Gefährdungs- und risikobasierende Konzepte zur Bewertung der … · 2013. 7. 25. · (Tab. 1). Fäkalindikatoren wie Escherichia coli oder Enterokok-ken kommen im Intestinaltrakt

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Wien. Tierärztl. Mschr. - Vet. Med. Austria 98 (2011), 9 - 24

Aus dem Forschungsinstitut für Wildtierkunde und Ökologie der Veterinärmedizinischen Universität Wien1, dem Institut fürHygiene und Angewandte Immunologie - Wasserhygiene der Medizinischen Universität Wien2, dem Institut für Wasserbauund Ingenieurhydrologie3 und dem Institut für Verfahrenstechnik, Umwelttechnik und technische Biowissenschaften derTechnischen Universität Wien4

Gefährdungs- und risikobasierende Konzepte zurBewertung der mikrobiologischen Wasserqualität - Teil 1Status quo und gegenwärtige Entwicklungen unter spezieller Berücksichtigung tierischer Fäkalquellen im alpinen undvoralpinen Gebiet

G.L. STALDER1, R. SOMMER2, C. WALZER1, R.L. MACH4, C. BEIGLBÖCK1, A.P. BLASCHKE3 und A. H. FARNLEITNER4

Schlüsselwörter: Wasserqualität, Fäkalindikatoren, mikro-bielle Herkunftsbestimmung, Indikatorpathogene, Gefähr-dungscharakterisierung, Risikoabschätzung, Zoonosen.

ZusammenfassungDie mikrobiologische Qualitätskomponente besitzt eine

besondere Bedeutung bei der nutzungsbezogenen Bewer-tung von Wasser. Diese Relevanz liegt vor allem darinbegründet, dass Wasser als hervorragendes Übertragungs-medium für fäkal-oral assoziierte Krankheitserreger dienenkann. An erster Stelle sind dabei die historischen Seuchen-ausbrüche zu nennen, die durch Fäkalien und Abwässermenschlicher Herkunft verursacht wurden. Der geregeltenAbwasserentsorgung wird daher höchste Prioritätgeschenkt. Darüber hinaus stellen Fäkalquellen von Nutz-und Wildtieren eine weitere Gefährdung dar. Aufgrund dernahezu ubiquitären Präsenz tierischer Ausscheidungensowie der großen Anzahl bekannter zoonotischer Pathoge-ne ist dieser Art von Verschmutzungen zunehmende Auf-merksamkeit zu schenken. Ein effektives Gefährdungs- undRisikomanagement erfordert daher die quantitative Erfas-sung der Beeinflussung durch menschliche und tierischefäkale Belastungen sowie der damit assoziiertenKrankheitserreger. Diese keineswegs triviale Angelegenheitstellt zumeist eine große Herausforderung an die gegen-wärtige Untersuchungsmethodik dar. Das Ziel der vorliegen-den Übersichtsarbeit ist es, 1) den Status quo der derzeiti-gen Praxis der mikrobiologischen Wasseruntersuchung dar-zustellen, 2) in das Element der quantitativen mikrobiologi-schen Risikoabschätzung (QMRA) und deren Möglichkeitder Kombination mit traditionellen Konzepten sowie rezen-ten Techniken der mikrobiellen Herkunftsbestimmung einzu-führen sowie 3) eine Liste von Indikatorpathogenen zurDurchführung umfassender Risikoabschätzungen unterspezieller Berücksichtigung zoonotischer Krankheitserregermit regionalem Bezug zu diskutieren. Im zweiten Teil derArbeit wird der aktuelle Stand des Wissens und der Wis-senslücken über Vorkommen und Ökologie der ausgewähl-ten zoonotischen Indikatorpathogenen zusammenfassenddargestellt werden. Der Schwerpunkt liegt dabei auf Nutz-und Wildtierpopulationen wie sie in voralpinen und alpinenRegionen Österreichs anzutreffen sind.

eingelangt am 30.7.2010angenommen am 30.11.2010

Keywords: water quality, faecal indicators, microbialsource tracking, indicator pathogens, hazard characterisa-tion, risk assessment, zoonoses.

SummaryHazard- and risk based concepts for the assessmentof microbiological water quality - part 1Status quo and current developments with special empha-sis on animal faecal sources in alpine and pre-alpineregions

Impairment of microbiological water quality is a criticalissue since it can cause severe outbreaks or contribute tothe background rate of endemic diseases. Human faecalpollution sources are considered of paramount importanceand a marked effort has been put into the establishment ofsewage disposal and treatment systems. However, animalfaecal sources must not be neglected and may constitutea significant hazard due to the almost ubiquitous presenceof faecal deposits in the environment and the large numberof known zoonotic diseases. Therefore, efficient manage-ment of water resources relies thus on the comparativeassessment of pathogen hazards and risks associatedwith faecal contamination from both human and animalsources. This task is challenging when relying on currentlyavailable approaches.

The aim of this review is, i) to present the status quo ofthe currently applied methodology of microbiological waterquality investigations, ii) to introduce the element of quan-titative microbial risk assessment (QMRA) and its possibi-lity to combine with hazard based approaches includingmicrobial source tracking (MST/QMST), and iii) to discussa list of indicator pathogens for the realisation of QMRAwith a special focus on pathogens from animal faecalsources within a regional context. A detailed overview onthe available and lacking knowledge in respect to theoccurrence and ecology of the selected indicatorpathogens from animal sources will be given in the secondpart of the review. Main emphasis is put on livestock andwild life populations as occurring in alpine or pre-alpinelocations in Austria.

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Wien. Tierärztl. Mschr. - Vet. Med. Austria 98 (2011)

Abküzungen: ASM = American Society for Microbiology; AWWA = American Water Works Association; CCL = Water Contaminant Can-didate List of the US Environmental Protection Agency; CRC = Chemical Rubber Company Press; DALY = Disability-adjusted life years;EHEC = enterohämorrhagische Escherichia coli ; HACCP = Hazard Analysis Critical Control Points; IP = Indikatorpathogene; IWA = Inter-national Water Assoziation; KBE = Kolonie bildende Einheiten; MST = Microbial Source Tracking; QMRA = Quantitative Microbial RiskAssessment; QMST = Quantitative Microbial Source Tracking; RIVM = National Institute for Public Health and the Environment, Nether-lands; US-EPA = US Environmental Protection Agency; WHO = World Health Organisation

Einleitung

Wassernutzung und traditionelle mikrobiologischeQualitätsanforderungen

Die ausreichende Verfügbarkeit von Wasser in entspre-chender Qualität ist eine der grundlegendsten Vorausset-zungen für die Existenz von Mensch und Natur. DemSchutz von Wasserressourcen und aquatischen Lebens-räumen wird daher große Bedeutung beigemessen(EUROPÄISCHE WASSERRAHMENRICHTLINIE, 2000).Darüber hinaus werden Landschaftsregionen mit Wasser-und Gewässervorkommen hoher Qualität intensiv bewor-ben und als Inbegriff guter Lebensqualität verstanden (vgl.Tourismuswerbung).

Aus nutzungsrelevanter Sicht können verschiedene Ver-wendungsformen von Wasser und Gewässern unterschie-den werden (Tab. 1). Der jeweilige Qualitätsanspruch stehtdabei im Zusammenhang mit Art und Ausmaß der zuerwartenden Exposition. Für Trinkwasser gelten naturge-gebener Maßen hohe Qualitätsansprüche (ÖSTER-REICHISCHES LEBENSMITTELBUCH, 2007). AbgestufteQualitätsansprüche werden beispielsweise an Badege-wässer, an Wasser für Bewässerungszwecke oder Wasserfür Beschneiungsanlagen gestellt (Tab. 1). Die Mindestan-forderungen sind in Normen und gesetzlichen Vorgabengeregelt. Qualitätsdefizite sind durch Managementmaß-nahmen (z.B. Schutzmaßnahmen im Einzugsgebiet einerTrinkwasserressource oder eines Badegewässers)und/oder durch Aufbereitungsmaßnahmen (z.B. Aufberei-tung/Desinfektion von Rohwasser für die Trinkwasserver-sorgung) auszugleichen. Bei der nutzungsbezogenenBewertung von Wasser kommt - neben toxikologischen,technischen und ästhetischen Gesichtspunkten - dermikrobiologischen Qualitätskomponente eine wesentlicheBedeutung zu. Die große Bedeutung der mikrobiologi-schen Wasserqualität liegt vor allem darin begründet, dassWasser als hervorragendes Übertragungsmedium fürfäkal-oral assoziierte Krankheitserreger dienen kann.Historische wie auch rezente (HRUDEY u. HRUDEY, 2004,2007) wasserbedingte Explosivepidemien belegen ein-drucksvoll die hohe Bedeutung dieses speziellen Übertra-gungsmodus.

Neben der potentiellen „Vehikelfunktion“ für fäkale Ver-unreinigungen kann Wasser darüber hinaus als Lebens-raum für Krankheitserreger dienen (SZEWZYK et al.,2000). In der Regel besitzen Wassermikroorganismen - diezumeist eng an das aquatische Habitat angepasst sind -keine gesundheitsbeeinträchtigende Relevanz, sondernsind essentieller Bestandteil von den in der Natur ablau-fenden Selbstreinigungsprozessen (z.B. FARNLEITNER etal., 2005; WILHARTITZ et al., 2009). Dennoch haben eini-ge bedeutende fakultativ pathogene Mikroorganismen, wieLegionellen, Pseudomonas aeruginosa oder Acanthamö-ben ihr Reservoir in Wasser und Boden. Diese können sichunter bestimmten Umständen im Wasser und in denzugehörenden Biofilmen vermehren und gesundheitsge-

fährdende Konzentrationen erreichen (SZEWZYK et al.,2000).

