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Einflussfaktoren auf die Bindung und Mobilität

organischer und anorganischer Stoffe in

kontaminierten Rieselfeldböden

vorgelegt von

Diplom-Ingenieurin

Irena Savric

aus Brezice, Slowenien

Von der Fakultät III – Fakultät für Prozesswissenschaften

der Technischen Universität Berlin

zur Erlangung des akademischen Grades

Doktor der Ingenieurwissenschaften

- Dr.-Ing. –

genehmigte Dissertation

Promotionsausschuss:

Vorsitzender: Prof. Dr. Wolfgang Rotard

Berichter: Prof. Dr. Martin Jekel

Berichter: Prof. Dr. Gerd Wessolek

Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 14. 02.2001

Berlin 2001

D 83

Zusammenfassung

Ende des 19. Jahrhunderts wurden im Berliner Umland Versickerungsflächen zur Behan-

dlung und Entsorgung städtischer Abwässer eingerichtet. Ein Jahrhundert Abwasserbe-

handlung hat die Böden mit einem breiten Spektrum abwasserbürtiger Stoffe belastet.

Angereichert sind Bodenhumus, Salze, Nährstoffe N und P, organische Schadstoffe (z.B.

AOX) und Schwermetalle (z.B. Blei und Zink). Salzbelastung, Nährstoffe und AOX sind

zum Teil ins Grundwasser durchgebrochen. Zur Minimierung weiterer Grundwasserbe-

lastungen müssen Maßnahmen ergriffen werden, die Schadstoffausträge aus den Böden

verlangsamen.

Die vorliegende Arbeit hatte das Ziel, den Wissensstand in Bezug auf Einflussfaktoren,

die die Mobilität und Bindung von Schadstoffen im Boden steuern, zu erweitern. In zwei

kleintechnischen Säulenversuchsanlagen wurden folgende Einflussfaktoren untersucht:

pH-Wert, Ionenstärke, mikrobieller Abbau von Bodenhumus, versickerte Wassermenge

(Starkregen oder Bewässerung), Qualität des versickerten Wassers und periodisches

Austrocknen des Bodens. Untersucht wurde das Verhalten der Parameter DOC, AOX, Zn,

Ni und AOX in den Böden zweier Rieselfelder: Das stark destabilisierte und versauerte

Feld Buch-Hobrechtsfelde (Buch) und das relativ stabile Feld Karolinenhöhe (Gatow).

Der pH-Wert hat sich als wesentlicher Einflussfaktor für das Verhalten der untersuchten

Schadstoffe herausgestellt. Er übt einen gegenläufigen Einfluss auf organische Schad-

stoffe und Schwermetalle aus. Schwach alkalische pH-Werte begünstigen die Schwer-

metallfestlegung, fördern jedoch die Mobilität organischer Substanzen und Schadstoffe.

Für saure pH-Werte gilt der umgekehrte Zusammenhang. Saure Böden haben daher ein

höheres Sorptionspotential für organische Schadstoffe und ein geringeres für Schwerme-

talle als neutrale oder schwach alkalische Böden. Der Boden-pH-Wert ist also nicht für

alle Schadstoffkomponenten optimierbar.

Hohe Ionenstärken begünstigen die Sorption organischer Stoffe und fördern die Mobilität

von Schwermetallen.

Der Bodenhumus ist wichtigstes Sorbens in den untersuchten Sandböden. Mikrobieller

Humusabbau bewirkt in dem neutralen Boden des Standortes Gatow offenbar eine Mobi-

lisierung von DOM und AOX. Auf die Mobilisierung von Schwermetallen in beiden Böden

und AOX im sauren Boden des Standortes Buch wird kein Einfluss gefunden. Zur ge-

nauen Untersuchung des mikrobiellen Einflusses, muss die rein physikalische Desorption

bestimmt werden. Diese konnte mangels geeigneter Untersuchungskonzepte nicht ermit-

telt werden. Versuche mit sterilem Boden waren nicht erfolgreich.

Hohe Versickerungsmengen (Starkregen oder Bewässerung) haben starke hydraulische

Auswaschungen aller betrachteten Parameter zur Folge. Die geringen Aufenthaltszeiten

des Wassers im Boden unterbinden mikrobielle Abbauvorgänge. Geringe Versickerungs-

mengen und damit lange Aufenthaltszeiten führen zu geringeren Freisetzungsraten.

Organische Komponenten werden durch mikrobielle Metabolisierung bzw. die Möglichkeit

einer erneuten Sorption zusätzlich reduziert. Auf eine starke wasserwirtschaftliche

Nutzung durch Bewässerung sollte demnach verzichtet werden.

Nach Wiederbefeuchtung ausgetrockneter Böden wird eine kurzzeitig verstärkte Auswa-

schung aller betrachteten Parameter (ausgenommen Phosphat) beobachtet. Ein Feucht-

halten der Böden in trockenen Sommermonaten sollte daher in Erwägung gezogen wer-

den.

Zur Feuchthaltung kann Klarwasser in Betracht gezogen werden. Die Eigenbelastung des

Klarwassers ist gering im Vergleich zu den bodenbürtigen Belastungen des perkolieren-

den Wassers. Als kritisch Einzustufen ist jedoch der Klarwasser-AOX. In dem neutralen

Gatower Boden wird dieser nicht zurückgehalten und bricht annähernd vollständig durch.

Summary

At the end of the 19th century sewage farms were established in the surroundings of Berlin

for treatment of municipal wastewater. More than one century of wastewater irrigation

resulted in the accumulation of soil organic matter, salts, nutrients (N and P), organic

pollutants (e.g. AOX) and heavy metals (e.g. Pb and Zn) in the soils.

A breakthrough of salt, nutrients and AOX into the groundwater has been observed. To

minimize further ground water contamination suitable measures to slow down contaminant

release have to be developed.

The aim of this thesis is to increase the knowledge on factors influencing mobility and

bonding of pollutants in the soil. In soil-column studies the influence of pH, microbial min-

eralization of soil organic matter, ionic strength, amount and quality of irrigation water, and

periodical wetting and drying of soils on contaminant release was investigated. The

behaviour of DOC, AOX, Zn and Ni in two former sewage farm soils was studied: The

heavily destabilized soil from the farm Buch Hobrechtsfelde and the comparatively stable

soil from Karolinenhöhe.

The pH appeared to be the most important factor influencing contaminant behaviour with

opposite effects on organic compounds and heavy metals. Weakly alkaline pH-values

lead to better heavy metal sorption but promote the mobility of organic substances and

pollutants. For acidic pH values the reverse is true. Thus at acidic pH organic contami-

nants are less mobile whereas heavy metals are desorbed.

High ionic strength promotes sorption of organic compounds and mobility of heavy metals.

Soil organic matter (SOM) is the most important sorbent in the investigated sandy soils.

Microbial decomposition of SOM seems to cause mobilization of DOM (dissolved organic

matter) and AOX in the neutral soil. In the acidic soil there was no effect on AOX release.

Heavy metal mobilization was not influenced in either of the soils. Physical desorption has

to be determined in order to quantify the microbial influence. Adequate methods for that

still have to be developed. Experiments with sterilized soils failed.

High infiltration rates result in high mobilization rates for all studied parameters. Short

retention times repress microbial degradation processes. Low infiltration rates and high

retention times lead to decreased mobilization rates. Organic compounds are further

reduced due to the possibility of microbial decomposition and resorption.

Rewetting of dried soils stimulates the release of all investigated compounds (except

phosphate) for a few weeks. To minimize this effect, the sewage farms should be kept wet

during summer. Using tertiary treated municipal wastewater for irrigation could be con-

sidered because the amount of contaminants in the tertiary treated municipal wastewater

is small compared to the amounts released from the sewage farm soils. A critical

parameter is the AOX. It is not adsorbed by the neutral soil from Karolinenhöhe and

breaks through almost completely.

Danke!

Vielen Menschen gebührt an dieser Stelle Dank, ohne deren Unterstützung diese Arbeit

nicht in dieser Form entstanden oder ungleich schwerer gewesen wäre.

Entstanden ist diese Arbeit am Fachgebiet Wasserreinhaltung der TU-Berlin im Rahmen

zweier Projekte. Herr Prof. Jekel hat mir die Bearbeitung eines dieser Projekte übertragen

und weckte damit den Gedanken an eine Promotion in mir. Dafür und für das gewährte

uneingeschränkte Vertrauen, das mir freies und selbständiges Forschen ermöglichte, sei

ihm herzlichst gedankt.

Herrn Prof. Wessolek danke ich für die freundliche Übernahme des Co-Referats und

Herrn Prof. Rotard möchte ich für die Übernahme des Prüfungsvorsitzes danken.

Eng begleitet wurden meine Arbeiten durch intensiven und richtungsweisenden

Austausch mit Dr. Thorsten Reemtsma. Neben vielen anderen Dingen bin ich ihm

besonders dankbar für die mehr als tatkräftige Unterstützung bei der Hau-Ruck-Erstellung

des Antrages für die Berlin-Forschung. Ohne diese Hilfe wäre meine Promotion kaum

möglich gewesen.

Die gewonnen Ergebnisse und Erkenntnisse verdanke ich der Mithilfe vieler fleißiger

Hände, die mich beim Zusammentragen der ungeheuren Datenflut unterstützt haben.

