 

beitragen. 

Unter regionalen Bedingungen können in Systemen, die mit einem ausreichenden 

Druck betrieben werden, Rohrbrüche auftreten. Dies ist insbesondere die Folge einer 

nicht ordnungsgemäßen Rohrverlegung bzw. Rohrnetzinstandsetzung. Aus diesem 

Grunde sind ggf. in Erwägung zu ziehende Druckerhöhungen zur Verminderung des 

Eintrags von Verunreinigungen immer auf den Zustand des Netzes abzustimmen. 

6.1.2 Verteilung von desinfizierten Trinkwasser ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration 

Trinkwasser wird in einigen Ländern Mitteleuropas (z. B. Deutschland, Österreich, 

Schweiz, Niederlande) ohne Restgehalte an freiem Desinfektionsmittel verteilt. Entweder 

wird bei Verwendung von geschützten Grundwässern keine Desinfektion 

durchgeführt oder das Desinfektionsmittel wird zeitweise zur Desinfektion am Wasserwerksausgang 

eingesetzt. Die Dosis ist dabei so niedrig, dass in der Regel beim 

Verbraucher keine Restkonzentrationen mehr nachweisbar sind. Der Vorteil eines 

Betriebes ohne Desinfektionsmittelrestkonzentrationen besteht in vergleichsweise 

niedrigen Gehalten an Desinfektionsnebenprodukten sowie in einer Verbesserung 

von Geruch und Geschmack des Trinkwassers. Außerdem ist unter diesen Bedingungen 

das Fäkalindikatorprinzip gültig und anwendbar. Die Verteilung ohne Desinfektionsmittelrestkonzentrationen 

stellt weltweit gesehen einen Sonderfall dar und ist 

zudem an Voraussetzungen gebunden. Dazu zählen die 

- einwandfreie mikrobiologische Trinkwasserqualität 

- niedriger Trüb- und Nährstoffgehalt des Trinkwassers 

- kontinuierlicher Rohrnetzbetrieb 

- stets ausreichender Versorgungsdruck 

- geeignete und geschützte Wasserspeicherung 

- regelmäßige Rohrnetzpflege 

- Einsatz geeigneter Rohrmaterialien 

- Zulässigkeit in Hinblick auf nationale gesetzliche Regelungen


Ein mikrobiologisch einwandfreies Trinkwasser liegt dann vor, wenn hygienisch relevante 

Mikroorganismen nicht nachweisbar sind. Der Gehalt des Wassers an heterotrophen 

Bakterien soll weitgehend konstant in einem niedrigen Bereich liegen. Beispielsweise 

werden in Deutschland Koloniezahlen von deutlich kleiner 100 KBE/ml 

angestrebt. 

Zur Vermeidung der Aufkeimung bei der Verteilung ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration 

muss das Trinkwasser einen niedrigen Nährstoffgehalt aufweisen. Unter 

organischen Nährstoffen sind Stoffe zu verstehen, die Mikroorganismen zum Stoffwechsel 

nutzen können und die beispielsweise durch die AOC-Konzentration erfassbar 

sind. Trinkwässer in Deutschland weisen i.d.R. eine AOC-Konzentration von 

< 20 µg/L, häufig sogar von < 10 µg/L auf. Niedrige AOC-Konzentrationen im Trinkwasser 

werden u. a. durch Verwendung nährstoffarmer Grund- oder Oberflächenwässer 

oder durch die gezielte Nutzung mikrobiologischer Abbauprozesse während 

der Aufbereitung (Bodenpassage, Biofiltration) erhalten. Um eine erhöhte Abgabe 

von Bakterien aus Biofilmen zu vermeiden, ist das Verteilungssystem zudem mit einem 

Trinkwasser zu beschicken, das sich durch eine weitgehend konstante Beschaffenheit 

auszeichnet. 

Eine Grundvoraussetzung für die Verteilung von Trinkwasser ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration 

ist ein kontinuierlicher Betrieb bzw. die Aufrechterhaltung eines 

ausreichenden Versorgungsdruckes. Hierdurch wird ein Eindringen von Mikroorganismen 

bei Rohrbrüchen bzw. Rücksaugen durch Leerlaufen von Leitungen verhindert. 

Ebenso müssen Wasserbehälter im Hinblick auf die verwendeten Materialien 

sowie konstruktiv so gefertigt sein, dass die Güte des zulaufenden Trinkwassers 

nicht nachteilig verändert wird. Hierzu sind Stagnationszonen zu vermeiden. Der Einfall 

von Tageslicht ist zu unterbinden. Zugänge und Lüftungen müssen so ausgeführt 

sein, dass eine Verunreinigung des Wassers ausgeschlossen ist. 

Zur Rohrnetzpflege in Hinblick auf die Aufrechterhaltung einer einwandfreien hygienisch-mikrobiologischen 

Beschaffenheit zählt die Netzüberwachung und - 

instandhaltung, die eine sorgfältige Reparaturausführung sowie die regelmäßige 

Säuberung von Rohrnetz und Behältern zur Entfernung von Sedimenten und Inkrustationen 

einschließt. In diesem Zusammenhang ist auch eine sorgfältige Netzplanung 

erforderlich, um mit Hilfe einer Wasserbilanzierung die Dimensionierung 

dem Wasserverbrauch anzupassen sowie Stagnationsbereiche zu vermeiden. Das 

Führen einer Rohrbruchstatistik hilft, Schwachstellen im System zu erkennen, um 

daraus eine langfristige Rehabilitierungsstrategie zu erarbeiten. 

Sedimente und Inkrustationen können eine hohe mikrobiologische Besiedlung sowie 

einen erhöhten Nährstoffgehalt aufweisen. Hydraulische Veränderungen im Netz, die 

eine Mobilisierung von Sedimenten bzw. Inkrustationen verursachen, können daher 

zu einer Verschlechterung der mikrobiologischen Wasserbeschaffenheit führen.


Den in der Wasserverwendung und -verteilung verwendeten nicht-metallenen Produkten 

kommt dann eine wichtige Rolle zu, wenn biologisch verwertbare Substanzen 

in nicht unerheblichem Umfang abgeben werden oder es zu einer verstärkten Biofilmbildung 

kommt. Detailliertere Erläuterungen werden in Kapitel 6.5 gegeben. 

Ein Betrieb ohne Desinfektionsmittel ist nur dann möglich, wenn dies nach den nationalen 

Trinkwasserverordnungen auch zulässig ist. Nationale Vorschriften, die selbst 

in einigen hochentwickelten Ländern (z. B. Japan, USA) gelten, können eine Verteilung 

ohne Desinfektionsmittelrestkonzentrationen untersagen. 

6.1.3 Verteilung von Trinkwasser ohne Desinfektion 

In Fällen, in denen Trinkwasser aus einem gut geschützten und gut filtrierenden 

Grundwasserleiter im Lockergesteinsbereich gewonnen wird, kann sowohl bei der 

Aufbereitung als auch bei der Verteilung auf eine Desinfektion verzichtet werden. 

Voraussetzung ist, dass das Tiefengrundwasser aus mikrobiologischer Sicht bereits 

dauerhaft die gesetzlichen Anforderungen erfüllt. Der Vorteil des Verzichtes auf Desinfektionsmittel 

besteht in einer Verbesserung der organoleptischen Eigenschaften 

des Trinkwassers. Darüber hinaus wird die Bildung von biologisch leicht verwertbaren 

Stoffen sowie halogenierten Nebenprodukten infolge des Desinfektionsmitteleinsatzes 

vermieden (HAMBSCH, 1999). Die Trinkwassergewinnung ohne Desinfektion, 

die zum Teil in Deutschland, der Schweiz oder den Niederlanden praktiziert wird, ist 

im Ausland, selbst in entwickelten Industrieländern i.d.R. nicht anzutreffen, zumal 

dieser Betriebsweise häufig nationale Vorschriften entgegenstehen. 


Prinzipiell führt ein Betrieb ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration zu einer besseren 

Trinkwasserbeschaffenheit in Hinblick auf den Gehalt an Desinfektionsnebenprodukten 

sowie an Geruchs- und Geschmacksstoffen. Der Betrieb ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration 

ist jedoch an Voraussetzungen gebunden wie sie im Kap. 

6.1.2 beschrieben wurden. Diese Voraussetzungen werden jedoch insbesondere in 

Entwicklungs- oder Schwellenländern mittelfristig nicht realisierbar sein, so dass 

meist ein Betrieb mit Desinfektionsmittelrestkonzentrationen erfolgen muss. 

Ein Schwerpunkt des Netzbetriebes mit Desinfektionsmittelrestkonzentrationen wird 

neben der Rohrnetzpflege in der Optimierung des Desinfektionsmitteleinsatzes liegen. 

Hierzu können beispielsweise Nachchlorungsstationen im Leitungsnetz betrieben 

werden, um einen Desinfektionsmittelrestgehalt im gesamten Netz aufrecht zu 

erhalten. Der Einsatz von Chlordioxid als Desinfektionsmittel wird auf Grund des 

niedrigen WHO-Grenzwertes von 200 µg/L auf Ausnahmefälle beschränkt bleiben 

und nur für gering desinfektionsmittelzehrende Wässer angewendet werden. Das 

Chloraminverfahren wird unter regionalen Bedingungen oft eingesetzt. Mit dem Chloraminverfahren 

soll durch gebundenes Chlor u. a. eine Aufkeimung während der Verteilung 

auch nach längeren Kontaktzeiten erreicht werden. Dieses Verfahren besitzt


jedoch mehrere Nachteile. Dazu zählen eine relativ geringe Desinfektionswirkung, 

der Zerfall von Chloraminen zu Ammonium sowie ein vermehrtes Wachstum von 

Nitrifikanten in chlorfreien Bereichen des Leitungsnetzes, in dessen Folge es zu einem 

verstärkten Wachstum von heterotrophen Bakterien kommen kann. Darüber 

hinaus werden toxikologisch relevante anorganische (Nitrit) sowie organische Desinfektionsnebenprodukte 

gebildet. Das Chloraminverfahren ist daher kritisch zu bewerten. 

6.2 Hygienisch relevante Mikroorganismen 

6.2.1 Vorkommen und Bewertung bei der Verteilung 

In den Regularien vieler Länder basiert die mikrobielle Überwachung der Rohrnetze 

auf unspezifischen Koloniezahlbestimmungen und/oder auf einem spezifischen Indikatorprinzip 

für Fäkalbakterien in der freien Wasserphase. Als Indikatororganismen, 

die fäkale Verunreinigungen im Trinkwasser anzeigen, werden Escherichia coli, coliforme 

Bakterien und Enterokokken herangezogen. Die Aussagekraft der Indikatorbakterien 

bei desinfiziertem Trinkwasser ist eingeschränkt durch die unterschiedliche 

Empfindlichkeit der verschiedenen Erregergruppen gegenüber Desinfektion. Mikroorganismen 

(Parasiten, Bakterien, Viren) sind in Abhängigkeit von der jeweiligen Species 

unterschiedlich resistent gegenüber Desinfektionsmitteln. Vor allem Parasiten 

(z. B. Cryptosporidien und Giardien ) zeigen eine erhöhte Desinfektionsresistenz. 

Dadurch ist es möglich, dass in einem desinfizierten Wasser trotz nach Gesetz einwandfreier 

bakteriologischer Befunde, gemessen durch die Indikatorbakterien, das 

Wasser möglicherweise nicht frei von Krankheitserregern ist und z. B. Parasiten enthalten 

kann. 

Die Trübung am Ausgang des Wasserwerkes wird als zusätzlicher Indikator für das 

Auftreten von Mikroorganismen verwendet. 

Unberücksichtigt bei diesen Betrachtungen bleiben Biofilme als eine Ansammlung 

von Bakterien, die auf Rohrleitungsinnenflächen siedeln. Diese mikrobiellen Gemeinschaften 

im Leitungsnetz bestehen überwiegend aus oligotrophen wasserbürtigen 

Bakterien, die an die niedrigen Nährstoffkonzentrationen im Trinkwasser angepasst 

sind. Verschiedene Studien zeigen, dass Biofilme geschützte Lebensräume für hygienisch 

relevante Organismen darstellen können. Zudem muss damit gerechnet 

werden, dass eingetragene Kontaminationen in Biofilmen gespeichert, u. U. vermehrt 

und wieder in das Trinkwasser eingetragen werden können. 

Die Mikroorganismen sind im Biofilm gegen Desinfektionsmittel besser geschützt als 

in der Wasserphase, besonders bei rauen Rohrinnenflächen. Im Biofilm fixierte Bakterien 

tolerieren um ein bis zwei Größenordnungen höhere Konzentrationen an Desinfektionsmitteln 

als Bakterien, die sich in der freien Wasserphase befinden (planktonische 

Lebensform). Zudem wird für ihre Abtötung eine längere Einwirkzeit benötigt.


Hinsichtlich der Materialbeeinflussung ist bekannt, dass Biofilme die Korrosion von 

Metallen, mineralischen Werkstoffen und Kunststoffen beeinflussen können. 

Beispiele für hygienisch relevante Mikroorganismen, die z. T. auch in Biofilmen 

nachgewiesen wurden, sind in Tab. 6.1 aufgeführt. 

Tab. 6.1: Oral übertragene Pathogene und deren Bedeutung in der Wasserversorgung 

(WHO, 2004) 

Pathogen 

Campylobacter 

jejuni, C. coli 

Escherichia 

coli 

Salmonella 

typhi 

Andere 

Salmonellae 

Gesundheitliche 

Bedeutung 

Persistenz 

Bakterien 

Chlor- 

Resistenz 1 

Relative 

Infektionsdosis 

2 

Tierisches 

Vorkommen 

Hoch Mäßig Niedrig Mäßig Ja 

Hoch Mäßig Niedrig Hoch Ja 

Hoch Mäßig Niedrig Hoch 3 Nein 

Hoch Lang Niedrig Hoch Ja 

Shigella spp. Hoch Kurz Niedrig Mäßig Nein 

Legionella 

pneumophila 

Hoch Lang Mäßig ? Ja 

Vibrio cholerae Hoch Kurz Niedrig Hoch Nein 

Pseudomonas 

aeruginosa 4 

Aeromonas 

spp 

Entamoeba 

histolytica 

Giardia 

intestinalis 

Yersinia enterocolitica 

Cryptosporidium 

parvum 

Hoch Lang Niedrig Hoch (?) Nein 

Mäßig 

Mäßig 

Gelegentlich 

multipel 

Gelegentlich 

multipel 

Protozoen 

Mäßig Hoch (?) Nein 

Niedrig Hoch (?) Nein 

Hoch Mäßig Hoch Niedrig Nein 

Hoch Mäßig Hoch Niedrig Ja 

Hoch Lang Hoch Niedrig Ja 

?: nicht bekannt oder ungewiss 

1 : Während des infektiösen Stadiums in der freien Wasserphase mäßige Resistenz bei üblichen Kontaktzeiten 

2: 

Erforderliche Dosis um bei 50% der erwachsenen Probanden eine Infektion hervorzurufen 

3 : aus Humanstudien 

4 : Hauptsächlicher Infektionsweg bei Hautkontakt, kann bei immungeschwächten Menschen oder 

Krebspatienten eine Infektion hervorrufen.


Als zunehmend wichtige Ursache menschlicher Erkrankungen sind sowohl eine beachtliche 

Anzahl neuerlich entdeckter pathogener Bakterien aus Fäkalquellen (z. B. 

Campylobacter, E.coli O157, und Helicobacter spec.) als auch einige inzwischen als 

hygienisch relevant erachtete Spezies, z. B. bei Yersinia, Aeromonas und Mycobacterium, 

die in Wasserverteilungssystemen wachsen können, anzusehen. 

Vor dem Hintergrund immer wieder diskutierter Legionellenbefunde (Legionella 

Pneumophila), welche über Aerosole aufgenommen zur so genannten Legionärskrankheit 

führen können, ist die Beziehung zwischen Legionellen und Protozoen von 

besonderer Relevanz, da Legionellen in der Lage sind, sich bis zur Lyse der Wirtszelle 

intrazellulär zu vermehren, nachdem sie von Protozoen (Amöben) aufgenommen 

und nicht verdaut wurden. Verkapselt sich eine mit Legionellen infizierte Zelle, so 

werden die Bakterien mit eingeschlossen und können im Inneren der Zyste überleben. 

Dieses Verhalten ist besonders vor dem Hintergrund einer vielfach geringeren 

Empfindlichkeit der Protozoen gegenüber Desinfektionsmitteln von erheblicher Bedeutung, 

da auf diese Weise Krankheitserreger vor Desinfektionsmaßnahmen geschützt 

sind und nach Freisetzung das Trinkwasser kontaminieren können 

(BETANCOURT und ROSE, 2004; CHAURET et al., 2001). Auch über Amöben mit 

intrazellulären Pseudomonaden wurde berichtet (GREUB und RAOULT, 2004). 

Von besonderer Relevanz für die Trinkwasserversorgung sind die Parasiten Cryptosporidium 

parvum, Giardia lamblia und Entamöba hystolytica. Bei diesen Organismen 

handelt es sich um kleine, protozoische Parasiten, welche überwiegend Säugetiere 

befallen. Infektionsübertragungen sind durch direkten Kontakt aber auch über 

Trinkwasser oder Lebensmittel möglich. Sie bilden heterogene Zustandsformen (vegetative 

Zellen und Dauerformen wie Oozysten) aus. Die Infektionsdosis ist mit 1 bis 

100 Oozysten für den Menschen sehr niedrig. Oozysten sind in der Umwelt weit verbreitet 

und können dort über Monate überleben. Die Oozysten weisen eine hohe 

Chlorresistenz auf. Eine wirksame Inaktivierung wird erst bei sehr hohen Chlorkonzentrationen 

(ca. 10 bis 100 mg/L freies Chlor) erreicht. Der direkte Nachweis der 

Oozysten ist äußerst aufwändig, da große Probevolumina aufgearbeitet werden 

müssen. Zudem muss die erreichbare Wiederfindung als gering eingeschätzt werden, 

so dass bereits bedingt durch die Messmethodik in der Praxis eine Interpretierbarkeit 

von Effekten bei Aufbereitung und Verteilung teilweise nicht gegeben ist. 

Wird in einem Trinkwasserverteilungssystem eine Erhöhung von Trübung, Chlorzehrung 

und/oder Koloniezahlen festgestellt, so muss von einem erhöhten Kontaminationsrisiko 

ausgegangen werden. Um diesem Risiko entgegenzuwirken, sollte umgehend 

eine Ursachenanalyse erfolgen, um daraus geeignete Gegenmaßnahmen ableiten 

zu können. Ggf. können kurzfristig durch die Erhöhung der Desinfektionsmittelkonzentration 

im Leitungssystem für mehrere Tage hygienisch relevante Mikroorganismen 

nicht nur in der freien Wasserphase, sondern auch in den Biofilmen des Verteilungssystems 

vermindert bzw. eliminiert werden.


6.2.2 Überleben in Biofilmen von Rohrnetzen und Hausspeichern 

Unter regionalen Bedingungen kann der stoßweise Eintrag von Mikroorganismen in 

das Rohrnetz und in Hausspeicher nicht ausgeschlossen werden. Für eine Bewertung 

der resultierenden Wasserbeschaffenheit und für die Auswahl geeigneter Gegenmaßnahmen 

ist von Interesse, wie sich stoßweise in Rohrnetz bzw. Hausspeicher 

eingetragene Mikroorganismen verhalten. Dabei ist vor allem deren Überleben 

in den natürlich vorhandenen Biofilmen von Bedeutung, wie dies im vorangegangenen 

Kapitel beschrieben wurde. Aus diesem Grund untersuchten FICKEL und 

SCHWARTZ (2005) die Auswirkungen einer Stoßkontamination mit hygienisch relevanten 

Bakterien auf deren Überleben in Biofilmen. Dazu wurde eine kleintechnische 

Versuchsanlage mit Modellwässern beaufschlagt und Stosskontaminationen mit ausgewählten 

Mikroorganismen simuliert. Als Organismen wurden Enterokokken, E. coli 

und Pseudomonas aeruginosa eingesetzt. Deren Wiederfindung in Biofilmen als Maß 

für das Überleben der ausgewählten Mikroorganismen wurde im Durchfluss, bei 

Stagnation und Speicherung des Trinkwassers sowie jeweils bei verschiedenen Desinfektionsmitteln 

und –restgehalten untersucht. Zum Nachweis wurden molekularbiologische 

Methoden wie die RealTime PCR eingesetzt. 

Bild 6.1 zeigt beispielhaft ein Ergebnis der Untersuchungen, das sich auf durchflossene 

Rohrleitungen und Modellwässer mit einer geringen AOC-Konzentration 

(


100 

80 

Wiederfindung in % 

60 

40 

20 

0 

15 h 3 Mo. 

5 Mo. 

Enterokokken 

15 h 3 Mo. 

5 Mo. 

15 h 

3 Mo. 

E. coli Ps. aerug. 

5 Mo. 

ohne Desinfektion 

0,1 mg/l Chlor 

0,3 mg/l Chloramin 

1 mg/l Chlor 

Bild 6.1: Beispiel für die Wiederfindung von Mikroorganismen in Biofilmen durchflossener 

Rohrleitungen 15 Stunden, drei und fünf Monate nach Stoßkontamination 

bei unterschiedlichen Desinfektionsplänen 

350 

Wiederfindung in Zellzahl/cm² 

300 

250 

200 

150 

100 

50 

0 

12 Mo. 

16 Mo. 

Enterokokken 

12 Mo. 

16 Mo. 

E. coli 

12 Mo. 

16 Mo. 

Ps. aerug. 

ohne Desinfektion 

0,1 mg/l Chlor 

0,3 mg/l Chloramin 

1 mg/l Chlor 

Bild 6.2: Beispiel für die Wiederfindung von Mikroorganismen in Biofilmen eines 

Hausspeichers 12 und 16 Monate nach Stoßkontamination bei unterschiedlichen 

Desinfektionsplänen


Modellwässer mit höheren AOC-Konzentrationen (100 µg/L) zeigten unter sonst vergleichbaren 

Bedingungen eine ähnliche Desinfektionswirkung. 

Analoge Aussagen gelten für das Überleben der ausgewählten Mikroorganismen in 

den Biofilmen bei Stagnation in Rohrleitungen. In diesen Untersuchungen konnte 

somit kein Einfluss der hydraulischen Bedingungen, d.h. Durchfluss und Stagnation, 

auf das Überleben der ausgewählten Mikroorganismen in Biofilmen festgestellt werden. 

Speziell in Hausspeichersystemen zeigte sich bei Modellwässern mit höheren AOC- 

Konzentrationen (100 µg/L) eine verstärkte Persistenz von Pseudomonas aeruginosa. 

Dieser Organismus konnte nach 12 und 16 Monaten sporadisch in desinfizierten 

als auch nicht desinfizierten Systemen nachgewiesen werden wie aus Bild 6.2 hervorgeht. 

Die erhöhten Anteile an assimilierbaren organischen Verbindungen unterstützen 

ein Wachstum von Pseudomonas aeruginosa in Biofilmen. Bei erhöhten Biofilmwachstum 

ist zusätzlich mit einer erhöhten Chlorzehrung zu rechnen. 

6.2.3 Auswirkungen der AOC-Erhöhung durch eine Chlorung auf die hygienisch 

relevanten Arten Pseudomonas aeruginosa und Aeromonas 

spp. 

Bei den meisten der hygienisch relevanten Mikroorganismen kommt es bei der Verteilung 

zunächst nicht zur Aufkeimung. Eine Ausnahme hiervon stellen die Organismen 

Pseudomonas aeruginosa und Aeromonas spp. dar. Für Mischbiozönosen ist 

bekannt, dass eine Chlorung zur Erhöhung des AOC des Wassers und damit zu verstärkter 

Aufkeimung führt, wenn keine Restgehalte an Desinfektionsmittel mehr vorhanden 

sind. 

In Laborversuchen wurde daher von GROSSE et al. (2005) geprüft, ob dieser Effekt 

auch für die beiden genannten hygienisch relevanten Mikroorganismen zu beobachten 

ist. Dabei waren auch verschiedene Temperaturbedingungen zu berücksichtigen. 

Es wurden Bedingungen ohne Biofilm gewählt, um festzustellen, ob bereits die Veränderung 

der organischen Substanzen durch eine Chlorung ein verbessertes Wachstum 

der Bakterien im Wasser bewirkt. 

Als Versuchswasser wurde ein Trinkwasser gewählt, das vorwiegend Huminstoffe 

enthält und ohne Chlorung normalerweise keine Aufkeimung im Leitungsnetz zeigt, 

dagegen aber nach Chlorung sowohl in der Praxis im Leitungsnetz als auch in Laborversuchen 

nach vollständiger Chlorzehrung zu einer Bakterienvermehrung beiträgt 

(HAMBSCH und GÖBES, 2000). Dieses Wasser mit einem DOC-Gehalt von rd. 

1,5 mg/L wurde im Labor mit einer minimalen und einer maximalen Chlordosis behandelt 

(0,6 mg/L Zugabe, 6 mg/L Zugabe). Bei der minimalen Zugabe wird in diesem 

Wasser ein Restgehalt von 0,1 mg/L Cl 2 nach 48 h erreicht. Nach der Chlorbehandlung 

über 48 h wurde durch Zugabe von Natriumthiosulfat noch eventuell vor-


handenes freies Chlor reduziert, so dass keine Desinfektionswirkung mehr gegeben 

war. 