Untersuchung und Bewertung der mikrobiologischenWasserqualität im Wandel der Zeit

Bei der mikrobiologischen Wasseruntersuchung wirdderzeit nur in Ausnahmefällen (z. B. bei Epidemien oder beibesonderen Fragestellungen) ein direkter Erregernach-weis vorgenommen. Grund hierfür ist, dass die Nachweis-verfahren sehr zeit- und kostenaufwendig und zudem auf-grund ihrer Komplexität und Vielfältigkeit noch nicht ausrei-chend zuverlässig und umfassend sind. Weiters sind kom-plizierte Anreicherungsschritte erforderlich, da Krankheits-erreger meist nur in sehr geringen Konzentrationen vor-kommen.

Seit über 100 Jahren (TALLON et al., 2005) wird daherfür die mikrobiologisch-hygienische Beurteilung von Trink-wasser der Nachweis der Fäkalindikatoren verwendet(Tab. 1).

Fäkalindikatoren wie Escherichia coli oder Enterokok-ken kommen im Intestinaltrakt von nahezu allen Menschenund Tieren vor und sind bei Vorliegen von fäkaler Ver-schmutzung in großer Zahl im Wasser vorhanden (TAL-LON et al., 2005). Fäkalbakterien besitzen zumeist selbstkeine pathogenen Eigenschaften. Sie können durch selek-tive Anzuchtmethoden innerhalb von 24 bis 48 Stunden mithoher Zuverlässigkeit nachgewiesen werden.

Ihr Nachweis stellt grundsätzlich eine sogenannteGefährdungsindikation dar, d.h. diese indiziert das potenti-elle Vorhandensein von fäkal-assoziierten Krankheitserre-gern. Lediglich im Falle der gleichzeitigen Ausscheidungvon Fäkalindikatoren und Krankheitserregern ist ein kau-saler Zusammenhang zu erwarten (TALLON et al., 2005).Die in diesem Falle resultierende Korrelation ist jedochunter anderem von der jeweiligen epidemiologischenSituation (Prävalenz der Krankheitserreger, Größe desEinzugsgebietes und Einwohneranzahl, fäkale Ausschei-dungskonzentration), der Mobilität und Ausbreitungsfähig-keit, der Persistenz (Überleben in der Umwelt) als auchResistenz (Überstehen der Aufbereitung bzw. Desinfekti-on) abhängig (FEWTRELL u. BARTRAM, 2001). Die über-wiegende Anzahl der derzeitigen nationalen und interna-tionalen normativen und gesetzlichen Vorgaben basierenhinsichtlich der mikrobiologischen Wasserqualität auf demPrinzip der Minimierung der Gefährdungsindikation (Tab.1). Internationale Entwicklungen der letzten Jahre lassenjedoch bereits in naher Zukunft eine wesentliche Erweite-rung dieses Systems um die Komponente der risikobasie-renden Qualitätsvorgaben erwarten (FEWTRELL u. BART-RAM, 2001; WHO, 2008). Im Gegensatz zum Begriff derGefährdung (d.h. potentielles Risiko; „hazard“) liegt demBegriff des Risikos ein Quantifizierungsschritt zugrunde. Ineiner korrekten Risikodefinition sind 3 Elemente vorhandenund abgrenzbar (GASZO, 2006): 1) unerwünschte Folge-wirkung (z.B. Infektion, Krankheit, Tod), 2) Wahrscheinlich-keit des Auftretens dieser Wirkung (z.B. Dosis-Wirkungs-

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Abb. 1: Schematische Darstel-lung der Methodik der quantita-tiven mikrobiellen Risikoab-schätzung (QMRA); schwarze,fett gezeichnete Pfeile (Vor-wärts-Approach): Ableitung derInfektionsrisiken bei bekannterInfektionsdosen von Indikator-pathogenen (IP) und geeigneterDosis-Wirkungsmodelle; weiße,dick gezeichnete Pfeile (Rück-wärts-Approach): Rückschlussauf maximal tolerierbare Kon-zentrationen an Indikatorpatho-genen bei voher festgelegtemReferenzrisiko

Abb. 2: Schematische Darstellung eines integrativen Konzeptes zur Analyse fäkaler mikrobieller Belastungen („Bottom-up-Verfahren“) in Wasserressourcen (modifiziert nach FARNLEITNER et al., 2008)SCHRITT 1: regelmäßige quantitative Untersuchung auf fäkale Belastungen SCHRITT 2: bei Überschreitung definierter fäkaler Belastungsniveaus (z.B. Überschreitung von Richt- und Grenzwertenbei einer bestimmten Nutzungsformen) - Evaluierung der KontaminationsquelleSCHRITT 3: Anwendung mikrobieller Risikoabschätzung (QMRA)

beziehungen, Konzentrationen an Krankheitserregern)und 3) eine Formel, die beides zu kombinieren versucht.

Risikobasierende Qualitätsziele von Wasser Unter einem mikrobiologisch-hygienischen Risiko ver-

steht man die Wahrscheinlichkeit des Eintretens einerexpositionskausalen Infektion oder Erkrankung (Expositiondurch Verschlucken, Kontakt mit Haut und Schleimhäuten,Inhalation etc.) im Zuge einer genau definierten Wasser-nutzung (Trinken, Freizeitaktivitäten wie Schwimmen, Sur-fen oder Nutzung von Kunstschneepisten, Bewässerungvon Pflanzen etc.). Im Rahmen der Bewertung ergibt sichzunächst eine zentrale Fragestellung: Wie ist die zu erzie-lende mikrobiologisch-hygienische Wasserqualität defi-niert? In diesem Zusammenhang wurde erstmals 1989

von der US Environmental Protection Agency (US-EPA)ein infektionsrisikobasierendes Qualitätsziel für Trinkwas-ser, das aus Oberflächenwasser aufbereitet wird, festge-legt (US-EPA, 1989). Hierbei ist eines der Ziele der mehr-stufigen Aufbereitung, dass die Wahrscheinlichkeit desAuftretens einer Infektion mit Giardia sp. bei Konsum vonTrinkwasser nicht größer als eine (als „tolerierbar“ angese-hene) Infektion pro 10.000 Personen und Jahr (Infektions-risiko von ≤ 10-4 Person-1Jahr-1) ist. Das Kriterium des tole-rierbaren 10-4 Infektionsrisikos Person-1Jahr-1 wurde in wei-terer Folge auch auf andere fäkal-assoziierte mikrobielleKontaminationen von Trinkwasser, wie etwa auf enteraleViren und Kryptosporidien übertragen (ROSE u. GERBA,1991). In Europa wurde das Kriterium des tolerierbaren 10-4

Infektionsrisikos Person-1Jahr-1 erstmals 2001 in den Nie-

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derlanden in der Trinkwasserverordnung gesetzlich veran-kert (STAATSBLAD VAN HET KONINKRRIJK DERNEDERLANDEN, 2001). Es muss betont werden, dass„tolerierbare“ Infektionsrisiken das Resultat eines konsen-sualen Prozesses unterschiedlicher Gruppierungen derGesellschaft darstellen (Politik, Behörden, Non Govern-ment Organisationen, Wissenschaft, Wirtschaft etc.) undkeineswegs eine wissenschaftlich ableitbare Naturkon-stante repräsentieren. In diesem Zusammenhang wurdeetwa von Haas vorgeschlagen (HAAS, 1996), dass das 10-4

Infektionsrisiko Person-1Jahr-1 auf seine Angemessenheithin neu überdacht werden sollte und ein tolerierbaresInfektionsrisiko von etwa 10-3 den (US-amerikanischen)Ansprüchen möglicherweise besser entsprechen würde.Der Diskussionsprozess über mikrobiologische Qualitäts-ziele für Trinkwasser wird nun seit einigen Jahren erneutmit Hilfe der Weltgesundheitsorganisation (WHO) vorange-trieben. Die Erkenntnisse mündeten 2004 in der 3. Ausga-be der WHO Richtlinie für Trinkwasser, in der ein Refe-renzrisiko von ≤ 10-6 Disability Adjusted Life Years (DALY)pro Person und Jahr (i.e. ≤ 1 Micro DALY Person-1Jahr-1)vorgeschlagen wird (WHO, 2004). Dieses Referenzrisikowurde im weiteren Verlauf auch bei den 2006 überarbeite-ten Empfehlungen für die sichere Nutzung von Abwasser,Exkrementen und Grauwasser verwendet (WHO, 2006).