Hella Schmeißer hat mich vier Jahre lang im Labor begleitet und hat so manche

Chaosplanung erduldet. Ohne ihre engagierte und zuverlässige Mitarbeit und Geduld

wäre ich heute um manche Erkenntnis ärmer. So manche umfangreiche Analysenserie

wurde auch von Uta Stindt, Ulrike Förster und Jutta Friedrich übernommen. Christian

Hoffmann und Birgit Kocher vom Fachgebiet Bodenkunde & Standortkunde/Bodenschutz

haben mir mit Rat und Equipment bei den TDR-Messungen zur Seite gestanden. Ebenso

wurden etliche Bodenanalysen im Fachgebiet Bodenkunde durchgeführt. Bei Problemen

mit „meinem Sorgenkind“ konnte ich mir stets der Hilfe von Herrn Dr. Thomas Winkler

gewiss sein angereichert mit vielen heiteren Einblicke in die „Psyche“ meines TOC‘s. Die

γ-Bestrahlung wurde von Dr. Janata vom Hahn-Meitner-Institut ausgeführt. Beim Auf-,

Ein-, Aus-, Um- und Abbau meiner Anlage waren Peter Zalewski, Hans Willms und

Manfred Zietlow stets mit großer Hilfbereitschaft zur Stelle. Und der Frust mit den

eigenwilligen Computern wurde von Hans Rietdorf und Wolfgang Wichmann immer

gemeistert. Allen ein ganz großes Dankeschön.

Mit großem Engagement haben Studierende im Rahmen von Diplom- und Projektarbeiten

sowie als studentische Mitarbeiter einen maßgeblichen Beitrag zu dieser Arbeit geleistet.

Die enge Zusammenarbeit mit vielen anregenden Diskussionen, der beiderseitige

Lernerfolg und nicht zuletzt die nette Gesellschaft haben mir sehr viel Freude bereitet.

Herzlicher Dank an Heike Podey, Jan Hilmers, Mario Müller, Katharina Poggel, Birgit

Brahner, Ira Schönfeld und Sigfried Roßkopf.

Meinen Kollegen (in alphabetischer Reihenfolge) Mathias Ernst, Andreas Grangler,

Claudia Hartig, Silke Karcher, Natascha Klinkow, Anke Putschew, Johannes Spengler,

Thomas Storm, Sabine Wischnack und Dörte Ziegler gebührt Dank in vieler Hinsicht, vor

allem aber für das nette Miteinander.

Ganz besonderer Dank gilt Silke Karcher für den super „rundum-sorglos-Berlin-Support“

in den letzten Wochen vor der Prüfung, Axel Burchardt für den „München-Support“ und

Christian Hoffmann für das „wieder-auf-den-Teppich-Holen“ in den letzten Minuten vor der

Prüfung.

Liebe Freunde haben mich durch die Hochs und Tiefs einer Doktorarbeit begleitet und

haben mich mit schönem Kurzweil immer wieder an das Leben neben der „Diss“ erinnert.

Lieben Dank für so manches Arbeitsverbot und dafür, dass es Euch gibt an Anne, Ecki,

Marco, Carmen und Ralph.

Die selbstlose Unterstützung der Eltern nehmen Kinder allzu oft als Selbstverständlichkeit

auf. Meinen Eltern, Ana und Martin Savric, möchte ich an dieser Stelle danken für so

vieles, das sich hier nicht aufzählen lässt. Ihr habt Eurer manchmal sehr eigenwilligen

Tochter einen guten Weg ermöglicht.

Wasser, du hast weder Geschmack noch Farbe, noch Aroma. Man

kann dich nicht beschreiben. Man schmeckt dich, ohne dich zu

kennen. Es ist nicht so, daß man dich zum Leben braucht: Du bist das

Leben selbst! ... Dank deiner Segnung fließen in uns ... alle ... Quellen

der Seele. Du bist der köstlichste Besitz dieser Erde. Du bist auch der

empfindsamste, der rein dem Leben der Erde entquillt. ...

Du nimmst nicht jede Mischung an, duldest nicht jede Veränderung. Du

bist eine leicht gekränkte Gottheit!

Aber du schenkst uns ein unbeschreiblich einfaches Glück.

(Wind, Sand und Sterne, Antoine de Saint-Exupéry)

Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung 1

1.1 Zielsetzung der vorliegenden Arbeit 2

2 Die Berliner Rieselfelder und deren Problematik 3

2.1 Zur Geschichte der Berliner Rieselfelder 3

2.2 Die heutige Belastungssituation 4

2.3 Folgen der Betriebseinstellung und zukünftige Nutzungskonzepte 5

3 Eliminations- und Freisetzungsmechanismen bei der Bodenpassage 7

3.1 Bindungsmechanismen im Boden 7

3.1.1 Sorptionsvorgänge 7

Bindungsmechanismen bei der Sorption 8

Mathematische Beschreibung der Sorption 9

3.1.2 Die Rolle der organischen Bodensubstanz für die Schadstoffbindung 10

3.2 Verhalten ausgewählter Stoffgruppen im Boden 12

3.2.1 Organische Schadstoffe 12

3.2.2 Schwermetalle 15

Bindungsformen und Adsorption von Schwermetallen im Boden 15

Komplexierung von Schwermetallen 16

Schwermetallfällung 17

Einfluss von pH-Wert und Redoxpotential 18

Verhalten von Zink 19

Verhalten von Nickel 20

3.3 Einflussfaktoren auf die Schadstofffreisetzung 21

3.4 Mikrobielle Aktivität im Boden 23

Einfluss des Wassergehalts und der Bodenbelüftung 24

Einfluss des Redoxpotentials 26

Einfluss des pH-Wertes 29

Einfluss der Temperatur 30

Zusammenwirken einzelner Umweltfaktoren 31

3.5 Einfluss von Klima und Bewirtschaftung auf die Bodenstruktur und die Respiration 31

3.5.1 Wechsel von Austrocknung und Wiederbefeuchtung 32

3.5.2 Temperatureinfluss (Einfrieren und Auftauen) 33

3.5.3 pH-Wert Stabilisierung durch Kalkung und andere Maßnahmen 34

4 Experimentelles Vorgehen 37

4.1 Die Böden 37

4.1.1 Rieselgut Hobrechtsfelde/Buch (Buch) 37

4.1.2 Rieselfeld Karolinenhöhe (Gatow) 38

4.2 Die Säulenversuchsanlagen 39

Der Säulenauf- und Bodeneinbau 39

4.2.1 Besonderheiten der Anlage A im Aufbau und Betrieb 40

4.2.2 Besonderheiten der Säulenversuchsanlage B im Aufbau und Betrieb 42

Die versickerten Wässer 43

Die versickerten Wassermengen 44

Die Art der Beschickung: Ungesättigt bzw. mit kurzzeitigem Einstau 44

Bodenfeuchte 45

Temperatur 46

Zeitliche Abfolge der einzelnen Betriebsvarianten 47

4.2.3 Die Berechnung der mikrobiellen Respiration 47

4.2.4 Die aufgenommenen Messparameter 48

4.2.5 Die Bodencharakterisierung 49

Boden-pH 49

Bodengehalte an Kohlenstoff und Stickstoff 49

Schwermetalle: Zink, Nickel, Eisen, Mangan 49

EOX 50

4.3 Die analytischen Bestimmungsmethoden 51

DOC und TIC 51

Spektrale Absorptionskoeffizienten 52

AOX 52

Schwermetalle, Alkalien und Erdalkalien 52

Nährstoffe: Ammonium, Nitrat, Nitrit, ortho-Phosphat 52

Sulfat 53

4.4 Ergänzende Untersuchungen 53

4.4.1 AOX- und EOX-Differenzierung (Methodenentwicklung) 53

AOX-Differenzierung 53

EOX-Differenzierung (Methodenentwicklung) 54

4.4.2 Wassergehaltsmessung mit TDR (Time Domain Reflectometry) 55

4.4.3 Bodensterilisierung 56

4.4.4 Statistische Auswertung der Ergebnisse 57

5 Verhalten der Parameter DOC und AOX unter verschiedenen simulierten

Zukunftsszenarien 59

5.1 Mobilisierung von DOM und dessen Eigenschaften 59

Vergleich der Böden und zeitliche Änderungen 59

Vergleich der Varianten 62

5.2 Mobilisierung organischer Schadstoffe am Beispiel des AOX 63

Vergleich der Böden und zeitliche Änderungen 64

Variantenvergleich 64

5.3 EOX-Untersuchungen des Bodenmaterials 65

5.4 Differenzierung des AOX und EOX in die einzelnen Halogenfraktionen 66

6 Einfluss der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen auf die Mobilisierung von

Schadstoffen unter verschiedenen Beregnungsregimen 69

6.1 Charakterisierung des eingesetzten Bodenmaterials vor Einbau in die Säulen 70

6.2 Schwankungsbreiten der Parallelsäulen eines Bodens und Vergleich der Böden 71

6.2.1 Vergleich der mikrobiellen Aktivität und Umsetzungen des SOM 71

6.2.2 Vergleich der Nährstoff- und Schadstoffmobilisierungen 73

6.3 Einfluss der Temperatur auf die SOM-Umsetzungen und Schadstoffmobilisierungen 78

Vorgehen bei den Auswertungen 78

6.4 Einfluss der Zulaufqualität: Vergleich zwischen Trinkwasser- und

Klarwasserbeschickung 82

6.5 Einfluss der Beregnungsmenge auf die Freisetzung der betrachteten Parameter 87

6.6 Einfluss kurzzeitiger Einstauereignisse bei Trinkwasserbeschickung 94

6.7 Einfluss des Wechsels von Austrocknung und Wiederbefeuchtung des Bodens 99

6.8 Versuche zur pH-Wert Stabilisierung 103

6.9 Sterilisationsversuche des Bodenmaterials in den Säulen 109

6.10 Bestimmung des Wassergehaltes in den Säulenböden 111

6.10.1 Wassergehalte in Abhängigkeit der Versickerungsmenge 112

6.10.2 Wassergehalte in den austrocknenden Säulen 113

6.11 Bodenuntersuchungen nach Ende des Säulenbetriebes 115

7 Schlussfolgerungen 119

7.1 Verhalten der Parameter DOC und AOX unter verschiedenen simulierten

Zukunftsszenarien 119

Schlussfolgerungen aus den Ergebnissen der Anlage A 119

7.2 Einfluss der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen auf die Mobilisierung von

Schadstoffen unter verschiedenen Beregnungsregimen 120

Schlussfolgerungen aus den Ergebnissen der Anlage B 120

7.3 Folgerungen für zukünftige Nutzungskonzepte der Rieselfelder 124

8 Zusammenfassung 125

9Literatur 127

10 Anhang 141

10.1 Anhang zu Kapitel 4 141

Zeitliche Abfolge der einzelnen Betriebsvarianten 141

10.2 Anhang zu Kapitel 5 144

10.2.1 Anhang zu Kapitel 5.1 und 5.2 144

10.2.2 Anhang zu Kap. 5.3 147

10.2.3 Anhang zu Kap. 5.4 151

10.3 Anhang zu Kapitel 6 151

10.3.1 Anhang zu Kap. 6.2.1 und Kap. 6.2.2 151

10.3.2 Anhang zu Kap. 6.3 152

10.3.3 Anhang zu Kap. 6.4 153

10.3.4 Anhang zu Kap. 6.5 155

10.3.5 Anhang zu Kap. 6.6 163

10.3.6 Anhang zu Kap. 6.8 165

10.3.7 Anhang zu Kapitel 6.10 166

10.4 Tracerexperimente 167

10.5 Grundwasserbeprobungen 171

Abkürzungs- und Symbolverzeichnis

εrelative Dielektrizitätskonstante

αstatistische Irrtumswahrscheinlichkeit

∆SOM mikrobielle SOM-Umsetzungen in 7 Tagen

*statistisch signifikant (α=5%)