Diese Wässer wurden dann im Vergleich zum unbehandelten Trinkwasser nach Sterilfiltration 

und Animpfung mit der Mischbiozönose aus dem Trinkwasser bzw. mit den 

Reinkulturen von Pseudomonas aeruginosa und Aeromonas hydrophila in Batchversuchen 

untersucht. Das Wachstum der Bakterien wurde über drei Wochen bei unterschiedlichen 

Temperaturen verfolgt (psychrophile Bedingungen 10 – 15 °C, mesophile 

Bedingungen 22 +/- 2 °C, thermophile Bedingungen 40 °C). 

In der Mischbiozönose war jeweils ein Wachstum zu verzeichnen, das in den gechlorten 

Proben deutlich stärker war als in den ungechlorten Proben (größer als eine 

Zehnerpotenz). 

Bei den untersuchten Reinkulturen trat unter den gewählten Inokulationsbedingungen 

dagegen keine Zunahme im Zeitverlauf auf. Die Werte blieben entweder gleich 

(Pseudomonas aeruginosa) oder nahmen im Zeitverlauf ab. Dementsprechend lässt 

sich sowohl für Pseudomonas aeruginosa als auch für Aeromonas hydrophila festhalten, 

dass keine Wachstumsförderung in vergleichbarem Maße wie bei den Mischbiozönosen 

auftritt. 

Die Ergebnisse der Reinkultur Pseudomonas aeruginosa zeigten im Einzelnen, 

dass zwar kein starkes Wachstum auftrat, aber auch keine extremen Absterbeeffekte. 

Die Kulturen überdauerten in einem Bereich von 10³ bis 10 4 KBE/mL über drei 

Wochen, in allen drei Temperaturbereichen. Dabei zeigten die Endwerte nach drei 

Wochen bei 22 +/- 2°C einen leicht fördernden Effekt der Chlorung, während sich bei 

40°C eher eine Verringerung durch die Chlorung ergab. 

Die Ergebnisse der Reinkultur Aeromonas hydrophila zeigten dagegen deutliche 

Unterschiede je nach Temperaturbereich. Während sich bei 10 bis 15 °C ein Endwert 

von 10 4 KBE/mL (sowohl ungechlort als auch gechlort) ergab, wurden bei 

22+/-2 °C Werte zwischen 10 2 KBE/mL (0 mg/L Cl 2 ) und 4 x 10 3 KBE/mL (6 mg/L Cl 2 ) 

erreicht. Bei 40 °C starben die Bakterien vollständig ab (


Aeromonas hydrophila dürfte auf Grund der Temperaturempfindlichkeit in südlichen 

Ländern und in der Hausinstallation keine Rolle spielen, während Pseudomonas aeruginosa 

in allen Temperaturbereichen sehr gut überdauern kann. 

6.3 Hausspeicherbetrieb 

6.3.1 Allgemein 

In Wasserversorgungssystemen, in denen zumindest zeitweise nur ein diskontinuierlicher 

Netzbetrieb aufrechterhalten werden kann, ergibt sich für den Verbraucher die 

Notwendigkeit zur Zwischenspeicherung des Trinkwassers in so genannten Hausspeichern, 

welche direkt in die Hausinstallation eingebunden sind. Die Ausführung 

und Wartung der Speicher unterliegt demnach meistens nicht dem Wasserversorger 

sondern dem privaten Betreiber bzw. Verbraucher. Hausspeicher werden zumeist auf 

Dächern oder Hochgestellen aufgestellt, um den Einsatz von Pumpen zu vermeiden. 

Die Speicherung des Wassers hat vor allem einen Einfluss auf die mikrobiologische 

Qualität. Diese kann durch die Speicherung stark beeinträchtigt werden, auch wenn 

die Qualität des Ausgangswassers den WHO-Richtlinien für Trinkwasserqualität oder 

besser entspricht. Die Qualität des gespeicherten Wassers ist im Wesentlichen von 

folgenden Parametern abhängig: 

- Bauweise und Materialien des verwendeten Speichers 

- Verweilzeit des Wassers im Speicher 

- Temperatur, Desinfektionsmittelrestkonzentration und Zehrung sowie Nährstoffgehalt 

- Mikroorganismen-Population im Wasser und im Biofilm des Speichers 

6.3.2 Bauweise und Materialien 

Der Speicherinhalt entspricht im Regelfall dem Nutzinhalt, welcher sich aus dem Volumen 

für den Maximalbedarf Q t max während eines regelmäßigen Unterbrechungszeitraums 

und einem Sicherheitsvorrat Q S für unregelmäßige Unterbrechungen zusammensetzt 

(Bild 6.3). Q t max errechnet sich aus dem maximalen Tagesbedarf Q d max 

* Unterbrechungszeitraum in Tagen. Der Sicherheitsvorrat Q S errechnet sich aus 

Q d max * geschätztem Unterbrechungszeitraum in Tagen für unregelmäßige Unterbrechungen. 

Die Bandbreite der verwendeten Speicherbauarten und -materialien ist 

groß. Typische Speichervolumina liegen im Bereich von 200 bis 2000 L. Die am häufigsten 

anzutreffenden Materialien sind Polyvinylchlorid, Polyethylen, glasfaserverstärkter 

Kunststoff, Beton, Asbestzement, verzinkter Stahl und Edelstahl. Häufig sind 

die Innenflächen bei zementgebundenen Werkstoffen und Metallen zum Schutz vor 

Korrosion mit Anstrichen versehen.


Überlauf oder 

Füllstandsgrenzschalter 

Be- und Entlüftung mit Filter 

max. Wasserspiegel 

Zulauf 

Speicherinhalt = 

Speicherinhalt = 

Nutzinhalt 

max. Regelbedarf 

Q tmax 

Sicherheitsvorrat 

Q S 

min. Wasserspiegel 

Entnahme 

Bild 6.3: Schema der Aufteilung des Speicherinhalts 

6.3.3 Verweilzeit 

Aus der Häufigkeit der Befüllung, der Speichergröße und dem Wasserverbrauch ergibt 

sich die Verweilzeit des Wassers im Speicher. Während des Hausspeicherbetriebs 

sind zwei grundsätzlich verschiedene Betriebsszenarien zu unterscheiden: 

Szenario 1: Unterbrechung des Netzbetriebs 

Es findet über einen bestimmten Zeitraum (z. B. über 72 h) keine Wiederbefüllung 

statt. Das Volumen im Hausspeicher nimmt je nach Verbrauch ab. Während der 

Stagnation wird das Wasser nicht mit nachströmendem Wasser aus dem Rohrnetz 

vermischt. Dadurch ist der Speicherinhalt über die gesamte Stagnationszeit den Milieuveränderungen 

durch Faktoren wie Temperatur, Desinfektionsmittelzehrung etc. 

ausgesetzt. Regelmäßige, planbare Unterbrechungszeiträume ergeben sich aus dem 

üblichen Betrieb des Wasserversorgungsunternehmens. Das verbrauchte Volumen 

(Fehlbetrag) wird regelmäßig ausgeglichen. Unregelmäßige Unterbrechungen sind 

seltene Ereignisse aufgrund von unvorhersehbaren Störungen im Betriebsablauf, 

welche durch den Sicherheitsvorrat Q S im Wasserspeicher überbrückt werden. Der 

erforderliche Nutzinhalt zur Überbrückung von Versorgungslücken ist am kleinsten 

wählbar, wenn der Verbrauch wenig schwankt und der Zulauf in kurzen Zeitabständen 

den Verbrauch ausgleicht.


Szenario 2: Keine Unterbrechung des Netzbetriebs 

Verbrauchtes Wasser wird kontinuierlich durch frisches Wasser aus dem Rohrnetz 

ersetzt; das gespeicherte Wasser wird also mit frischem Wasser vermischt. Ist dies 

der Regelbetrieb, entspricht der Sicherheitsvorrat Q S dem gesamten Nutzinhalt. Der 

Austausch des Volumens ist verbrauchsabhängig. Wenn desinfiziertes Wasser eingespeist 

wird und starke Chlorzehrung im Speicher stattfindet, liefert das nachströmende 

Wasser im ungünstigsten Fall zu wenig Chlor um eine Aufkeimung des Speicherinhalts 

zu unterdrücken. Der zusätzliche Nährstoffeintrag verstärkt in diesem Fall 

möglicherweise die Aufkeimung. 

Verweilzeiten im Speicher dürfen nicht unvertretbar lang werden, um Beeinträchtigungen 

der Trinkwasserqualität aus hygienisch-mikrobiologischer Sicht zu vermeiden. 

Dies ist zum Beispiel der Fall, wenn ein sehr großer Sicherheitsvorrat Q S (z. B. 

2,0 m 3 ) im Verhältnis zum durch Verbrauch ausgetauschten Volumen (z. B. Q t = 

0,5 m 3 ; t = 1 d) vorgehalten werden muss, was zu einer sehr kleinen Wiederbefüllungsrate 

führt. Dadurch ergibt sich eine lange durchschnittliche Verweilzeit (z. B. 

4 d). Das Speichervolumen wird also erst nach relativ langer Zeit durch den 

Verbrauch vollständig ausgetauscht. Notwendige Konsequenz bei langen Verweilzeiten 

ist die Vor-Ort-Desinfektion. Der Desinfektionsplan muss an die Speicherbedingungen 

(Wiederbefüllungsrate, Nutzvolumen, TOC, Temperatur, Höhe der Keimzahlen 

bei Befüllung) angepasst werden. 

6.3.4 Temperatur, Desinfektionsmittelrestkonzentration und Zehrung sowie 

Nährstoffgehalt des Wassers 

Eine während der Speicherung im Behälter erfolgende Aufkeimung des Wassers 

hängt im Wesentlichen von den Faktoren Temperatur, Desinfektionsmittelrestgehalt 

und Nährstoffgehalt ab. Es treten je nach Aufstellungsort starke Temperaturunterschiede 

durch Witterungseinflüsse auf. Häufig kommt es im Sommer zu Engpässen 

in der Versorgung, die den Einsatz von Hauswasserspeichern nötig machen. 

Zugleich findet man im Sommer die höchsten Wassertemperaturen sowohl im Rohrnetz 

als auch während der Hausspeicherung, wodurch die Verschlechterung der 

Wasserqualität erheblich beschleunigt wird. Trinkwasserspeicherung ohne Desinfektion 

unterliegt gravierenden Nachteilen wie der fehlenden Abtötung pathogener Mikroorganismen, 

die z. B. durch unzureichende Filtration der Belüftung (Staub, etc.) 

eingetragen werden können. Eine Wanderung pathogener Keime aus dem Wasserkörper 

in den Biofilm wird begünstigt. Dort ist ein Verbleib der Organismen auch bei 

niedrigem Nährstoffgehalt und niedriger Temperatur über lange Zeit möglich. Aus 

diesem mikrobiologischen „Reservoir“ ist zu jeder Zeit eine Rückwanderung pathogener 

Mikroorganismen in den Wasserkörper in Betracht zu ziehen. Daher ist eine 

zusätzliche Desinfektion des gespeicherten Wassers dringend zu empfehlen. Der 

Aufenthalt des Trinkwassers in einem Hausspeicher wirkt zehrend auf den vorhandenen 

Desinfektionsmittelrestgehalt. Die Desinfektionsmittelzehrung wird im Wesentlichen 

durch die Wahl des Desinfektionsmittels und durch den Gehalt an desinfektionsmittelzehrenden 

Substanzen sowie der Temperatur beeinflusst. Daher müssen


Art und Konzentration des Desinfektionsmittels so gewählt werden, dass zu jeder Zeit 

der Wasserentnahme aus dem Speicher eine Inaktivierung von krankheitserregenden 

(pathogenen) Mikroorganismen gewährleistet ist. Kann dies nicht durch die Desinfektionsmittelkonzentration 

bei Speicherbefüllung erreicht werden, ist eine Nachdesinfektion 

im Speicher notwendig. Eine niedrige Desinfektionsmittelrestkonzentration, 

die ausreichend ist, um eine Wiederverkeimung im Netz zu unterdrücken, kann 

durch die im Speicher längere Reaktionszeit, die evtl. höhere Temperatur und organisches 

Material im Sediment am Speicherboden bzw. Inkrustationen an den Speicherwänden 

gezehrt werden, so dass eine Wiederverkeimung des Trinkwassers im 

Speicher möglich wird. Während der Speicherung treten z. T. Veränderungen des 

pH-Werts auf, u. a. bedingt durch verschiedene Wasserqualitäten in Verbindung mit 

Temperaturveränderungen oder den verwendeten Materialien. Zu beachten ist, dass 

mit steigendem pH-Wert die Desinfektionswirkung von Hypochlorit nachlässt. 

6.3.5 Mikroorganismen-Population im Wasser und im Biofilm des 

Speichers 

Die Qualitätsveränderung des Wassers im Speicher hängt von der Wahl des Aufstellungsortes 

und der Wartung ab. Die meisten Speicher stehen im Freien und haben 

durch eine Öffnung direkten Kontakt zur Außenluft. Dieser dient dem Druckausgleich 

z. B. bei Wasserentnahme und -befüllung. Durch diese Öffnungen ist häufig ein Eintrag 

von Staub und luftgetragenen Mikroorganismen von außen möglich. Darüber 

hinaus können die verwendeten Materialien die Biofilmbildung beeinflussen und im 

ungünstigen Fall einen zusätzlichen Nährstoffeintrag ermöglichen. Weitere Probleme 

ergeben sich aus nicht sachgemäßem Betrieb und mangelnder Wartung. Häufig trifft 

man auf nicht geschlossene Deckel, durch die der verstärkte Eintrag von pathogenen 

Mikroorganismen durch z. B. Staub, Vogelkot oder Insekten bis hin zum Eindringen 

von Vögeln und Nagetieren möglich ist. Direkte Sonneneinstrahlung auf den nicht 

lichtgeschützten Speicherinhalt kann zu Algenbildung führen. Durch einen wettergeschützten 

Aufstellungsort, lichtdichte Materialien, verkleinerte Belüftungsöffnungen 

mit Luftfilter, eine regelmäßige Kontrolle, Desinfektion im Speicher und eventuelle 

Reinigung lassen sich diese Probleme minimieren. Insbesondere sind Hinweise der 

Wasserversorger bzw. der Gesundheitsbehörden an die Betreiber für Konstruktion, 

Aufstellung und Betrieb erforderlich. Im Gegensatz zum Rohrnetz liegt im Hausspeicherbehälter 

ein deutlich geringeres Oberflächen-Volumen-Verhältnis vor. Dadurch 

sind die Mikroorganismen im freien Wasserkörper im Speicher von größerer Bedeutung 

als im Rohrnetz. Eine Zehrung der verwertbaren organischen Wasserinhaltsstoffe 

findet im Wesentlichen durch diese Organismen statt. Anders als im Rohrnetz findet 

man im Hauswasserspeicher keine großen Strömungsgeschwindigkeiten. Dies ist 

ungünstig für Mikroorganismen im Biofilm, da sich durch den Nährstoffverbrauch der 

Mikroorganismen Nährstoffgradienten in der Grenzschicht Wasser/Oberfläche ausbilden 

können. Die geringen Strömungsgeschwindigkeiten und längeren Stagnationszeiten 

ermöglichen die Sedimentation von Partikeln am Speicherboden. Der so 

entstehende Bodensatz dient als Reservoir für organisches Material und für poten-


tielle Krankheitserreger. Durch den Bodensatz kann es zur Lösung bzw. Rücklösung 

von organischen Wasserinhaltsstoffen und zu einer stärkeren Chlorzehrung kommen. 

6.4 Einfluss von Art und Konzentration des Desinfektionsmittels auf 

Nebenproduktbildung und Aufkeimung 

6.4.1 Grundsätzliche Zusammenhänge 

Bei der Verteilung und Speicherung von desinfiziertem Trinkwasser ist die Zehrung 

des Desinfektionsmittels, die Bildung von Nebenprodukten sowie die Aufkeimung von 

mehreren Faktoren abhängig. Wesentliche Einflussfaktoren sind in Tab. 6.2 zusammengestellt. 

In der Regel ist mit zunehmendem Gehalt an gelösten organischen Stoffen ein Anstieg 

der Desinfektionsmittelzehrung (Bild 6.4) und der Desinfektionsnebenproduktbildung 

(Bild 6.5, beide MÜLLER et al., 1993) zu beobachten. Hingegen ist die Gesamtzellzahl 

weitgehend unabhängig von dem Gehalt an gelösten organischen Stoffen 

wie aus Bild 6.6 hervorgeht. Neben der Konzentration gilt es somit auch die Herkunft, 

d.h. die Reaktionsfähigkeit der organischen Wasserinhaltsstoffe zu berücksichtigen. 

Daher können Wässer unterschiedlicher Herkunft bei einem gegebenen Gehalt 

an organischen Wasserinhaltsstoffen durchaus im unterschiedlichen Maße zur Zehrung, 

Nebenproduktbildung bzw. Aufkeimung neigen. 

Tab. 6.2: 

Einflussfaktoren auf Desinfektionsmittelzehrung, Nebenproduktbildung 

und Aufkeimung 

Desinfektion 

(Zehrung, Nebenprodukte) 

Desinfektion - Art und Dosis des Desinfektionsmittels 

Organische 

Wasserinhaltsstoffe 

Anorganische 

Wasserinhaltsstoffe 

Physiko-chemische 

Parameter 

Verteilung 

Aufkeimung 

- TOC-Konzentration 

- AOC-Konzentration 

- Rohwasserherkunft 

- Bromid (nur bei Chlor) 

- zehrende Verbindungen - Phosphat 

(z. B. Fe 2+ , Mn 2+ , NH + 4 ) 

- Trübstoffe 

- pH-Wert (insb. bei Chlor) - Temperatur 

- Temperatur 

- Reaktions- bzw. Aufenthaltszeit 

- Inkrustationen/Sedimente 

- Externe Verunreinigungen


Chlordosis in mg/L 

2,0 

1,5 

1,0 

0,5 

Chlordosis zur Einstellung von 

0,1 mg/L freiem Chlor nach 30 min Kontaktzeit 

an 156 Wasserproben 

0,0 

0 5 10 15 

SAK (254 nm) in 1/m 

Bild 6.4: Chlordosen zur Einstellung von 0,1 mg/L freiem Chlor nach 30 min Kontaktzeit 

in verschiedenen Wässern (Laboruntersuchungen) 

THM in µg/L 

40 

30 

20 

THM-Konzentrationen nach 

48 Stunden Kontaktzeit an 

122 Wasserproben 

Chlordosierung: Einstellung 

von 0,1 mg/L freiem Chlor 

nach 30 min 

10 

0 

0 1 2 3 4 5 

DOC in mg/L 

Bild 6.5: THM-Konzentrationen nach 48 Stunden in verschiedenen Wässern 

(Laboruntersuchungen)


Gesamtzellzahl in Bakterien/mL 

1,0E+07 

1,0E+06 

1,0E+05 

GROSSE et al., 2005 

BENDINGER und WICHMANN, 2005 

1,0E+04 

0 1 2 3 4 5 6 

DOC in mg/L 

Bild 6.6: DOC-Konzentration und Gesamtzellzahl (Proben aus Trinkwassernetzen 

in Deutschland) 

6.4.2 Rohrnetz 

6.4.2.1 Desinfektionspläne und Wassertypen 

Im Ausland bestehen im Vergleich zu dem in Deutschland üblichen Vorgehen zum 

Teil erhebliche Unterschiede in der Auswahl und der Konzentration von Desinfektionsmitteln. 

Um die Auswirkungen von typischen Desinfektionsplänen auf die Besiedlung 

der ubiquitär vorhandenen Biofilmen auf den inneren Oberflächen der Rohre 

sowie auf die Bildung von Desinfektionsnebenprodukten zu demonstrieren, wurden 

im kleintechnischen Maßstab an Modellwässern entsprechende Versuche durchgeführt. 

Dabei wurden folgende Desinfektionspläne für den Rohrnetzbetrieb miteinander 

verglichen: 

- ohne Desinfektion 

- mit geringer Desinfektionsmittelrestkonzentration (ca. 0,1 mg/L freies Chlor) 

- mit hoher Desinfektionsmittelrestkonzentration (ca. 1 mg/L freies Chlor) 

- mit Chloramin (ca. 0,3 mg/L gebundenes Chlor) 

Die Desinfektionspläne wurden auf verschiedene Wassertypen angewendet, wie sie 

im Ausland auftreten können und in Tab. 6.3 charakterisiert sind (GROSSE et al., 

2005).


Tab. 6.3: Modellhaft untersuchte Wassertypen 

Typ A 

niedriger DOC 

niedriger AOC 

niedrige Temp. 

Typ B 

niedriger DOC 

mittlerer AOC 


Typ C 

sehr hoher DOC 

hoher AOC 


DOC mg/L 1,4 1,0 4,5 

AOC µg/L 6-17 21-28 39-93 

Temperatur °C 10 10 10 

6.4.2.2 Betrieb mit Desinfektionsmittelrestkonzentration 

Bei einem Betrieb des Rohrnetzes mit Desinfektionsmittelrestkonzentration wird das 

bakteriologische Wachstum im Biofilm im Wesentlichen durch die Konzentration an 

freiem Desinfektionsmittel bestimmt. Nährstoffgehalt und Temperatur spielen in diesem 

Fall nur eine untergeordnete Rolle. 

Tab. 6.4 zeigt beispielhaft, dass die Gesamtzellzahldichte im Biofilm bereits durch 

eine Desinfektionsmittelrestkonzentration von 0,1 mg/L freiem Chlor erheblich vermindert 

werden kann, auch wenn erhöhte Nährstoffkonzentrationen vorliegen. Eine 

Desinfektionsmittelrestkonzentration von 1 mg/L bewirkte eine vergleichsweise stärkere 

Verminderung der Gesamtzellzahldichte im Biofilm. Chloraminrestkonzentrationen 

im Bereich von 0,3 mg/L ergaben im Vergleich zum Betrieb mit 1 mg/L freiem 

Chlor in dem Fallbeispiel ähnliche Gesamtzellzahldichten im Biofilm. 

Tab. 6.4: Beispiele für den Einfluss des Desinfektionsplanes auf die Gesamtzellzahldichten 

im Biofilm in KBE/cm², Modellwasser 

Ohne 

Desinfektion 

0,1 mg/L 

freies Chlor 

1 mg/L 

freies Chlor 

0,3 mg/L 

geb. Chlor 

Typ A Typ B Typ C 

5,0*10 4 9,5*10 5 1,6*10 6 

2,8*10 4 1,1*10 5 9,9*10 4 

1,4*10 4 7,0*10 4 2,5*10 4 

2,4*10 4 6,8*10 4 2,3*10 4 

Durch Reaktion des Desinfektionsmittels mit den organischen Wasserinhaltsstoffen 

kommt es auch zur Bildung von Nährstoffen für Mikroorganismen. Wie Bild 6.7 beispielhaft 

zeigt, wurde bei jedem der untersuchten Desinfektionspläne ein höherer 

Nährstoffgehalt, hier gemessen über die AOC-Konzentration, im Vergleich zum Betrieb 

ohne Chlor gebildet. In der Regel ist ein Anstieg der AOC-Bildung mit zunehmender 

DOC-Konzentration zu erwarten.


100 

80 

DOC = 1 mg/L 

DOC = 5 mg/L 

AOC in µg/L 

60 

40 

20 

0 

ohne Des. 

0,1 mg/L freies 

Chlor 

0,3 mg/L geb. 

Chlor 

1,0 mg/L freies 

Chlor 

Bild 6.7: Fallbeispiele zum Anstieg der AOC-Konzentration als Folge der Dosierung 

von Desinfektionsmitteln (GROSSE et al., 2005) 

6.4.2.3 Betrieb ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration 

Bei einem Betrieb des Rohrnetzes ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration wird 

das Bakterienwachstum in Biofilmen und im Wasser vom Nährstoffgehalt beeinflusst. 

Wie Bild 6.8 beispielhaft anhand der Parameter Koloniezahl (Nachweis über R2A- 

Agar) und Gesamtzellzahl zeigt, nimmt mit steigender AOC-Konzentration des Trinkwassers 

die Besiedlungsdichte in Biofilmen auf Rohrinnenoberflächen zu. 

Bei weitgehend konstanten Randbedingungen im Hinblick auf den Nährstoffgehalt 

und die Desinfektionsmittelrestkonzentration ist die Abgabe von Bakterien aus dem 

Biofilm nicht wesentlicher größer als die Vorgänge, die zu einer Abnahme der Bakterienkonzentration 

durch Anlagerung an die inneren Oberflächen und Absterben im 

Wasser führen (KORTH und WRICKE, 2004). In Folge von Schwankungen der Nährstoffkonzentration 

und der Desinfektionsmittelrestkonzentration kann es jedoch zu 

einer erhöhten Bakterienabgabe aus dem Biofilm kommen. Beispielsweise wurde in 

einem Wasser mit einem durchschnittlichen AOC-Gehalt von 15 µg/L bei Schwankungen 

der AOC-Konzentrationen um ca. 100 % eine Erhöhung der Koloniezahlen 

im Biofilm um den Faktor 10 festgestellt, wobei der analytische Nachweis mittels 

DEV-Agar geführt wurde. Die Koloniezahl im Wasserkörper erhöhte sich ebenso um 

etwa den Faktor 10. Koloniezahlerhöhungen um etwa den Faktor fünf wurden nach 

kurzzeitiger Erhöhung der Chlorrestkonzentration um > 0,1 mg/L beobachtet, wobei 

bei stabilen Betriebsbedingungen der Chlorrestgehalt im Bereich von 0,07 mg/L lag.