Das vorgeschlagene tolerierbare Gesundheitsrisiko istdabei auf den WHO -Richtwert für das zusätzliche Lebens-zeit-Krebsrisiko für kanzerogene Stoffe von ≤ 10-5 pro Per-son abgestimmt (WHO, 2006). Im Unterschied zu demoben zitierten tolerierbaren Infektionsrisiko ist das DALY-Konzept am Endpunkt „Krankheit“ und nicht am Endpunkt„Infektion“ festgemacht. Beide Bezugsgrößen (d.h. DALYund Infektionsrisiko) können jedoch mit entsprechendenUmrechnungsfaktoren ineinander umgewandelt und daherverglichen werden. Mittels DALY ist es nun erstmals mög-lich, chemische Qualitätsziele (für Substanzen ohneSchwellenwerte) und mikrobiologische Qualitätsziele fürWasser gemeinsam zu betrachten. Die von den jeweiligenInhaltsstoffen verursachte Gesundheitsbelastung wirddabei durch einen kombinierten Zeitindex ausgedrückt, deraus Lebenszeitverlust durch resultierenden vorzeitigen Tod(Gewichtungsfaktor = 1,00) und einem gewichteten Zeit-verlust eines beschwerdefreien Lebens durch resultieren-de nicht letale Krankheitsverläufe (Gewichtungsfaktorresultiert aus der Schwere der Krankheitsbelastung bzw.Behinderung = 0,00 bis 1,00) zusammengesetzt ist(PRÜSS u. HAVELAAR, 2002). Voraussetzung für diepraktische Umsetzung dieses Konzeptes ist jedoch dasVorhandensein von detaillierten, regionalspezifischen epi-demiologischen Daten, um die jeweiligen krankheitsspezi-fischen DALY Indizes berechnen zu können (HAVELLARu. MELSE, 2003). Diese epidemiologische Datenerhebungstellt eine große Herausforderung dar, die in vielen Län-dern kaum realistisch erscheint. Daher wird derzeit dasKonzept des tolerierbaren Infektionsrisikos häufiger ange-wendet.

Gemäß den WHO Empfehlungen ist das anzustrebendemikrobiologisch-hygienische Qualitätsziel für Wasser unddas damit verbundene Gesundheitsrisiko an die nationalenBedürfnisse und Hintergründe anzupassen (FEWTRELLu. BARTRAM, 2001; HUNTER u. FEWTRELL, 2001). EineVielzahl von wirtschaftlichen, sozialen, umweltbezogenenund anderen Faktoren, wie etwa auch historische Hinter-

gründe, sind dabei zu berücksichtigen. Der von der WHOvorgeschlagene Referenzwert von ≤ 1 μDALY pro Personund Jahr ist daher gegebenenfalls nach oben bzw. untenanzupassen. So wäre für Länder, die ein niedrigereszusätzliches Lebenszeit-Krebsrisiko ansetzen (z.B. ≤ 10-6

anstatt ≤ 10-5), in Analogie dazu, ein Referenzwert für dastolerierbares Risiko von ≤ 0,1 μDALY pro Person und Jahrvorzuschlagen (WHO, 2004).

In Österreich wurde der risikobasierende Ansatz erst-malig in den Jahren 2004-2006 im Zuge der Erstellungeines Leitfadens zur hygienischen Bewertung der Ver-sickerung von mechanisch-biologisch gereinigtem Abwas-ser in den Untergrund in dezentralen Lagen eingeführt(FARNLEITNER et al., 2006). Um mit den strengen Aufla-gen des österreichischen Wasserrechtes im Einklang zustehen, wurde dabei das risikobasierende Schutzziel imBezug auf das Grundwasser auf ≤ 10-4 Infektionen Person-1

Jahr-1 gesetzt. Je nach Untergrund und geologischen Ver-hältnissen können mit Hilfe dieses Konzeptes die hierfürerforderlichen Schutzzonen ermittelt werden. Die durchge-führte Risikoanalyse basiert auf epidemiologischen Daten(Prävalenz von enteralen Viren in der Bevölkerung, Aus-scheidekonzentration ins Abwasser), Daten zur Reini-gungsleistung der Kläranlagen sowie einer Transportmo-dellierung der betrachteten Viren und Bakterien im jeweili-gen Untergrund (FARNLEITNER et al., 2006; KROISS etal., 2006; BLASCHKE u. KIRNBAUER, 2007).

Methoden zu Abschätzung mikrobieller Gesundheitsri-siken bei der Wassernutzung

Zur Ermittlung mikrobieller Risiken im Zuge der Was-sernutzung stehen prinzipiell 1) die Durchführung epide-miologischer Studien oder 2) die Anwendung der quantita-tiven mikrobiellen Risikoabschätzung zur Verfügung.

Analytisch epidemiologische Untersuchungen, wie etwaFall-Kontroll-Studien oder Interventionsstudien, ermögli-chen bei sachgerechter Durchführung die Quantifizierungrealer Inzidenzen in der exponierten Bevölkerungsgruppe(HUNTER et al., 2003). Epidemiologische Studien sindjedoch mit einem großen Aufwand verbunden. Unter ande-rem wird die Untersuchung der exponierten Bevölkerungs-gruppe benötigt, die in vielen Fällen schwer zugänglich ist.Weiters sind dem Nachweis mikrobiologisch-hygienischerRisiken auf dem Auflösungsniveau der vorgeschlagenenReferenzrisiken (z.B. ≤ 10-4 Infektion pro Jahr und Person)zumeist praktische Grenzen gesetzt. Die Durchführunganalytisch epidemiologischer Studien wird daher ausge-wählten Fragestellungen vorbehalten bleiben und in derRegel für „alltägliche“ Problemstellungen keine realistischeAlternative darstellen. Nichtsdestoweniger bilden epide-miologische Untersuchungen den grundlegenden Maß-stab („Gold Standard“) aller mikrobiologisch-hygienischenRisikoermittlungen und Grenzwerteableitungen (FEW-TRELL u. BARTRAM, 2001).

Für die Durchführung einer Systembewertung im Zugeder Nutzung von Wasserressourcen bietet sich als prakti-kable Alternative die Methode der quantitativen mikrobiel-len Risikoabschätzung (QMRA) an (Abb. 1). Die QMRAbasiert auf der Betrachtung einzelner, ausgesuchter rele-vanter Taxa von pathogenen Mikroorganismen (zumeistein Vertreter von Bakterien, Protozoen und Viren) odereiner Gruppe von Mikroorganismen, die sehr ähnlicheEigenschaften besitzt (z.B. enterale Viren) (ROSE u. GER-

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BA, 1991; HAAS et al., 1999). Die betrachteten pathoge-nen Mikroorganismen sollen für den jeweiligen Zweck derRisikoabschätzung konservative Indikatoren darstellen(„Bad-Case Organismen“), um nicht zu einer Unterschät-zung des zu erwartenden mikrobiologischen Infektions-bzw. Erkrankungsrisikos zu führen. Eine repräsentativeAuswahl derartiger Indikatorpathogene (IP) ist von vielenFaktoren abhängig und auf die jeweilige Fragestellungabzustimmen (Tab. 2). Das Grundprinzip der QMRA beruhtauf der Auswahl geeigneter Dosis-Wirkungsmodelle für dieausgewählten Indikatorpathogene. Zumeist werden oraleExpositionsszenarien gewählt (z.B. Verschlucken). Anhandbekannter Infektionsdosen von Indikatorpathogenen undgeeigneter Dosis-Wirkungsmodelle können die dazu-gehörigen Infektionsrisiken abgeleitet und mit Referenzrisi-ken verglichen werden (Vorwärts-Approach; schwarze, fettgezeichnete Pfeile in Abb. 1). Andererseits können beiFestlegung eines Referenzrisikos die dazugehörigen maxi-mal tolerierbaren Konzentrationen an Indikatorpathogenenabgeleitet werden, die in der genutzten Wasserressourcenicht überschritten werden dürfen (Rückwärts-Approach;weiße, dick gezeichnete Pfeile in Abb. 1). QMRA ist fürBedingungen geeignet, unter denen geringe bis geringsteWasser-assoziierte Infektionsraten betrachtet werden(WHO, 2004). Viele QMRA Modelle basieren auf dem Prin-zip der „chemischen Risikoabschätzung“, wobei ausge-hend von einer definierten Dosis-Wirkungsbeziehungprimäre Infektionsraten abgeschätzt werden (HAAS et al.,1999). Multiple primäre Infektionen werden als unabhängigbetrachtet, sekundäre Infektionsverläufe (z.B. Übertragungvon Person zu Person) werden dabei unter der Annahmeeines statischen Infektionsverlaufes vernachlässigt. DieseAnnahme ist unter der Voraussetzung eines endemischenGeschehens, bei dem lediglich niedrige Konzentrationenan pathogenen Mikroorganismen auftreten, als zulässig zubetrachten (HAAS u. EISENBERG, 2001). Es stehenjedoch auch komplexere Modelle zur Verfügung, die bei-spielsweise auch sekundäre Infektionsverläufe berücksich-tigen können (HAAS u. EISENBERG, 2001; OLIVIERI etal., 2005). Bei vielen pathogenen Mikroorganismen, insbe-sondere bei Viren, muss aufgrund ihrer Virulenz davonausgegangen werden, dass ein bis wenige Organismenbzw. Partikel ausreichen, um unter geeigneten Bedingun-gen eine Infektion auszulösen („single hit principle“)(HURST et al., 1996). Im Gegensatz zu chemischen Agen-zien ist daher bei der betrachteten Dosis-Wirkungsbezie-hung von einem Zufallsprozess mit diskreten Variablenauszugehen. Der statistisch-mathematischen Behandlungkommt daher eine grundlegende Bedeutung zu (HAAS etal., 1999). Viele infektionsbiologische Parameter weisendarüber hinaus eine hohe inhärente Variabilität auf. So sindetwa die unterschiedliche Virulenz bei Virenstämmen unddie unterschiedliche Suszeptibilität der exponierten Perso-nen als Beispiel zu nennen (HURST u. MURPHY, 1996).Darüber hinaus ist die Datenlage der Dosis-Wirkungsbe-ziehungen unvollständig und trägt somit zur Gesamtvaria-bilität bzw. Unsicherheit der auf QMRA basierenden Risi-koabschätzungen bei. Eine QMRA hat diese Unsicherhei-ten entsprechend zu berücksichtigen, um dem Vorsorge-prinzip Rechnung tragen zu können.