** statistisch sehr signifikant (α=1%)

*** statistisch höchst signifikant (α=0,1%)

µ magnetische Permeabilität

A Kollisionsfrequenz der Moleküle

AB Klarwasservariante Buch

AG Klarwasservariante Gatow

AOBr organisch gebundenes Brom

AOCl organisch gebundenes Chlor

AOI organisch gebundenes Iod

AOX an Aktivkohle adsorbierbare Organohalogene

BBuch

c Konzentration

c Lichtgeschwindigkeit im Vakuum

Cmik mikrobieller Kohlenstoff

CO2-C Kohlendioxid-Kohlenstoff in mg

CO2-C(KOH Flasche 1) Kohlendioxid-Kohlenstoff in der KOH Flasche 1

CO2-C(KOH Flasche 2) Kohlendioxid-Kohlenstoff in der KOH Flasche 2

CO2-CBodenluft Kohlendioxid-Kohlenstoff in der Bodenluft in 7 tagen

CO2-CDOC-Zu Anteil des Zulauf-DOC, der im Boden mineralisiert wird

CO2-CPerkolat Kohlendioxid-Kohlenstoff im Perkolat

CO2-CSOM CO2-C aus mikrobieller SOM Mineralisation

CO2-CZulauf Kohlendioxid-Kohlenstoff im Zulaufwasser

Corg organischer Kohlenstoff im Boden

CtGesamt-Kohlenstoff

dTag

DIC dissolved inorganic carbon (gelöster anorganischer Kohlenstoff)

DOC dissolved organic carbon (gelöster organischer Kohlenstoff)

DOCdesorb DOC, der vom Boden physikalisch desorbiert wird

DOCPerkolat DOC im Perkolat

DOCSOM Anteil des Perkolat-DOC, der aus mikrobiellen SOM-Umsetzung

stammt

DOCZu sorb Zulauf-DOC, der am Boden sorbiert wird

DOCZulauf DOC im Zulauf

DOM dissolved organic matter (gelöste organische Substanz)

E Aktivierungsenergie

e Basis zum natürlichen Logarithmus

E Redoxpotential

E0Normalpotential

Eh Redoxpotential

EHRedoxpotential

EOX extrahierbare Organohalogene

F Faraday Konstante

G Gatow

GC-MS Gaschromatographie-Massenspektrometer-Kopplung

i.d.R. in der Regel

IR Infrarotlicht

k Reaktionsgeschwindigkeit

KAK Kationenaustauschkapazität

KB Kalkvariante Buch

KdVerteilungskoeffizient

KFSorptionskonstante

KG Kalkvariante Gatow

Koc Verteilungskoeffizient

KOW Oktanol-Wasser-Verteilungskoeffizient

LF Leitfähigkeit

ln natürlicher Logarithmus

log dekadischer Logarithmus

m Meter bzw. mili

meq Milliäquivalent

min Minute

MKW Mineralölkohlenwasserstoffe

n Anzahl der Elektronen

n Freundlich-Exponent

N Stickstoff

NtGesamt-Stickstoff

OB Kontrollvariante Buch

OBS organische Bodensubstanz

OG Kontrollvariante Gatow

Ox molare Konzentration der oxidierten Form

OX organisch gebundenes Halogen (X = Chlor / Brom / Iod)

P Phosphor

Pa Pascal

PAK Polyaromatische Kohlenwasserstoffe

PCB Polychlorierte Biphenyle

PCP Pentachlorphenol

pH negativer dekadischer Logarithmus der Protonenaktivität

pKaSäurekonstante

q adsorbierte Stoffmenge je Masseneinheit Sorbens (Beladung)

R allgemeine Gaskonstante

Red molare Konzentration der reduzierten Form

s Standardabweichung

s.o. siehe oben

SAK254 spektraler Absorptionskoeffizient bei 254 nm

SAK436 spektraler Absorptionskoeffizient bei 436 nm

SB Säurevariante Buch

SG Säurevariante Gatow

SOM soil organic matter (organische Bodensubstanz)

T Temperatur in Kelvin

tZeit

TIC total inorganic carbon (gesamter anorganischer Kohlenstoff)

TS Trockensubstanz

UV ultraviolettes Licht

V Spannung

v Ausbreitungsgeschwindigkeit elektromagnetischer Wellen

VIS sichtbares Licht

w/w weight per weight

Z Wertigkeit eines Ions

1 Einleitung

Im 19. Jahrhundert erzwang die zunehmende Industrialisierung und die steigende Bevölke-

rungszahl die Installation einer zentralen Wasserversorgung in vielen europäischen Städten,

so auch in Berlin. Die Ableitung der Abwässer in die Flüsse erfolgte zunächst über offene

Rinnsteine in den Straßen. Die Folge waren unhaltbare hygienische Zustände und dadurch

viele Cholera- oder Typhusepidemien. Auf Betreiben des Arztes Rudolph von Virchow ent-

schied man sich in Berlin dafür, die Abwässer vor die Tore der Stadt zu leiten und dort über

die Bodenpassage zu reinigen, bevor sie dem Grundwasser oder über Drainagen den Flüs-

sen zugeführt werden. Hierfür wurde im Jahr 1873 der Bau der Kanalisation eingeleitet: In

einem Gürtel um die Stadt herum wurden Versickerungsflächen, sogenannte Rieselfelder,

angelegt. Der Erfolg der unterirdischen Ableitung der Abwässer wurde sehr schnell an der

Typhussterblichkeit deutlich. Sie ging von 140 Fällen im Jahr 1872 auf 16 Fälle im Jahr 1885

zurück.

Bereits in den 20er Jahren des 20. Jahrhunderts begann man in Berlin mit dem Bau erster

Kläranlagen, da das ständig steigende Abwasseraufkommen nicht mehr wirtschaftlich auf

den Rieselfeldern unterzubringen war. Mit der Inbetriebnahme der Kläranlagen wurden die

Rieselfelder schrittweise entlastet. Erste Stilllegungen wurden aber erst 1965 möglich. Bis

ins Jahr 1989 wurde teilweise noch Schwarzwasser verrieselt. Heute sind in Berlin und im

Berliner Umland mit Ausnahme von Sputendorf und Karolinenhöhe (Klarwasserverbringung)

keine Rieselfelder mehr in Betrieb.

Auf vielen Rieselfeldern wurde somit länger als ein Jahrhundert Abwasser wechselnder Qua-

lität und mit teilweise hohen Anteilen an Industrieabwasser versickert. Dies hat aus heutiger

Sicht zu einer massiven Beeinträchtigung der Böden und des anstehenden Grundwassers

geführt. So weisen die Böden neben der Anreicherung von Humusvorräten und Nährstoffen

erhebliche Gehalte an organischen Schadstoffen (z.B. AOX, PAK, MKW, PCB u.a.) sowie

Schwermetallen (z.B. Cd, Pb, Zn, Ni u.a.) in z.T. grenzwertüberschreitenden Konzentratio-

nen auf. Die Flächen liegen heute zumeist brach, werden als Grünland bewirtschaftet, die-

nen gelegentlichen Klarwasserversickerungen oder wurden mit mäßigem Erfolg aufgeforstet.

Die Einstellung der Abwasserverrieselung hat auf einigen Flächen zu starken Destabilisie-

rungen der künstlich geschaffenen Ökosysteme geführt. So führte die Belüftung einiger

zuvor ganzjährig mit Abwasser überstauter Flächen zu ansteigendem mikrobiellen Humus-

umsatz und stark sinkendem Boden-pH. Dieser Versauerungsprozess bewirkt eine erhöhte

Mobilität von Schwermetallen und schließlich die weitere Beeinträchtigung des Grundwas-

sers. Ziel bei der Konzeption zukünftiger Nutzungen der ehemaligen Rieselfelder muss sein,

die Schadstoffmigration weitestgehend zu verlangsamen und so das anstehende Grundwas-

ser zu schützen.

1.1 Zielsetzung der vorliegenden Arbeit

Für die Konzeption grundwasserverträglicher Folgenutzungen der ehemaligen Berliner Rie-

selfelder werden genauere Kenntnisse über Mechanismen und Einflussfaktoren für die Frei-

setzung akkumulierter Stoffe und deren Transport benötigt. Vor allem über den Einfluss der

mikrobiellen Aktivität existieren bisher lediglich Vermutungen.

Ziel der vorliegenden Arbeit ist daher, die Freisetzung organischer und anorganischer Kom-

ponenten aus ehemaligen Rieselfeldböden in Abhängigkeit ausgewählter und im Feld steu-

erbarer Einflussfaktoren zu untersuchen. Die Ergebnisse sollen wesentliche Grundlagen zur

Erarbeitung zukünftiger Bewirtschaftungskonzepte liefern.