Besiedlungsdichte im Biofilm in Zellen/cm² 

bzw. KBE/cm² 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

Koloniezahl (R2A-Agar) 

Gesamtzellzahl 

8 25 35 

AOC-Konzentration im Wasser in µg/L 

Bild 6.8: Einfluss des Nährstoffgehaltes auf die Biofilmbildung (GROSSE et al., 

2005) 

6.4.2.4 Besondere Betriebszustände 

An einem Modellverteilungssystem wurden die Auswirkungen von besonderen Betriebszuständen 

beim Rohrnetzbetrieb, wie beispielsweise Stagnation und Leerlaufen, 

auf die Besiedlungsdichte im Biofilm simuliert (GROSSE et al., 2005). Nach diesen 

Ergebnissen führte eine Stagnation unabhängig vom Desinfektionsplan zwar zu 

einer deutlichen Zunahme der Kolonie- und Gesamtzellzahlen im Wasser, nicht jedoch 

im Biofilm. Durch das Leerlaufen von Leitungsabschnitten war bei einem Betrieb 

mit Desinfektion ein deutlicher Anstieg der Kolonie- und Gesamtzellzahldichte 

im Biofilm zu verzeichnen. Beim Betrieb ohne Desinfektionsmittel nahm dagegen die 

Dichte der Biofilmbesiedlung ab. Infolge eines Ausfalls der Desinfektion stellte sich 

schon nach kurzer Zeit (eine Woche) bei den Kolonie- und Gesamtzellzahldichten im 

Biofilm ein ähnliches Niveau ein wie bei einem dauerhaften Betrieb ohne Desinfektionsmittel. 

Bei Wiedereinführung der Desinfektion mit 0,1 mg/L bzw. 1 mg/L freiem 

Restchlorgehalt sowie mit 0,3mg/L Chloramin wurden bei einem etablierten Biofilm 

innerhalb kurzer Zeit (eine Woche) eine Verringerung (1-2 Zehnerpotenzen) der Kolonie- 

und Gesamtzellzahldichte im Biofilm verzeichnet.


6.4.3 Hauswasserspeicher 

Im Unterschied zum Rohrnetz liegen in Hauswasserspeichern häufig Bedingungen 

vor, die zu einer Verschlechterung der Trinkwasserqualität führen, auch wenn die 

Bedingungen für ein im Rohrnetzbetrieb mikrobiologisch einwandfreies Trinkwasser 

vorliegen. 

Am Beispiel einer halbtechnischen Versuchsanlage untersuchten HENNING et al. 

(2005) an Modellwässern die Aufkeimung in Hausspeichern unter extremen Bedingungen. 

Dazu wurden beispielhaft vier verschiedene Wassertypen (Tab. 6.5) mit den 

Desinfektionsplänen des Rohrnetzbetriebes (Kap. 6.4.2.1) abgebildet. Die Untersuchungen 

gelten für einen Speicherbetrieb mit vollständiger Entleerung des Nutzvolumens 

vor der Wiederbefüllung aus dem Rohrnetz. 

Tab. 6.5: Modellhaft untersuchte Wassertypen 

Typ 1 

Typ 2 

Typ 3 

Typ 4 

hoher DOC 

niedriger DOC 



mittlerer AOC 

mittlerer AOC 

hoher AOC 

hoher AOC 

hohe Temp. 

mittlere Temp. 


mittlere Temp. 

DOC mg/L 1,7 0,8 4,5 5,9 

AOC µg/L 35-66 24-47 64-114 54-101 

Temperatur °C 40 25 12 25


6.4.3.1 Betrieb ohne Desinfektion 

Für den Betrieb ohne Desinfektionsmittelrestkonzentration gelten die Grundvoraussetzungen 

aus Kap. 6.1.2. Ohne die Anwesenheit von freien Desinfektionsmittelrestgehalten 

werden Höhe und Geschwindigkeit der Aufkeimung fast ausschließlich von 

den Parametern Temperatur und Nährstoffgehalt bestimmt. 

Wie Bild 6.9 beispielhaft zeigt, unterschieden sich die Verläufe der Aufkeimungen in 

Abhängigkeit von dem Wassertyp. Bei hoher Temperatur (40°C) war etwa 24 Stunden 

nach Stagnationsbeginn ein Anstieg der Koloniezahl um den Faktor 100 zu verzeichnen. 

Während die Aufkeimung bei einer Temperatur von 25 °C bei vergleichbaren 

Nährstoffkonzentrationen ähnlich verlief, war eine deutlich geringere Aufkeimung 

bei Temperaturen um 12°C zu verzeichnen, obwohl in letzterem Fall höhere Nährstoffkonzentrationen 

vorlagen (HENNING et al., 2005). 

Chlor gesamt [mg/L] 

Typ 1: 40°C; 1,7 mg/L DOC; 35 µg/L AOC 

1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 

HPC R2A,14d [1/mL]; 

KBE PC,22°C [1/mL] 

Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 

Bild 6.9: Aufkeimung und Chlorzehrung im Hausspeicher ohne Desinfektion in Modellwässern


6.4.3.2 Betrieb mit niedriger Desinfektionsmittelrestkonzentration (ca. 0,1 mg/L 

freies Chlor) 

Bild 6.10 stellt das Aufkeimungsverhalten bei niedrigen Desinfektionsmittelrestkonzentration 

für die Wassertypen 1 bis 4 unter den Versuchsbedingungen gegenüber. 

Durch eine niedrige Desinfektionsmittelrestkonzentration konnte in den gering desinfektionsmittelzehrenden 

Modellwässern eine Aufkeimung auch bei Temperaturen um 

25°C über einen Zeitraum von beispielsweise 24 h unterdrückt werden. 

Nach vollständiger Chlorzehrung kann innerhalb von 2 bis 3 Tagen die Keimzahl um 

beispielsweise das 10- bis 100-fache zunehmen. Die Geschwindigkeit und Höhe der 

Aufkeimung hängt dann hauptsächlich von der Temperatur und der Nährstoffkonzentration 

ab. Die Oxidation der organischen Wasserinhaltsstoffe durch das Chlor 

führt häufig zu einer Zunahme der AOC-Konzentration, die nach vollständiger Chlorzehrung 

innerhalb von 2 bis 3 Tagen zu höheren Keimzahlen als beim Verzicht auf 

Desinfektion führen kann (HENNING et al., 2005). 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 

Bild 6.10: Aufkeimung und Chlorzehrung im Hausspeicher mit niedriger Desinfektionsmittelrestkonzentration 

(freies Chlor) in Modellwässern


6.4.3.3 Betrieb mit hoher Desinfektionsmittelrestkonzentration (ca. 1,0 mg/L freies 

Chlor) 

Anfängliche Chlorkonzentrationen von über 1 mg/L müssen nicht ausreichend sein, 

um ein vollständig keimfreies Wasser in Hauswasserspeicher zu erhalten, wie dies 

aus Bild 6.11 beispielhaft hervorgeht. Bei stark desinfektionsmittelzehrenden Wässern 

setzt nach der Zehrung des Desinfektionsmittels erneut das mikrobielle Wachstum 

ein. Bei gleichzeitig hohen Temperaturen (25 bis 40°C) im Speicher können bereits 

nach wenigen Tagen Keimzahlen erreicht werden, die erheblich höher liegen als 

beim Verzicht auf Desinfektion, da durch die Oxidation von Bestandteilen des DOC 

zusätzliche Nährstoffe entstanden sind (HENNING et al., 2005). 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 

Bild 6.11: Aufkeimung und Chlorzehrung im Hausspeicher mit hoher Desinfektionsmittelrestkonzentration 

(freies Chlor) in Modellwässern


6.4.3.4 Betrieb mit Chloramin (ca. 0,2 bis 0,3 mg/L gebundenes Chlor) 

Im Hausspeicher kann Chloramin eine relativ gute Desinfektionswirkung während der 

ersten 24 Stunden auch bei höheren Temperaturen (25 bis 40°C) und mittleren 

Nährstoffgehalten (AOC < 50 µg/L) aufweisen, wie dies aus Bild 6.12 beispielhaft 

hervorgeht. Wenn die Desinfektionswirkung erschöpft ist, setzt analog wie bei den 

anderen Desinfektionsverfahren eine rasche Aufkeimung ein. Bei hohen DOC- 

Konzentrationen wird auch die Desinfektionswirkung von Chloramin schnell erschöpft, 

so dass sich keine Vorteile gegenüber der Desinfektion mit freiem Chlor zeigen 

(HENNING et al., 2005). 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 



1,2 

1,0 

0,8 

0,6 

0,4 

0,2 

0,0 

10.000.000 

1.000.000 

100.000 

10.000 

1.000 

100 

10 

1 

0 12 24 36 48 60 72 

Zeit [h] 



Chlor 

HPC 

KBE 

Bild 6.12: Aufkeimung und Chlorzehrung im Hausspeicher mit Chloramin- 

Desinfektion in Modellwässern


6.5 Materialien in der Wasserverteilung, Wasserverwendung und Korrosion 

Bei der Verteilung von Trinkwasser vom Wasserwerk bis zum Verbraucher wird eine 

Vielzahl von Bauteilen aus unterschiedlichen Materialien eingesetzt. Dabei richtet 

sich heute die Auswahl der zum Einsatz kommenden Werkstoffe nach verschiedenen 

technischen, hygienischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten. Aus diesem Grund 

gibt es für den speziellen Anwendungsfall für jeden Werkstoff sowohl positive als 

auch negative Argumente. Da jedoch sowohl in der Wasserverteilung als auch in der 

Wasserverwendung, d.h. der Hausinstallation, die Lebensdauer der eingebauten 

Produkte auf mehrere Jahrzehnte ausgelegt ist, hat man bei Fragestellungen zur 

Korrosion sowohl im Hinblick auf die Veränderung der Wasserbeschaffenheit sowie 

auch bei Schäden am Bauteil stets die in der Vergangenheit eingebauten Werkstoffe 

zu berücksichtigen. Diese können nicht nur länderspezifisch sein sondern es können 

auch regionale Unterschiede innerhalb eines Landes bestehen. Bei Neubaumaßnahmen 

hingegen sind die zum Zeitpunkt der Maßnahme geltenden nationalen Regelungen 

zur Produktqualität zu berücksichtigen. Unbesehen davon genießen die in 

Deutschland eingesetzten Produkte und Materialien auch international einen hohen 

Stellenwert. Aus diesem Grund wird nachfolgend auf die in Deutschland in der Wasserverteilung 

und Wasserverwendung am häufigsten eingesetzten Rohrsysteme eingegangen. 

Im Abschnitt Korrosion werden mögliche Ursachen sowie gegebenenfalls 

Abhilfemaßnahmen im Falle von Korrosionsproblemen diskutiert. 

6.5.1 Wasserverteilung 

Stahlrohre nach DIN 2460 werden insbesondere dort eingesetzt, wo hohe Festigkeits- 

und Zähigkeitseigenschaften erforderlich sind. Aus Gründen des Außenkorrosionsschutzes 

sind die Rohre in jedem Fall mit einem entsprechenden passiven Außenschutz 

zu versehen. Bewährt für den Einsatz in allen Bodengruppen, deren Einteilung 

und Beurteilung nach dem DVGW-Arbeitsblatt GW 9 erfolgt, haben sich dabei 

die Polyethylen- und Zementmörtelumhüllung. Für den inneren Korrosionsschutz hat 

sich die Auskleidung mittels Zementmörtel durchgesetzt. Als Rohrverbindungen 

kommen heute überwiegend Stumpfschweißverbindungen und Steckmuffenverbindungen 

mit Gummidichtring zur Ausführung. 

Aufgrund einer Reihe vorteilhafter Eigenschaften werden Rohre aus duktilem Gusseisen 

nach DIN EN 545 sowohl für den Bau von Wasserverteilungsnetzen als auch 

für Zubringerleitungen eingesetzt. Aus diesem Grund werden in Deutschland seit ca. 

1965 duktile Gussrohre hergestellt, welche das bruchanfällige Graugussrohr bis ca. 

1967 nahezu vollständig vom Markt verdrängt haben. Hinsichtlich des Innen- und 

Außenkorrosionsschutzes gilt das bereits oben Erwähnte. Für Rohre und Formstücke 

aus duktilem Gusseisen werden heute überwiegend elastisch gedichtete Steckmuffen-Verbindungen 

verwendet.


Im Bereich der Kunststoffrohre werden sowohl Rohre aus Polyvinylchlorid (PVC) als 

auch Polyethylen (PE) verwendet. Hierbei ist zu beachten, dass u. a. Rohre aus PE 

nicht diffusionsdicht sind, d.h. Kontaminanten aus dem Erdreich beispielsweise im 

Bereich von Tankstellen oder von nicht-saniertem Altlastengebieten können durch 

das Rohr ins Trinkwasser gelangen. In solchen Fällen gibt es mittlerweile Rohre mit 

einer diffusionsdichten Aluminiumsperrschicht. Als Verbindungstechniken kommen 

bei PVC-Rohren überwiegen Steckverbindungen (Einsteckmuffe mit Gummidichtring) 

und bei PE-Rohren Schweißverbindungen zum Einsatz. 

Spannbetondruckrohre werden in der Wasserversorgung überwiegend für Zubringerund 

Fernleitungen großer Nennweiten bei geringen bis mittleren Drücken verwendet. 

Für die Lieferung, Prüfung und Abnahme der Rohre ist DIN 4035 maßgebend. 

Neben den oben angeführten heute gängigen Rohrmaterialien ist immer noch eine 

große Zahl an Rohren aus Grauguss (GG) und Asbestzement (AZ) in Betrieb, welche 

in der Vergangenheit verlegt wurden. 

6.5.2 Wasserverwendung 

Da für Trinkwasser-Installationen im System Wasser/Werkstoff die ungünstigsten 

Bedingungen vorherrschen, welche durch lange Stagnationszeiten bei kurzen Fließzeiten 

charakterisiert sind, kommt hier der fachmännischen Werkstoffauswahl eine 

besondere Bedeutung zu. In Deutschland kommen die in Tab. 6.6 aufgelisteten Systeme 

in Betracht. 

Daneben finden sich in einzelnen Regionen auch noch Installations- oder Hausanschlussleitungen 

aus Blei. In Deutschland werden diese jedoch aufgrund der Bleiabgabe 

für den Einsatz im Trinkwasser als nicht mehr geeignet angesehen.


Tab. 6.6: Systeme für Trinkwasser-Installationen 

Rohrwerkstoff 

Gängige Verbindungstechnik 

Rohre 

Technische Regeln 

Rohrverbindungen 

Schmelztauchverzinkte 

Eisenwerkstoffe 

Gewindeverbindung, 

Klemmverbindung 

DIN EN 10255 

DIN EN 10240 

DIN EN 10242 

Nichtrostender Stahl Pressverbindungen DVGW W 541 DVGW W 534 

Kupfer 

Löt-, Press-, Klemm-, 

Steckverbindungen 

DIN EN 1057 

DVGW GW 392 

DIN EN 1254 

DVGW GW 2, GW 

6, GW 8, W 534 

Innenverzinntes Kupfer 

Press-, Steckverbindungen 

DIN EN 1057 

DVGW GW 392 

DIN EN 1254 

DVGW GW 2, GW 

6, GW 8, W 534 

Vernetztes Polyethylen 

(PE-X) 

Klemmverbindung 

(Metall) 

DIN 16892 

DIN 16893 

DVGW W 544 

DVGW W 534 

Polypropylen (PP) 

Schweißverbindung 

DIN 8077 

DIN 8078 

DVGW W 544 

DVGW W 534 

Polybuten (PB) 

Schweiß-, Klemmverbindung 

DIN 16968 

DIN 16969 

DVGW W 544 

DIN 16831, 

DVGW W 534 

Chloriertes PVC (PVC- 

C) 

Klebverbindung 

DIN 8079 

DIN 8080 

DVGW W 544 

DIN 16832, 

DVGW W 534 

Verbundrohre 

Press-, Klemm-, 

Steckverbindung 

DVGW W 542 DVGW W 534 

6.5.3 Korrosion 

Beim Kontakt von Trinkwasser mit Materialien treten je nach Werkstoff unterschiedliche 

Wechselwirkungen auf. So finden beispielsweise bei metallenen Werkstoffen in 

Anwesenheit von Sauerstoff chemische Reaktionen statt, die zu einer Veränderung 

am Bauteil sowie zur Veränderung der Wasserbeschaffenheit führen. Dabei hängt 

das Ausmaß der Veränderungen nicht nur vom Werkstoff und/oder der Wasserbeschaffenheit 

ab, sondern es spielen insbesondere auch die Umgebungs- und Betriebsbedingungen 

eine entscheidende Rolle. Aus diesem Grund sind die Ursachen 

für etwaige Korrosionsschäden stets im Einzelfall zu prüfen. Dennoch bestehen eini-


ge grundlegende Zusammenhänge, die bei Fragen zur Korrosion zu berücksichtigen 

sind. Hierzu bedarf es in jedem Fall der Kenntnis des in der Vergangenheit verbauten 

Rohrmaterials einschließlich dessen Qualität sowie der gewählten Verbindungstechnik. 

Beispielsweise gibt ein Rohrnetzplan sowohl über das verbaute Material als auch 

die Lage der Leitungen Auskunft. Darüber hinaus ist es oftmals hilfreich, zu wissen, 

ob der vorliegende Korrosionsschaden einen Einzelfall darstellt oder ob ähnliche 

Probleme im gesamten oder zumindest in lokalisierbaren Teilbereichen des Versorgungssystems 

bestehen. Zudem sind für eine Beurteilung belastbare Wasseranalysen 

notwendig. Ebenso muss berücksichtigt werden, ob das System unter Druck 

steht und ständig mit Wasser durchflossen ist oder ob sowohl Druckschwankungen 

als auch Teilbefüllungen nicht ausgeschlossen werden können. Nur unter Berücksichtigung 

dieser Aspekte können die nachfolgend aufgeführten grundlegenden Zusammenhänge 

zur Ursachenermittlung und damit letztendlich zur Lösungsfindung bei 

bestehenden Korrosionsproblemen herangezogen werden. 

6.5.3.1 Eisengebundene Werkstoffe 

Sofern die Korrosion des Eisens unter weitgehend stationären Bedingungen abläuft 

und die Korrosionsraten keine extrem hohen Werte erreichen, ist weder eine Schädigung 

des Bauteils noch eine Beeinträchtigung der Trinkwasserbeschaffenheit zu erwarten. 

Unter günstigen Bedingungen bilden sich vielmehr gut schützende Deckschichten 

aus, die überwiegend aus Korrosionsprodukten des Eisens bestehen. Hinsichtlich 

der Trinkwasserbeschaffenheit kann es jedoch unter instationären Bedingungen, 

d.h. in Abwesenheit von Sauerstoff, in nicht unerheblichem Umfang zu 

Rostwasserproblemen kommen. Solche Bereiche liegen beispielsweise im Versorgungsnetz 

im Falle von groß dimensionierten Endsträngen bei gleichzeitig geringer 

Wasserabnahme vor. In diesen Fällen ist das Auftreten von Rostwasser an die Bildung 

von FeOOH-Spezies gebunden, die in der Lage sind, unter reduzierenden Bedingungen 

in der Deckschicht wieder zu Fe 2+ reduziert zu werden und damit in Lösung 

gehen zu können. Dieser Vorgang wird durch die Wasserbeschaffenheit beeinflusst, 

wobei hier insbesondere die Gehalte an Hydrogencarbonat sowie an Neutralsalzen 

zu betrachten sind. Zusätzlich kann es zu Eintrübungen kommen, die vom 

Verbraucher beanstandet werden, wenn Korrosionsprodukte bei deutlichen Änderungen 

in den Strömungsverhältnissen beispielsweise bei Druckschwankungen partikulär 

abgelöst werden. Eine Besserung der Situation kann unter Umständen bereits 

durch die Optimierung der Betriebsbedingungen im Netz erzielt werden. Zusätzlich 

kann auch die zentrale Dosierung von Korrosionsinhibitoren Abhilfe schaffen, sofern 

gewährleistet ist, dass der Inhibitor auch in die kritischen Netzbereiche gelangt 

(KLINGER et al., 2004). Als Inhibitoren haben sich in Deutschland insbesondere 

Produkte aus Phosphat und Silikat bewährt. Welche Konzentration und welche Inhibitorkombination 

zu wählen ist, bleibt jedoch vom Einzelfall abhängig. Rohrgebrechen 

an Eisenwerkstoffen sind in der überwiegenden Zahl der Fälle auf Außenkorrosion 

zurück zu führen.


6.5.3.2 Verzinkter Stahl 

Die Verzinkung der Stahlrohre stellt generell nur einen temporären Korrosionsschutz 

dar. Beim Transport von Wasser durch verzinkte Rohrleitungen korrodiert das Zink 

und die gebildeten Korrosionsprodukte sind nicht schwerlöslich, so dass in Abhängigkeit 

von der Wasserbeschaffenheit und den Betriebsbedingungen die Zinkauflage 

nach einer gewissen Zeit abgetragen ist. Danach verhält sich der verzinkte Stahl wie 

der eisengebundene Werkstoff. Im Hinblick auf die Wasserbeschaffenheit ist zusätzlich 

insbesondere der Austrag von Blei aus der Zinkauflage ausschlaggebend. Hierbei 

spielt der Bleigehalt und damit die Verzinkungsqualität eine entscheidende Rolle. 

So wurde in Deutschland der Bleigehalt auf 0,25 % begrenzt. Im Hinblick auf eine 

Schädigung des Werkstoffes ist anzumerken, dass schmelztauchverzinkte Eisenwerkstoffe 

im Warmwasserbereich nicht einzusetzen sind, da dort ein erhöhtes Risiko 

für Mulden- und Lochkorrosion besteht. Ebenso ist zu erwähnen, dass Kupferionen 

auf Zink auszementieren können und in der Folge sich Lokalelementen ausbilden, 

die zu Lochkorrosion führen. Ebenso begünstigen Teilbefüllungen den lokalen 

Korrosionsangriff. 

6.5.3.3 Kupfer 

Der Werkstoff Kupfer kann in Abhängigkeit von der Stagnationsdauer zu einer signifikanten 

Erhöhung der Kupferkonzentration führen. Hier spielt die Wasserbeschaffenheit 

eine entscheidende Rolle, wobei insbesondere der pH-Wert sowie der Gehalt an 

organischen Kohlenstoffverbindungen (TOC) zu betrachten sind. Korrosionsschäden 

am Bauteil treten wenn, dann meist durch örtliche Korrosion im Kaltwasser (Lochfraß 

Typ 1) auf. Diese wird durch eine ganze Reihe werkstoff-, installations- und betriebsbedingter 

Größen beeinflusst, ohne dass eine eindeutige Zuordnung zu bestimmten 

Wasserinhaltsstoffen möglich ist. Eine Ausnahme bildet der Lochfraß vom so genannten 

Typ 2, der direkt mit weichen, sauren, erwärmten Trinkwässern korreliert 

werden kann. Sofern sich die Wässer jedoch nahezu im Zustand der Calcitsättigung 

befinden, kann diese Korrosionsart vernachlässigt werden. Jedoch muss beachtet 

werden, dass unabhängig von der Wasserbeschaffenheit in Installationen mit ständig 

zirkulierendem Warmwasser bei Fließgeschwindigkeiten über 0,5 m/S – berechnet 

auf den kleinsten Querschnitt – Erosionskorrosion eintreten kann, die nicht selten zu 

erheblichen Schäden führt. Aus den Erfahrungen in Deutschland bleibt jedoch zu 

erwähnen, dass mit der Markteinführung der hinsichtlich der Kohlenstoffrestgehalte 

güteverbesserten Kupferrohre Anfang der achtziger Jahre sowie mit dem seit 1996 

bestehenden Weichlötgebot für Kupferrohre in der Trinkwasser-Installationen im Abmessungsbereich 

bis 28x1,5 mm eine deutliche Verringerung der Korrosionsschäden 

in Deutschland aufgrund von Lochfraß Typ 1 eingetreten ist. 

6.5.3.4 Zementgebundene Werkstoffe 

Das Verhalten dieser Werkstoffe, zu denen auch Rohre aus Asbestzement zählen, ist 

bei Wässern mit ausreichenden Hydrogencarbonatgehalten, die sich annährend im


Kalk-Kohlensäure-Gleichgewicht befinden, ausgesprochen günstig, da in diesen Fällen 

relativ rasch eine Karbonatisierung der Oberfläche eintritt. Bei nicht entsäuerten 

Wässern, mit Calcitlösekapazitäten deutlich über 5 bis 10 mg/L, tritt nach der Karbonatisierung 

eine Rücklösung des gebildeten Calciumcarbonats ein, wodurch der zementgebundene 

Werkstoff erweicht. Bei Asbestzementrohren können dabei Asbestfasern 

in das Wasser gelangen, die jedoch oral aufgenommen toxikologisch keine 

Relevanz besitzen. Werden jedoch solche Wässer über einen Zeitraum von mehreren 

Jahren bis Jahrzehnten verteilt, wird der Werkstoff derart geschwächt, dass es 

zum Versagen des Rohres kommen kann. Demnach kann hier u. a. durch eine zentrale 

Wasseraufbereitung wie Entsäuerung eine Besserung erzielt werden, sofern die 

Bauteile nicht schon zu stark geschädigt sind. Aus den Praxiserfahrungen in 

Deutschland können jedoch auch dann Versagensschäden im Falle von Asbestzementrohren 

nicht ausgeschlossen werden, wenn zwar die Wasserbeschaffenheit als 

unkritisch zu bewerten ist, die Rohre jedoch in Bereichen mit häufigem Schwerlastverkehr 

bei unzureichender Überdeckung verbaut sind. Hier führen letztendlich die 

stetigen Erschütterungen zum Rohrgebrechen. Probleme hinsichtlich der Trinkwasserqualität, 

kann es bei weichen Wässern sowie zusätzlich bei schlecht durchflossenen 

Rohrnetzbereichen geben, da hier die Karbonatisierung der Oberfläche nicht 

vollständig möglich ist. Folglich können pH-Wert-Erhöhungen deutlich über pH 9 auftreten. 