Der integrative Ansatz:„from-Hazard-to-Risk“

Im Zuge der Untersuchung, Überwachung und Bewer-tung der Wasserqualität hinsichtlich fäkaler Kontaminatio-nen kann die Etablierung der risikobasierenden Vorgangs-weise als komplementäre Erweiterung zum traditionellengefährdungsbasierenden Ansatz verstanden werden. Einrigoroser Ersatz des Indikatorprinzips wäre hingegen wis-senschaftlich wie auch praktisch aus folgenden Gründennicht vertretbar: 1) Durch die permanente Koevolution zwi-schen Wirt und Krankheitserreger ist davon auszugehen,dass ständig neue pathogene Varianten und Typen hinzu-kommen. Die diagnostischen Möglichkeiten hinken denanalytischen Anforderungen demzufolge hinterher. Einallumfassender Nachweis des „pathogenen Potentials“einer Wasserprobe ist daher schon aus rein prinzipiellenGründen nicht möglich (SALYERS u. WHITT, 2002). DieDetektion fäkaler Kontaminationsereignisse anhand vonIndikatoren (d.h. die potentielle Präsenz von Pathogenen)stellt daher eine wichtige Grundlage dar, um die notwendi-ge analytische Breite und Generalität garantieren zu kön-nen. 2) Die Quantifizierung pathogener Mikroorganismenin Wasser ist in den meisten Fällen äußerst arbeits- undkostenaufwändig. Zudem gibt es - auch im Zeitalter dermolekularbiologischen Analytik - viele technisch-methodi-sche Unzulänglichkeiten, wie etwa Limitierungen bei derpraktisch erreichbaren Nachweisgrenze oder einer oftunzureichenden Aussage über Viabilität oder Infektiositätdes detektierten Agens (HURST et al., 2007). Eine Quan-tifizierung wird sich daher auf wenige ausgewählte Indika-torpathogene mit einer begrenzten Anzahl von Stichpro-ben beschränken müssen, um durchführbar zu bleiben.

Abb. 2 zeigt den Vorschlag eines integrativen Konzepteszur Analyse fäkaler mikrobieller Belastungen („Bottom-up-Verfahren“) in Wasserressourcen modifiziert nach FARN-LEITNER et al. (2008). Im Zuge der Durchführung (Schritt1 bis 3) wird der gesamte Zyklus der Gefährdungs- undRisikoanalyse durchlaufen. Es soll betont werden, dassmikrobiologische Risikoanalysen iterativen Charakter be-sitzen, d.h. im Zuge der kontinuierlichen Verbesserung derDatenlage wird eine fortschreitende Verbesserung derAbschätzung erreicht.

SCHRITT 1: Die Basis des Konzeptes stellt die regel-mäßige quantitative Untersuchung auf fäkale Belastungendar. Beispielhaft wäre die Erfassung der fäkalen Einträgevon Mensch und Tier durch E. coli und Enterokokken in einGewässer zu nennen. Der Schwerpunkt liegt dabei aufeiner zeitlich und räumlich ausreichend aufgelösten Unter-suchungsstrategie. Ziel ist es, die hydrologische Dynamikder Wasserressource abdecken zu können (KAY et al.,2007). Neben standardisierten Laboruntersuchungen kön-nen auch Feldmessungen mittels automatisierter Probe-nahmen (STADLER et al., 2008) eingesetzt werden (z.B.interne Qualitätsüberwachung der Rohwasserressourcebei Wasserversorgungsanlagen). Aufgrund der derzeitigenEntwicklung ist in diesem Zusammenhang davon auszu-gehen, dass eine on-line Erfassung fäkaler Einträge -zumindest für höhere Kontaminationsniveaus (z.B. >100KBE Äquivalente/ 100 ml Probenmenge) - im Zuge einerFrühwarneinrichtung bzw. einer zeitaufgelösten Überwa-chung zukünftig realistisch erscheint (FIKSDAL u.

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14 Tab. 1: Mikrobiologische Anforderungen an Wasser unterschiedlicher Nutzungsarten gemäß nationalen und internationalen Vorgaben (ausgewählte Beispiele)

Nutzungsart Art der Vorgabe

Koloniebildende Einheiten

zulässige Konzentration (Anzahl pro Probenvolumen)

Fäkalindikatoren Indikator für

Trinken (Wasserversorgungsanlage)

� nicht desinfiziert

� desinfiziertTrinken (Wasser, das in Behältnisse in

Verkehr gebracht wird, am Punkt der Abfüllung

Trinken (natürliches Mineralwasser)

� am Quellaustritt

� im abgefüllten Wasser, gezogen innerhalb von 12 Stunden nach der

a, b

a, b

c

KBE 22/ml 6

10010

100

20100

KBE 37/ml 7

2010

20

5 2

20 2

E. coli

0/100 ml0/250 ml

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

Enterokokken

0/100 ml0/250 ml

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

Clostridium perfringens

0/100 ml0/250 ml

0/250 ml

0/50 ml1)

0/50 ml1

BiofilmPseudomonasaeruginosa

0/100 ml0/250 ml

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

Abfüllung)Trinken (abgefüllte Wässer)

� Trinkwasser, RegalprobeTrinken (Wasserspender, Water Cooler)

� Originalgebinde (Trinkwasser)

� an der EntnahmevorrichtungBaden, BadegewässerEuropa

� ausgezeichnet

� gut

� ausreichend

d

d

e, f

1.000

1.000in Evaluierung

- - -

200

200in Evaluierung

- - -

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

Anzahl/100 ml

500 (95-P)3

1.000 (95-P)3

900 (90-P) 4

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

Anzahl/100 ml

200 (95-P)3

400 (95-P)3

330 (90-P) 4

0/50 ml1

0/250 ml0/250 ml

- - -

0/250 ml

0/250 ml0/250 ml

- - -

USA

� geometrischer MittelwertWHO

g

h - - 126 33 - -

� sehr gut

� gut

� ausreichend

� nicht ausreichendBaden, Beckenbäder (gechlort) i

- - - -

- - - -

- - - -

40 (95-P) 3

41-200 (95-P) 3

201-500 (95-P) 3

> 500 (95-P) 3

- - - - - - - -

� Beckenwasser, Halle

� Beckenwasser, Freibäder

Baden Kleinbadeteiche

� Grenzwert

� Richtwert

- -

j - -

100 0/100 ml300 0/100 ml

- 100- 30

- - 0/100 ml- - 0/100 ml

50 - - 20 - -

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Bewässerung (Beispiele) k

� Klasse 1: zum Frischverzehr bestimmte - - 5/100 ml 5/100 ml - -

Früchte mit schwer zu reinigenden Oberflächen (z.B. Beerenfrüchte), Kinderspielplätze

� Klasse 2: Gemüse und Obst, mit leicht - - 200/100 ml 100/100 ml - -

zu reinigenden Oberflächen nach einwöchiger Karenzzeit nach der Beregnung (z.B. Paprika, Tomate), Sportanlagen im leicht- oder unverbauten Gebiet

� Klasse 4: Wurzelgemüse das nicht für - - 15.000/100 ml 7.000/100 ml -

den Frischverzehr vorgesehen ist, Tropfbewässerung bei allen Kulturen, wobei die Frucht nicht mit dem Bewässerungswasser in Kontakt kommen darf (z.B. Wein- und Obstgehölze

Technische Beschneiung l

� natives Wasser 100 20 0/100 ml 0/100 ml 0/100 ml 0/100 ml

� Kleinanlagen, Beschneiung außerhalb - - 15/100 ml 15/100 ml 15/100 mlder Betriebszeiten

a Verordnung über die Qualität von Wasser für den menschlichen Gebrauch (Trinkwasserverordnung - TWV) BGBl. II Nr. 304/2001 idgF b Österreichisches Lebensmittelbuch, Kapitel B 1, Trinkwasser (2007) c Verordnung über natürliche Mineralwässer und Quellwässer (Mineralwasser- und Quellwasserverordnung) BGBl. II Nr. 309/1999 idgF d Österreichisches Lebensmittelbuch, Kapitel B 17, Abgefüllte Wässer (2008) e Europäisches Parlament und Rat (2006) Richtlinie 2006/7/EG vom 15. Februar 2006 über die Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftungf BGBl II Nr. 349/2009. Verordnung des Bundesministers für Gesundheit über die Qualität der Badegewässer und deren Bewirtschaftung (Badegewässerverordnung – BGewV) g US Environmental Protection Agency (1986) Bacterial water quality standards for recreational waters (freshwater and marine waters). Washington, DC, US Environmental Protection Agency (EPA ..440/5-84-002) h World Health Organisation (2003) Guidelines for safe recreational water environments. Volume 1: Coastal and fresh waters (ISBN 92 4 154580 1)i BGBl II Nr. 420/1998. Verordnung der Bundesministerin für Arbeit, Gesundheit und Soziales über Hygiene in Bädern, Sauna-Anlagen, Warmluft- und Dampfbädern sowie Kleinbadeteichen und die ..an Badestellen zu stellenden Anforderungen (Bäderhygieneverordnung – BHygV) j Österreichisches Normungsinstitut (2010) Kleinbadeteiche - Anforderungen an Planung, Bau, Betrieb, Sanierung und Überwachung ÖNORM L 1126:2010 k Österreichischer Wasser Abwasser und Abfallwirtschaftsverband (2003). Empfehlungen für Bewässerungswasser, ÖWAV Arbeitsbehelf 11, 2. Auflagel Österreichisches Normungsinstitut (2006) Anforderungen an das Wasser für die technische Beschneiung ÖNORM M 6257:2006