Neben der Untersuchung physiko-chemischer Einflussparameter soll ein besonderer

Schwerpunkt auf der Bestimmung des mikrobiellen Abbaus organischer Bodensubstanz

unter verschiedenen Bewässerungsregimen und der dadurch induzierten Freisetzung orga-

nischer und anorganischer Schadstoffe liegen.

Als wesentliche Untersuchungsparameter werden der DOC und AOX als Parameter für die

Freisetzung organischer Substanzen und Schadstoffe sowie die leicht eluierbaren Schwer-

metalle Zink und Nickel ausgewählt.

Die zu untersuchenden Einflussfaktoren sind die Feuchtigkeit, der pH-Wert und die Qualität

des zu versickernden Wassers. Ebenso sollen jahreszeitlich bedingte und nicht beeinfluss-

bare klimatische Änderungen, wie das Austrocknen des Bodens im Sommer, in die Betrach-

tungen einbezogen werden. Um auch standortspezifische Einflüsse zu erkennen, werden

Böden zweier verschiedener Rieselfelder untersucht: Das stark destabilisierte Rieselfeld

Berlin-Buch mit Versauerungsprozessen im Oberboden und das in Folge anhaltender Klar-

wasserversickerung relativ stabile Feld Berlin-Karolinenhöhe.

Die Experimente werden zur Kontrolle der Randbedingungen in einer halbtechnischen Säu-

lenversuchsanlage durchgeführt. Auf Grund ihres gasdichten Aufbaus ermöglicht die Anlage

die Erfassung des bei der Bodenatmung gebildeten Kohlendioxids und damit eine Bilanzie-

rung der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen.

2 Die Berliner Rieselfelder und deren Problematik

2.1 Zur Geschichte der Berliner Rieselfelder

In Berlin hatten sich die hygienischen Zustände seit Mitte des 19. Jahrhunderts bedingt

durch das Wachstum der Stadt und den damit verbundenen Ausbau der Wasserversorgung

drastisch verschlechtert. Die Sammlung und Behandlung der städtischen Abwässer, die bis

dahin oberirdisch über offene Rinnsteine in den Straßen abgeleitet wurden, wurde aus seu-

chenhygienischer Sicht dringend notwendig. Auf Betreiben des Arztes Rudolph von Virchow

entstanden rund um die Stadt Berlin Verrieselungsflächen, auf denen die anfallenden

Abwässer über die Bodenpassage gereinigt und anschließend dem Grundwasser bzw. über

Drainagen den Vorflutern zugeführt wurden. Im Zusammenhang mit der Anlage der Riesel-

felder wurde auch der Bau der Kanalisation im Jahr 1873 eingeleitet. 1885 waren bereits 1,5

Mio Einwohner mit einem Abwasseranfall von 44,9 Mio m³/a an die Kanalisation angeschlos-

sen. Im gleichen Zeitraum ging die Typhussterblichkeit von 140 Fällen im Jahr 1872 auf 16

Fälle im Jahr 1885 zurück. Dies macht die hygienische Bedeutung der unterirdischen Ablei-

tung der Abwässer und deren Behandlung für die Stadt sichtbar (Bjarsch, 1997).

Die Einrichtung der Rieselfelder wurde mit großem finanziellen Aufwand vorangetrieben. Im

Jahr 1920 waren insgesamt 10.983 ha Rieselland vorhanden, dessen Fläche das damalige

Stadtgebiet von Berlin deutlich überstieg. Die wesentlichen Flächenanteile lagen im Norden

und Nord-Osten sowie im Süden Berlins und waren zwischen 11 und 21 km vom damaligen

Stadtgebiet entfernt (Hahn & Langbein, 1928). Die Rieselfelder wurden vor allem auf hoch-

durchlässigen, nährstoffarmen Sandböden angelegt. Neben der Ausnutzung ihrer Filterfunk-

tion zur Abwasserreinigung wurden die Böden bewässert sowie über die im Abwasser ent-

haltenen Nährstoffe gedüngt und konnten nun auch für die Landwirtschaft eingesetzt wer-

den. Sie trugen so wesentlich zur Versorgung Berlins mit Gemüse und anderen Agrarpro-

dukten bei.

Aus landwirtschaftlicher Sicht waren Versickerungsmengen von 1.000 bis 3.000 mm/a mög-

lich. Der ständig steigende Abwasseranfall führte jedoch auf einigen Flächen zu Belastungen

von bis zu 7.000 mm pro Jahr (Sowa, 1992; Bjarsch, 1997).

Ende der 20er Jahre zeichnete sich ab, dass die weiter steigenden Abwasseraufkommen

nicht mehr wirtschaftlich auf Rieselfeldern unterzubringen waren. Man begann mit dem Bau

der ersten Kläranlagen, in denen Teile der Abwässer über Tropfkörper biologisch gereinigt

und anschließend den Flüssen zugeleitet wurden. Mit der Inbetriebnahme von Kläranlagen

wurden die Rieselfelder zwar schrittweise entlastet, die erste teilweise Stillegung von Verrie-

selungsflächen wurde jedoch erst 1965 möglich. Im Jahre 1978 wurden noch etwa 60 % des

gesamten Berliner Abwassers verrieselt. Die Rieselfelder Süd wurden sogar bis ins Jahr

1989 mit Schwarzwasser beschickt (Bjarsch, 1997; Blume & Horn, 1982). Heute sind in Ber-

lin und im Berliner Umland mit Ausnahme von Sputendorf und Karolinenhöhe (Klarwasser-

verbringung) keine Rieselfelder mehr in Betrieb (SenStadtUm, 1999).

2.2 Die heutige Belastungssituation

Das auf den Rieselfeldern versickerte Abwasser beinhaltete neben häuslichen Abwässern

und Straßenabläufen regional unterschiedliche und im Laufe der Zeit steigende Anteile an

Industrieabwasser. Zu Beginn des Jahrhunderts waren die verrieselten Wässer vor allem mit

Stickstoff häuslichen Ursprungs sowie Schwermetallen aus Gaswerken und metallverarbei-

tender Industrie belastet. Historisch belegt sind nach König & Lacour (1915) Ammoniumkon-

zentrationen von 20 bis 60 mg/L. Bei einer Rieselbelastung von 1 bis 2 m/a führten diese

Gehalte zu einem Ammoniumeintrag von 200 bis 1.200 kg/ha.

Die auf einigen Flächen mehr als 100 Jahre andauernde Verrieselung von Abwässern, die

lediglich mechanisch in Absetzbecken vorgereinigt wurden, hat zu einer großflächigen Kon-

tamination der Böden mit einem breiten stofflichen Spektrum geführt. Durch den Eintrag

beachtlicher Mengen an proteinreicher und leicht mineralisierbarer organischer Substanz

sind die Humusgehalte in den Böden der Rieselfelder teilweise stark erhöht. Gleichzeitig

unterscheidet sich die Struktur des organischen Materials in Folge des Einbaus abwasser-

bürtiger organischer Substanzen deutlich von der in Ackerböden der Region. Die hohen

Humusgehalte haben auf Grund ihrer hohen Sorptionskapazität zur Akkumulation diverser

Schadstoffe im Oberboden geführt. Andere Sorptionsträger sind in den sandigen Böden im

Berliner Raum von untergeordneter Bedeutung.

Am besten dokumentiert ist die Belastung mit Schwermetallen. Gefunden werden vor allem

Cadmium, Kupfer, Nickel, Blei und Zink (Blume & Horn, 1982; Brühl & Klussmann, 1987;

Bukowski & Schade, 1995; Blumenstein, 1995; Renger et al. 1995 a, 1995 b; TU Dresden

1987-90; Auhagen et al., 1994). Im Bereich der Organika werden polychlorierte Biphenyle

(PCB) und polyzyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAK) auf allen Standorten gefun-

den (Bechmann, 1995; Kratz, 1995; Grunewald, 1994; Bechmann & Grunewald, 1995;

Reemtsma & Jekel, 1995). In einigen Fällen sind Mineralölkohlenwasserstoffe (MKW) von

Bedeutung (Kratz, 1992). Dagegen ist die Belastung mit Pestiziden gering bis nicht nach-

weisbar (Blumenstein et al., 1992; Bechmann, 1995; Bechmann & Grunewald, 1995). Hebe-

rer & Stan (1996) finden die als Arzneimittel eingesetzte Clofibrinsäure. Anorganischer Stick-

stoff und Phosphor sind ebenso stark erhöht (Blume & Horn, 1982) wie der Gehalt organi-

scher Stickstoffverbindungen bei gleichzeitig niedrigem C/N-Verhältnis (Bechmann & Klin-

nert, 1995).

Der unbedeckte erste, aber auch tiefere Grundwasserleiter, ist in seiner Qualität deutlich

beeinflusst (Nestler et al., 1993). Im Einzugsbereich der Rieselfelder Berlin-Süd hat dies

bereits zu qualitativen Problemen in Trinkwasserbrunnen geführt, die einen hohen Anteil rie-

selfeldbeeinflussten Grundwassers fördern (Tröger & Asbrand, 1995). Die hohen Ammo-

nium-Gehalte der verrieselten Abwässer wurden zunächst durch Ionenaustausch in den

Böden der Rieselfelder fixiert. Nach Nitrifikation gelangte das gut lösliche Nitrat jedoch ins

Grundwasser. Auch Phosphat wurde über lange Zeiträume in den Rieselfeldböden zurück-

gehalten. Dieses Rückhaltepotential ist nach Einstellung der Verrieselung auf Grund der

Absenkung des pH-Wertes und des Redox-Potentials häufig beeinträchtigt (Blume et al.,

1980; Blume & Horn, 1982). Deshalb weist das Grundwasser neben einer erhöhten Salzbe-

lastung (Tröger & Asbrand, 1995) vor allem erhöhte Nitrat-, aber auch Phosphat-Gehalte auf.