6.5.3.5 Kunststoffe 

Während bei den metallenen Werkstoffen die Anwesenheit von Sauerstoff die zentrale 

Rolle spielt, ist im Falle von Kunststoffen im Kontakt mit Trinkwasser als wesentlicher 

Faktor der Korrosion die Diffusion von chemischen Substanzen aus der Polymermatrix 

in das Trinkwasser zu betrachten. Aus diesem Grund sind zur Sicherstellung 

der hygienischen Unbedenklichkeit gegenüber dem Trinkwasser in Deutschland 

für Bedarfsgegenstände aus Kunststoffen die KTW-Empfehlungen etabliert. Entsprechend 

diesen, dürfen nicht-metallene Bedarfsgegenstände nur aus Substanzen aufgebaut 

sein, die toxikologisch bewertet und durch Aufnahme in die hierfür gültigen 

Positivlisten frei gegeben wurden. Zusätzlich muss durch Migrationsversuche bestätigt 

werden, dass die Trinkwasserbeschaffenheit nicht negativ verändert wird. Hierzu 

sind in Abhängigkeit vom Einsatzbereich für ausgewählte Parameter zulässige 

Höchstwerte festgelegt. Es bleibt jedoch festzuhalten, dass fabrikmäßig hergestellte 

Produkte durch Kontrollen bei den Herstellern sicher überwacht werden können. Im 

Falle von vor Ort erstellten Kunststoffprodukten (beispielsweise Auskleidungen) ist 

dies hingegen nicht uneingeschränkt möglich. Rohrgebrechen an Kunststoffrohen 

können dann verstärkt auftreten, wenn bei der Rohrverlegung inklusive Einbettung 

nicht fachgerecht gearbeitet wurde. 

6.5.3.6 Einfluss der Wasserbeschaffenheit 

Um typische Effekte zum Einfluss der Wasserbeschaffenheit auf die Korrosion unter 

regional vorliegenden Randbedingungen zu erfassen, wurden von KLINGER et al.


(2005) Untersuchungen zur Schwermetallmigration nach DIN 50931-1 durchgeführt. 

Dazu wurden Rohrstücke und Probekörper aus verschiedenen Materialien an einer 

kleintechnischen Versuchsanlage mit Modellwässern beaufschlagt. Beispielsweise 

wurde bei einem nicht entsäuerten und mit Acetat versetzten Grundwasser durch 

Desinfektionsmittelrestkonzentrationen eine verminderte Migration von Metallen bei 

Materialien aus kupfergebundenen Werkstoffen beobachtet. Bild 6.13 bestätigt diesen 

Effekt für Messing am Beispiel von metallographischen Schliffen. Verzinkter 

Stahl zeigte diesen Effekt nicht. Bei keinem der untersuchten Materialien (Kupfer, 

Messing, verzinkter Stahl) war hingegen bei Beaufschlagung mit einem stark huminstoffhaltigen 

Wasser einen Einfluss des Desinfektionsmittels auf die Metallmigration 

feststellbar (KLINGER et al., 2005). 

Bild 6.13: 

Metallographische Schliffe an Messingrohrproben bei Betrieb mit (links) 

und ohne (rechts) Restkonzentrationen an freiem Chlor bei 15°C 

Diese Untersuchungen weisen darauf hin, dass unter regionalen Bedingungen für 

eine Bewertung des Einflusses der Wasserbeschaffenheit auf die Korrosion nicht nur 

die in der Praxis übliche Ermittlung der Koeffizienten zur Korrosionswahrscheinlichkeit 

gemäß DIN EN 12502 ausreichend ist. Versuche unter den konkret vorliegenden 

Bedingungen an einem Teststand führen bei großtechnischen Projekten in der Planungsphase 

zwar zu etwas erhöhten Aufwand. Dem steht jedoch eine Minimierung 

der Folgekosten durch Auswahl geeigneter Materialien gegenüber. Aus diesem 

Grund wird empfohlen, auch im Ausland Versuche nach DIN 509311 unter Verwendung 

eines eigens dafür entwickelten Versuchsstand wie dieser in Bild 6.14 abgebildet 

ist (WERNER et al., 2003) durchzuführen.


Bild 6.14: 

Transportabler Versuchsstand zur Bewertung des Einflusses der Wasserbeschaffenheit 

auf die Korrosion vor Ort 

Ein solcher Versuchsstand ist transportabel und kann im Ausland zur Untersuchung 

von Fragestellungen zur Korrosion eingesetzt werden. 

6.6 Rohrnetzunterhaltung 

6.6.1 Wasserverlustmessungen und Leckortung 

6.6.1.1 Wasserverlustmessung 

In Bild 6.15 sind in Abhängigkeit von vorhandenen Wasserzählern im Netz und bei 

Kunden und der generellen Unterscheidung, ob das Rohnetz bereits vorhanden oder 

geplant ist, die möglichen Verfahren zur Wasserverlustmessung aufgezeigt. 

Die Jahresmengenbilanz ist ein sehr grobes Instrument zur Feststellung der Wasserverluste 

mittels Differenzbildung aus Jahresgesamtmenge der Rohrnetzeinspeisung 

und Jahresgesamtwert der in Rechnung gestellten Wasserabgabe. Bei der Referenzüberwachung 

der Durchfluss- und Druckmessungen wird mittels einer Bilanzierung 

der Zonenzu- und -abflüsse der aktuelle Zonenverbrauch berechnet und mit


Datenbankwerten verglichen. Analog dazu kontrolliert die Gradientenüberwachung 

den Anstieg eines Durchflusses oder Druckes. Die Nullverbrauchsmessung ist eine 

sehr genaue Dichtheitsmessung, die in einem räumlich begrenzten Abschnitt während 

eines kurzen Zeitraumes nachts den Zufluss bestimmt. Zufluss – Dauerentnahme 

= Verlust (DVGW, 1999; ROSCHER, 2000, DVGW W 392) 

Dichtheitsmessung 

Wasserverlustmessung 

Bestehendes Netz 

Planung 

Kundenzähler 

vorhanden 

Keine 

Zähler 

Netzzähler 

vorhanden 

Kundenzähler 

einbauen 

Netzzähler 

einbauen 

temporärer 

Einbau 

Jahresmengenbilanz 

Referenzüberwachung 

Gradientenüberwachung 

Bild 6.15: Integration der Randbedingungen bei der Wasserverlustmessung 

6.6.1.2 Leckortung 

Die Leckortung umfasst die elektroakustische Leckortung, die Geräuschpegelmessung, 

die Korrelationsmesstechnik, weitere Verfahren, sowie direkt überwachte 

Rohrsysteme. 

Bei der elektroakustischen Leckortung wird der empfangene Körperschall per 

Körperschallmikrophon mit Verstärker in elektrische Impulse umgewandelt. Beim direkten 

Abhorchen wird an zugänglichen Netzteilen ein direkter Kontakt zwischen Leitung 

und Horchgerät hergestellt, beim indirekten Abhorchen werden die vom Leckgeräusch 

erzeugten Bodenvibrationen erfasst. Um den Einfluss von Nebengeräuschen 

zu minimieren, wird das Verfahren nur nachts durchgeführt. Die Geräuschpegelmessung 

(auch: Schallpegelmessung) ist eine Sonderform der akustischen Lecksuche, 

bei der mehrere Schallmessgeräte an Armaturen im Leitungsnetz verteilt angebracht 

werden. Die programmierten Messgeräte bestimmen in verbrauchsarmen Zeiten 

in definierten Abständen den Schallpegel. Ein erhöhter Geräuschpegel ist ein 

Hinweis auf ein mögliches Leck, so dass auch dieses Verfahren anfällig für Störgeräusche 

ist. Die Geräte können nach wenigen Tagen umgesetzt werden, um ein großes 

Rohrleitungsnetz mit möglichst wenigen Geräten überwachen zu können. Beim


Korrelationsmessverfahren (Körperschall- oder Wasserschallmessung) wird an 

zwei Punkten der Rohrleitung, zwischen denen sich ein Leck befindet, eine Laufzeitdifferenzmessung 

der durch ein Leck entstehenden Schallwellen vorgenommen. Die 

Leckortung erfolgt mit Hilfe der Parameter Leitungslänge des Messabschnittes, Laufzeitdifferenz 

und Ausbreitungsgeschwindigkeit. Die Intensität des Geräusches ist 

nicht von Bedeutung, so dass dieses Verfahren auch am Tag an verkehrsreichen 

Straßen angewendet werden kann. 

Zusätzlich zu den hier genannten Verfahren existieren noch chemische und mechanische 

Verfahren, sowie die Infrarot Thermographie, die aber nur selten eingesetzt 

werden. Außerdem gibt es direkt überwachte Rohrsysteme, bei denen die Leitung 

von einem Hüllrohr umgeben ist, in dem per Sensoren ein Wasseraustritt festgestellt 

werden kann (DVGW, 1994; DVGW, 1999; MUTSCHMANN und STIMMELMAYER, 

1999; ROSCHER, 2000; DVGW W 392). 

Material 

gut 

schallleitend 

schlecht 

schallleitend 

Geräuschpegelmessung 

Elektroakustische 

Leckortung 

Lärm 

gering 

hoch 

Korrelationsmessverfahren 

Körperschall 

Korrelationsmessverfahren 

Wasserschall 

Genauigkeit 

Sonderverfahren 

Bild 6.16: Integration der Randbedingungen bei der Leckortung 

6.6.2 Versorgungsdruck 

Ortsnetze sind so zu planen, dass eine genügend große Reserve zur Aufnahme von 

Druckstößen zur Verfügung steht. Der Betriebsdruck (DP) sollte ohne Druckstöße 

etwa 2 bar geringer als der höchste Systembetriebsdruck (MDP) sein. 

Bestehen innerhalb eines Ortsnetzes größere Höhenunterschiede, sollte das Netz in 

Druckzonen unterteilt werden. Als empfehlenswert gilt ein Ruhedruck im Schwerpunkt 

einer Druckzone von 4 bis 6 bar am Hausanschluss.


Der Versorgungsdruck einer Druckzone sollte sich nach der überwiegenden ortsüblichen 

Geschosszahl der Bebauung dieser Zone richten. Dabei sollten die Netze so 

bemessen sein, dass zur Zeit des höchsten Verbrauches ein Mindestdruck von 1 bar 

an der höchst gelegenen Entnahmestelle eines Gebäudes nicht unterschritten wird. 

Wird dem Netz im Brandfall Löschwasser entnommen, darf der Netzdruck an keiner 

Stelle unter 1,5 bar sinken. 

Es ist anzustreben, dass der Versorgungsdruck nur an möglichst wenigen Stunden 

des Jahres während der Zeit des höchsten Verbrauches kurzfristig unterschritten 

wird. Abweichend davon können wirtschaftliche Gründe bei historisch gewachsenen 

Netzen gegen eine generelle Vorhaltung eines erhöhten Druckes sprechen. 

In ausgeprägten Hochlagen ist ein Versorgungsdruck von nur 0,5 bar an der höchst 

gelegenen Entnahmestelle bei Spitzenverbrauch annehmbar, da für einzelne hoch 

oder tief gelegene Gebäude keine eigenen Druckzonen eingerichtet werden sollten. 

Dynamische Druckänderungen bzw. Druckstöße im Wasserversorgungsnetz sind zu 

vermeiden. Sie entstehen z. B. durch Pumpenausfall, Pumpenstart, schließende oder 

öffnende Armaturen, regelnde Druckminderventile, Rohrbrüche, usw. Auch der intermetierende 

Betrieb kann zu einer erhöhten Beanspruchung des Versorgungsnetzes 

führen. Die auf den Ruhedruck oder DP bezogenen dynamischen Druckänderungen 

bestehen aus positiven und negativen Druckamplituden. Der Schwankungsbereich 

ist nach oben durch den zulässigen DP begrenzt. Die untere Druckgrenze 

des DP ist bei Trinkwasserleitungen so zu wählen, dass bei Druckschwankungen 

immer ein Überdruck erhalten bleibt, da Unterdrücke wegen hygienischer Beeinträchtigungen 

des Trinkwassers zu vermeiden sind. Andernfalls besteht die Gefahr, dass 

Fremd- bzw. Schmutzwasser an Muffen oder möglicherweise vorhandenen Leckstellen 

eingesaugt wird. Außerdem ist bei Unterdruck eine Verlagerung der elastischen 

Dichtungen möglich, sowie das Auftreten von Einbeulungen bei sehr dünnwandigen 

Stahl- oder Kunststoffrohrleitungen. Befindet sich die Leitung im Grundwasser oder 

innerhalb eines Gewässers, ist die Einhaltung des Mindestdruckes besonders wichtig. 

Die untere Grenze des Innendruckes ist hydromechanisch durch den Dampfdruck 

des Wassers gegeben. Wird der Grenzwert des Dampfdruckes durch Druckabsenkung 

erreicht, entstehen Dampfblasen, bei deren anschließendem Zusammenfall 

häufig starke Druckanstiege mit großen Amplituden entstehen, die auch als Wasserschlag 

bekannt sind. Zwar zeigen Beobachtungen und Messungen, dass die von einer 

Entnahmestelle ausgehenden dynamischen Druckänderungen im Rohrnetz abgemindert 

werden, aber das verhindert nicht, dass Leitungen in unmittelbarer Nähe 

von großen Entnahmestellen, wie z. B. Druckerhöhungsanlagen in Gebäuden, 

Löschwasseranschlüssen oder Hydranten, großen dynamischen Druckänderungen 

ausgesetzt werden. Zudem ist die Druckstoßminderung bei geringer Wasserabgabe 

vergleichsweise klein, da es keine geöffneten Entnahmestellen gibt und die Reibung 

nur wenig dämpft.


Deshalb sollten dynamische Druckänderungen möglichst schon an der Entstehungsstelle 

begrenzt werden. Das geschieht durch die Wahl geeigneter Armaturen, regelmäßiger 

Wartung an Druckminder- und Entlüftungsventilen, sowie durch Betriebsanweisungen 

für die sachgerechte Betätigung von Absperrarmaturen und Hydranten. 

Weitere Maßnahmen zur Begrenzung dynamischer Druckänderungen: Festlegung 

der Stellzeit von Absperr- und Regelarmaturen, die Anpassung der Regeleinrichtung, 

Anfahren der Pumpen gegen geschlossene Armaturen Einsatz von Druckbehältern 

mit Gaspolster, Schwungmassen, Wasserschlössern (Standrohr) bei geringem DP, 

Nachsaugebehältern (Einwegwasserschlössern), Be- und Entlüftungsventilen, 

Rückflussverhinderern in der Hauptleitung, Nebenauslässen und Prozessleittechnik 

(DVGW, 1994; MUTSCHMANN und STIMMELMAYER, 1999, DVGW W 303, DVGW 

W 400-1; DVGW W 405). 

6.6.3 Neue Technologien zur Neuverlegung und Rehabilitation von Trinkwasserleitungen 

Die Verfahren sind in den Tab. 6.7 und 6.8 zusammengestellt (HENNING et al., 

2005). 

6.6.3.1 Neuverlegung 

Nichtsteuerbare Verfahren 

Bodenverdrängungshammer: einfaches Verfahren, geringer Aufwand, oft in Kombination 

mit offener Bauweise. Horizontalramme/-presse mit geschlossenem Rohr und 

Horizontal-Pressanlage: kaum von Bedeutung, da im Vergleich dem Bodenverdrängungshammer 

unterlegen. Horizontalramme mit offenem Rohr: von großer Bedeutung 

beim Einbau von Schutzrohren. Horizontal-Pressbohrgerät: von sinkender Bedeutung, 

Einsatz wie Bodenverdrängungshammer. 

Steuerbare Verfahren 

Pilotrohr-Vortriebe: eher Hausanschlüsse als Ortsnetze. Pressbohr-Rohrvortrieb: 

sehr präzises und teures Verfahren. Schild-Rohrvortrieb: besonders für große 

Durchmesser geeignet. Horizontal-Spülbohrung und HDD-Verfahren: wichtigste Verfahren 

der geschlossenen Bauweise, sehr flexibel einsetzbar. Fräs- und Pflugverfahren: 

sehr großes Potential, insbesondere in ländlichen, strukturschwachen Gebieten; 

einfaches Verfahren, geringer Aufwand, schneller Baufortschritt (DVGW 1994; 

WALTHER und GÜNTHERT, 1999; DVGW GW 304; DVGW GW 321).


Verfahren 

Da max 

Vtl. Max 

Material 

GW 

Bodenart 

Fläche 

Personal 

Technik 

Energie 

Zeit 

Tab. 6.7: Übersicht Verfahren der grabenlosen Verlegung von Trinkwasserleitungen. 

Bodenverdrängungshammer 

Horizontalramme/ - 

presse 

200 25 

(GGG, St, PVC, PE, 

nein C C A A A B 

PE-X, FZ) 

150 20 (St) ja C C B A A B 

Horizontal-Pressanlage 100 15 (St) ja C C B A A B 

Horizontalramme 

offenes Rohr 

Horizontal- 

Pressbohrgerät 

1600 70 (St) nein B B B A B B 

1600 80 

(GGG, St, Stb, PE, 

PE-X, GFK) 

nein A B B B B B 

Pilotrohr-Vortriebe 200 100 (St, Pbt) nein C B B B B B 

Pressbohr-Rohrvortrieb 1300 100 (St) nein B B C B B C 

Schild-Rohrvortrieb 

1850 1 250 

(GGG, St, Stb, Pbt, 

GFK) 

ja A A C C C C 

Horizontal-Spülbohrung 400 250 GGG, St, PE, PE-X ja C A C C B B 

HDD-Verfahren 1500 1500 GGG, St, PE, PE-X ja A A C C C B 

Fräsverfahren 355 - PE, PE-X ja A D * A A B A 

Raketenpflug 355 - GGG, PE, PE-X ja C D * A A B A 

Verlegepflug 180 - PE, PE-X ja C D * A A B A 

* Die Beschreibungen hinsichtlich der Einsatzgrenzen sind auf A (niedrig), B (mittel) und C (hoch) 

beschränkt. D a,max : maximaler Außenrohrdurchmesser [mm]; Vtl. max : maximale Vortriebslänge [m]; 

Material: Anz. verwendbarer Rohrleitungswerkstoffe, Angaben in Klammern beruhen auf Unternehmensangaben; 

GW: Zusatzmaßnahmen bei Grundwasser erforderlich?; Bodenart: Einsatzgrenzen 

bei verschiedenen Bodenarten; Fläche: Flächenbedarf des Verfahrens, D bedeutet Oberflächenaufbruch 

über die gesamte Trasse erforderlich; Personal: Bedarf an qualifiziertem Personal; Technik: 

Umfang und Komplexitätsgrad der technischen Ausrüstung; Energie: Energiebedarf; Zeit: Zeitaufwand; 

1 auch größere Durchmesser möglich


6.6.3.2 Rehabilitation 

Reinigung 

Reinigungsmaßnahmen beseitigen Ablagerungen, Inkrustationen und Auskleidungen 

und sind Bestandteil von Sanierungsmaßnahmen. Man unterscheidet: mechanische 

Rohrreinigung, hydraulische Rohrreinigung, Wasserhochdruckverfahren, Wasserhöchstdruckverfahren 

und Wasserfräse (ROSCHER, 2000; DVGW W 401). 

Sanierung 

Sanierungsverfahren dienen der Erhaltung bestehender Rohrleitungen und setzen 

Reinigungsverfahren voraus. 

Zementmörtelauskleidung: viele Erfahrungswerte, auch fester Bestandteil der Neuverlegung 

bei Horizontalramme mit offenem Rohr. Gewebeschlauch mit und ohne 

Verklebung des Inliners: wichtigstes Sanierungsverfahren, Einbau eines Fertigproduktes, 

schneller Baufortschritt, Vorteil bei Qualitätssicherung. PE-Relining mit und 

ohne Ringraum: Schutzfunktion des Altrohres, Verringerung des Leitungsinnendurchmessers. 

Weitere Sanierungsverfahren: Folienauskleidung und Muffenabdichtung 

per Dichtmanchette (DVGW 1994; ROSCHER, 2000; DVGW GW 320-1; DVGW 

GW 320-2; DVGW W 401). 

Erneuerung 

Erneuerungsmaßnahmen ersetzen die bestehende Rohrleitung durch eine neue 

selbsttragende Rohrleitung, ggf. Wechsel des Werkstoffes oder der Trasse. 

Stahl- oder GGG-Relining: Schutzfunktion des Altrohres, Verringerung des Leitungsinnendurchmessers. 

Press-/Ziehverfahren: Altrohr wird entfernt, Einsatz verschiedener 

Werkstoffe möglich. Berstlining: wichtigstes Erneuerungsverfahren, Altrohr 

verbleibt im Erdreich, Einsatz verschiedener Werkstoffe möglich (ROSCHER, 2000; 

DVGW GW 322-1; DVGW W 401).


Tab. 6.8: Übersicht zu den Verfahren der Rehabilitation von Trinkwasserleitungen 

Verfahren 

Da,min 

Da,max 

Reinigung 

AdS 

Anschluss 

Fläche 

Personal 

Technik 

Energie 

Zeit 

Zementmörtelauskleidung 80 >3000 B B A A B A A A 

Gewebeschlauch 

verklebt 

Gewebeschlauch 

unverklebt 

PE-Relining 

mit Ringraum 

PE-Relining 

ohne Ringraum 

100 1000 C A A A B B B A 

70 200 C A A A A B B A 

63 400 A B B B B B A B 

63 400 B B B B B C A B 

Stahl oder GGG-Relining 300 1000 A C B C B B A B 

Press-/Ziehverfahren 25 600 0 C C C C C C C 

Berstlining 65 500 0 C C B C B C C 

Die Beschreibungen hinsichtlich der Einsatzgrenzen sind auf A (niedrig), B (mittel) und C (hoch) beschränkt. 

D a,min : erforderlicher Mindestrohraußendurchmesser [mm]; D a,max : maximaler Außenrohrdurchmesser 

[mm]; Reinigung: erforderlicher Reinigungsaufwand, 0 bedeutet keine Reinigung erforderlich; 

AdS: Bandbreite der Schadensarten, bei denen Einsatz des Verfahrens möglich ist; Anschluss: 

Aufwand bei der Einbindung von Anschlüssen; Fläche: Flächenbedarf des Verfahrens; Personal: 

Bedarf an qualifiziertem Personal; Technik: Umfang und Komplexitätsgrad der technischen 

Ausrüstung; Energie: Energiebedarf; Zeit: Zeitaufwand 

6.7 Zusammenfassende Bewertung 

Bei der Konzeption, Planung, Ausführung oder Betrieb von Anlagen der Wasserverteilung 

ist die Berücksichtigung der lokalen Rahmenbedingungen in Industrie-, 

Schwellen- bzw. Entwicklungsländern (IL, SL, EL) mit dem jeweiligen Stand der 

Technik und der vorhandenen Infrastruktur mitentscheidend für den Erfolg eines Projektes. 

Untersuchungen haben gezeigt, dass die in Deutschland üblichen Restkonzentrationen 

an Desinfektionsmitteln vor Abgabe in das Rohrnetz, insbesondere bei Vorliegen 

von Wässern mit hohem Anteil an biologisch gut abbaubaren Stoffen und höheren 

Wassertemperaturen (z. B.> 20 °C) nicht ausreichen, um im Rohrnetz bzw. an 

den Zapfhähnen eine einwandfreie mikrobiologische Qualität bzw. einen gewissen 

Schutz gegen Kontaminationen aufrecht zu erhalten.


In SL und EL sind Hauswasserspeicher nicht unüblich. In Hauswasserspeichern 

sind häufig Bedingungen anzutreffen, die auch dann zu einer Verschlechterung der 

Trinkwasserqualität im Speicher führen wenn dies aus Sicht des Rohrnetzbetriebes 

nicht zu erwarten ist. Daher kann in Hauswasserspeichern nach Zehrung des Desinfektionsmittels 

eine Nachdesinfektion erforderlich sein. 

Beim Betrieb von Verteilungsnetzen bzw. sowie den Hauswasserspeichern sind besondere 

Hinweise zu beachten, wie sie in den vorangegangenen Kapiteln beschrieben 

wurden. 

Die Auswahl der zum Einsatz kommenden Werkstoffe richtet sich nach verschiedenen, 

vor Ort zu untersuchenden, technischen, hygienischen und wirtschaftlichen Gesichtspunkten. 