- … nicht definiert 1 sulfitreduzierende anaerobe Sporenbildner 2 Bebrütungszeit 24 Stunden (Anmerkung: gemäß ISO 6222 beträgt die Bebrütungszeit für KBE 37 44±4 Stunden) 3 95-Perzentil 4 90-Perzentil 5 Es wird nur ein Fäkalindikator (entweder E. coli oder Enterokokken) herangezogen. Die zuständige Behörde hat diesen nach den jeweiligen Gegebenheiten und seiner Eignung festzulegen. 6 Anzahl Kolonie bildender Einheiten bei 22 °C7 Anzahl Kolonie bildender Einheiten bei 37 °C

1 2 3 4 5 6 7 8 9


16

TRYLAND, 2008; LENDENFELD et al., 2010). Darüber hin-aus kann der Einsatz von online Surrogate-Messungeneine Alternative darstellen (STADLER et al., 2010).

SCHRITT 2: Werden definierte fäkale Belastungsni-veaus signifikant überschritten (z.B. Überschreitung vonRicht- und Grenzwerten bei einer bestimmten Nutzungs-form), so ist zumeist die Ermittlung der relevanten Verur-sacher für ein effektives Ressourcenmanagement einewichtige Voraussetzung. Beispielsweise ist der weitereAusbau von Kläranlagen für die Sanierung eines Einzugs-gebietes nur dann zielführend, wenn ein relevanter Ein-fluss aus eben diesen Quellen besteht (FARNLEITNER etal., 2007). Die auf die Fragestellung abgestimmte Charak-terisierung fäkaler Einträge kann mit Verfahren der Fracht-abschätzung und Transportmodellierung (KAY et al., 2008)oder mit Hilfe von Methoden zur fäkalen Herkunftsbestim-mung („Microbial Soucrce Tracking“, MST, QMST; z. B.REISCHER et al., 2008) in Kombination mit dem Basismo-nitoring (SCHRITT 1) durchgeführt werden. Eine dabeihäufig gestellte Frage ist die Bedeutung menschlicher ver-sus tierischer fäkaler Emissionsquellen.

SCHRITT 3: Sind die relevanten fäkalen Emissions-quellen im Zuge der Gefährdungscharakterisierung defi-niert, so kann daran anschließend die Auswahl geeigneterIndikatorpathogenen für eine mikrobielle Risikoabschät-zung (QMRA) getroffen werden. Neben der Art der Emissi-onsquellen kann eine Vielzahl anderer Kriterien die Aus-wahl entscheidend mitbestimmen (Tab. 2). So ist die Artder Wasser- und Gewässernutzung von entscheidenderBedeutung. Bei der Nutzung einer Wasserressource alsRohwasser zur Trinkwasseraufbereitung wird etwa die Per-sistenz und Resistenz der betrachteten Indikatorpathogenvon großer Wichtigkeit sein. Sind die Indikatorpathogenegewählt, so sind die dabei zu erwartenden Expositionenund die daraus resultierenden Effekte (Beschreibung derDosis-Wirkungszusammenhänge) zu ermitteln. In speziel-len Fällen kann das vorgestellte „Bottom-up-Verfahren“direkt mit SCHRITT 3 beginnen. So kann während einerTrinkwasserepidemie der direkte Nachweis speziellerKrankheitserreger möglich sein (FEWTRELL u. BART-RAM, 2001). In der Regel wird jedoch die epidemiologi-sche Information nicht ausreichen, um zielgerichtet vorge-hen zu können. (D.h. man weiß meist nicht, nach welchenPathogenen man suchen muss).

Es wird mit Nachdruck betont, dass die mikrobielleGefährdungs- und Risikoanalyse nur eines von mehrerenessentiellen Elementen in der Erstellung von Manage-mentplänen zur sicheren Wassernutzung darstellt. Hiersind z.B. die Erstellung von Gewässerprofilen und Bewirt-schaftungsplänen für Badegewässer sowie von Wassersi-cherheitsplänen für Wasserversorgungsanlagen zu nen-nen, bei denen im Rahmen eines gesamtsystemischenAnsatzes HACCP-Prinzipien (Hazard Analysis CriticalControl Point; z.B. on-line Prozesskontrolle kritischer Kon-trollpunkte) zur Anwendung kommen (WHO, 2003, 2008).

Anthroponotische versus zoo-notische Indikatorpathogene zurGefährdungs- und Risikoanalyse

Eine Auswahl an Indikatorpathogenen zur Abschätzung

von Infektions- und Gesundheitsrisiken im Falle fäkalerBeeinflussungen durch humane Emissionsquellen ist invielen Arbeiten beschrieben und daher für QMRA Analy-sen verfügbar (z.B. WHO, 2006). Daraus können auch diezu erwartenden Expositionskonzentrationen, wie etwa jeneaus Kläranlagenabläufen, ermittelt werden (FARNLEIT-NER et al., 2007). Im Gegensatz dazu ist sehr wenig überdie Bedeutung fäkaler Beeinflussungen aus tierisch-fäka-len Quellen auf die Wasserqualität und das damit verbun-dene Auftreten wasserassoziierter zoonotischer Krankheit-serreger bekannt. Es gibt eine Vielzahl an zoonotischenhumanpathogenen Erregern. In einem umfassenden Lite-raturreview haben TAYLOR et al. (2001) insgesamt 1.415pathogene Mikroorganismen aufgelistet, die beim Men-schen Erkrankungen hervorrufen können. Von diesen sind868 (61 %) zoonotisch, das heißt vom Tier auf den Men-schen übertragbar. Dreiviertel (132 von 175) der soge-nannten neu aufkommenden Infektionserkrankungen(„emerging diseases“) weisen ebenfalls zoonotischen Cha-rakter auf. Somit haben zoonotische Erreger große Bedeu-tung für das öffentliche Gesundheitswesen. Im Zuge derErweiterung um das Element der risikobasierenden Qua-litätsanalyse von Wasser (und Gewässern) sind daher ver-stärkt zoonotische Gefährdungs- und Risikoaspekte einzu-bringen. Dies erscheint umso bedeutender als gezielteHygienisierungsmaßnahmen zum großen Teil menschlicheExkremente (und Fäkalien) betreffen (z.B. Kanalisierungund Abwasserentsorgung) jedoch tierische Fäkalien oftdirekt in die Umwelt abgegeben werden. So sind Schutz-gebiete von Wasserressourcen für Wildtiere frei begehbarund daher vor Fäkaliendepositionen „nicht geschützt“. Dar-über hinaus befinden sich in Einzugs- und Schutzgebietenoft Regionen mit starken Wild- und Nutztierabundanzen.Somit stellt eine Gefährdungsevaluierung von Erregern tie-rischen Ursprungs eine wichtige Grundlage dar, um 1) eineEinschätzung des potentiellen Erregervorkommens undder Verbreitung in den Tierpopulationen zu erhalten, 2)davon ausgehend die grundsätzliche Möglichkeit (Abgren-zung des Erregervorkommens in der Nutztierpopulationbzw. Wildtierpopulation) und optionale Ansatzpunkte vonManagementmaßnahmen zu eruieren (Tiergesundheits-monitoring, Impfprogramme, Ausgrenzung aus Quell-schutzgebieten) sowie 3) potentielle tierische Erreger auf-zuzeigen, die bis dato keinen Humanbezug hatten aberzukünftig eine Gefährdung darstellen könnten.

Im Folgenden wird der Versuch unternommen, einenAuswahlvorschlag an zoonotischen Indikatorpathogenenim alpinen und voralpinen Raum zur mikrobiologisch-hygienischen Risikoabschätzung im Zuge der Wasser- undGewässernutzung zu geben und somit zu einer umfassen-deren Betrachtungsmöglichkeit fäkaler Gefährdungendurch menschliche und tierische Quellen zu gelangen.

Selektion zoonotischer Indikator-pathogene

Kriterien der Auswahl und benutzte Informationsquellen

Um zu einer fundierten Auswahl von relevanten wasseras-soziierten Zoonose-Erregern zu gelangen, führten wir einenkaskadenartigen Auswahlprozess in 3 Phasen durch.

17


Tab. 2: Wichtige Auswahlkriterien für Indikatorpathogene

Hauptkriterien Spezifikationen

Risikoart InfektionsrisikoKrankheitsrisiko Letalitätsrisiko

Typus des Risikos „Status quo“ Risiko-Szenarien

Art der Wasser-, Gewässernutzung

„in situ“ (im Gewässer)„ex situ“ (entnommen)Aufbereitungsart Expositionsart (trinken, bewässern, baden etc..)