Andere Bodenbelastungen sind bisher nur in begrenztem Umfang in das Grundwasser

durchgeschlagen. Im Bereich der Organika ist jedoch ein deutlicher Eintrag organischer

Halogenverbindungen (erfasst als Summenparameter AOX) messbar (Berliner Wasserbe-

triebe, 1990 und 1988; Auhagen et al., 1994).

2.3 Folgen der Betriebseinstellung und zukünftige Nutzungskonzepte

In Folge des hohen Eintrags an Wasser, organischem Material und Nährstoffen (Stickstoff

und Phosphor) waren die in Betrieb befindlichen Rieselfelder Ökosysteme mit extrem hohen

Stoff- und Energieumsatzraten. Die Einstellung des Rieselbetriebes hat zwangsläufig zur

Destabilisierung der Rieselfeld-Ökosysteme geführt. Veränderungen im Wasserhaushalt sind

an trockengefallenen Gräben und ausgetrockneten Feuchtgebieten erkennbar (Auhagen et

al., 1994). Aber auch Grundwasserspiegel haben sich um einige Meter gesenkt (Göritz,

1995; Asbrand, 1995). Die Böden sind dementsprechend wieder gut durchlüftet. Da kein

organisches Material mehr eingetragen wird, ist davon auszugehen, dass der Gehalt an

organisch gebundenem Kohlenstoff (Corg) der Oberböden durch mikrobiellen Abbau wieder

auf seinen natürlichen Ausgangswert sinkt. Mit einer fortschreitenden Mineralisierung des

Bodenhumus, die in den nördlichen Rieselfeldern am anhaltenden Austrag an Stickstoff und

einer starken Versauerung des Oberbodens sichtbar wird (Handke, 1995; Marschner &

Schlenther, 1995), könnten auch die an das organische Material sorbierten anorganischen

und organischen Schadstoffe wieder mobilisiert werden. Für Schwermetalle wird eine pH-

Wert bedingte Mobilisierung bereits beobachtet (Renger et al., 1997).

Von den stillgelegten Rieselfeldern sind heute lediglich innerstädtisch liegende Flächen einer

dauerhaften Nachnutzung zugeführt worden. So wurde der Berliner Stadtteil Marzahn auf

ehemaligem Rieselgelände errichtet. Der Großteil der Berliner Rieselfelder liegt auch heute

außerhalb des Stadtgebietes und stellt Grünbrachen, grünlandbewirtschaftete oder mit

mäßigem Erfolg aufgeforstete Gebiete dar (Kilz, 1995, Sowa, 1992).

Als zukünftige Nachnutzungen werden unter anderem die Bewahrung der Rieselfelder als

kulturhistorischer Raum mit landwirtschaftlicher Nutzung und Naherholungsgebieten oder

eine wasserwirtschaftliche Nutzung mit Grundwasseranreicherung und Klarwasserverbrin-

gung diskutiert (Kunowski & Schulz, 1995; Blume, 1995; Metz, 1995, Schmidt, 1995; Auha-

gen et al., 1994; Sowa, 1992; AG-Wasser, 1991). Wegen der Schadstoffbelastung des

Bodens ist eine uneingeschränkte Nutzung der Flächen nicht möglich. So liegen z.B. die

Schwermetallbelastungen vielfach über den Eingreifwerten der Berliner Liste für sensible

Nutzungen (SenStadtUm, 1996). Der Schutz des rieselfeldbeeinflussten Grundwassers

erfordert auch in Zukunft eine geeignete Bewirtschaftung mit dem langfristigen Ziel der

Sanierung.

In der Literatur herrscht zwar Einigkeit darüber, dass über zukünftige Bewirtschaftungsmaß-

nahmen einer weiteren Destabilisierung der Rieselfeldökosysteme entgegengewirkt werden

muss, jedoch herrscht keine Einigkeit über hierfür geeignete Maßnahmen. Portmann (1995)

und der WTB (1995) haben weitere stoffliche Einträge und eine Feuchthaltung der Böden

vorgeschlagen. Obwohl einige Befunde die Ansicht stützen, dass ein Feuchthalten der Rie-

selflächen die Verfügbarkeit der deponierten Schwermetalle herabsetzt (Knösche, 1995), ist

die Wirkung einer solchen Maßnahme auf das komplexe System des Rieselfeld-Oberbodens

kaum untersucht. Renger et al. (1995 b) weisen darauf hin, dass ein Feuchthalten der Rie-

selfeldböden möglicherweise günstige Bedingungen zur Mineralisierung des Bodenhumus

bietet. Die Stabilisierung der Humusauflage würde den weiteren Eintrag organischen Materi-

als erforderlich machen. Renger et al. (1995 b) weisen auch darauf hin, dass eine aus Grün-

den der pH-Wert-Stabilisierung geforderte regelmäßige Kalkung der Rieselfeldflächen, die

Mineralisierung begünstigen könnte und damit in Hinblick auf das organische Material einen

destabilisierenden Effekt hätte.

3 Eliminations- und Freisetzungsmechanismen bei der Bodenpas-

sage

3.1 Bindungsmechanismen im Boden

Beim Eindringen von Wasser in den Untergrund können durch Stoffübergänge zwischen

fester und flüssiger Phase Konzentrationsänderungen der gelösten anorganischen und

organischen Wasserinhaltsstoffe eintreten, die den Boden als Puffer zwischen Atmosphäre

und Grundwasser wirken lassen. Die Mechanismen dieser Übergänge setzen sich aus einer

Reihe sehr unterschiedlicher, voneinander abhängiger und teilweise auch gegenläufiger

physikalischer, chemischer und biologischer Vorgänge zusammen. Zu den abiotischen Vor-

gängen gehören Adsorption und Desorption, Ionenaustausch sowie Fällung (einschließlich

Mitfällung) und Auflösung. Zusätzlich kann eine Elimination durch Verflüchtigung oder pho-

tolytische Prozesse an der Bodenoberfläche erfolgen. Partikuläre Stoffe können durch Filtra-

tion im Untergrund zurückgehalten werden. Außerdem muss der physikalische Transport

eines Stoffes durch Diffusion, Dispersion und Konvektion berücksichtigt werden. Zu den bio-

tischen Vorgängen zählen im Wesentlichen die Anreicherung von Substanzen an der Ober-

fläche oder in den Zellen von Organismen, ihrem Detritus oder weiteren Zerfallsprodukten

und ihre Metabolisierung (Wild, 1995; Mattheß, 1990; BMI, 1985).

Im Folgenden werden Faktoren dargestellt, deren Kenntnis zum Verständnis der in dieser

Arbeit gewonnenen Ergebnisse notwendig ist. In diesem Zusammenhang wird die Sorption

als wesentlicher Bindungsmechanismus für Schadstoffe und die Bedeutung der organischen

Substanz im Boden erläutert.

3.1.1 Sorptionsvorgänge

Ein wesentlicher abiotischer Eliminationsmechanismus ist die Sorption von gelösten Sub-

stanzen an Bodenbestandteile. Man unterscheidet zwischen der Adsorption, der Bindung

eines gelösten oder gasförmigen Stoffes an der inneren oder äußeren Oberfläche eines fes-

ten Stoffes, und der Absorption, der Aufnahme in das Innere der festen Phase. Alle Pro-

zesse, bei denen gelöste oder gasförmige Substanzen eine Bindung mit einer festen Matrix

eingehen, werden mit dem Überbegriff Sorption bezeichnet. Der Sorption entgegengerichtete

Vorgänge, d.h. die Abgabe von sorbierten Stoffen in die freie Lösung oder den gasförmigen

Zustand, werden als Desorption zusammengefasst (Stumm & Morgan, 1996; Mattheß,

1990).

Als Sorbens (stoffaufnehmende Phase) wirken im Untergrund Tonminerale, Zeolithe, Eisen-

und Manganhydroxide bzw. -oxyhydrate sowie Aluminiumhydroxid, organische Substanzen,

mikrobielle Schleime, Pflanzen und Mikroorganismen (Mattheß, 1990).

Bindungsmechanismen bei der Sorption

Die wirkenden Bindungskräfte umfassen alle Übergänge zwischen Van-der-Waals-Kräften

und chemischer Bindung (Mattheß, 1990) und beruhen auf permanenten oder temporären

Ladungszuständen sowie auf großen Oberflächen der sorbierenden Bodenbestandteile

(Wild, 1995). Bindungen, die auf physikalischen Kräften beruhen (Physisorption), sind meist

schwach und reversibel, während echte chemische Bindungen (Chemisorption) deutlich

höhere Bindungsenergien aufweisen und teilweise irreversibel sind (BMI, 1985). Tab. 1 gibt

einen Überblick über einige Bindungsarten und –kräfte bei der Bodenadsorption.

Weiterhin wird unterschieden

zwischen spezifischer und

nicht-spezifischer Bindung. In

Anlehnung an Stumm & Morgan

(1981, zitiert in Mattheß (1990))

werden unter nicht-spezifischer

Bindung alle elektrostatischen

Bindungsformen verstanden, in

die die variablen und perma-

nenten Ladungen der Boden-

teilchen involviert sind

(Mattheß, 1990). Bei der spezi-

fischen Bindung erfolgt die

Sorption vor allem über koordi-

native und kovalente Kräfte (Schinner & Sonnleitner, 1997 b). Stern (1924, zitiert in Mattheß

(1990)) bezeichnet dagegen die in der kompakten Stern-Schicht befindlichen Ionen als spe-

zifisch und die in der diffusen Schicht als unspezifisch sorbiert. Die spezifische Sorption ist

durch eine größere Bindungsstärke gekennzeichnet als die unspezifische (Schinner &

Sonnleitner, 1997 b).