Dabei ist hervorzuheben, dass die in Deutschland eingesetzten Produkte 

und Materialien auch international einen hohen Stellenwert genießen. Es sei 

angemerkt, dass im Rahmen von deutscher Seite finanzierter Projekte die Verwendung 

von Asbestzementrohren seit geraumer Zeit nicht mehr zugelassen wird. 

Häufig bieten die im Kap. 6.6 aufgeführten Methoden zur Rohrnetzanalyse bzw. zur 

Wasserverlustmessung eine Möglichkeit, um im Ausland zunächst die Versorgungssicherheit 

zu gewährleisten und die Wasserverteilung zu optimieren. Gerade in 

dieser Hinsicht bestehen große Defizite in vielen Wasserversorgungssystemen von 

SL und EL, so dass hier deutsches Fachwissen gut eingesetzt werden könnte.

Exportorientierte F&E - Leitfaden 183

Ökonomische Aspekte und Auswirkungen 184 

7 Ökonomische Aspekte und Auswirkungen 

7.1 Kostensituation der angepassten Verfahren im Ausland 

Bei der Entwicklung eines Projektes insbesondere auch im Bereich der Wasserwirtschaft 

müssen die normativen Vorgaben der ökonomischen Effizienz, der ökologischen 

Nachhaltigkeit und der sozialen Gerechtigkeit beachtet werden. In diesem Zusammenhang 

müssen neben technischen Weiterentwicklungen der in Deutschland 

erprobten Verfahrenstechnik auch ökologische, sozioökonomische und betriebswirtschaftliche 

Gesichtspunkte berücksichtigt werden, um den besonderen Randbedingungen 

der Auslandmärkte zu genügen. Eine nur auf technische Perfektion gerichtete 

Strategie wird es deutschen Unternehmen nicht erlauben, auf Auslandsmärkten 

erfolgreich zu bestehen. Wichtige Aspekte sind in diesem Zusammenhang 

(GRIEB, 2005): 

− Investitionskosten (Gelände, Bau, Maschinentechnik, Elektrik/MSR) 

− Kosten bei Finanzierung (Anlagenabschreibung, Kreditaufnahme/Tilgung) 

− Laufende Betriebskosten (Bedarf an Energie, Chemikalien, Personal usw.) 

− Transportkosten, einschließlich Zoll- und Hafengebühren 

− Qualifikation und Ausbildung des Betriebspersonals 

− Sozioökonomischer Standard der Kunden 

− Vermeidung von Umweltbelastungen 

− Einbindung lokaler Firmen (Kostenverminderung, Einbeziehung von lokalem 

Know-how) 

Es ist daher von besonderer Wichtigkeit, bei der Vorbereitung eines Wasserversorgungsprojektes 

neben der Prüfung der technischen Lösungswege auch alle nichttechnischen 

Aspekte zu analysieren. Hier sollten alle Beteiligten eng zusammenarbeiten. 

Die Kosten eines Projektes lassen sich im Allgemeinen im Vorfeld der Umsetzung, 

in der Phase der Machbarkeitsprüfung und Vorplanung entscheidend beeinflussen, 

geringere Anpassungen sind während der Detailplanungsphase möglich wie dies in 

Bild 7.1 beispielhaft dargestellt ist. 

Bei der Beurteilung der Machbarkeit eines Wasserversorgungsprojektes spielt der 

Entwicklungsstandard eines Landes eine wichtige Rolle. Wie in Kap. 3 erläutert, 

können als grundlegender Standard die groben Unterteilungen in Industrieländer (IL), 

Schwellenländer (SL) und Entwicklungsländer (EL) herangezogen werden. Auch 

wenn innerhalb dieses Rasters nicht immer eindeutige Zuordnungen möglich sind, 

erlaubt es doch eine erste Abschätzung der technisch-wirtschaftlichen Machbarkeit 

im spezifischen Kontext.


hoch 

Projektphasen 

Kosteneinsparpotenzial 

Grundlagenermittlung 

Vorplanung 

Entwurfs- und Genehmigungsplanung 

Ausführungs- und Detailplanung 

Ausschreibung und Vergabe 

Bauausführung 

Betrieb 

mittel 

gering 

Planung 

Ausschreibung und Vergabe 

Bauausführung 


Betriebsoptimierung 

Projektdauer 

¼ ½ ¾ Fertigstellung 

Optimierung technisch wirtschaftliche Betreuung Betriebsoptimierung 

Planungsgrundlagen 

Bild 7.1: Kosteneinsparpotenziale im Projektverlauf (BOHN, 1993) 

7.2 Institutionellen Rahmenbedingungen und Personalqualifikation 

7.2.1 Institutionelle Rahmenbedingungen 

Die Verantwortung für die Wasserversorgung wie für die Abwasserentsorgung liegt 

grundsätzlich beim Staat und seinen zentralen oder dezentralen Strukturen. Die erforderlichen 

Rahmenbedingungen für eine nachhaltige Wasserversorgung, die auch 

für SL und EL gelten, lassen sich dabei wie folgt zusammenfassen: 

− Trinkwasser muss sowohl als ein soziales, wie auch ein knappes, ökonomisches 

Gut angesehen werden 

− Wasserunternehmen sollten kommerzielle Autonomie besitzen, um effizient und 

nachhaltig wirtschaften zu können 

− Der Staat sollte sich auf die ordnungspolitische Gestaltung und Definition der 

Rahmenbedingungen des Wassersektors beschränken 

− Das Management von Wasserressourcen sollte ganzheitlich auf der Ebene des 

Wassereinzugsgebietes erfolgen.


Mittlerweile wird in vielen SL bzw. EL mit Unterstützung der Geberländer daran gearbeitet, 

die bestehenden zentralistischen Strukturen der Wasserversorgung mit einer 

in der Hauptstadt befindlichen Behörde, die dem Wasserministerium untersteht, aufzubrechen, 

um dezentralere Strukturen zu erreichen, bei denen auf regionaler oder 

kommunaler Ebene Verantwortung und Wissen vorhanden ist. 

Auf nationaler Ebene wird dabei eine institutionelle Einheit (meist Ministerium) geschaffen, 

deren Verantwortungsbereich sich auf langfristige Sektorplanung, Festlegung 

von Qualitätsstandards, Finanzierung, Koordination der Ausbildung sowie technische 

und administrative Beratung und Unterstützung erstreckt. Zu den Aufgaben 

der Verwaltungseinheit auf regionaler Ebene zählt die Einhaltung der nationalen Vorschriften, 

die Überwachung und Unterstützung der lokalen Systeme, die kurzfristige 

Managementplanung sowie die Ausbildung örtlicher Führungskräfte und des technischen 

Personals. In den Verantwortungsbereich der lokalen Einheit schließlich fallen, 

Betrieb und Wartung der Wasserversorgungsinfrastruktur sowie örtliche Verwaltung 

(Inkassowesen). Häufig entfällt die regionale Zwischenebene. 

Allerdings muss noch in vielen Ländern im Gegensatz zu Deutschland ein Anbieter 

davon ausgehen, dass gerade in der Hauptstadt die wichtigen Entscheidungen konzentriert 

sind. 

Die oben genannten Zielvorstellungen bedeuten für die institutionellen Strukturen 

eines Wassersektors aber generell, dass der Betrieb und operative Aufgaben eines 

Wasserversorgers sowohl als öffentliches Unternehmen unter kommunaler, regionaler 

oder nationaler Kontrolle, wie auch unter Beteiligung eines lokalen oder internationalen 

Privatunternehmens erfolgen kann. Diese Beteiligung ist damit eine Option 

unter mehreren, um die operationale Effizienz eines kommerzialisierten Unternehmens 

sicherzustellen. Die Beteiligung des Privatsektors („Private Sector Participation“, 

PSP) ist als eine zeitlich befristete, vertragsbasierte Übertragung öffentlicher 

Ver- (oder auch Ent-)sorgungsaufgaben an Private zu verstehen. Es handelt sich 

dabei nicht um eine (dauerhafte) Übertragung der Infrastruktur; die Eigentum- und 

Verfügungsrechte sind durch Regularien der Wettbewerbsaufsicht und des Umweltschutzes 

eingeschränkt. 

Die letzten Jahre haben gezeigt, dass die Privatsektorbeteiligung in der Wasserversorgung 

nicht wie vorgesehen verstärkt mit positivem Ergebnis für beide Seiten 

ausgeweitet werden konnte. Die Gründe sind vielfältig: mangelhafte bzw. sogar falsche 

Kenntnis der technisch-wirtschaftlichen Basisbedingungen in einem System, 

schlecht strukturierte Verträge, intransparente Vergabepraktiken, unrealistische Zielvorgaben, 

mangelnde Kapazitäten bei der Regulierungsinstanz, unklare Rechtsvorschriften. 

Es hat sich gezeigt, dass als Vorbedingung für eine erfolgreiche PSP- 

Maßnahme zum einen die sektoralen Rahmenbedingungen zusammen mit entsprechenden 

politischen Reformwillen vorab und für einen längeren Zeitraum geklärt sein 

müssen, zum anderen aber auch genügend Daten über das aktuelle Anlagevermö-


gen und den Zustand der technischen Anlagen verfügbar sein müssen (GRIEB, 

2005). 

7.2.2 Personalqualifikation 

Die in einem Land verfügbaren Arbeitskräfte und deren Qualifikation zu Bau, Wartung, 

Betrieb, etc. von Anlagen für Wasserversorgung und –verteilung können mitentscheidend 

für die Wahl einer Technologie sein. Insbesondere die lokalen Bedingungen 

für eine dauerhafte Handhabung des verfahrenstechnischen Betriebs 

(Dosierung, Rückspülung, etc.) sowie der Mess- und Steuertechnik einer Technologie 

sind vorab zu prüfen. 

Während in Deutschland die Bestrebungen grundsätzlich dahin gehen, für den Betrieb 

eines Wasserversorgungssystems mit einem Minimum an (qualifiziertem) Personal 

auszukommen, in der Regel ca. 4 Mitarbeiter pro 1000 Anschlüsse, sind es 

in EL und SL eher 10 und mehr Mitarbeiter pro 1000 Anschlüsse. 

Wissenstransfer vom Planer bzw. Unternehmen zum Betriebspersonal während der 

Implementierung eines Projektes stellt einen wichtigen Baustein zum erfolgreichen 

Abschluss eines Vorhabens dar. 

7.3 Einzelwirtschaftliche Auswirkungen 

7.3.1 Investitionsanalysen 

Einzelwirtschaftliche Investitionsanalysen werden im Vorfeld eines Projektes durchgeführt, 

um die Konsequenzen einer oder mehrerer Alternativkonzeptionen auf die 

ökonomische und sozioökonomische Situation des Wasserunternehmens und seiner 

Kunden zu untersuchen. Nur bei entsprechend positiver Würdigung wird im Allgemeinen 

eine Projektalternative weiterverfolgt wie aus Bild 7.2 am Beispiel von Entwicklungshilfeprojekten 

hervorgeht. 

Ein wichtiger Indikator in dieser Analyse stellen, zumindest im deutschen Kontext der 

Projektfinanzierung, die dynamischen Gestehungskosten dar. Vergleichbare Ansätze 

werden bei internationalen Entwicklungsbanken angewandt. In die Berechnungen 

fließen die Investitionskosten sowie die Betriebskosten ein. Andere externe Kosten 

werden hier nicht betrachtet. Als erste Grobeinschätzung lässt sich damit ohne 

detaillierte Tarifstudie auf dieser Basis eine Einschätzung des notwendigen mittleren 

Tarifniveaus durchführen, das für eine ausreichende Einnahmensituation der Wassergesellschaften 

sorgen kann.


Entwicklungspotenzial des 

Landes, Sektorkonzept 

Projektantrag des Landes 

Regierungsverhandlungen 

Förderentscheidung 

Finanzierungszusage 

Zustimmung des 

Trägers 

Zustimmung des 

Trägers 

Projektvorbereitung: 

Machbarkeitsstudie 

Projektprüfung 

Detailplanung und 

Ausschreibung 

Consult. unterstützt 

Projektträger 

Consult. unterstützt 

Projektträger 

Durchführung der Bauleistungen, 


Internationale und 

lokale Unternehmen 

Abschlusskontr. 

(des Finanziers) 

Consultant 

Betrieb (kommunal, 

privatwirtsch.) 

Technische Assistenz 

(ggf.) 

Schlusskontrolle (des Finanziers): 

Monitoring der Projektwirkungen (MDG, 

Armutsreduzierung, Gender), techn.- 

ökonom.-ökolog. Nachhaltigkeit 

Bild 7.2: Projektzyklus der Entwicklungshilfeprojekte (GRIEB, 2005) 

Das Ziel einer Wassergesellschaft muss es sein, mit neuen investiven Maßnahmen 

ein Trinkwasserversorgungssystem zu erhalten, bei dem mit kostendeckenden Gebühren 

für die Wasserabgabe und die Inanspruchnahme für Entsorgungsleistungen 

die Funktionsfähigkeit, der Bestand und – nach Möglichkeit – die Wiederbeschaffung 

der Investition gewährleistet werden soll. Ziel ist die Vollkostendeckung, wobei So-


zialverträglichkeit gewährleistet sein muss. Kurzfristige Mindestanforderung ist die 

Deckung der laufenden Betriebskosten durch die Tarifeinnahmen der Wassergesellschaft, 

sofern kein Schuldendienst anfällt, der vom Betreiber zu tragen ist. Bei Einsatz 

von innovativen bzw. weiterentwickelten Technologien muss daher der Nachweis 

geführt werden, dass diese nicht nur technisch, sondern vor allem auch ökonomisch 

eine günstige Alternative darstellen. 

Die Ermittlung des betriebs- oder vollkostendeckenden Preises eines Versorgungsunternehmens 

mit Hilfe der dynamischen Gestehungskosten ermöglicht einen Wirtschaftlichkeitsvergleich 

unterschiedlicher Systemkonzeptionen. Individuelle Finanzierungseinflüsse 

werden dabei außer Acht gelassen, d.h. Tilgungen und Zinsen 

werden nicht berücksichtigt. Der Betrachtungszeitraum liegt in der Regel zwischen 15 

und 40 Jahren, in Abhängigkeit von der wirtschaftlichen Lebensdauer der langlebigsten 

Anlagenkomponenten. Diese Wirtschaftlichkeitsbetrachtungen werden entweder 

für das Gesamtsystem oder das zur Erweiterung oder Rehabilitierung vorgesehene 

Teilsystem herangezogen. Die Gestehungskostenermittlung umfasst einerseits Investitionskosten, 

Restwerte der bestehenden Anlagenkomponenten im Anfangs- und 

Endjahr, ggf. Restwerte der neuen Anlagen im Endjahr sowie erforderliche Reinvestitionen 

und andererseits fixe und variable Betriebskosten. Fixe Kosten (z. B. Personal) 

sind im Gegensatz zu variablen Kosten (z. B. Chemikalien) unmittelbar unabhängig 

von der produzierten bzw. verkauften Wassermenge. Vollkostendeckung wird 

dann erreicht, wenn sowohl Investitionen als auch Betriebskosten durch die Einnahmen 

gedeckt werden können. Sind die Investitionen durch Zuschüsse finanziert, 

müssen dafür zumindest die jährlichen Abschreibungen gedeckt werden können, um 

deren Substanzerhaltung zu gewährleisten (KfW, 1996). Zur Überprüfung der Ergebnisse 

im Falle von Änderungen bei den prognostizierten Einflussgrößen wie Wasserverbrauchsentwicklung, 

Investitionskosten, Lebensdauer der Anlagen, Diskontrate 

usw. kann eine Sensitivitätsanalyse durchgeführt werden. 

In Zusammenhang mit einem durchschnittlichen Tarifniveau gibt diese Berechnung 

somit einen Anhaltspunkt für den: 

− wertmäßigen Kostendeckungsgrad 

− Handlungsbedarf in der Gebührenpolitik. 

Der Wert lässt allerdings keine direkten Rückschlüsse über das erforderliche jährliche 

Einnahmen- bzw. Tarifniveau zu, da auch bei Erreichen bzw. Einhalten der dynamischen 

Betriebs- bzw. Vollkostendeckungsniveaus Liquiditätsengpässe auftreten 

können. Zur Überprüfung dieses Sachverhaltes ist zusätzlich eine Cash-Flow- 

Analyse erforderlich, die dann auch ggf. die Finanzierungskonditionen berücksichtigt. 

Bei der Beurteilung einer Projektalternative lässt sich die Wirtschaftlichkeit auch über 

die Berechnung des Internen Zinsfußes (Financial Internal Rate of Return, FIRR) 

überprüfen und darstellen. Der interne Zinsfuß ist derjenige Zinssatz welcher zu ei-


nem Kapitalwert (Nutzenbarwerte minus Kostenbarwerte) von Null führen würde. Ist 

der interne Zinsfuss größer als der kalkulatorische Zinssatz bzw. der Marktzins, so ist 

die Rentabilität des Projektes über die Projektlaufzeit gegeben. 

7.3.2 Tarifgestaltung 

Zur Sicherstellung des nachhaltigen Betriebs der Anlagen, zur Finanzierung von kontinuierlichen 

Investitionen in die Infrastruktur und zur Vermeidung von Wasserverschwendung 

sind angepasste Tarifsysteme unerlässlich. Mindestanforderung ist 

die Deckung der laufenden Kosten durch die Tarifeinnahmen des Projektträgers, sofern 

kein Schuldendienst anfällt, der vom Betreiber zu tragen ist. Langfristiges Ziel ist 

im Regelfall die Vollkostendeckung, wobei das spezifische Anspruchsniveau aus 

dem regionalen Kontext abzuleiten ist. 

Die Nachfragesteuerung über den Preis stellt einen elementaren Bestandteil einer 

nachhaltigen, integrierten Wasserressourcenbewirtschaftung dar, da kostenorientierte 

Gebühren Anreize zu einem sparsamen Umgang mit Trinkwasser geben. Dabei 

muss jedoch die Sozialverträglichkeit unter Berücksichtigung der jeweiligen Zahlungsfähigkeit 

der Verbrauchergruppen gewährleistet sein. Außerdem muss eine hohe 

Hebeeffizienz sichergestellt sein, damit alle Wassernutzer nach Maßgabe der auf 

sie entfallenden Bereitstellungskosten auch tatsächlich bezahlen. 

Ziel eines nachhaltigen Konzeptes einer Wasserversorgung ist es, einwandfreies 

Trinkwasser an die Kunden zu erschwinglichen Preisen abgeben zu können. Um einkommensschwachen 

Haushalten insbesondere in SL und EL eine ausreichende Versorgung 

zu ermöglichen, wird meist eine Quersubventionierung angestrebt, d.h. die 

Tarifstruktur wird in Abhängigkeit vom Einkommen der Nutzer gestaltet. Dabei werden 

verbrauchsabhängige und gleichzeitig progressiv steigende Tarife überwiegend 

als die beste Möglichkeit betrachtet, um ausreichende Einnahmen für das Wasserunternehmen 

sicherzustellen, den Mindestverbrauch besonders ärmerer Bevölkerungsschichten 

zu subventionieren und zudem einen schonenden Umgang mit den Wasserressourcen 

zu fördern. Allerdings sind auch weitere Tarifkonzeptionen denkbar, 

so z. B. Einheitstarife mit Rabatten für besonders Bedürftige, die wegen hohen administrativen 

Aufwands allerdings nicht überall empfehlenswert sind. Nicht unerheblich 

sind die Anschlussgebühren für einen Wasseranschluss, die sogar prohibitiv wirken 

können, und damit die Effizienz einer Wasserversorgung reduzieren. 

Die Trinkwasserpreise im Ausland sind u. a. vom spezifischen Verbrauch, von den 

Verbrauchergruppen (Bevölkerung oder Industrie) sowie von sozialen Komponenten 

abhängig. Weitere den Wasserpreis beeinflussende Faktoren sind Versorgungssicherheit 

und Wasserqualität. 

In der internationalen Fachwelt wird im Allgemeinen als Orientierung für die Obergrenze 

für zumutbare Tarife für Wasser von 5-10% des Haushaltseinkommens 

ausgegangen, im unteren Einkommensbereich von maximal 5% (KfW, 1996). Tat-


sächlich werden diese Werte in IL nicht erreicht, während in SL bzw. EL diese 

Schwelle für die ärmeren Bevölkerungsschichten durchaus ein Problem werden 

kann. Hier muss eine Abwägung zwischen notwendigen Investitionen mit den damit 

verbundenen Folgekosten und den möglichen Einnahmen aufgrund der Armutssituation 

vorgenommen werden. Allerdings ist diese Orientierung für die Zahlungsfähigkeit, 

besonders in SL und EL nicht unproblematisch, da z. T. das Einkommen nur 

schwer zu quantifizieren ist bzw. im Falle von Subsistenzwirtschaft nicht als monetäres 

Einkommen verfügbar ist. 

7.4 Kosten-Nutzen-Überlegungen 

Wirtschaftlichkeitsüberlegungen sind durchzuführen, um betriebswirtschaftlich die 

optimale Verfahrensauswahl zu treffen, eine Gebührenentwicklung zu prognostizieren 

und die Renditeentwicklung der Wassergesellschaften zu berechnen. Bei der 

oben beschriebenen einzelwirtschaftlichen Investitionsrechnung wurde dabei implizit 

davon ausgegangen, dass sämtliche Alternativen einen gleichwertigen Nutzen darstellen, 

der damit nicht gesondert analysiert werden muss. Ist dies jedoch nicht gegeben, 

kann im Rahmen eines Projektzyklus eine Kosten-Nutzen-Analyse erforderlich 

werden, um entweder dies zu berücksichtigen oder aber den gesamtwirtschaftlichen 

Nutzen eines Projektes festzustellen. Dieser wird u. a. bestimmt durch: 

− Allokationseffizienz 

− Nachhaltigkeit 

− Verteilungsgerechtigkeit 

− Umweltschutz 

Wenn auch der Begriff „Nachhaltigkeit“ nach wie vor Gegenstand internationaler Diskussion 

ist, so hat sich bei der Projektimplementierung in der Siedlungswasserwirtschaft 

das Verständnis etabliert, dass ein Vorhaben dann als nachhaltig gilt, wenn 

das verantwortliche Versorgungsunternehmen und/oder die Zielgruppen in der Lage 

und bereit sind, nach Beendigung der externen finanziellen, organisatorischen 

und/oder technischen Unterstützung den Betrieb eigenständig mit positiven Ergebnissen 

über eine angemessene Nutzungsdauer, die je nach Projekttyp unterschiedlich 

lange sein kann, weiterzuführen. 

Zu den positiven Auswirkungen einer funktionierenden Wasserversorgung zählen: 

− Erhöhung des Lebensstandards 

− Verminderung der Gesundheitsrisiken und der Kosten für Gesundheitsmaßnahmen 

durch Verbesserung der Trinkwasserqualität, dadurch reduzierte Ausfallzeiten 

der Arbeiten 

− Aufwertung der Infrastruktur der gesamten Region in Hinblick auf die Versorgungssicherheit 

− Erhöhte Wirtschaftsaktivitäten zur Erhöhung des Einkommens


− Erhöhung des Potentials zur Armutsreduzierung durch Möglichkeit der Einkommensgenerierung 

wegen Zeitersparnis bei der Wasserbeschaffung 

− Erhöhung des Anschlusses der Bevölkerung an das Trinkwassernetz, damit erhöhter 

Zugang der Bevölkerung zu sauberem Trinkwasser 

− Geringere Betriebs- und Unterhaltungskosten durch Energie- und/oder Chemikalieneinsparung 

sowie reduzierte Leckverluste 

− Bessere Effizienz der Anlagen 

− Zusätzliche Arbeitsplätze in der Bauphase und im späteren Betrieb 

Negative Folgen einer verbesserten Wasserversorgung mit entsprechenden externen 

Kosten können sein: 

− Übernutzung knapper Ressourcen 

− Erhöhter Abwasseranfall, dadurch ggf. Einleitung ungereinigter Abwässer in die 

Umwelt (falls aus Mittelknappheit keine Gegenmaßnahmen erfolgen) 

− Größere Attraktivität einer Stadt, dadurch Landflucht, erhöhte gewerbliche Aktivitäten, 

indirekt erhöhter Abfallanfall 

− Erhöhte Wirtschaftsaktivitäten durch die bei unzureichenden Gegenmaßnahmen 

Umweltschäden eintreten können. 

Die grundsätzliche Problematik in diesem Zusammenhang stellt die Erfassung, 

Quantifizierung und Bewertung von externen Kosten und deren mögliche Internalisierung 

dar. So hat man in den USA berechnet, wie viel eine Durchfallerkrankung 

volkswirtschaftlich kostet und dies in Relation zu Erneuerung der Aufbereitung gesetzt. 

Allerdings sind durch die subjektive Bewertung der einzelnen Parameter unterschiedliche 

Ergebnisse möglich. Auch die Verfügbarkeit und Qualität der Daten hinsichtlich 

des Nutzens z. B. umweltpolitischer Maßnahmen ist kritisch zu sehen und 

vorsichtig zu analysieren. Dies gilt bei Dosis-Wirkungs-Beziehungen bei Langzeiteffekten, 

für die Regenerationsfähigkeit der Umwelt oder im Hinblick auf die Eintrittswahrscheinlichkeit 

von Ereignissen. Die Bewertung über Preise spiegelt oft nicht die 

Knappheit wider und bedeutet damit keine Deckung aller Kosten. Die Gefahr willkürlicher, 

weil subjektiv beeinflusster, Ergebnisse ist gegeben (SCHOLLES, 2001). 