Erregerherkunft MenschNutztier / Wildtier Mischformdiffuse vs. Punktquelle

Mikroorganismen - Typ ProkaryontenProtozoenViren HelminthenSurrogate für vergleichbare Gruppe

Biologie AusscheidekonzentrationInfektiositätPathogenität / VirulenzPersistenz / ResistenzAusbreitungsverhaltenextraintestinales Wachstum

Epidemiologie endemische Vorkommenepidemische VorkommenÜbertragungswege

Nachweisbarkeit im Wasser

Anreicherung / ExtraktionDetektion / QuantifizierungViabilität Infektiosität

Phase IDie erste Phase beinhaltete eine umfassende und

systematische Literatursuche und -analyse (Datenbankensiehe Tab. 3), anhand derer alle Pathogene ausgewähltwurden, die 1) zoonotischen Charakter (Nachweis undTypisierung von identen Erregern bei Mensch und Tier) wieauch 2) Wasserübertragbarkeit (potentielle Transmissions-route über Wasser) aufweisen.

Dieser Prozess führte zu einer Vorauswahl von 17 poten-tiell wasserübertragbaren zoonotischen Erregern. Für man-che Pathogene war eine eindeutige Definition anhand derbeiden Suchkriterien aus folgenden Gründen schwierig.

Die Grenze zwischen zoonotischen und nicht-zoonoti-schen wasserassoziierten Erregern ist teilweise schwer zuziehen. In vielen Studien kann der zoonotische Charakterdes Pathogens nicht ausreichend verifiziert werden oderaufgrund des heutigen Wissenstandes nicht aufrechterhalten werden, da:

1) die angewandten Nachweis- und Diagnostikmetho-den bzw. die taxonomische Charakterisierung von Erre-gern keine eindeutige Zuordnung zulassen. Erst die

Anwendung neuer molekularbiologischer Methodenmachte es in vielen Fällen möglich, einzelne Erregerstäm-me zu differenzieren bzw. deren Humanpathogenität undfolglich deren epidemiologische Relevanz festzustellen.So kann man bei einigen Erregern, wie beispielsweise E.coli mit Sicherheit von einer zoonotischen Gefährdungausgehen, aber bei anderen wie Cryptosporidium konnteerst in den letzten Jahren eine genaue Differenzierung inhuman- und tier-assoziierte Spezies gemacht werden(ZHOU et al., 2004; APPLEBEE et al., 2005; CACCIO etal., 2005; HUNTER u. THOMPSON, 2005). Dies trifft auchauf virale Erreger wie Noro- und Caliciviren oder HepatitisE Viren zu, für die ein wasserassoziiertes Risiko vermutetwird (WORM et al., 2002; PHAN et al., 2007; für Detailssiehe STALDER et al., 2011).

2) ein großer Mangel an epidemiologischen Studienbesteht, bei denen gezielt Pathogene und deren zugrundeliegende Erregerökologie untersucht wurden. Weiters sindviele wasser-assoziierte Epidemien nicht näher unter-sucht. Die Zuordnung einer Wasserkontamination zu einertierischen oder humanen Quelle ist in vielen Fällen nichtmöglich. Bei vielen Erregern ist die Frage nach potentiel-len tierischen Reservoiren und die Interaktion zwischenWild- und Nutztieren, der Umwelt und dem Menschennicht geklärt.

Wasserübertragbare Zoonosen sind indirekte Zoono-sen, bei denen Pathogene von einem tierischen Reservoirin die Umwelt ausgeschieden werden und eine Persistenzgegenüber Umweltfaktoren wie UV-Strahlung, Austrock-nung, pH-Werte und Temperaturen aufweisen müssen,um letztendlich in einer entsprechend hohen infektiösenDosis vorzuliegen. Somit sind alle Mikroorganismen mitpotentiellem tierischen Reservoir, deren Auftreten in undÜbertragung durch Wasser nachgewiesen worden sind,inkludiert.

Aufgrund dieser Auswahlkriterien wurden rein umwelt-assoziierte Pathogene wie beispielsweise Legionellapneumophila, Pseudomonas aeruginosa, Aeromonas undAcinetobacter trotz ihrer Eigenschaft beim Menschen wieauch beim Tier Erkrankungen auslösen zu können, sowierein humane Erreger (beispielsweise humane Entero- undCaliciviren) aufgrund des fehlenden Zoonose-Charakters

nicht inkludiert.Als potentielle Gefährdung diskutieren wir jedoch auch

Pathogene wie Viren bzw. Prionen tierischen Ursprungs(Tab. 4), die bis dato nicht im Zusammenhang mit einerWasserübertragung oder einem nachgewiesenen zoonoti-schen Charakter stehen. Um adäquate präventive Maß-nahmen, ein adäquates Monitoring und Management zugewährleisten sowie Detektionssysteme für potentiellezukünftige Gefahren zu entwickeln, ist eine Einbindung sol-cher Pathogene unserer Ansicht nach im Sinne eines Vor-sorgeprinzips unerlässlich.

Eine genaue Aufschlüsselung der verwendeten Such-begriffe in den Datenbanken für jeden einzelnen Erregerwürde den Rahmen dieser Publikation überschreiten.Daher beschränken wir uns auf eine Auflistung und Aus-führung der Kriterien, die wir für die Auswahl der relevan-ten wasserübertragbaren Zoonoseerreger in Österreichherangezogen haben.

Phase IIDer primäre Screeningprozess in Phase I ergab eine

Auswahl von 17 Pathogenen. Für eine adäquate Einschät-


18

Tab. 3: Verwendete Datenbanken für Pathogenscreening der Phase I

Datenbanken Referenzen

internat. wissenschaftliche Fachliteratur (peer reviewed)

elektronische Datenbank Scopus: http://www.scopus.com/home.url

Datenbanken, Berichte und Meldungen des öffentlichen Gesundheitswesens der/des:

Europäische Union (EU) http://europa.eu/pol/health/index_de.htm

European Food Safety Authority (EFSA)

http://www.efsa.europa.eu/EFSA/efsa_locale-1178620753812_ScientificDocuments.htm

World Health Organisation (WHO) http://www.who.int/en/ http://www.euro.who.int

World Organisation for AnimalHealth (OIE)

http://www.oie.int/eng/en_index.htm

Centers for Disease Control and Prevention (CDC)

http://www.cdc.gov

Österreichisches Bundesministerium für Gesundheit

http://www.bmgfj.gv.at (Jahresausweise über angezeigte übertragbare Krankheiten von 1990-1999 bzw. ab 2000) (http://www.bmgfj.gv.at/cms/site/suche.html?begriff=jahresausweise)

Veterinärberichte und amtlicheVeterinärnachrichten

http://www.bmgfj.gv.at/cms/site/thema.html?channel=CH0706

US Environmental ProtectionAgency (EPA)

http://www.epa.gov

Pan American Health Organisation ACHA u. SZYFRES (2001a,b, 2003)

Österreichische Nationale Referenzzentralen für EHEC, Salmonellen, Campylobacter, Yersinien, Listerien

http://www.ages.at/ages/ueber-uns/humanmedizin/referenzzentralen/

Österreichische Agentur für Gesundheit undErnährungssicherheit (AGES)

http://www.ages.at

Zoonosemonitoringprogramme in Österreich

Bericht über Zoonosen und ihre Erreger in Österreich im Jahr 2005-2009

zung des Gefährdungspotentiales wurden diese Pathoge-ne nun in Phase II qualitativ gereiht. Folgende Kriterienwurden herangezogen:

- Humanpathogenität- Verbreitung, Prävalenz, Tierspektrum- Übertragungsrouten - Persistenz - Qualität der NachweismethodenAls Maß für die Humanpathogenität wurden die Erreger

nach 1) Infektiosität, 2) Virulenz sowie 3) Infektionsdosischarakterisiert.

Die Prävalenz und die Verbreitung in den Nutztier- undWildtierpopulationen sowie das Tierspektrum der Pathoge-ne wurden im Hinblick auf die Relevanz in Österreich

bewertet. Wie bereits erwähnt, besteht ein sehr großerMangel an epidemiologischen Studien, in denen gezieltPathogene und deren zugrunde liegende Erregerökologie,d.h. potentielle tierische Reservoire, Interaktion zwischenWild- und Nutztieren, der Umwelt und dem Menschenuntersucht wurden. In Österreich liegen sowohl im Bereichder Nutz- und Haustiere als auch der Wildtiere keine odernur mangelhafte oder kaum Daten über das Vorkommenrelevanter wasserassoziierter Pathogener vor. Somithaben wir uns bei der Einschätzung des Gefährdungspo-tentials mancher Erreger auf Prävalenzerhebungen inNachbarländern bzw. Ländern, die Österreich sowohl inder landwirtschaftlichen und wassertechnischen Infra-struktur als auch in der Tierpopulation ähneln, gestützt.

19


Tab. 4: Rangliste der 17 durch den primären Screeningprozess (Phase I) ausgewählten Pathogene sowie deren Reihungnach Phase II Relevanzkriterien

PathogenInfektiöse

Dosis (Mensch) 1

RelativeInfektiosität (Mensch)1

Umwelt-persistenz1

Eindeutige Fäkalassoziation

Tierisches Reservoir

Relevanz

Gruppe 1

C. parvum

Giardia duodenalis

EHEC

Salmonella spp.

Yersinia enterocolitica

Campylobacter spp.