Der wichtigste Sorptionsmechanismus im Boden ist der Kationenaustausch, d.h. die

Adsorption von Kationen an negativ geladene Bodenbestandteile unter Desorption einer

äquivalenten Menge anderer Kationen. Als Sorbens kommen hier vor allem Tonminerale und

Huminstoffe in Frage. Diese tragen in normalen pH-Bereichen von Böden meist negative

Ladungen, da Huminsäuren mit einer Säurekonstante pKa von etwa 4 zumeist dissoziiert vor-

liegen und der isoelektrische Punkt (Ladungsnullpunkt) von Tonmineralen weit unter pH 3

liegt (Mattheß et al., 1985). Ausgetauscht werden alle Kationen, auch organische, nicht aber

komplexierte Ionen. Der Kationenaustausch folgt einer selektiven Reihe, die neben den

Eigenschaften des Sorbens im Wesentlichen durch die Wertigkeit und die Größe der ausge-

tauschten Ionen bestimmt wird: Je höher geladen und je kleiner ein Kation ist, desto höher ist

seine Affinität zum Austauschermaterial. Protonen bilden hier eine Ausnahme. Deren Sorpti-

onsverhalten entspricht meist dem eines 2- oder 3-wertigen Kations. Ausnahmen treten auch

auf, wenn Ionen in Kristallgitter eingebaut werden und dort geometrisch passfähig sind. Sie

Tab. 1: Bindungstypen und –energien bei der Bodenadsorp-

tion (BMI, 1985, Sigg & Stumm, 1989)

Bindungstyp Bindungsenergie

(kJ/mol)

· Van-der-Waals-Kräfte 4-8

· Dipol-Dipol-Wechselwirkungen <10

· hydrophobe Bindung ≈4

· Wasserstoffbrückenbindungen 2-60

· Chemisorption: 125-800

- kovalente Bindung

- koordinative Bindung

- Ionenaustausch bis 210

sind dann nur noch schwer austauschbar (Wild, 1995; Mattheß, 1990;

Luckner & Schestakow, 1986).

Der Anionentausch hat im Gegensatz zum Kationenaustausch im Boden eine eher unter-

geordnete Bedeutung. Als Anionentauscher wirken Aluminium- und Eisenoxide und/oder

Allophane und in geringem Ausmaß auch bestimmte Tonminerale (1:1 Tonminerale), die bei

niedrigen pH-Werten positive Oberflächenladungen ausbilden können. Limitiert wird der Ani-

onenaustausch der Fe- und Al-Oxide durch deren isoelektrischen Punkt bei einem pH-Wert

von etwa 8 - 9. Getauscht werden unter anderem die Anionen Cl-, NO3-, SO42-, PO43-. Häufig

blockieren jedoch konkurrierende organische Anionen diese Adsorption. Die Phosphatbin-

dung in Böden beruht zu einem wesentlichen Teil auf diesem Sorptionsmechanismus

(Mattheß, 1990).

Der Ionentausch ist abhängig vom pH-Wert, da dieser die Ausbildung der Oberflächenladun-

gen steuert. Dies führt zu gegenläufigen Abhängigkeiten: So sinkt die Kationenaustauschka-

pazität mit sinkendem pH-Wert, während die Anionenaustauschkapazität steigt (Schacht-

schabel et al., 1998; Wild, 1995).

Die Sorption ist temperaturabhängig: Sie sinkt mit steigender Temperatur (Mattheß, 1990).

Mathematische Beschreibung der Sorption

Zwischen der sorbierten und gelösten Stoffmenge besteht ein Gleichgewicht. Bei Anstieg der

Konzentration in der Lösung steigt die adsorbierte Menge bis zu einem Grenzwert an. Er

wird erreicht, wenn das Sorbens mit einer monomolekularen Schicht belegt ist. Bei einem

Konzentrationsabfall in der Lösung erfolgt durch die Einstellung eines neuen Gleichgewichts

eine Desorption.

Für die mathematische Beschreibung von Sorptionsgleichgewichten wurden eine Reihe von

Beziehungen entwickelt, die z.T. auf begründeten Modellvorstellungen beruhen oder rein

empirisch ermittelt wurden. Da sie nur bei konstanter Temperatur gelten, werden die zu

betrachtenden Funktionen als Isothermen bezeichnet.

Aus den Gasgesetzen abgeleitet sind die Henry-Sorptions-Isotherme (1) und die Langmuir-

Isotherme (2). Sie gelten beide nur für kleine Konzentrationen:

(1) cKq d⋅= Kd= Verteilungskoeffizient

q = absorbierte Stoffmenge je Masseneinheit

c = gelöste Stoffmenge je Masseneinheit Sorbens

(2) cK1

qq L

max ⋅+

⋅

⋅= KL= Sorptionskonstante

qmax = maximale Beladung bei monomolekularer Schicht

Die Langmuir-Isotherme ist für natürliche Systeme selten gültig, da sie eine homogene

Oberfläche des Sorbens, d.h. gleichwertige Adsorptionsstellen, voraussetzt.

Als geeigneter erwies sich der rein empirische Potenzansatz von Freundlich (3), der auch die

Anpassung mehrmolekularer Schichten erlaubt:

(3) n

FcKq ⋅= KF= Sorptionskonstante

n = Freundlich-Exponent

Der Freundlich-Exponent n liegt für viele Stoffe im Bereich von 0,1 bis 0,6. Die Sorpti-

onskonstante KF schwankt dagegen erheblich und drückt die Adsorbierbarkeit eines Stoffes

aus. Die Freundlich-Isotherme gilt häufig nur für bestimmte Konzentrationsbereiche. Für

n = 1 geht sie über in die Henry-Isotherme.

Die genannten Isothermen beschreiben die komplexen Wechselwirkungen zwischen Poren-

lösung und Feststoff, ohne dass die Einzelvorgänge völlig aufgeklärt sind. Auf Grund der

stark variierenden Eigenschaften verschiedener Sorbentien sind die an den jeweiligen Sys-

temen ermittelten Konstanten kaum auf andere geochemische Systeme übertragbar

(Mattheß, 1990).

Bei allen Isothermen ist zu beachten, dass sie nur den Vorgang der Sorption beschreiben.

Fällungsreaktionen, wie sie bei höheren Konzentrationen an Schwermetallen stattfinden

können, erfüllen die Randbedingungen der Sorption nicht.

3.1.2 Die Rolle der organischen Bodensubstanz für die Schadstoffbindung

In den sandigen bis schwach lehmigen und tonfreien Rieselfeldböden ist die organische

Bodensubstanz (SOM - soil organic matter) das wesentliche Sorbens für organische und

anorganische Schadstoffe.

Zur organischen Bodensubstanz gehören alle in und auf dem Mineralboden befindlichen

abgestorbenen pflanzlichen und tierischen Stoffe und deren organische Umwandlungspro-

dukte. Lebende Organismen sowie lebende Wurzeln werden von Schachtschabel et al.

(1998) nicht zur organischen Bodensubstanz gezählt. Schroeder (1984) schließt dem entge-

gen auch die lebenden Organismen der Flora und Fauna, nicht jedoch höhere im Boden

lebende Wirbeltiere, in seinem Begriff der organischen Bodensubstanz mit ein.

Nach dem Grad ihrer Umwandlung unterteilt man die organische Bodensubstanz in Streu-

und Huminstoffe. Streustoffe sind nicht oder nur schwach umgewandelt mit noch deutlich

erkennbaren Gewebestrukturen. Sie werden häufig als Nichthuminstoffe bezeichnet und ent-

halten im Wesentlichen Lipide, Proteine, Polysaccharide und Lignin. Ihre Verweilzeit im

Boden (turnover time) ist kurz. Huminstoffe sind stark umgewandelte, hochmolekulare Sub-

stanzen von gelblicher bis schwarzer Farbe ohne erkennbare Gewebestruktur. Ihre molare

Masse erstreckt sich von einigen Hundert bis einigen Tausend Dalton. Huminstoffe sind

gegen Mineralisierung stabilisiert, d.h. sie haben eine niedrige Umsatzrate bzw. eine hohe

Verweilzeit im Boden. Neben der festen organischen Bodensubstanz treten im Bodenwasser

gelöste organische Substanzen auf, die als dissolved organic matter (DOM) bezeichnet wer-

den. Unter dem Begriff „Humus“ wird je nach Autor die Gesamtheit der festen organischen

Substanz des Boden bzw. lediglich die Huminstoffe verstanden (Schachtschabel et al., 1998,

Koß, 1997, Abbt-Braun, 1993). In dieser Arbeit wird der Begriff Humus auf die Gesamtheit

der toten organischen Substanz des Bodens angewendet.

Die unterschiedliche Reaktionsfähigkeit und die Frage nach der chemischen Struktur der

Huminstoffe ist schon seit über 200 Jahren Gegenstand zahlreicher Untersuchungen (Abbt-

Braun, 1993). Mit verschiedenen chemischen und physikochemischen Methoden (z.B. che-

mischem Abbau, IR-Spektroskopy, NMR-Spektroskopy, GC/MS) werden Huminstoffe als

Substanzen mit sehr komplexen Molekülstrukturen charakterisiert. Es werden aliphatische,

olefinische und aromatische Strukturen sowie konjugierte Doppelbindungen nachgewiesen.

Als hydrophile funktionelle Gruppen werden im Wesentlichen phenolische und alkoholische

Hydroxyl- (-OH), Carboxyl- (-COOH), Carbonyl- (>C=O), Ether- (-C-O-C-), Methoxy- (-OCH3),

Aminogruppen (-NH2) und heterozyklischer Stickstoff nachgewiesen. Daneben enthalten

Huminstoffe aber auch größere hydrophobe Molekülbestandteile. Der Kohlenstoffgehalt liegt

zwischen 40 % und 60 %, der Sauerstoffgehalt zwischen 30 % und 50 % (Gleixner et al.,

1999; Schulten, 1999; Koß, 1997; Fujita et al., 1996; Saiz-Jimenez et al., 1996; Leineweber

et al., 1996; Abbt-Braun, 1993; Abbt-Braun et al., 1990; Liao et al., 1982; Wilson et al.,

1981).