7.5 Bewertung der Wirtschaftlichkeit der angepassten Verfahren im regionalen 

Kontext 

7.5.1 Wassermanagement 

Beim Wassermanagement müssen im Allgemeinen folgende Zielvorgaben beachtet 

werden (EPA, 2004), um ein nachhaltiges System zu erhalten: 

− Erweitertes Management: Dies schließt neben den klassischen Aufgaben in einer 

Wassergesellschaft Umwelt-Management (Umweltmanagementsystem gemäß 

ISO 14001) sowie die Einbeziehung privater Subunternehmer ein.


− Kostendeckung: Eine Schlüsselüberlegung bei Bau, Betrieb und Unterhaltung der 

Infrastruktur ist die Mindest-Zielsetzung, genügend Einnahmen zu generieren, um 

alle laufenden Kosten zu decken. Eine zweite Zielebene schließt Abschreibung mit 

ein, so dass auch Ersatzinvestitionen möglich sind. 

− Effizienter Wassergebrauch: Damit können kostenintensive Anlagen länger ohne 

Erweiterungen betrieben werden. Möglichkeiten sind erhöhter Zählereinbau, Wiederverwendung 

von Abwasser, Wasserspargeräte. Durch entsprechende Tarifpolitik 

wird Einfluss auf den Wasserverbrauch und dessen Verschwendung genommen. 

− Schutz des Wassereinzugsgebietes: Damit können frühzeitig Kosten vermieden 

werden. 

Die in Kap. 5 und 6 diskutierten Verfahren sind dann wirtschaftlich effizient, wenn sie 

unter den speziellen Randbedingungen die geforderte Reinigungsleistung möglichst 

wirtschaftlich erbringen können. Die Randbedingungen werden auch durch die sozioökonomischen 

Verhältnisse eines Landes definiert. Ein unter technischwirtschaftlichen 

Kriterien favorisiertes Verfahren kann letztlich nur dann zur Anwendung 

kommen, wenn damit ein für alle Einkommensschichten bezahlbares Wasserversorgungssystem 

entsteht. 

7.5.2 Kostenrelevante Positionen 

7.5.2.1 Allgemeine Grundsätze 

Generell gilt bei allen Verfahren, dass die Dimensionierung von Aufbereitungs- oder 

Verteilungsanlagen in Hinblick auf die maximal aufzubereitende bzw. zu transportierende 

Wassermenge erheblich die resultierenden Kosten beeinflusst. Eine verantwortungsbewusste 

Festlegung der tatsächlich aufzubereitenden bzw. zu verteilenden 

Wassermenge trägt somit im erheblichen Maße zu einer kostengünstigen 

Wasserversorgung bei. 

Kleine Anlagen weisen im Vergleich zu großen Systemen naturgemäß höhere spezifische 

Kosten, d.h. Kosten bezogen auf die aufbereitete Wassermenge, auf. Infolge 

der Kostendegression mit zunehmender Systemgröße (Durchsatz) kann bezogen 

auf eine mittlere Größe (z. B. 20.000 m³/d) tendenziell bei kleineren Anlagen (z. B. 

2.000 m 3 /d) mit einer Erhöhung der Einheitskosten um 30–100% gerechnet werden, 

während für große Anlagen (z. B. 200.000 m 3 /d) eine Verminderung um 20-50% 

möglich ist. Die Bandbreiten können allerdings durch lokale Besonderheiten noch 

größer ausfallen (GRIEB, 2005). 

Die laufenden Kosten in der Wasserversorgung setzen sich üblicherweise zusammen 

aus:


− Instandhaltungs- und Wartungskosten 

− Energiekosten 

− Aufbereitungsstoffe 

− Personalkosten 

− sonstige Kosten (z. B. Verwaltung, Aufwendungen für Einzugsgebietsschutz, Ü- 

berwachung und Anlagenoptimierung, ggf. Pachtkosten) 

− Abschreibung 

Die Aufwendungen für die Abschreibung der Anlagen werden nicht selten ungenügend 

berücksichtigt. Selbst in EL und SL spielt die zu erwartende Höhe der Betriebskosten 

einer Wasserversorgungsanlage eine zentrale Rolle bei der Beurteilung eines 

Projektes im Vorbereitungsstadium. Für die einzelnen Verfahren kann in einigen Fällen 

das Ausweisen eines anteiligen Kostenblocks erforderlich werden, wenn z. B. 

Betriebspersonal oder Verwaltung im Versorgungsunternehmen verschiedene Zuständigkeiten 

aufweisen. 

Die Kostenabschätzung in einem frühen Planungsstadium ist naturgemäß zwar mit 

Unscharfe behaftet, erlaubt jedoch die Größenordnung der zu erwartenden Kosten 

abzuschätzen und Wertungen vorzunehmen. 

7.5.2.2 Langsamfiltration 

Langsamfiltrationsanlagen beanspruchen große Flächen. Insofern sind die Kosten für 

den Erwerb bzw. Pacht von entsprechenden Grundstücken von Bedeutung. Die Kosten 

für den Bau von Langsamfiltrationsanlagen hängen primär davon ab, ob es sich 

um Erd- oder um Betonbecken handelt. Die Aufwendungen für den Bau von Erdbecken 

liegen um das drei- bis zehnfache unter denen von Betonbecken. Darüber hinaus 

beeinflussen die lokalen Gegebenheiten (Topographie, Bodenbeschaffenheit) 

sowie die Verfügbarkeit des Filtermaterials die Baukosten, da gegebenenfalls die 

Transportaufwendungen für die Filtermaterialien einen entscheidenden Kostenfaktor 

darstellen. 

Die Betriebskosten werden im Wesentlichen durch die Personalkosten bestimmt. 

Diese wiederum hängen stark von der Schälhäufigkeit und damit von der Beschaffenheit 

des aufzubereitenden Wassers ab. Insofern kann geprüft werden, ob die 

Aufwendungen für eine Voraufbereitung zu einer Verminderung der Gesamtkosten 

führen würde. 

7.5.2.3 Uferfiltration 

Die Uferfiltration erfordert die weiträumige Nutzung von Flächen mit entsprechender 

Untergrundbeschaffenheit entlang von Oberflächenwässern. Insofern sind die Kosten 

für Erwerb bzw. Pacht von entsprechenden Grundstücken von Bedeutung. Bedeutsam 

für die anfallenden Investitionskosten sind die Aufwendungen für die Brunnenbohrungen. 

Hierbei ist zu prüfen, ob regionale oder aber internationale Firmen einbe-


zogen werden. Bei komplizierten Untergrundverhältnissen oder großen Projekten 

reichen bisweilen weder Know-how noch die Kapazitäten der lokalen Firmen aus, so 

dass entsprechend unterschiedliche Kostenansätze erforderlich sind. Erfahrungen 

zeigen, dass selbst in IL entsprechende Spezialfirmen aus Deutschland hier ein ausgezeichnetes 

Preis-Leistungs-Verhältnis aufweisen. Ein weiterer Kostenfaktor sind 

die elektromechanischen Anlagenteile (Pumpen, Mess- und Regeltechnik, etc.), die 

insbesondere in SL und EL oft importiert werden. In Abhängigkeit von der jeweiligen 

Beschaffenheit des Uferfiltrates können zum Teil erhebliche Nachaufbereitungsmaßnahmen, 

z. B. zur Entfernung von Eisen und Mangan erforderlich werden. 

Die Betriebskosten werden durch die Aufwendungen für Brunnenregenerierung bzw. 

Pumpenwartung bestimmt. Darüber hinaus können in Abhängigkeit der Höhendifferenz 

des zu pumpenden Wassers auch Energiekosten bedeutsam werden. 

7.5.2.4 Flockung und Sedimentation 

Obwohl Flockung und Sedimentation auch international Standard bei der Projektierung 

von Wasserwerken sind werden die hydraulischen und prozesstechnischen Erfordernisse 

manchmal unterschätzt. Dies hat Auswirkungen auf die später folgende 

Betriebsführung. 

Die Betriebskosten einer Flockungs- und Sedimentationsstufe hängen im Wesentlichen 

vom Bedarf an Flockungsmitteln bzw. Flockungshilfsmitteln, der Menge des 

anfallenden Schlamms sowie von den Möglichkeiten der Schlammentsorgung ab. 

Flockungshilfsmittel, deren Verfügbarkeit in SL und EL teilweise eingeschränkt ist, 

können im Vergleich zu Flockungsmitteln zwar einen deutlich höheren Anschaffungspreis 

aufweisen, der beispielsweise um den Faktor 10 höher liegt. Die spezifischen 

Kosten der Flockungshilfsmittel liegen aber meist auf Grund der geringeren 

Dosiermenge in einer ähnlichen Größenordnung wie bei den Flockungsmitteln. Die 

Voroxidation zur Verbesserung der Trübstoffentnahme kann Betriebskosten verursachen 

die höher sind als die Flockung selbst und stellt daher insbesondere für IL eine 

Option bei der Optimierung dar. 

7.5.2.5 Schnellfiltration 

Die Investitionskosten einer Schnellfiltrationsstufe setzen sich in der Regel zu 3/6 

Bautechnik, 2/6 Maschinentechnik einschließlich Filterkessel und Pumpen sowie 1/6 

Elektrotechnik zusammen (GIMBEL et al., 2000). In SL und EL kann der Anteil an 

Maschinen- und Elektrotechnik um bis zu 20% höher liegen (GRIEB, 2005). Kosten 

beeinflussend ist zudem die Ausführung der Filterbehälter, je nach dem ob offene 

oder geschlossene Filter verwendet werden oder ob bestimmte Anforderungen an 

den Korrosionsschutz, z. B. bei der Behandlung von ozonhaltigem Wasser, gestellt 

werden. Neben den Baukosten der Umhausung der Filter kann das Filtermedium einen 

nicht zu unterschätzenden Kostenfaktor darstellen, da es lokal häufig nicht zur 

Verfügung steht.


Die Betriebskosten einer Schnellfiltrationsstufe hängen im wesentlichen von der Filterlaufzeit, 

die vom Gehalt der zu entfernenden partikulären oder organischen Wasserinhaltsstoffe 

im Rohwasser bestimmt wird, von den Zielwerten im Filtrat sowie von 

den Möglichkeiten der Schlammentsorgung ab. Die Zugabe von Flockungsmitteln in 

den Filterzulauf zur Verbesserung der Filtratqualität kann den Schlammanfall, die 

Energiekosten und den Personalbedarf erhöhen beispielsweise um das Doppelte. 

7.5.2.6 Mikro- und Ultrafiltration 

Mikro- bzw. Ultrafiltration ist in SL oder EL bisher noch kein verbreitetes Verfahren 

für zentrale Wasserversorgungssysteme, so dass diesbezüglich kaum Erfahrungen 

vorliegen. In diesen Ländern können die Devisenkosten bedingt durch den Import der 

Membrantechnologie ein Mehrfaches der Baukosten des umhausenden Gebäudes 

betragen. Einfluss auf die Investitionskosten hat neben der installierten Membranfläche 

auch der Automatisierungsgrad. Als grobe Richtwerte für die spezifischen Investitionskosten 

für Anlagen mit organischen Mikro- bzw. Ultrafiltrationsmodulen kann 

derzeit in Deutschland bei einer Aufbereitungskapazität < 100 m³/h mit ca. 3.500 Euro/(m³/h) 

und bei einer Aufbereitungskapazität > 100 m³/h mit ca. 2.500 Euro/(m³/h) 

gerechnet werden. 

Die Betriebskosten der Niederdruckmembranfiltration werden im Wesentlichen bestimmt 

durch den Membranersatz, Energiebedarf und Schlammwasserentsorgung 

und zu einem geringeren Teil durch Aufbereitungsstoffe und Personalkosten. Bei organischen 

Membranen wird von einer Lebensdauer von 5 bis 10 Jahren ausgegangen. 

Die Höhe des Energiebedarfs hängt zum überwiegenden Teil davon ab, ob dass 

Rohwasser gepumpt werden muss, um den erforderlichen Vordruck zu gewährleisten. 

Bei bestehenden Niederdruckanlagen beträgt der Energiebedarf beispielsweise 

ca. 0,15 bis 0,5 kWh/m³. Bei Membrananlagen mit Luftspülung hat die Luftkompression 

deutlichen Einfluss auf den Energieverbrauch der Anlage. Typisch sind Transmembrandrücke 

von 0,2 bis 1,2 bar. Beim Schlammwasseranfall kann mit 2 bis 10 % 

bezogen auf die Filtratmenge gerechnet werden. An Chemikalien kommen in der Regel 

anorganische Säuren wie Salz- oder Schwefelsäure, Natronlauge, Wasserstoffperoxid 

und Chlorbleichlauge für Reinigungszwecke und zur pH-Wert Einstellung 

zum Einsatz. Ggf. sind noch Flockungsmittel und Pulverkohle erforderlich. Der Chemikalienbedarf 

ist stark abhängig von der jeweiligen Rohwasserqualität, von dem 

Membran- bzw. Modultyp sowie von den Betriebsbedingungen. Grobe Richtwerte für 

ein stark belastetes Flusswasser zur direkten Aufbereitung liegen bei jeweils 1-2 g/m³ 

Säure und Lauge sowie 0,5 g/m³ Chlorbleichlauge. Der Bedarf an Personal zur 

Betreuung der Anlagen kann aufgrund des hohen Automatisierungsgrades erfahrungsgemäß 

mit ca. 0,1 Personen pro 200 m³/h und Jahr abgeschätzt werden. Für 

Anlagen kleiner als 200 m³/h bleibt der Personalbedarf konstant bei 0,1 Personen pro 

Jahr (PANGLISCH, 2002).


7.5.2.7 Ozonung 

Bei der Ozonung bilden die elektromechanischen Anlagenkomponenten bis zu 90 % 

der Investitionskosten, die in SL und EL in der Regel importiert werden müssen. 

Die Betriebskosten werden im Wesentlichen vom Energiebedarf für die Ozonerzeugung 

und Kühlung sowie vom Aufwand für die Anschaffung von Sauerstoff bzw. die 

Lufttrocknung beeinflusst. Näherungsweise kann von einem Energieverbrauch von 8- 

10 kWh/kg O 3 für die Erzeugung von Ozon aus Sauerstoff ausgegangen werden. Der 

Energiebedarf für Erzeugung von Ozon aus Luft liegt um etwa 40-50 % höher. Der 

Sauerstoffverbrauch liegt bei ca. 17-20 kg/kg O 3 . Der Kühlwasserbedarf liegt bei 

ca. 0,2 m 3 /kg O 3 . Der Personalaufwand für Wartung und Betreuung ist weitgehend 

unabhängig von der Größe der Anlage. 

7.5.2.8 Ionenaustausch zur Schwermetallentfernung 

Die Betriebskosten hängen sehr stark von der jeweiligen Summe der Konzentrationen 

der zu entfernenden Schwermetalle einschließlich Zink sowie von der Calciumkonzentration 

ab, da diese Konzentrationen das erforderliche Harzvolumen und die 

Regenerationshäufigkeit bestimmen. Die Regenerationshäufigkeit bestimmt wiederum 

den Chemikalienverbrauch und den Anfall von Eluat. Dessen Entsorgungskosten 

können die Betriebsgesamtkosten extrem beeinflussen. Für den Chemikalienbedarf 

können für die Ausnutzung des Harzes zur Schwermetallentfernung mit 0,5 eq/L (1,0 

eq/L) folgende Angaben gemacht werden: 

Salzsäure (100 %): 

Kalkhydrat (100 %): 

0,31 (0,155) kg/eq 

0,31 (0,155) kg/eq (zu je 50 % für Konditionierung des 

Harzes und für die Neutralisationsfällung des Eluates) 

Stark schwankende Durchsätze können sich negativ auf die Höhe der Betriebskosten 

auswirken. Der Energiebedarf ist mit ca. 0,05 – 0,1 kWh/m³ gering und wird primär 

durch den Druckverlust verursacht (STETTER et al., 2005). 

7.5.2.9 Adsorption an Aktivkohle 

Beim Einsatz von Kornkohle werden die Investitionskosten in erster Linie durch den 

Filter mit geeignetem Korrosionsschutz sowie für die Erstbefüllung mit Aktivkohle 

beeinflusst. Kornkohlefilter verursachen im Vergleich zu Pulverkohledosieranlagen 

zwar höhere Investitionskosten. U. a. auf Grund der Regenerierbarkeit von Kornkohle 

können jedoch geringere Betriebskosten resultieren. Beim Einsatz von Pulverkohle 

sind anstelle von Filtern u. a. Ansetzbehälter mit Rührern, Pumpen und Einmischeinrichtungen 

erforderlich. 

Die Betriebskosten von Kornkohle hängen neben den Kosten der Reaktivierung 

maßgeblich von der Beschaffenheit des aufzubereitenden Wassers, vom Aufberei-


tungsziel und damit von der Filterlaufzeit ab. In den Reaktivierungskosten eingeschlossen 

ist meist das Auffüllen des Reaktivierungsverlustes von ca. 5 bis 20 % 

Frischkohle. Beim Einsatz von Pulverkohle fallen insbesondere Kosten für die Beschaffung 

von Frischkohle sowie die Entsorgung verbrauchter Pulverkohle aus dem 

Schlammwasser der Filterspülung an. Vermehrt anzutreffende Billigkohlen sollten 

kritisch auf ihr Kosten-Nutzen-Verhältnis gegenüber den teueren aber leistungsfähigeren 

Markenkohlen geprüft werden. 

7.5.2.10 Desinfektion 

Bei der Desinfektion mit Mitteln auf Chlorbasis werden die Investitionskosten durch 

Dosierstellen und –pumpen, Vorratsbehälter sowie die Aufwendungen für die Sicherheitsvorkehrungen 

bestimmt. Die Betriebskosten werden im Wesentlichen durch den 

Verbrauch an Desinfektionsmittel bestimmt. Chlor als Desinfektionsmittel in Form von 

Hypochlorit oder Chlorgas ist kostengünstig. 

Bei der Desinfektion durch UV-Bestrahlung bestehen die Investitionskosten im Wesentlichen 

aus dem UV-Strahler einschließlich dessen Überwachungselektronik. Die 

Betriebskosten werden im Wesentlichen durch den Ersatz der UV-Strahler verursacht, 

wobei derzeit von einer Lebensdauer von ca. einem Jahr ausgegangen wird. 

Für den Ersatzstrahler kann näherungsweise mit Aufwendungen von ca. 10 % der 

Investitionskosten gerechnet werden. Energiekosten sind bei den meist eingesetzten 

Niederdruckstrahlern mit ca. 0,01 kWh/m³ relativ gering. 

7.5.2.11 Verteilung 

Auf das Rohrnetz einer zentral ausgelegten Trinkwasserversorgung können bei einem 

Neuprojekt ohne Altanlagen ca. 50-80 % der Investitionskosten entfallen. Entsprechendes 

gilt für die Abschreibungen. Dieser hohe Anteil an Kapitalkosten und 

der Aufwand für Abschreibung von Trinkwasserverteilungsnetzen rechtfertigt verstärkte 

Bemühungen um diesen Teil der Wasserversorgungsinfrastruktur. Angepasste 

Lösungen zur wirtschaftlichen Rohrverlegung tragen zur Kostensenkung und zur 

Verwirklichung des Gedankens der Nachhaltigkeit bei. Rohrleitungen können inzwischen 

häufig regional produziert werden. 

Die Kosten für die Unterhaltung einer Wasserverteilung, in die u. a. Maßnahmen zur 

Pflege und Erneuerung der Rohre und Behälter einfließen, können mit 0,5-1% des 

Anlagenwertes abgeschätzt werden (GRIEB, 2005). 

7.5.3 Kostenrelationen zwischen Ländern 

Grundlage zur Ermittlung des Kostenniveaus der Hauptgewerke im Ausland sind Resultate 

von Voruntersuchungen zur Machbarkeit. Damit kann unter Berücksichtigung 

des Entwicklungsstandards eines Landes im Vergleich zu deutschen Verhältnissen


auf Basis von in den letzten Jahren durchgeführten Projekten der Wasserversorgung 

eine Abschätzung gemäß der Angaben in Tab. 7.1 vorgenommen werden. 

Aus den Angaben geht u. a. hervor, dass die Investitionskosten eines Projektes im 

Ausland vom Verhältnis der importierten und lokal vorhandenen bzw. produzierten 

Anlagenteile bzw. Materialien abhängen. Üblicherweise kann in der Wasserversorgung 

in SL und EL von einem Anteil von 50-70% an Devisenkosten an den Gesamtkosten 

ausgegangen werden. Für die einzelnen Verfahren ergeben sich allerdings 

deutliche Unterschiede. 

Tab. 7.1: Kostenrelationen in IL, SL und EL (GRIEB, 2005) 

Bauteil 

Bauwerke 

Maschinenbauliche 

Ausrüstung, 

Elektrotechnik / 

MSR-Technik 

Kostenart 

Ausführung häufig 

durch regionale 

Unternehmen 

Lokale/regionale 

Produktion 

Importierte 

Ausrüstung 

Faktor für Entwicklungsstandard 

IL SL EL 

1,0 0,6 0,4 

0,8 0,6 

1,0 

1,5-1,7 1,5-1,7 

Unterschiede in den Einheitskosten im Vergleich zu den deutschen Verhältnissen 

können sich insbesondere durch lokale Bautechnik oder erhöhte Aufwendungen 

beim Import von Maschinen oder Technik, durch unterschiedliche Lohnniveaus, 

Stromtarife, Entsorgungskosten oder Import von Hilfsstoffen ergeben. 

7.5.4 Nebenkosten 

Nebenkosten wie Landerwerb, Voruntersuchungen, Planung, Bauleitung sowie Finanzierungskosten 

sind zu beachten. Für Planung und Bauleitung kann von einer 

Größenordnung von 8-12 % der Investitionskosten ausgegangen werden. 

Bei den wichtigen Aspekten für den Export, die Einfluss auf die Kalkulation haben 

und entsprechend Beachtung finden müssen, sind zu nennen (GRIEB, 2005): 

− Transport: See bzw. Land einschließlich Zollabfertigung, zeitlicher Aufwand 

− Logistik: während der Implementierung vollständige und termingerechte Anlieferung 

sowie bei Betrieb gesicherte Versorgung mit Ersatzteilen und Aufbereitungsstoffen 

− Automatisierungsgrad: für Mess- und Regeltechnik auch unter Berücksichtigung 

des Temperatureinflusses auf computergestützte Prozesse 

− Absicherung: wirtschaftliche Risiken, z. B. Erfordernis von Garantien


7.5.5 Anwendung der Kostenstruktur auf ein EL 

Neben der Abschätzung der Investitions- und Betriebskosten erfolgt beispielhaft die 

Ermittlung der dynamischen Gestehungskosten (DGK) für die verschiedenen Technologien, 

und zwar auf Basis der Barwertmethode. Angesichts der Unvollkommenheit 

der Kapital- und Finanzmärkte in vielen SL bzw. EL, der schwierigen Datenbeschaffung 

und auch aus Gründen der Vergleichbarkeit hat sich bei deutschen Finanzierungen 

eine reale Mindestverzinsung von 5 % p. a. als angemessen erwiesen. Andere 

Finanzierungsorganisation wenden allerdings höhere Diskontierungen an: Weltbank 

10 %, ADB 12 %. Eine höhere Verzinsung bewirkt eine stärkere Gewichtung 

der Anfangsinvestitionen gegenüber den laufenden Kosten. 

Die Bezugsmenge in der Wasserversorgung ist die verkaufte Wassermenge, d.h. die 

Wassermenge, die der Rechnungsstellung zu Grunde liegt bei zunächst 100 % Hebeeffizienz. 

Der prognostizierten Mengenentwicklung kommt sehr große Bedeutung 

zu. Veränderungen der Mengenkomponente haben erheblichen Einfluss auf die 

DGK, weit mehr als die Lebensdauer der Anlagen, die üblicherweise bei ca. 30 - 40 

Jahren für Bauwerke und Rohrleitungen, 15 Jahre für elektromechanische Anlagen 

und 7 Jahre für Fahrzeuge etc. angesetzt werden. 

Als Referenzwert für die Kostendeckungs- und damit Tariffrage dient der durchschnittliche 

Erlös aus den Wassergebühren, wobei allerdings die Hebeffizienz, die 

fast immer unter 100 % liegt, mitberücksichtigt werden muss. 

Überschlägige Rechnungen zu Kosten für Lieferung, Bau, Installation sowie Betrieb 

von einzelnen Aufbereitungsverfahren einschließlich Einhausung bzw. eines Verteilungsnetzes 

mittlerer Größe (20.000 m 3 /d) in einem EL führen zu den in Tab. 7.2 genannten 

Größenordnungen. Diese Angaben ersetzen nicht eine detaillierte Kostenanalyse 

vor Ort, sondern können als Abschätzung zur wirtschaftlichen Nachhaltigkeit 

dienen. 

Das durchschnittliche monatliche Haushaltseinkommen in EL ergibt sich zu etwa 40 - 

120 EUR, mit erheblichen Schwankungen in Städten verschiedener Größe und Wirtschaftskraft. 

Der ärmere Teil der Bevölkerung muss mit etwa 20 EUR/Monat auskommen. 