Toxoplama gondii

Helminthen

gering

gering

gering

gering

mittel

gering

mittel

gering

hoch

hoch

hoch

hoch

hoch

hoch

mittel

gering-hoch

hoch

mittel

mittel

mittel

mittel-hoch

mittel

hoch

hoch

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

vorhanden

hoch

hoch

hoch

mittel

mittel

mittel

mittel

mittel

Gruppe 2

Bacillus anthracis 2,3

2Clostridium spp.

3Leptospira spp.

Francisella 3,4tularensis..

Listeria 2monocytogenes

gering

gering

gering

gering

gering

hoch

gering

hoch

hoch

hoch

hoch

hoch

mittel

hoch

mittel

nicht vorhanden

nicht vorhanden

Ausscheidung überHarnvorhanden-nicht primär

vorhanden

primär umweltassoziiert primär umweltassoziiert vorhanden

vorhanden

primär umweltassoziiert

gering

gering

gering

gering

gering

Gruppe 3

5Prionen

Viren (tierische) 5

5Microsporidien

nicht tuberkulöse 2,5Mycobakterien

hoch

gering

-

mittel

hoch

hoch

-

gering

hoch

gering - mittel

hoch

hoch

vorhanden

vorhanden

vorhanden

nicht vorhanden(außer MAP)

vorhanden

vorhanden

vorhanden

nicht vorhanden

unklar

unklar

unklar

unklar

1 Die Eigenschaft bezieht sich auf die allgemeine Charakteristik und ist nicht nur spezifisch auf die zoonotischen Krankheitserreger bezo-gen; 2 primäre Umweltassoziation; 3 fehlendes Vorkommen bzw. niedrige Prävalenz; 4 primär alternative Übertragungsroute; 5 fehlenderNachweis des Zoonosecharakters

Bezüglich der Übertragungsrouten haben wir folgendequalitative Kriterien, die eine Wasserübertragbarkeitermöglichen, festgelegt:

1) Fäkalassoziation (alters-, haltungs- oder saisonab-hängige Ausscheidung, Ausscheidungsmenge),

2) primäre und alternative Infektionsrouten und

3) Persistenz in der UmweltDie Resistenz eines Erregers gegenüber Wasseraufbe-

reitungsverfahren wurde nicht als Kriterium berücksichtigt,da eine generelle Datenbasis erstellt werden sollte (primä-re Gefährdungscharakterisierung). Bei einer weiterführen-den Risikobeurteilung im Hinblick auf den Endverbraucher


20

Tab. 5: Relevante Pathogene der verschiedenen Selektionsansätze im Vergleich; (n.s.= Pathogen in diesem Konzept „notselected"; potentiell zoonotische Erreger fettgedruckt)

** Cryptosporidium parvum und Giardia intestinalis sind bereits in einigen Ländern reglementierte Indikatorpathogene.

1 US-EPA (2008a); 2 HOFFMANN et al. (2009)

oder Nutzer bei Trinkwasserversorgungen (entsprechendder jeweilig angewandten Wasserbehandlung) stellt diesjedoch einen unerlässlichen Faktor dar. Die Wertung man-cher Erreger würde sich dadurch möglicherweise ändernund somit auch deren Relevanz für die Beurteilung derWasserqualität.

Phase IIIDie in Phase II qualitativ gereihten 17 Pathogene wur-

den in Phase III in 3 Gruppen eingeteilt (Tab. 4):

Gruppe 1: Pathogene mit hoher und mittlerer Relevanzfür die öffentliche Gesundheit,

Gruppe 2: Pathogene mit geringer Relevanz für dieöffentliche Gesundheit und

Gruppe 3: Pathogene mit bis dato unklarer oder poten-tieller Relevanz für die öffentliche Gesundheit.

In Tab. 4 sind die 17 durch den primären Screeningpro-zess (Phase I) ausgewählten und nach den Phase II Rele-vanzkriterien gereihten Pathogene aufgelistet.

21


Gruppe 11) hohe Relevanz:Aufgrund der eindeutigen Wasserassoziation, der

hohen Humanpathogenität, des breiten tierischen Reser-voirspektrums sowie den hohen Prävalenzen in den Nach-barländern (Für Österreich sind keine Prävalenzdaten vor-handen.) sehen wir Cryptosporidium parvum, Giardia duo-denalis (Synonym: Giardia lamblia) und EHEC (enterohä-morrhagischer E. coli ) als für Österreich relevanteste,potentiell wasserassoziierte Erreger an. Salmonella enteri-ca/thyphimurium, Campylobacter jejuni/coli und Yersiniaenterocolitica sind ebenfalls als potentiell bedeutende was-serübertragbare Pathogene einzustufen, auch wenn sieaufgrund ihrer primären lebensmittelassoziierten Übertra-gung den bisher genannten Erregern in ihrer Relevanzetwas nachstehen. (Die genaue Epidemiologie dieser Erre-ger wird in Teil 2 besprochen; STALDER et al., 2011.)

2) mittlere Relevanz:Toxoplasma gondii ist ein wichtiger potentiell wasser-

übertragbarer Erreger, der jedoch als mögliches Reservoirin Österreich nur die Hauskatze und eventuell Nagetiereaufweist. Bei den Helminthen ist vor allem Echinococcusmultilocularis wegen seiner fatalen Infektion beim Men-schen sowie den zum Teil hohen Prävalenzen in der öster-reichischen Fuchspopulation zu erwähnen.

Gruppe 23) geringe Relevanz:

Die zoonotische, wasserspezifische Relevanz von Bacil-lus anthracis, Leptospira spp., Francisella tularensis, Liste-ria spp. sowie Clostridium spp. schätzen wir aktuell wegen1) der primären Umweltassoziation, 2) des fehlenden Vor-kommens bzw. der niedrigen Prävalenz in Österreich und3) der primär alternativen Übertragungsrouten momentanals gering ein (Tab. 4). Die Leptospirose gilt im Zusam-menhang mit wasserbezogenen Freizeitaktivitäten in Indu-strieländern jedoch als neu aufkommende Erkrankung undsollte aufmerksam verfolgt werden.

Gruppe 34) unklare Relevanz:

Die tatsächliche zoonotische Wasserübertragbarkeitvon Prionen, tierischen Viren und Microsporidia istmomentan noch nicht verifiziert. In Bezug auf diese Erre-ger besteht noch massiver Forschungsbedarf, um einer-seits mögliche Übertragungsrouten zu evaluieren bzw. hin-sichtlich des hohen Mutationspotentials sowie der Rekombi-nationsmöglichkeiten von Viren auf das Aufkommen neuerPathogene rechtzeitig und adäquat reagieren zu können.

Auch die nicht tuberkulösen Mycobakterien sind zwarim klassischen Sinne nicht als Zoonose-Erreger definiert(umweltassoziiert mit dem Potential bei Mensch und TierErkrankungen hervorzurufen), sind aber aufgrund ihreshäufigen Auftretens im Wasser sowie ihrer potentiellenHumanpathogenität zu erwähnen. Genauere epidemiologi-sche Zusammenhänge im Bezug auf deren Zoonosecha-rakter müssen erst abgeklärt werden.

Gegenüberstellung andererAuswahlverfahren

Neben der vorgestellten Methode der Auswahl von Indi-

katorpathogenen (mit Fokus auf zoonotische Erkrankun-gen) gibt es verschiedene weitere Ansätze, eine solcheSelektion vorzunehmen. Die gemeinsamen Grundkriterientrotz methodischer Differenzen sind, dass 1) der Erregerhumanpathogen ist, 2) der Erreger bekannterweise imWasser vorkommt beziehungsweise das Potential hat, imWasser vorzukommen, und die Wahrscheinlichkeit desVorkommens des Erregers im Wasser hoch ist. Die getrof-fene Auswahl der Erreger sollte dann in der Folge einenaktuellen Überblick und eine Einschätzung der Gefähr-dung durch potentiell wasserrelevante Erreger bieten undeine Hilfestellung und Entscheidungsbasis für eventuelleRegulationen darstellen.

Zum Vergleich unserer Selektion an Indikatorpathoge-nen haben wir die „Water Contaminant Candidate List“(CCL) der „US Environmental Protection Agency“ (EPA),sowie einen alternativen Ansatz zur Verfeinerung der CCLAuswahl der „American Water Works Association“ (AWWA)herangezogen. Da eine umfassende Analyse und ein Ver-gleich dieser 2 Konzepte bereits von HOFFMANN et al.(2009) vorliegt, möchten wir uns auf einige grundlegendeUnterschiede im Konzept beschränken. Für eine detaillier-te Analyse siehe HOFFMANN et al. (2009).