Zu den charakteristischen Eigenschaften der Huminstoffe gehört die Gelbfärbung (standardi-

siert über die Absorption im VIS-Bereich bei 436 nm), die spektrale Absorption im UV-Be-

reich (bei 254 nm) sowie die Fluoreszenz. Die Absorption im UV-Bereich wird besonders

delokalisierten Elektronensystemen zugeordnet. Diese sind überwiegend im Kernbereich der

Huminstoffstrukturen anzutreffen. Die Absorption im VIS-Bereich rührt von freien Elektronen-

paaren und Charge-Transfer-Banden (Elektronen-Donator-Akzeptor-Übergänge) her. Typi-

sche chromophore Gruppen sind chinoide und auf Keto-Enol-Tautomerie basierende Sys-

teme sowie konjugierte C=C-, C=O- und N=O-Moleküleinheiten. Da diese Absorption relativ

stark vom pH-Wert abhängig ist, liegt die Beteiligung protonierbarer Gruppen nahe (Abbt-

Braun, 1993).

Die komplexen Prozesse während der Humifizierung (Bildung von Huminstoffen aus Streu-

stoffen) und die wechselnden Mengenverhältnisse der Ausgangsmaterialien lassen es nicht

zu, ein allgemeingültiges Modell der Huminstoffmoleküle zu beschreiben. Statistische Über-

legungen weisen darauf hin, dass in 1 kg Huminstoff nur etwa zwei gleiche Moleküle zu

erwarten sind (Schachtschabel et al., 1998).

Die nachgewiesenen funktionellen Gruppen der Huminstoffe tragen zu deren hohem Aus-

tauschpotential, deren Komplexbildungsverhalten und damit zu deren hohem Sorptionsver-

mögen für Ionen und Schwermetalle bei. Die hydrophoben Bestandteile sind vor allem für die

Bindung organischer Schadstoffe von Bedeutung (Mattheß, 1990; Schachtschabel et al.,

1998). Daneben verursachen die Carboxyl- und die phenolischen Hydroxylgruppen das

saure Verhalten der Huminstoffe (Koß, 1997). Die Dissoziation der Huminstoff-Carbo-

xylgruppen erfolgt im pH-Bereich von 4,5 – 7, die der phenolischen Hydroxylgruppen bei

alkalischen pH-Werten (Wild, 1995). Die Makromoleküle sind verzweigt und können spiralig

gewunden sein, wodurch eine große innere Oberfläche erreicht wird (Schinner & Sonnleitner,

1997 b). Abb. 1 zeigt ein hypothetisches Strukturschema eines Huminstoffmoleküls.

Die potentielle Kationen-

austauschkapazität liegt

für Huminstoffe zwi-

schen 3 und

7,5 mmol/Z*g (Z = Wer-

tigkeit des gebundenen

Ions) und die spezifische

Oberfläche beträgt bis

zu 1.000 m2/g. Sie ha-

ben damit die höchste

Kationenaustauschkapa-

zität und spezifische

Oberfläche natürlich

vorkommender Stoffe.

Huminstoffe sind in der

Lage Alkane, Fettsäu-

ren, Phthalate, Kohlenhydrate, Eiweiße und Biozide in Hohlräumen ihres Moleküls einzu-

schließen (Koß, 1997).

3.2 Verhalten ausgewählter Stoffgruppen im Boden

3.2.1 Organische Schadstoffe

Das Verhalten organischer Schadstoffe im Boden wird vor allem durch ihre Persistenz, ihren

Dampfdruck und ihre Löslichkeit sowie ihre Adsorbierbarkeit und Fixierbarkeit bestimmt. Die

Schadstoffe können spezifisch oder unspezifisch gebunden werden (Mattheß, 1990;

Schachtschabel et al., 1998).

Bei relativ schwer abbaubaren Chemikalien bestimmt deren Löslichkeitsverhalten ihre Verla-

gerbarkeit in Böden. Dabei wird die gelöste Konzentration in Böden sowohl durch die Was-

serlöslichkeit der Substanz als auch durch ihre Adsorbierbarkeit an die feste Bodenmatrix

beeinflusst (Schachtschabel et al., 1998).

Die Höhe der Adsorption verschiedener organischer Schadstoffe hängt ab von ihrem chemi-

schen Charakter, ihrer Konfiguration, ihrer Wasserlöslichkeit, ihrer Konzentration in der

Bodenlösung, der Art und Menge des Adsorbens, dem pH-Wert, dem Redoxpotential und

der Temperatur. Sie können je nach Substanzeigenschaften elektrostatisch oder auch kova-

lent gebunden werden. Die Adsorption erfolgt vor allem an die organische Bodensubstanz,

so dass bei den meisten Chemikalien eine sehr enge Beziehung zwischen dem Freundlich-

Koeffizienten KF und den Gehalten der Böden an Corg (organischer Kohlenstoff) besteht. Als

zweckmäßig für unpolare undissoziiert vorliegende Moleküle und Sorbentien mit einem

Corg von größer 0,1 % (w/w) hat sich daher die Verknüpfung des KF-Wertes mit dem Corg des

Bodens erwiesen, die zum Verteilungskoeffizienten KOC (4) führt (Schachtschabel et al.,

1998, Mattheß, 1990, Karickhoff et al., 1979).

Abb. 1: Strukturschema eines Huminstoffmoleküls (aus Schachtschabel

et al., 1989)

(4) org

OC C

K=KOC = Verteilungskoeffizient

Corg = organischer Kohlenstoffgehalt im Boden in % (w/w)

KOC ist der Verteilungskoeffizient der betrachteten Verbindung zwischen Wasser und einem

hypothetischen natürlichen Sorbens von 100 % organischem Kohlenstoff, der das organi-

sche Material in den untersuchten Sorbentien repräsentiert. Während die KF-Werte für eine

Chemikalie in verschiedenen Böden um bis zu Faktor 100 schwanken können, sind die KOC-

Werte deutlich stabiler und stellen meist ein gutes Maß für das Löslichkeits- und Adsorp-

tionsverhalten dar. Die KOC-Werte können dabei für verschiedene Chemikalien, abhängig von

deren physiko-chemischen Eigenschaften, von Werten <50 (z.B. für Benzol) bis zu >50.000

(z.B. für einige PAK) schwanken (Schachtschabel et al., 1998; Mattheß 1990).

Sorbentien mit einem Anteil an organischem Kohlenstoff von kleiner 0,1 % (w/w) sorbieren

organische Schadstoffe schlecht. Ihre KOC-Werte werden von der spezifischen Oberfläche

und der Gestalt der Mineraloberfläche bestimmt (Koß, 1997; McCarty et al., 1981). So fan-

den Schwarzenbach et al. (1981) keine Sorption für Hexachlorbenzol an Boden, wenn der

Corg-Gehalt unter 0,1 % lag.

Für unpolare organische Stoffe kann die Verteilung zwischen Wasser und einem weiten

Bereich von natürlichen Sorbentien auf der Basis von einfachen hydrophoben Interaktions-

modellen erklärt werden. Die Adsorbierbarkeit steigt mit abnehmender Wasserlöslichkeit

bzw. zunehmender Lipophilie. Innerhalb einer homologen Reihe steigt die Lipophilie mit

zunehmendem Molekulargewicht. In Huminstoffen werden hydrophobe organische Substan-

zen vermutlich im Inneren hydrophober Micellen oder membranartiger Strukturen sorbiert

(Schachtschabel et al., 1998, BMI, 1985).

Die Lipophilie eines organischen Schadstoffes wird häufig über den Oktanol-Wasser-Vertei-

lungskoeffizienten (KOW) ausgedrückt. Karickhoff et al. (1979) fanden eine gute Korrelation

zwischen dem KOW und dem KOC, die in doppelt logarithmischer Form durch den empirischen

Ansatz in Gleichung (5) ausgedrückt wird.

(5) OWOC KlogbalogKlog ⋅+=

Die von verschiedenen Autoren bestimmten Werte für die Parameter a und b weichen teil-

weise stark voneinander ab. Dies kann auf variierende Eigenschaften der unterschiedlichen

eingesetzten Sorptive (stark variierende KOW-Bereiche) und Sorbentien (verschiedenste

Sedimente und Böden) zurückgeführt werden. Dagegen zeigen Korrelationen, die von ver-

schiedenen Autoren an vergleichbaren Systemen aufgenommen wurden, gute Übereinstim-

mungen. So bestimmen z.B. Karickhoff et al. (1979) und Means et al. (1980) für die Sorption

von PAK an verschiedenen Sedimenten und Böden den Parameter a jeweils mit 1,0 und den

Parameter b mit 0,21 bzw. 0,32.

Nach McCarty et al. (1981) ist die empirische Beziehung in Gl. 5 gültig für Sorptivkonzentra-

tionen, die maximal die Hälfte ihrer Wasserlöslichkeit betragen und für Substanzen mit einem

KOW von größer 102. In diesen Grenzen ist die Sorption linear. Weiterhin stellen sie fest, dass

abhängig von dem KOW-Wert des Sorptivs ein kritischer Corg-Gehalt existiert, bei dem die

Sorption an die organische Substanz und an mineralische Bestandteile gleichermaßen von

Bedeutung ist. Je größer der KOW-Wert, desto geringer ist dieser kritische Corg-Gehalt.

Der pH-Wert hat einen vernachlässigbaren Einfluss auf die Sorption unpolarer Substanzen

(von Oepen et al., 1991).

Polare Stoffe zeigen deutlich höhere Wasserlöslichkeiten. Bei Wasserlöslichkeiten im Be-

reich von mg/L bis g/L wird die Sorption so schlecht, dass sich die Moleküle mit dem versi-

ckernden Wasser durch den Bodenkörper bewegen, ohne nennenswert retardiert zu werden

(BMI, 1985).