Damit sollte ein 6-Personen-Haushalt für den minimal notwendigen 

Verbrauch von 20 L pro Person und Tag maximal 1-2 EUR/Monat für die Wasserversorgung 

ausgeben, um die Größenordnung von 5 % des Haushaltseinkommens nicht 

zu überschreiten. Damit soll dauerhaft die finanzielle Leistungsfähigkeit bzw. Zahlungsbereitschaft 

der Bevölkerung gewährleistet werden (GRIEB, 2005). 

Daraus ergibt sich ein Wasserpreis für den ärmeren Abnehmerkreis von ca. 25 - 30 

Cent/m 3 . Im Allgemeinen kann ein Durchschnittstarif von etwa 50 Cent/m 3 im städtischen 

Umfeld eines EL noch getragen werden. Verbraucher mit höherem Verbrauch 

und höherem Einkommen können und werden einen relativ höheren Wasserpreis 

bezahlen, um mittels Quersubventionierung der Ärmeren trotzdem eine Kostende-


ckung zu erreichen. Dies soll zunächst mindestens die Deckung der Betriebskosten 

und perspektivisch eine Vollkostendeckung gewährleisten, da der größere Teil der 

Jahreskosten bei der Wasserversorgung durch die Investitionskosten hervorgerufen 

wird. 

Tab. 7.2: Beispiele für Investitions-, Betriebs- und Gestehungskosten in SL bzw. EL, 

Anlagenkapazität ca. 20.000 m³/d (GRIEB, 2005) 

Verfahren 

Investition Betrieb DGK # 

Elektromech. 

An- 

Gesamtkosten 

Wartung 

Betrieb und 

lagenteile 

Vollkosten 

EUR pro m 3 EUR/a pro 

/d 

m 3 /d 

EUR C / m 3 

Langsamsandfiltration 1 50 – 60 5 – 10 3 – 5 1,5 – 2,5 

Uferfiltration 2 5 – 15 2 – 5 5 – 8 2 – 3 

Flockung, Sedimentat. 5 10 – 20 3 – 10 2 – 4 1 – 2 

Schnellfiltration 3 40 – 80 20 – 40 8 – 10 4 – 5 

Membranfiltration 3 150 – 180 130 – 160 20 – 30 12 – 15 

Ozonung 3 50 – 70 30 – 45 35 – 40 14 – 16 

Aktivkohlefilter 3 120 – 150 100 – 120 15 – 20 10 – 12 

Verteilungsnetz 4 

(Hausanschl., Zapfstelle) 

700 – 900 

(70–100/EW) 

- 10 – 20 20 – 35 

# Diskontsatz = 5 %; Lebensdauer: 40 a (Bau) 15 a (MSR) 

1 Bujumbura, Burundi / Apia, Samoa 

2 Jinotega, Nicaragua 

3 Windhoek, Namibia 

4 Mittelzentren, Tansania 

5 Songea, Tansania 

Abweichungen der Einheitskosten in EL von deutschen Verhältnissen können sich 

insbesondere ergeben durch lokale Bautechnik und erhöhte Aufwendungen beim 

Import von MSR-Technik sowie durch unterschiedliche Niveaus der Gehalts-, Energie- 

und Aufbereitungsstoffkosten. 


Bei grundsätzlicher Anwendbarkeit der einzelnen Aufbereitungsverfahren aus ökonomischer 

Sicht kann in EL bzw. SL mit dem Gesamtsystem schnell die finanzielle


Kapazität der Verbraucher erreicht werden. In Ländern mit geringerem Entwicklungsstandard 

muss vor dem Einsatz von technologisch anspruchvolleren Verfahren mit 

entsprechenden höheren Kosten neben der technischen und betrieblichen Machbarkeit 

genau geprüft werden, ob die daraus resultierenden Gestehungskosten und damit 

die entsprechenden Tarife für die Verbraucher tragbar sind. 

Es ist falsch anzunehmen, in EL sei der Verzicht auf moderne Technologien ein 

Wettbewerbsargument. Die Entscheidungsträger in diesen Ländern sind oft hoch 

qualifiziert und gut vertraut mit neuesten Verfahren ihrer Arbeitsgebiete. Es besteht 

daher die Notwendigkeit, anstatt ein Angebot über zweitbeste Technologien abzugeben, 

den Auftraggebern stattdessen den Zusammenhang zwischen Kosten 

und Nutzen unterschiedlicher Technologien vor Augen zu führen und ein entsprechend 

angepasstes Konzept anzubieten. Dazu gehört z. B. auch die Darstellung der 

Versorgungssicherheit und Trinkwasserqualität, die selbstverständlich den Anforderungen 

des Auftraggebers und nicht grundsätzlich deutschen Verhältnissen entsprechen 

muss. Unter angepasster Technologie ist demnach nicht geringwertige Technologie 

zu verstehen, sondern vielmehr eine Anpassung an die örtlichen Verhältnisse, 

wie Infrastruktur oder Reparatur- und Instandsetzungsservice. Gefragt sind technische 

Verlässlichkeit und Wirtschaftlichkeit unter den regionalen Bedingungen, so 

dass Kosten und Nutzen eine positive Bilanz ergeben 

Die Aspekte einer nachhaltigen Wasserwirtschaft müssen den Auftraggebern in EL, 

SL und IL eindrücklich dargestellt werden. Damit besteht die Möglichkeit, eventuelle 

Wettbewerbsnachteile bedingt durch etwas höhere Investitionskosten auszugleichen. 

7.6 Finanzierung 

Für die erfolgreiche Bewerbung um größere wasserwirtschaftliche Projekte kommt 

der finanziellen Ausgestaltung des Angebotes eine entscheidende Rolle zu. Diese 

hängt einerseits von den finanziellen Auswirkungen des technischen Standards und 

den investiven sowie betrieblichen Kostenkomponenten ab, zum anderen spielen 

aber auch die finanziellen Parameter wie Zinshöhen, Laufzeiten, Risikobewertungen, 

steuerliche Aspekte, Gewinntransfermöglichkeiten, Kapitalschutzabkommen etc. eine 

wesentliche Rolle. Aus diesem Grund sollten bei großen Projekten neben den Betreibern 

und Lieferanten auch Finanzierungsinstitute (z. B. deutsche Banken mit Auslandserfahrung) 

in die Angebotserstellung und später langfristig in Übernahme und 

Betrieb integriert werden. Spezielle Finanzierungskompetenz ist unverzichtbarer 

Bestandteil bei einem Bieter, der sich erfolgreich auf dem internationalen Markt bewegen 

will. 

Deutschland verfügt über ein bestens funktionierendes und international anerkanntes 

Bankensystem. Finanzierung, Bau, Betrieb, Instandhaltung, Zukunftsplanung, bis hin 

zur Preispolitik und Gebühreneinzug sind langjährig erprobt. Neben vorwiegend öffentlichen 

Betreibermodellen sind mittlerweile auch Privatsektorbeteiligungen in den


verschiedensten Ausprägungen bei entsprechenden Randbedingungen denkbar. Allgemein 

sind die Finanzierungsmöglichkeiten, schon wegen des globalen Kapitalmarktes 

und wegen der faktisch bereits weitgehenden Vereinheitlichung der Konditionen 

in der Europäischen Union, in Deutschland nicht wesentlich unterschiedlich im 

Vergleich zu ausländischen Konkurrenten. 

Finanzierungsquellen sind neben den international agierenden Geschäftsbanken in 

verstärktem Maße lokale private Finanzierungen, z. B. in Nordafrika oder in der Golfregion. 

Dazu kommen insbesondere die nationalen und internationalen Entwicklungs- 

, Förder- und Exportfinanzierungsbanken. Deren Bedingungen sind im Allgemeinen 

hinsichtlich Zinshöhe, Laufzeit oder Besicherung etwas günstiger als die der Geschäftsbanken, 

jedoch meist an bestimmte Konditionen gebunden. Diese können 

sich beispielsweise bei Exportfinanzierungsbanken auf das Herkunftsland oder bei 

Förderbanken auf das Zielland beziehen. 

In Deutschland nimmt die KfW Bankengruppe beide Funktionen wahr und ist somit 

ein wichtiger Partner der interessierten deutschen Unternehmen. Die KfW Bankengruppe 

bietet ein weites Spektrum an Finanzierungsinstrumenten für Aktivitäten allerdings 

nicht nur deutscher Unternehmen in Entwicklungs-, Transformations- und 

Schwellenländern für Investitionen, Lieferungen und Leistungen sowie die Übernahme 

von Betriebsverantwortung im Infrastrukturbereich. Innerhalb der Gruppe sind 

folgende Banken von Interesse (KfW, 2005): 

− KfW Entwicklungsbank: Sie finanziert in Partnerländern der deutschen bilateralen 

Finanziellen Zusammenarbeit (FZ) Lieferungen und Leistungen von Consultants 

und Unternehmen (i.d.R. mit internationalen Ausschreibungen) aus FZ- 

Zuschüssen und FZ-Krediten bzw. FZ-Entwicklungs- und FZ-Förderkrediten (etwa 

1.200 Mio. EUR pro Jahr, davon 480 Mio. EUR an deutsche Unternehmen). Außerdem 

werden Finanzierungen (Zuschüsse und teils „Versicherung“, Volumen 

etwa 1,1 Mio. EUR jährlich) von Kosten für projektvorbereitende Studien in Südosteuropa 

(BMWA-Einrichtung, nur deutsche Unternehmen) oder in Entwicklungsländern 

(PPP-Kreditlinie, nur westeuropäische Unternehmen) angeboten. 

− KfW IPEX-Bank: Sie übernimmt Export- und Projektfinanzierungen zu Marktkonditionen 

(durchschnittlich 2.500 Mio. EUR im Jahr) 

− DEG: Sie stellt Kapital für Investitionen privater Unternehmen zur Projektfinanzierung 

in Entwicklungs- und Schwellenländern zur Verfügung (Volumen 74 Mio. 

EUR pro Jahr), entweder in Form von langfristigen Darlehen, Beteiligungen am Eigenkapital 

des Unternehmens oder Mezzanin-Finanzierungen in verschiedenen, 

auf das jeweilige Projekt zugeschnittenen Ausgestaltungen. Daneben fördert die 

DEG investitionsbegleitende und -vorbereitende Maßnahmen über die PPP- 

Fazilität im Auftrag des BMZ (ca. 8 Mio. EUR im Jahr). 

− KfW Mittelstands- und Förderbank: Sie legen verschiedene Finanzierungsprogramme 

auf wie KfW Mittelstandsprogramm, Unternehmerkredit, KfW Umweltprogramm, 

Unternehmerkapital für Arbeit, Kapital für Arbeit (weitgehend auf deutsche 

Unternehmen beschränkt) mittels langfristiger Darlehen zu marktüblichen Konditionen 

(14 Mio. EUR im Jahr).


Neben der KfW existieren weitere bilaterale Geberorganisationen, wie z. B. die französische 

AfD (Agence Française de Développement), die dänische DANIDA (Danish 

International Development Agency), das britische DFID (Department for International 

Development) und andere. Nach geltender OECD-Übereinkunft müssen alle Leistungen 

international ausgeschrieben werden. Nachdem dies auch verstärkt umgesetzt 

wird, können deutsche Unternehmen auch bei anderen bilateralen Gebern ihre 

Chancen suchen. Die Erfolgschancen erhöhen sich im Falle einer Arbeitsgemeinschaft 

mit einem Unternehmen aus dem entsprechenden Landes des Finanziers. 

Das größte und wichtigste internationale multilaterale Finanzierungsinstitut ist die 

Weltbank-Gruppe. Dazu zählen 

− International Bank for Reconstruction and Development (IBRD), 

− International Development Agency (IDA), 

− Multilateral lnvestment Guarantee Agency (MIGA), 

− International Finance Corporation (IFC), die auch dem privaten Sektor direkte Finanzhilfen 

gewährt. 

Im Fiskaljahr 2003 wurden insgesamt knapp 24 Mrd. US$ für die Projektfinanzierung 

in Entwicklungsländern zur Verfügung gestellt und 2004 Kredite im Gesamtwert von 

1,5 Mrd. US$ für Wasserversorgung, Abwasserbehandlung und sekundäre umweltrelevante 

Projekte gewährt. 

Neben der weltweit agierenden Weltbank-Gruppe existieren weitere multilaterale 

Entwicklungsbanken. Dazu zählen die: 

− Asian Development Bank (ADB): fördert 53 Entwicklungsländer im Raum A- 

sien/Ozeanien 

− InterAmerican Development Bank (IDB): Projekte in 26 Staaten Lateinamerikas 

und der Karibik 

− African Development Bank (AfDB): afrikanische Staaten 

− European Bank for Reconstruction and Development (EBRD): vor allem in Osteuropa 

Deren Programme sind auf bestimmte Regionen ausgerichtet, wobei zunehmend 

dabei auch der private Sektor unterstützt wird. 

Im Rahmen der EU ist das Amt für Zusammenarbeit (EuropeAid) für den Einsatz 

des für die Außenhilfe geschaffenen Instrumentariums der Kommission verantwortlich, 

das aus dem Haushalt der Europäischen Gemeinschaft sowie dem Europäischen 

Entwicklungsfonds finanziert wird (EU, 2005). Die Tätigkeit von EuropeAid erstreckt 

sich auf die Europäischen Entwicklungsfonds (AKP-Staaten) und rund 50 

Haushaltslinien. Über 150 Ländern, Gebieten oder Organisationen kommt die von 

EuropeAid verwaltete Hilfe zugute; 2002 beliefen sich die neuen Finanzhilfen auf 

rund 6 Mrd. EUR:


− Balkanländer und Nachfolgestaaten der Sowjetunion: 1,1 Mrd. EUR, 

− Südlicher Mittelmeerraum und Nahost: 760 Mio. EUR, 

− AKP-Staaten (einschließlich Südafrika): rund 2,2 Mrd. EUR, 

− Empfängerstaaten in Asien: 490 Mio. EUR, 

− Empfängerstaaten in Lateinamerika: 260 Mio. EUR. 

− Hinzu kamen 1,1 Mrd. EUR für die Finanzierung so genannter horizontaler Maßnahmen 

(Ernährungssicherheit, Kofinanzierung mit NRO, Umwelt, Menschenrechte 

usw.). 

Aufgabe der Europäischen Investitionsbank (EIB), Luxemburg, der Finanzierungsinstitution 

der Europäischen Union, außerhalb der EU ist es, die Finanzprotokolle zu 

den Abkommen umzusetzen, die im Rahmen der Entwicklungszusammenarbeit der 

EU geschlossen werden. Im Rahmen dieser Entwicklungshilfepolitik operiert die EIB 

in 77 AKP-Staaten (Afrika, Karibik und Pazifik). Für 2003 bis 2008 will die EIB 3,9 

Mrd. EUR in Projekte investieren, die den Geschäftssektor unterstützen oder den 

öffentlichen Sektor, sofern dieser privatwirtschaftliche Züge trägt. 

Eine weitere internationale Teilfinanzierungsquelle ist die GlobaI Environmental Facility 

(GEF). Diese 1991 auf deutsch-französische Initiative ins Leben gerufene Institution 

finanziert bei strenger Auslegung den umweltfreundlichen ,,Mehrwert" von Projekten 

sowohl in EL bzw. SL als auch in Transformationsländern Mittel- und Osteuropas. 

Die GEF-Projekte werden von UNEP, UNDP und Weltbank gemanagt. Insgesamt 

verfügt die GEF für den Zeitraum 2002-2006 über 3 Mrd. US$ für Projekte in 

den Bereichen Wasser, FCKW-freie Technologien, Klima und biologische Vielfalt. 

Insgesamt gesehen stellt die Finanzierung im Allgemeinen kein Problem in Hinblick 

auf die Verfügbarkeit von Krediten dar. Entscheidend für den Erfolg bei der Kapitalbeschaffung 

ist zum einen die eigene Kreditwürdigkeit insbesondere das dafür 

mobilisierbare Eigenkapital und zum anderen die notwendige Erfahrung, wie z. B. 

die Kenntnis der Projektzyklen der interessierenden Förderbanken (Bild 7.2). Darüber 

hinaus ist eine realistische Einschätzung politischer und wirtschaftlicher Risiken 

erforderlich, die insbesondere in EL und SL kurzfristigen Änderungen unterliegen 

können (BMBF und FZK, 2000).

Folgerungen zum Einsatz angepasster Technologien 206 

8 Folgerungen zum Einsatz angepasster Technologien im 

Ausland 

8.1 Wasseraufbereitung und –verteilung – Übertragbarkeit deutscher 

Verhältnisse 

Deutschland verfügt über eine international angesehene Wassertechnologie, mit 

Schwerpunkt auf moderne Hochleistungsverfahren und -komponenten. Die Wasserbetriebe 

besitzen umfangreiche Managementerfahrungen sowie langjähriges Fachwissen 

beim Betrieb der Anlagen. Trinkwasserqualität sowie die Versorgungssicherheit 

sind im internationalen Vergleich sehr hoch, und die intensiven 

Bemühungen im Ressourcenschutz gelten als vorbildlich im Sinne einer nachhaltigen 

Wasserwirtschaft. Insgesamt gesehen sollte sich aus diesen Gründen eine ausbaufähige 

Marktposition ergeben (BMBF und FZK, 2000). 

In den meisten Industrieländern finden sich Randbedingungen, die mit denen in 

Deutschland vergleichbar sind. Dennoch bestehen Unterschiede in den lokalen Gepflogenheiten, 

Klimate sowie der Gesetzgebung. Für das Gebiet der Europäischen 

Union ist im Bereich der Umweltgesetzgebung eine fortschreitende Harmonisierung 

zu beobachten. Die weiterhin bestehenden nationalen Unterschiede sind zu berücksichtigen. 

Prinzipiell ist der Export deutscher Technologie ohne größere Anpassungen 

möglich. Augenmerk ist in diesen Fällen neben dem Preis-Leistungs-Verhältnis 

auch auf Service und Kundenzufriedenheit zu legen. Selbstverständlich sind nationale 

Besonderheiten wie beispielsweise die klimatischen Umgebungsbedingungen oder 

die lokale Versorgungsspannung mit elektrischem Strom zu beachten. 

In den Schwellen- oder Entwicklungsländern ist u. a. mit einer weniger ausgebauten 

Infrastruktur und teilweise mit einem noch unterentwickelten Rechtssystem zu 

rechnen. Darüber hinaus schaffen andere klimatische Bedingungen vor Ort oder 

auch Besonderheiten in der Energieversorgung, z. B. häufiger Stromausfall, ungewohnte 

Verhältnisse. Die in Deutschland konzipierte Technik ist häufig in der ursprünglich 

entwickelten Form nicht einsetzbar, weil ein zu hoher technischer Standard 

angeboten wird, der dem Bedarf nicht entspricht. Das spezifische Fachwissen 

der späteren Betreiber reicht zudem nicht immer aus, um die Anlage dauerhaft zu 

betreiben. Der hoch entwickelte Stand deutscher Produkte kann so zu einem Nachteil 

im internationalen Wettbewerb werden, wenn die notwendige Anpassung nicht 

vorgenommen wird. Ein Beispiel hierfür ist ein sehr hoher Automatisierungsgrad, 

durch den aufgrund der sehr hohen Temperaturen mit dem Ausfall rechnergestützter 

Prozesse Betriebsstörungen erfolgen können. 

Aus diesen Gründen ist vor der Bearbeitung oder Erschließung neuer Märkte die 

Prüfung des jeweils lokalen Bedarfs und der Randbedingungen notwendig. Diese 

geben oftmals erste Informationen darüber, ob ein Projekt überhaupt realisierbar 

ist und wenn ja, auf welchem technischen Niveau dieses sinnvoll erscheint.


Voraussetzung für die richtige Auswahl und bedarfsgerechte Entwicklung angepasster 

bzw. benötigter Technologien ist eine konsequente Orientierung an der länderspezifischen 

Situation. Die Zielländer durchlaufen im Aufbau der öffentlichen Verund 

Entsorgung die gleichen Entwicklungsstadien wie Deutschland in der Vergangenheit, 

meist aber, bedingt durch ausländische Direktinvestitionen, in wesentlich 

kürzerer Zeit. Daher kommt der verlässlichen Feststellung der aktuellen Situation vor 

Ort und den zu erwartenden zukünftigen Anforderungen zentrale Bedeutung zu. Die 

deutschen Anlagenkonzepte, die auf die heimischen Verhältnisse und historisch entstandenen 

Ansprüche optimiert sind, wie sie weltweit nur in wenigen Ländern in vergleichbarer 

Ausprägung anzutreffen sind, müssen einer entsprechenden Anpassung 

unterzogen werden. In Schwellen- und Entwicklungsländern muss die Planung und 

Ausführung grundsätzlich von lokalen Bedingungen und Prioritäten ausgehen. Eine 

unkritische Übernahme von deutschen Richtlinien, wie beispielsweise DVGW- 

Regelwerk oder DIN-Normen ist nicht angebracht. 

Deutsche technische Lösungen müssen insbesondere auf die im Ausland häufig anzutreffenden 

erschwerten Randbedingungen eingestellt werden, z. B. die mangelhafte 

Verfügbarkeit von Strom, Betriebsstoffen und Ersatzteilen, das Fehlen qualifizierten 

Betriebspersonals, das niedrigere Lohnniveau und die oft mangelhafte allgemeine 

Ver- und Entsorgungsstruktur. 

Im Unterschied zu deutschen wassertechnischen Anlagen, die heute in den meisten 

Fällen als Endzustand geplant werden, stellen bei Auslandsaktivitäten in Ländern, wo 

eine flächendeckende Ver- und Entsorgung noch im Aufbau begriffen ist, die leichte 

Nachrüstbarkeit und modulare Technologien ein wichtiges Verkaufsargument und 

Entscheidungskriterium dar. Marktchancen sind vorhanden mit flexibel angelegten 

Anlagekonzepten für angepasste und somit gegebenenfalls reduzierte Anforderungen, 

die für die Verhältnisse anderer Länder oft sinnvoll und noch wirtschaftlich realisierbar 

sind. Dabei steht die Anpassung der verfügbaren Technologien an die besonderen 

Verhältnisse in den Zielländern im Vordergrund; es muss aber die von 

deutschen Produkten erwartete technische Qualität als wichtiger Verkaufsfaktor erhalten 

bleiben. 

Mitentscheidend für den Erfolg ist die Vermarktung, d.h. die Zusammenführung des 

potenziellen Interessenten und Anbieters. Nicht unbedingt die bessere, billigere, modernere 

Technik erhält den Zuschlag, sondern der Anbieter, der in der Lage ist, den 

tatsächlichen Bedarf zu erkennen. Dies kann z. B. zusätzlich Schulung, längerfristige 

Wartung oder Finanzierungsunterstützung einschließen. 

Innovatives Handeln in ausländischen Märkten, insbesondere in SL und EL, bedeutet 

nicht immer, das technisch Machbare auszureizen, sondern unter den lokalen 

Randbedingungen die technischen Anforderungen zu minimalen Kosten zu erreichen 

(GRIEB, 2005).


8.2 Marktstrategien der deutschen Wasserwirtschaft 

8.2.1 Allgemeine Erfordernisse 

Deutschen Anbietern wird häufig nachgesagt, zwar Waren und Dienstleistungen hoher 

Qualität und Zuverlässigkeit, aber oft nur High-Tech-Konzepte und keine angepasste 

Technologie liefern zu können. Das trifft insofern zu, als Einfach-Technologien 

hierzulande kaum zu konkurrenzfähigen Preisen hergestellt werden können. Anpassungen 

an den Einzelfall können aber geradezu als deutsche Spezialität angesehen 

werden; es gibt in Deutschland kaum zwei genau baugleiche Wasserwerke; das 

Gemeinsame sind die Auslegungsgrundsätze. Dieses Faktum ist weniger eine Folge 

der lokalen Randbedingungen als der in Deutschland sehr individuellen Ansprüche 

und dem allgemeinen Streben nach technischen Verbesserungen. Ein wesentlicher 

Gesichtspunkt ist, dass im internationalen Markt zur Anpassung an andersartige Anforderungen 

auch neue Wege beschritten werden müssen. 

Darüber hinaus könnte die deutsche Wasserwirtschaft durch Auf- bzw. Ausbau eines 

wirksamen Marketings bei Finanzierungsinstituten ihre Möglichkeiten 

verbessern. So ergibt beispielsweise die Auswertung der Vergabestatistiken der 

Weltbank (Deutschland ist für die Weltbank der drittgrößte Anteilseigner) für das Fiskaljahr 

1996/97, dass Deutschland das zweitstärkste Land bezüglich aller, d. h. nicht 

nur im Wassersektor, gewonnenen Liefer- und Leistungsaufträge, im Consultingbereich 

dagegen unterrepräsentiert ist. Im Wassersektor liegt Deutschland an dritter 

Stelle. Auffällig ist, dass von den französischen und britischen Lieferungs- und Leistungsverträgen 

jeweils ca. 30 Prozent Wasserrelevanz besitzen, von den deutschen 

nur sechs Prozent (BMBF und FZK, 2000). 