Die CCL der EPA sowie der „alternative Approach forDeveloping the CCL“ der AWWA sind wie auch unser Kon-zept keine Regulation, sondern stellen jeweils unterschied-liche Selektionverfahren und -prozesse dar, die eine Aus-wahl an Erregern gewährleisten, die eine Relevanz für dieöffentliche Gesundheit durch den Konsum oder Kontakt mitWasser haben. Im Gegensatz zu dem von uns vorgestell-ten Modell zur Evaluierung potentiell zoonotischer Patho-gene erfassen sowohl die CCL der EPA als auch der alter-native Selektionsansatz der AWWA humanpathogeneanthroponotische und zoonotische Erreger bzw. exkludie-ren Erreger, die bereits in der Trinkwasserüberwachungreguliert sind und fokussieren somit ausschließlich aufErreger, die eine potentiell zukünftige Gefährdung darstel-len könnten (Tab. 5).CCL der EPA:

Zur Erstellung der CCL wurde aus einem „Pathogenuni-versum“ von insgesamt 1.425 Mikroorganismen eine Aus-wahl anhand von 12 Kriterien getroffen, wobei Pathogeneausgeschlossen wurden, die durch ihre biologischenEigenschaften keine Wasserübertragbarkeit aufweisen(HOFFMANN et al., 2009). Die daraus resultierenden 29Pathogene wurden anhand eines Punktesystems (wasser-assoziierte Krankheitsausbrüche, Vorkommen des Erre-gers im Wasser, Infektiosität etc.) gereiht. Die 11 Erregermit den höchsten Punkten wurden in den CCL3 Entwurfinkludiert (US-EPA, 2008a, b, 2009).

Alternativer Zugang zur Verfeinerung der CCL der AWWAAuf Anfrage der EPA zu einer potentiellen Verbesserung

der CCL hat eine Arbeitsgruppe der AWWA von den 29bereits vorselektierten Pathogenen der CCL jene 22 mitden meisten Punkten einer weiteren Evaluierung unterzo-gen. Der innovative Ansatz in diesem Konzept war eineabschließende Bewertung. Diese Expertise stützte sich aufFaktoren wie: 1) das Vorkommen des Pathogens oder dieWahrscheinlichkeit des Vorkommens in öffentlichen Trink-wassersystemen, 2) mit einer Frequenz, die eine Gefähr-dung darstellen kann, 3) die Sensitivität gegenüber Was-seraufbereitungsverfahren und 4) ob die Regulierung eines

22


solchen Pathogens eine Verbesserung für das öffentlicheGesundheitswesen darstellen würde.

Fazit und Ausblick

Etwa zweidrittel der potentiell wasserübertragbarenPathogene besitzt zoonotischen Charakter. Ein effizientesGefährdungs- und Risikomanagement hat daher mensch-liche und tierische fäkale Verschmutzungsquellen zuberücksichtigen. Im Gegensatz zu menschlichen Fäkal-quellen, sind tierische Fäkalemissionen in den meistenEinzugsgebieten als nahezu ubiquitär zu betrachten. Daviele zoonotische Krankheitserreger in menschlichenFäkalquellen in relevanten Konzentrationen vorkommen,ist eine Überlappung der Auswahlergebnisse in der Listeder Indikatorpathogenen - unabhängig vom gewähltenSelektionsverfahren - gegeben (Tab. 5). Mikrobielle Risiko-analysen, basierend auf einer Auswahl von Indikatorpatho-genen aufgrund des Vorkommens in menschlichen Fäkali-en und Abwasser, werden daher in vielen Fällen zu adä-quaten Abschätzungen kommen. Eine wichtige Vorausset-zung dabei ist jedoch, dass die herangezogenen Expositi-onskonzentrationen der Summe der Erregeremissionenvon Tier und Mensch entsprechen. Je nach Situation undProblemstellung kann diese Vorgangsweise jedoch auchzu völlig falschen Ergebnissen führen. Dies ist der Fall,wenn das Auftreten wichtiger zoonotischer Krankheitserre-ger mit der jeweiligen Liste der auswählten Indikatorpatho-gene aus menschlichen Exkrementen bzw. Abwasser nichtabgedeckt und mit der Aufgabenstellung nicht kompatibelist. Eine mikrobielle Risikoabschätzung hat daher gemäßder Problem- (Ressourcentypus, Art der Wasser undGewässernutzung etc.) und Ausgangssituation (Art derfäkalen Verursacher) diesem Umstand bei der Auswahl anIndikatorpathogenen Rechnung zu tragen (vgl. Tab. 2). DieRelevanz tierischer Fäkalemissionen als Quelle wasser-übertragbarer Pathogener ist dabei in jedem Falle zu erhe-ben und darf keinesfalls vernachlässigt werden.

Wie eingehend diskutiert, erscheint es nicht sinnvoll, jasogar kontraproduktiv, die gefährdungsbasierende Analy-se der fäkalen Beeinträchtigung von Wasser und Gewäs-ser durch eine mikrobielle Risikoabschätzung zu ersetzen.Im Gegenteil, eine Kombination beider Elemente ist viel-versprechend. Damit wird es zukünftig in vielen Fällenmöglich, fäkalen Gefährdungsindikationen entsprechendeRisiken gegenüberstellen zu können, ohne damit dashistorisch gewachsene und bewährte Konzept der mikro-biologischen Untersuchung der Wasserqualität verlassenzu müssen. Mikrobiologische Risikoabschätzungen benöti-gen jedoch eine Fülle an Informationen (Abb. 2). Aufgrundder Komplexität und der zumeist vorhandenen Limitierungder verfügbaren Daten werden viele Problemstellungender Gefährdungsindikation und deren Minimierung (z.B.mikrobielle Fäkalindikatoren nicht nachweisbar oder unterbestimmten Grenzwerten) vorbehalten bleiben müssen, daentsprechende Risiken nicht oder nur mit großen Unsi-cherheiten abgeschätzt werden können.

In diesem Sinne wird in Teil 2 der vorliegenden Arbeit(STALDER et al., 2011) versucht, vorhandenes und fehlen-des Wissen zu den ausgewählten, potentiell wasserüber-tragbaren, zoonotischen Krankheitserregern darzulegen.

DanksagungDiese Arbeit wurde von den Forschungsprojekten

„Ground Water Resource Systems Vienna“ (Auftraggeberund Kooperationspartner Wiener Wasserwerke) sowie„DKplus - Vienna Doctoral Programme on Water ResourceSystems” (Projektnummer W1219, Auftraggeber Fond zurwissenschaftlichen Forschung FWF) unterstützt. DiesePublikation ist im Rahmen des interuniversitären Koopera-tionszentrums Wasser und Gesundheit entstanden (ICCWater & Health).

Literatur

ACHA, P., SZYFRES, B. (2001a): Zoonoses and communicablediseases common to man and animals. Bacterioses andmycoses. Pan American Health Organisation, Sientific Publica-tion, Washington.

ACHA, P., SZYFRES, B. (2001b): Zoonoses and communicablediseases common to man and animals. Chlamydioses, rick-ettsioses and viroses. Pan American Health Organisation,Sientific Publication, Washington.

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Anschrift der Verfasser:Mag. Gabrielle Stalder, Univ. Prof. Dr. Chris Walzer, Dr. ChristophBeiglböck, Savoyenstr. 1, A-1160 Wien; Univ. Prof. Dr. ReginaSommer, Kinderspitalgasse 15, A-1095 Wien; Univ.Prof. Dr.Robert Mach, Priv. Doz. Dr. Andreas Farnleitner, MSc. Tox., Gum-pendorferstr. 1a, A-1060 Wien.

Borna disease in an adult Alpaca stallion (Lamapacos) (Bornasche Krankheit bei einem adulten

Alpakahengst (Lama pacos) JACOBSEN, B., ALGERMIS-SEN, D., SCHAUDIEN, D., VENNER, M., HERZOG, S.,WENTZ, E., HEWICKER-TRAUTWEIN, M., BAUMGÄRT-NER, W., HERDEN, C. (2010): Journal of ComparativePathology 143, 203-208.

Diese Publikation beschreibt einen Fall von BornascherKrankheit bei einem Alpaka. Es handelte sich um ein 2Jahre altes, aus Bayern stammendes, männliches Tier,welches für Zuchtzwecke temporär nach Nordhessenabgegeben worden war. Dort traten nach etwa 2monati-gem Aufenthalt schwerwiegende neurologische Symptomeauf, welche binnen 2 Tagen zum Tod führten. Bei deranschließenden pathologischen Untersuchung wurde einemittelgradige nicht-eitrige Enzephalitis diagnostiziert. Auf-fällig waren die Betonung der Entzündung in rostralenGehirnabschnitten und das Auftreten von für die Borna-sche Krankheit charakteristischen Joest-Degen Kernein-schlusskörperchen. Als weitere Untersuchungen zur Dia-gnosebestätigung wurden Immunhistochemie, in situ

Hybridisierung und RT-PCR Amplifikation und Sequenzie-rung eines Genomabschnittes eingesetzt. Die Autoren hal-ten weiter fest, dass zumindest 2 andere Beschreibungenvon Bornascher Krankheit bei Neuweltkameliden existie-ren und dass neben Equiden und Schafen fallweise auchandere Säugetiere von der Krankheit betroffen sein kön-nen. Auffällig war auch, dass die ermittelte Genomsequenzeine hohe Homologie mit dem bei Pferden festgestelltenCluster Bayern I aufwies, was erneut die Existenz vonkleinräumigen Unterschieden einzelner Genotypen desBornavirus bestätigt. Dies ist nur mit dem Vorkommeneines standorttreuen Reservoirwirtes zu erklären, welcherkürzlich von Schweizer Untersuchern in der Feldspitzmauserkannt wurde. Diese Publikation belegt außerdem über-zeugend, dass die klinische und pathologische Ausprä-gung von Bornascher Krankheit bei unterschiedlichen Säu-getierspezies weitgehend übereinstimmend ist und regt beipostuliertem Auftreten von Bornascher Krankheit mitdavon abweichendem Bild (z.B. bei Katzen) zu Skepsis an.

H. Weißenböck