8.2.2 Marktanalysen 

Zur Verbesserung der Marktposition gilt: Die erfolgreiche Bewerbung um Infrastrukturprojekte 

zur Wasserversorgung im Ausland bedarf umfangreicher Vorleistungen, 

die sowohl in Deutschland als auch in den Zielländern erbracht werden müssen. Je 

früher ein potenzieller Exportmarkt und die dort spezifischen Exportfaktoren durch 

Marktanalysen identifiziert werden können, desto schneller lassen sich spezifische 

Maßnahmen zu dessen Erschließung ergreifen. Aufgrund einer frühzeitigen Problemerkennung 

ist es möglich, allgemeinen Bedarf für das Auslandsgeschäft zu ermitteln 

(Forschung/Entwicklung und Technik/Ausrüstung), um dann bei weiterer Konkretisierung 

des Projekts in der Masterplan-Phase und in der Feasibility-Studie bereits 

den projektbezogenen Bedarf definieren zu können. In dieser Projektphase kann 

auch die Errichtung von Pilot- und Demonstrationsanlagen vor Ort zielführend sein, 

um das Bewusstsein für die Leistungsfähigkeit deutscher Unternehmen im spezifischen 

Fall zu schärfen.


8.2.3 Markteintrittsmaßnahmen 

Ein strategischer Fahrplan für das Auslandsgeschäft kann dabei helfen, Klarheit über 

die einzelnen Etappen auf dem Weg ins Ausland zu erhalten, auch um die Risiken 

eines kostenträchtigen Fehlschlages zu minimieren. Dazu zählen (GRIEB, 2005): 

− Analyse der Ist-Situation: realistische Bewertung der eigenen Stärken und Schwächen, 

d.h. Kernkompetenzen, Produkte/Dienstleistungen, Mitarbeiterqualifikation, 

Potenziale 

− Erarbeitung einer Zielvorstellung: konkrete Definition der Zielsetzungen, um daraufhin 

die notwendigen innerbetriebliche Voraussetzungen zu schaffen 

− Auswahl der Produkte und Märkte: systematische Informationsbeschaffung und - 

auswertung über Zielland, Marktstruktur und -potenzial, Vergleich mit den Wettbewerbern, 

mögliche Wettbewerbsvorteile, potenzielle Kooperationspartner, mögliche 

Fördermittel oder Entwicklungsprogramme 

− Festlegung einer Markteintrittsstrategie: Abwägung der Vor- und Nachteile des 

Markteintrittes durch eine Vertretung, ein eigenes Büro, ein Joint Venture mit lokalen 

oder internationalen Partnern, notwendiger Kapitaleinsatz 

− Planung der Marktbearbeitung und Umsetzung: Suche nach geeigneten Vertriebspartnern, 

Planung der Marketingaktivitäten (Messen,…) 

− Kontrolle der Fortschritte: kontinuierliche Überprüfung der Fortschritte und Ergebnisse, 

mit eventueller Anpassung im Hinblick auf die Ziele 

Der Wassermarkt zeichnet sich durch folgende spezifische Eigenschaften aus: 

− Bei der öffentlichen Wasserversorgung handelt es sich um ein natürliches Monopol. 

Aufgrund der Struktur und der hohen Kosten der Leitungsnetze ist in einem 

Versorgungsgebiet nur ein Unternehmer als Netzbetreiber möglich, es sei denn, 

ausgewählte Stadtteile werden völlig unabhängig versorgt. 

− Der Wassersektor ist international meist ein staatlich garantierter Markt, der auf 

unterschiedliche Weise durch staatliche Institutionen und Gesetze reguliert wird. 

− Häufig haben Anbieterfirmen bei der Wasserversorgung nur eine indirekte Kundenbeziehung. 

Die Entscheidung über Auftragsvergaben kommt nicht direkt vom 

Wasserverbraucher, sondern von kommunalen, regionalen oder nationalen Verwaltungen. 

− Wasserversorgung und Abwasserentsorgung stellen in vielen Ländern eine Organisationseinheit 

dar. 

Vor diesem Hintergrund sind in den verschiedenen Phasen eines Projektvorlaufs für 

Anbieter dabei grundsätzlich die nachfolgenden Fragestellungen von Wichtigkeit 

(BMBF und FZK, 2000): 

− Wer entscheidet über Aufträge und welcher Bedarf besteht? 

− Was kann im Land selbst hergestellt, organisiert, technisch und personell geleistet 

werden?


− Wer übernimmt die Finanzierung des Projektes oder von Projektteilen? 

− Wie ist das wirtschaftliche, politische und soziale Umfeld zu bewerten? 

8.2.4 Unterstützung durch staatliche Stellen 

Staatliche Unterstützung ist vor allem in den Bereichen allgemeine und akquisitorische 

Forschung sowie im Vorfeld der Auftragsgewinnung und bei Vertragsabschluss 

hilfreich. Dafür kommen mehrere Ressorts der Bundesregierung und der Landesregierungen 

in Frage. Neben dem BMWi und dem BMZ auf nationaler Ebene gibt es 

inzwischen in fast jedem Bundesland Organisationen, die außenwirtschaftliche Unterstützung 

anbietet. 

Das Auswärtige Amt unterhält mit seinem flächendeckenden Netz von Auslandsvertretungen 

(Botschaften, Generalkonsulate und Vertretungen bei internationalen Organisationen) 

ein bereits global präsentes System, das durch Kenntnis der jeweiligen 

Situation eines Landes im Vorfeld der Auftragsakquisition, durch Unterstützung der 

Unternehmen in der Bewerbungsphase sowie bei der Projektabwicklung behilflich 

sein kann. 

Die beiden anderen Säulen der Außenwirtschaftsförderung sind die Auslandshandelskammern 

und die Bundesstelle für Außenhandelsinformation (bfai). Letztere hilft 

als Servicestelle des Bundesministeriums für Wirtschaft und Technologie besonders 

kleinen und mittleren Unternehmen auf dem Weg ins Auslandsgeschäft. 

Bei all diesen Maßnahmen ist zu bedenken, dass die staatlichen Stellen die deutschen 

Unternehmen umso besser unterstützen können, je besser sie selbst von den 

Firmen über ihre Aktivitäten und Zielsetzungen unterrichtet werden. Die Bereitstellung 

staatlicher Unterstützung ist nur dann hilfreich, wenn die Maßnahmen von Industrie 

und Wirtschaft angenommen und in stetigem Dialog verbessert werden. 

8.2.5 Beschaffung und Verbreitung von Information 

Ein wichtiger Gesichtspunkt besteht darin, möglichst frühzeitig über anstehende Projekte 

und aktuelle Entwicklungen in den Zielländern informiert zu werden. Hier gibt es 

eine Reihe von Publikationen, die zeitnah über internationale Projekte und aktuelle 

Ausschreibungen berichten. Meist können die entsprechenden Informationen, die 

teilweise gebührenpflichtig sind, in gleicher Weise auf den jeweiligen Internetseiten 

eingesehen werden. 

Einen Überblick der nationalen und internationalen Aktivitäten im Wasserwirtschaftssektor 

gibt der deutschsprachige europäische Wirtschaftsdienst EUWID - Wasser/Abwasser. 

Dieser enthält auch am Ende eines jeden Heftes eine Liste laufender 

Ausschreibungen und Projektankündigungen.


Wichtige Informationsquelle sind die Nachrichten der BfAI -Bundesagentur für Außenwirtschaft, 

z. B. mit der Wochenpublikation ,,Geschäftswünsche" und vor allem 

der werktäglich erscheinenden Wirtschaftszeitung ,,Nachrichten für Außenhandel" 

(NfA), in denen ausländische Firmen konkrete Wünsche nach Geschäftskontakten 

mit deutschen Unternehmen kostenlos veröffentlichen können. Insbesondere werden 

auch Projektankündigungen im Vorfeld und die internationalen Ausschreibungen veröffentlicht. 

Informationen zu Förderprogrammen des Bundes sind über folgende Kontakte zugänglich: 

− Bundesministerium für wirtschaftliche Zusammenarbeit BMZ, sowie den zugeordneten 

Durchführungsorganisationen, insbesondere der KfW Bankengruppe, der 

KfW-Tochterfirma DEG -Deutsche Entwicklungsgesellschaft und der Gesellschaft 

für Technische Zusammenarbeit 

− Bundeswirtschaftsministerium BMWi, insbesondere der Abteilung für Exportwirtschaft 

mit dem Außenwirtschaftsportal „Ixpos“ 

− Bundesforschungsministerium BMBF mit dem im Wassersektor zuständigen Projektträger 

Wassertechnologie und Entsorgung WTE, welcher u. a. Träger für das 

„Aktionskonzept Wasserwirtschaft" ist - einer ressortübergreifenden Initiative der 

Bundesministerien und der vorwiegend öffentlichen Wasserwirtschaft. 

Auch auf Länderebene gibt es neben den Initiativen der Wirtschaftsministerien viele 

Aktivitäten, die beispielsweise kommunale Partnerschaften fördern. Zu nennen sind 

beispielsweise: 

− in Baden-Württemberg der Landesverband der baden-württembergischen Industrie 

− in Bayern die Technologietransferstelle Wasser/TTW in Hof 

− in Nordrhein-Westfalen die Programme des Wirtschaftsministeriums sowie die 

Wasserwirtschaftsinitiative NRW 

Die europäische Wiederaufbaubank publiziert kostenlos ihre Ausschreibungen unter 

„procurement opportunities", während die entsprechenden Publikationen der Weltbank 

nur gegen Gebühr erhältlich sind. 

Ein wichtiges Forum zur Bekanntmachung und Präsentation deutscher Technologie 

stellen Messen, internationale Kongresse, Konferenzen, Workshops und Seminare 

dar. Auch in der Organisation und Ausgestaltung von Messen im Ausland ist 

Deutschland führend, so dass für deutsche Unternehmen hier gute Voraussetzungen 

bestehen. Teilweise wird die Messepräsentation auch von staatlicher Seite gefördert. 

Zu beachten ist für interessierte Unternehmen, dass die Eintragung in ein Lieferantenregister 

bei der IASPO, der zentralen Informationsstelle der UNO, erfolgt. Da das 

UNO-Beschaffungs- und Auftragswesen dezentral organisiert ist, ist jedoch auch eine


Eintragung bei den jeweiligen Unterorganisationen der UNO (z. B. UNIDO, UNDP, 

etc.) notwendig. 

Eine Liste der Internetadressen von den oben genannten sowie von weiteren Institutionen 

befindet sich im Anhang. 

8.2.6 Kontakte und Präsenz vor Ort 

Unabdingbare Voraussetzung im Auslandsgeschäft sind persönlichen Kontakte und 

die Präsenz vor Ort. Sobald ein Unternehmen in einem Land ein erstes Projekt gewonnen 

und sich bei der Durchführung bewährt hat, sind Folgeaufträge wesentlich 

leichter zu erhalten. Mitentscheidend für den Erfolg im Ausland ist die Kenntnis der 

lokalen Verhältnisse technischer sowie sozialer Art. Insbesondere Unternehmen, die 

erstmals Projekte in einer bestimmten Region anstreben, sind dabei auf lokale Partner 

angewiesen. Derartige Verbindungen müssen rechtzeitig aufgebaut werden, beispielsweise 

auch über die Aus- und Weiterbildung junger ausländischer Fach- und 

Führungskräfte oder Studenten in deutschen Betrieben bzw. Hochschulen oder auch 

durch Kooperationen in der Forschung. 

Wesentlich ist der Kontakt zu den Partnern vor Ort schon vor der offiziellen Ausschreibung, 

sodass der Wettbewerber bereits auf deren Gestaltung Einfluss nehmen 

kann bzw. deren Grundtendenzen kennen lernt. Die daraus entstehenden Kosten 

sind durchaus nennenswert und sind auch ohne Erfolgsgarantie aufzubringen. 

8.2.7 Ausbildungsstand des Personals 

Eine im Export von Technik deutlich werdende teilweise Schwäche der deutschen 

Wasserwirtschaft ist die immer noch geringe Vertrautheit deutscher Ingenieure, Kaufleute 

und Techniker mit den Verhältnissen im Ausland. Deshalb kommt der besseren 

Vorbereitung auf internationale Tätigkeiten große Bedeutung zu. Insbesondere sind 

dabei folgende Kenntnisse und Erfahrungen wichtig (GRIEB, 2005): 

− Praktische Erfahrung mit Fremdsprachen 

− Kenntnis über Wissenschaft und Technik des jeweiligen Partnerlandes 

− Verständnis für Kultur, Religion sowie rechtliche und wirtschaftliche Grundlagen 

des jeweiligen Partnerlandes. 

Die Wasserindustrie sollte darauf einwirken, dass in den Bereichen Studium und 

Promotion Auslandsaufenthalte stärker wahrgenommen werden. Für Fachkräfte (Ingenieure, 

Techniker etc.) bieten sich kurzfristig wirksame praktikumsähnliche Kurzzeitaufenthalte 

an. Der Bearbeitung von Fragestellungen, die für den Export von Bedeutung 

sind, muss ein entsprechender Stellenwert eingeräumt werden (BMBF und 

FZK, 2000).


8.3 Schutz des geistigen Eigentums 

Besonders mit der Einführung neuer Technologien bzw. Produkte im Ausland ist 

prinzipiell mit einem mangelhaften Schutz des geistigen Eigentums zu rechnen. Davon 

sind besonders Mittelständler betroffen, da diese im Vergleich zu Branchengrößen 

nur geringe Möglichkeiten haben, ihre Rechte einzufordern. Entsprechende Erfahrungen 

sind auch im Wassersektor bekannt, wie beispielsweise bei einigen KMUs 

in China (WIRTSCHAFTSWOCHE, 2004). 

8.4 Kooperation mit der Forschung 

Deutschland verfügt neben einer gut ausgebauten Wasserindustrie auch über eine 

vielfältige Forschungslandschaft im Wassersektor an Universitäten bzw. privaten Instituten. 

Entsprechende Kooperationen von Industrie und Forschung zur Lösung 

konkreter Fragestellungen liefern auch im Wassersektor i.d.R. einen Beitrag, eine 

angepasste Lösung zu erarbeiten und das Kosteneinsparpotenzial des Gesamtprozesses 

schon bei der Planung auszuschöpfen, wie dies in Kap. 7 dargestellt wurde. 

Darüber hinaus können erste Kooperationen zwischen deutschen und ausländischen 

Forschern Vertrauen aufbauen und die erforderlichen Hintergrundinformationen liefern.

Literaturverzeichnis 214 

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DVGW Arbeitsblatt W 213-4: Filtrationsverfahren zur Partikelentfernung. Langsamfiltration. 

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mittels Mikro- und Ultrafiltration. Abschlussbericht zum Teilprojekt 

C2 im BMBF-Forschungsvorhaben Exportorientierte Forschung und Entwicklung 

auf dem Gebiet der Wasserver- und –entsorgung Teil I: Trinkwasser. DVGW 

Technologiezentrum Wasser (TZW) Karlsruhe (2005). Bericht auf CD beigefügt 

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Mälzer, H.-J.: Optimierung und Erweiterung des Einsatzes von Langsamsandfiltern 

durch spezielle Auflageschichten und Betriebsweisen. Abschlussbericht zum Teilprojekt 

A2 im BMBF-Forschungsvorhaben Exportorientierte Forschung und Entwicklung 

auf dem Gebiet der Wasserver- und –entsorgung Teil I: Trinkwasser. IWW Mülheim 

(2005). Bericht auf CD beigefügt 

Mälzer, H.-J.; Gimbel, Rolf: Untersuchungen zur Laufzeitverlängerung von Langsamsandfiltern 

durch kontinuierliche Teilregenerierung und/oder Einsatz von Schutzschichten. 

Abschlussbericht zum BMBF-Forschungsvorhaben 02 WA 9511 (Deutsch- 

Israelische WTZ). IWW Mülheim (1999). 

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auf dem Gebiet der Wasserver- und –entsorgung Teil I: Trinkwasser. TU 

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Trinkwasser. DVGW Technologiezentrum Wasser (TZW) Karlsruhe (2005). Bericht 

auf CD beigefügt


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Frimmel, F.H. (Hrsg.): Wasserchemie für Ingenieure. Lehr- und Handbuch Wasserversorgung. 

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Verlag 13., vollst. überarb. Aufl. 2002.


Glossar 

AOC-Konzentration 

Assimilable Organic Carbon: Maß für den Nährstoffgehalt des 

Wassers, das den Gehalt an biologisch verwertbaren organischen 

Stoffen angibt 

Allokationseffizienz Ressourceneinsatz, der zu einem maximalen Nutzen führt 

Bakterien, hygienisch 

relevante 

Organismen, die Krankheiten über das Wasser übertragen 

können (z.B. E. coli, Enterokokken, coliforme Bakterien) 

Bakterien, 

heterotrophe 

Bakterien, die organische Verbindungen als Kohlenstoffquelle 

nutzen 

Barwert 

Zusammengefasster heutiger Wert von in der Zukunft anfallenden 

Kosten und Mengen, die auf den heutigen Wert abgezinst 

und aufaddiert werden 

BIP 

Bruttoinlandsprodukt, 

Maß für die wirtschaftliche Leistung eines Landes 

Cash-Flow 

Zahlungsstrom für einen bestimmten Zeitabschnitt 

ct-Konzept 

Methode zur Beschreibung der Desinfektionswirkung aus dem 

Produkt von Desinfektionsmittelkonzentration (c) und Einwirkzeit 

(t) unter Berücksichtigung der Temperatur 

d 10 

Siehe Korngröße, effektive 

EL 

Entwicklungsländer 

Gesamtzellzahl 

Mit DAPI oder Acridinorgange gefärbte Bakterienzellen, die 

mittels Epifluoreszensmikroskop detektierbar sind

Glossar 244 

Grauwasser 

gering verschmutztes häusliches Abwasser ohne fäkale Belastung, 

z.B. Abwasser von Badewannen 

Hebeeffizienz 

Verhältnis von in Rechnung gestellter zu verbrauchter 

Wassermenge 

IL 

Industrieländer 

Kapazität, 

nutzbare 

Die nutzbare Kapazität (NK) ist das unter den jeweiligen Betriebsbedingungen 

vorhandene Aufnahmevermögen des Austauschers 

zwischen zwei Regenerationen – z.B. bezogen auf 

zweiwertige Schwermetall-Kationen. Die NK wird häufig als 

„Nutzbare Volumenkapazität“ in Äquivalenten je Liter Harz 

(eq/L) angegeben. 

K f -Wert 

Hydraulischer Durchlässigkeitsbeiwert in m/s 

Koloniezahl DEV 

Bakterien, die nach 48-stündiger Inkubation bei 20°C oder 

36°C auf DEV-Agar sichtbare Kolonien bilden 

Koloniezahl R2A 

Korngröße, 

effektive 

Korngröße, 

wirksame 

Bakterien, die nach 7-tägiger Inkubation bei 20°C auf R2A- 

Agar sichtbare Kolonien bilden 

Die effektive Korngröße (d 10 ) wird aus der Sieblinie bei 10 % 

Siebdurchgang ermittelt. Dieser Begriff entstammt der englischsprachigen 

Literatur und ist nicht identisch mit der wirksamen 

Korngröße (DVGW W 213-2). 

Kennwert für Gemenge, die Körner unterschiedlicher Größen 

enthalten (DVGW W 213-2). 

Parasiten 

Rohrnetzmanagement 

Organismen, die fäkal-oral übertragen und nicht durch die üblicherweise 

eingesetzten Desinfektionsmittel abgetötet werden 

(z.B. Giardia und Cryptosporidien) 

Maßnahmen zur Aufrechterhaltung einer einwandfreien Trinkwasserbeschaffenheit 

bei der Verteilung


SAK 254 nm 

Spektraler Absorptionskoeffizient bei 254 nm 

Schmutzdecke 

Als Schmutzdecke (Kolmationsschicht) wird der auf einem 

LF/IB ausgebildete biologische Rasen bezeichnet 

(DVGW W 213-4). 

SL 

Schwellenländer 

SSK 254 nm 

Spektraler Schwächungskoeffizient bei 254 nm 

Dezentrales Wirtschaften für den Eigenverbrauch 

Subsistenzwirtschaft 

Ungleichförmigkeitsgrad 

Volumenkapazität, 

nutzbare 

Quotient aus den Siebweiten, die dem Siebdurchgang von 

60 % und 10 % entsprechen (U=d 60 /d 10 ). Die Werte für d 60 und 

d 10 werden aus der Sieblinie ermittelt (DVGW W 213-2). 

Siehe Kapazität, nutzbare

Anhang 246 

Anhang 

Bezugsquellen für Normen und Regelwerke 

DIN-Normen: 

Beuth-Verlag Berlin Wien Zürich 

DVGW-Regelwerk: 

Wirtschafts- und Verlagsgesellschaft Gas 

und Wasser mbH Bonn 

Abruf des aktuellen 

DVGW-Regelwerkverzeichnis 

http://www.beuth.de 

http://www.wvgw.de 

http://www.dvgw.de/service/ 

regelwerkverzeichnis.html 

Überregionale Organisationen im Wasserfach in Deutschland 

ARW Arbeitsgemeinschaft der Rhein- 

Wasserwerke e.V 

ATT Arbeitsgemeinschaft Trinkwassertalsperren 

e.V. 

AWBR Arbeitsgemeinschaft Wasserwerke 

Bodensee-Rhein 

BGW Bundesverband der deutschen 

Gas- und Wasserwirtschaft e.V. 

DVGW Deutsche Vereinigung des Gasund 

Wasserfaches e.V. 

DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, 

Abwasser und Abfall e.V. 

FIGAWA Bundesverband der Firmen im 

Gas- und Wasserfach e.V. 

VDMA Verband Deutscher Maschinenund 

Anlagenbau e.V. 

VUBIC Verband unabhängig beratender 

Ingenieure und Consultants e.V. 

http://www.arww.org 

http://193.101.139.2/att/www 

http://www.awbr.org 

http://www.bgw.de 

http://www.dvgw.de 

http://www.dwa.de 

http://www.figawa.de 

http://www.vdma.org 

http://www.vubic.de


Deutsche Kontakte für Auslandsaktivitäten 

Außenwirtschaftsportal iXPOS 

http://www.ixpos.de 

Ausstellungs- und Messe-Ausschuss der 

Deutschen Wirtschaft e.V. 

Baden-Württemberg: 

Landesverband der badenwürttembergischen 

Industrie LVI 

Bayern: 

Technologietransferstelle Wasser TTW 

http://www.auma-messen.de 

http://www.lvi.de 

http://www.bayern.de/wwa-ho/ttw 

Bundesagentur für Außenwirtschaft 

http://www.bfai.de 

Bundesministerium für wirtschaftliche 

Zusammenarbeit und Entwicklung 

http://www.bmz.de 

Bundesministerium für 

Bildung und Forschung 

http://www.bmbf.de 

Bundesministerium für Wirtschaft und 

Arbeit, Förderdatenbank 

Bundesforschungsministerium 

Projektträger Wassertechnologie und 

Entsorgung (WTE) 

Deutsche Gesellschaft für technische 

Zusammenarbeit mbH (GTZ) 

http://www.bmwa.bund.de/Navigation/Un 

ternehmer/foerderdatenbank.html 

http://www.fzk.de 

http://www.gtz.de 

Deutsche Investitions- und Entwicklungs- 

Gesellschaft mbH (DEG) 

Eitep GmbH – Hilfestellung auf internationalen 

Märkten im Energie-, Wasserund 

Umweltbereich 

http://www.deginvest.de 

http://www.eitep.com

Anhang 248 

Europäischer Wirtschaftsdienst EUWID 

http://www.euwid.de 

Export Umwelttechnik 

http://www.umweltexport.de 

KfW-Bankengruppe 

http://www.kfw.de 

Nordrhein-Westfalen 

Wirtschaftsministerium 

http://www.germanwater.de 

Nordrhein-Westfalen 

Wasserwirtschaftsinitiative 

http://www.wasser.nrw.de 

Internationale Kontakte für Auslandsaktivitäten 

Europäische Investitionsbank (EIB) 

http://www.eib.org 

Europäisches Amt für Zusammenarbeit 

(EuropeAid) 

http://europa.eu.int/comm/europeaid/ 

Europäische Wiederaufbaubank (EBRD) 

http://www.ebrd.com 

Global Environmental Facility (GEF) 

http://www.gefweb.de 

Organisation for Economic Co-operation 

and Development (OECD) 

http://www.oecd.org


United Nations Development Programme 

(UNDP) 

http://www.undp.org 

Weltbank (IBRD, IDA, IFC, MIGA) 

http://www.worldbank.org 

Kontakte für wissenschaftliche Untersuchungen 

Wissenschaftlich-technische Institute 

DVGW-TZW 

DVGW Technologiezentrum Wasser 

http://www.tzw.de 

ESWE-Institut für Wasserforschung und 

Wassertechnologie GmbH 

FZK Forschungszentrum Karlsruhe 

GmbH, Institut für Technische Chemie – 

Bereich Wasser- und Geotechnologie 

IfW 

Institut für Wasserforschung GmbH 

IWW 

Rheinisch-Westfälisches Institut für 

Wasserforschung 

http://www.staff.uni-mainz.de/eswe/ 

http://www.fzk.de 

http://www.ifw-dortmund.de 

http://www.iww-online.de 

Universitäten 

TU Berlin 

Fachgebiet Wasserreinhaltung 

http://itu107.ut.tu-berlin.de/wrh/index.htm 

TU Dresden 

Institut für Wasserchemie 

http://www.tudresden.de/fghhihc/hydrochemie.html

Anhang 250 

TU Hamburg-Harburg 

DVGW Forschungsstelle TU HH 

Universität Karlsruhe (TH) 

DVGW Forschungsstelle am Engler- 

Bunte-Institut, Wasserchemie 

http://www.tu-harburg.de/wwv/index.html 

http://www.wasserchemie.unikarlsruhe.de/

B2006 - PTKA

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