Bei polaren organischen Stoffen und organischen Schadstoffen, die pH-Wert abhängig zu

Anionen oder Kationen dissoziieren, hängt deren Verteilung vom pH-Wert, der Ionenstärke

und - wahrscheinlich mehr als bei unpolaren Stoffen - von der exakten Natur der organischen

Phase ab. So steigen die KOC-Werte (und damit die Pufferkapazität der Böden für die betref-

fende Substanz) für Pentachlorphenol (PCP) von neutraler zu stark saurer Bodenreaktion

beträchtlich an. Dies liegt daran, dass PCP (pKa = 4,7) mit sinkendem pH-Wert durch Proto-

nierung zunehmend vom Phenolat-Anion in das Phenol-Molekül umgewandelt wird, was zu

steigender Adsorption durch Wasserstoffbrückenbindungen führt. Gleichzeitig wird auch die

Dissoziation funktioneller Gruppen der Huminstoffe beeinflusst und verstärkt die bessere

Sorbierbarkeit mit sinkendem pH-Wert (Mattheß, 1990; Schachtschabel et al., 1998).

Weiterhin wirkt eine höhere Ionenstärke begünstigend auf die Sorption. Vermutet wird, dass

ein gemeinsamer Transfer von Kationen und organischen (polaren oder anionisch vorliegen-

den) Schadstoffen an bzw. in die nicht-wässrige Phase stattfindet (Mattheß, 1990). Auch für

hydrophobe Kontaminanten haben Karickhoff et al. (1979) eine Begünstigung der Sorption

durch höhere Ionenstärken festgestellt, wenngleich diese nicht sehr stark ausfällt.

Dem Wassergehalt des Bodens (gesättigter oder ungesättigter Bereich) wird ebenfalls eine

entscheidende Bedeutung für die Sorption organischer Stoffe beigemessen, da die Adsorp-

tion nach Austrocknung des Bodens irreversibel sein kann (BMI, 1985).

Der adsorbierte Anteil organischer Chemikalien befindet sich in einem weitgehend vor

mikrobiellem Abbau wie auch durch Auswaschung und Aufnahme durch höhere Pflanzen

geschützten Zustand. Persistente organische Schadstoffe werden daher im Boden akkumu-

liert. Die Sorption organischer Chemikalien an unlösliche Huminstoffe (die teilweise auch

wenig reversibel sein kann) oder die Inkorporierung in die Biomasse von Mikroorganismen

kann zur Festlegung als sogenannte gebundene Rückstände (bound residues) führen. Dies

kann vor allem bei halogenierten aromatischen Kohlenwasserstoffen stattfinden, die in ihren

Grundstrukturen z.T. den Huminstoffen ähneln und deshalb in die organische Substanz ein-

gebaut werden (Klein & Scheunert, 1982).

Die Kinetik der Sorption scheint in ihrer Komplexizität ungenügend verstanden. In Sorpti-

onsexperimenten wird häufig nur die „schnelle Sorption“ bestimmt, die innerhalb weniger

Stunden stattfindet und meist nicht den echten Gleichgewichtszustand erreicht hat. Unter-

schiede zwischen Verteilungskoeffizienten bei Ad- und Desorption (Hystereseeffekte), das

Nachbluten bei Versuchen mit Bodensäulen, ein resistenter Anteil beim mikrobiellen Abbau

oder nicht extrahierbare Sorptive (z.B. bound residues) und das unterschiedliche Verhalten

alt und frisch kontaminierter Böden weisen aber darauf hin, dass es auch eine „langsame

Sorption“ gibt (Chen et al., 1999; Farrell et al., 1999; Schultz, 1999; White et al., 1999; Bhan-

dari et al., 1996; Pignatello & Xing, 1995; Alexander, 1995; Beck et al., 1993; Bollag &

Myers, 1992; Weissenfels et al., 1992; Ball & Roberts, 1991; Vaccari et al., 1988). Die

Modellvorstellungen zur langsamen Sorption gehen davon aus, dass organische Moleküle

auf Grund von Konzentrationsunterschieden in die Poren und in die Festsubstanz des

Adsorbens hinein diffundieren und dort sorbiert werden. Die Diffusion ins Feststoffinnere wird

wahrscheinlich unter Annahme, dass die organische Substanz in feuchtem Zustand mehr als

ein Gel vorliegt denn als echte Festsubstanz (Schaumann, 1998). In engen Poren werden

die Moleküle nicht nur von einer Porenwand, sondern auch von der gegenüberliegenden

adsorbiert und so besonders stark festgehalten. Bei flaschenhalsförmigen Poren können

adsorbierte Moleküle den Flaschenhals verstopfen, dadurch tiefer in der Pore befindliche

Moleküle einschließen und deren mögliche Desorption bei sinkenden Konzentrationen in der

umgebenden Lösung unterbinden (Koß, 1997; Pignatello & Xing, 1996).

Neben reinen Sorptionsprozessen können organische Stoffe durch biologischen Abbau im

Idealfall bis zur vollständigen Mineralisation metabolisiert und damit aus dem Boden voll-

ständig entfernt werden.

3.2.2 Schwermetalle

Als Schwermetalle werden Metalle bezeichnet, deren Dichte einen bestimmten Wert über-

steigt. Dieser wird von verschiedenen Autoren zwischen 3,5 und 5,6 g/cm³ angegeben (Gisi

et al., 1997; Koß, 1997; Schinner & Sonnleitner, 1997; Streit, 1991).

Schwermetalle können anders als organische Schadstoffe und einige nicht-metallische anor-

ganische Verbindungen (z.B. Nitrat) im Boden nicht durch biologische Metabolisierung elimi-

niert werden. Die in einem bestimmten Bodenbereich vorliegende Gesamtmenge eines

Metalls wird nur durch Transportvorgänge (An- und Abtransport) verändert.

Bindungsformen und Adsorption von Schwermetallen im Boden

Metalle können in Böden in fester, in adsorbierter sowie in gelöster Form vorliegen. In fester

Form liegen die Metalle überwiegend in ionischer Bindung vor (Schinner & Sonnleitner,

1997 b). Das Verhalten der Schwermetalle wird unter oxidierenden Bedingungen im Wesent-

lichen durch Ad- und Desorptionsvorgänge sowie durch Komplexierungsreaktionen organi-

scher und anorganischer Komplexbildner bestimmt (Herms & Brümmer, 1984). Bindungs-

partner für die Adsorption sind organische Verbindungen, Fe- und Mn-Oxide und -Hydroxide

sowie Tonminerale und Carbonate. Für die einzelnen Schwermetalle ergeben sich zwar

Unterschiede hinsichtlich ihrer Adsorption, sie zeigen aber alle innerhalb eines gewissen

Rahmens ein ähnliches Verhalten (Fic, 1987).

Die Bindungsart bei Schwermetallen kann spezifisch oder unspezifisch sein. Unspezifisch

werden Schwermetalle über elektrostatische Bindungen an permanenten oder variablen

Valenzen o.g. Sorbentien adsorbiert und können über Ionenaustauschvorgänge freigesetzt

werden. Die spezifische Bindung ist durch relative Festigkeit gekennzeichnet und setzt eine

Hydrolyse der Schwermetalle voraus. Die Schwermetall-Hydroxo-Komplexe werden an rand-

ständigen OH--Gruppen von Fe-, Al- und Mn-Oxiden oder an Bruchflächen von Tonmineralen

angelagert. Spezifisch sorbierte Schwermetalle stehen für den Kationenaustausch mit Alka-

lien und Erdalkalien nicht zur Verfügung (Fic, 1987; Bruemmer et al., 1986). Hydroxo-

komplexe werden bevorzugt sorbiert. Dementsprechend nimmt die spezifische Adsorption an

Oxidoberflächen mit zunehmender Neigung der Metalle zur Bildung von Hydroxokomplexen

zu. Dabei wird die folgende Reihe Cd < Ni < Zn << Cu ≤ Pb angegeben. Diese Bindung

nimmt gewöhnlich mit der Zunahme des Fe- und Mn-Oxidgehaltes oder generell mit dem

Tongehalt zu.

Tonminerale binden Schwermetalle überwiegend über den Mechanismus des Ionentausches

(Gisi, 1997; Schinner & Sonnleitner, 1997 b). Die Adsorptionskapazität der Bodenminerale ist

bei mäßig sauren bis neutralen Böden hoch, dagegen im stark sauren Bereich in der Regel

nur noch gering (Gerth, 1984).

Die Adsorption an Humusbestandteile repräsentiert einen wesentlichen Aspekt der Schwer-

metallchemie in Böden. Als Kation oder als Kationkomplex können Metalle durch elektrosta-

tische Anziehung an negativ geladene Oberflächen (an anionische Gruppen bzw. am elek-

trostatischen Feld innerhalb der diffusen Doppelschicht) der organischen Bodensubstanz

gebunden werden. Diese Art der Bindung ist für den Kationenaustausch verantwortlich. Die

Schwermetallbindung mit der organischen Substanz ist weiterhin in Form von Komplexen mit

unterschiedlicher Stabilität und mit unterschiedlichen strukturellen Eigenschaften möglich.

Hierbei wirkt das Metallkation als Elektronen-Akzeptor und die reaktiven Gruppen der orga-

nischen Substanz als Elektronen-Donatoren. Dabei entsteht eine Bindung mit stark kova-

lentem Charakter. Die Metallsorption an organische Substanz basiert demnach zum Großteil

auf den pH-Wert-abhängigen Ladungen von Huminstoffen (Schinner & Sonnleitner, 1997 b;

Mattheß, 1990), wobei nach Murray & Linder (1983) überwiegend Phthalat- und Salicy-

latgruppen involviert sind.

Komplexierung von Schwermetallen

Bei der Assoziation der Metallkationen als Elektronenakzeptoren mit Elektronendonatoren

werden die organischen Moleküle als Liganden der Schwermetalle aufgefasst. Dabei sind

auf Grund der zahlreichen funktionellen Gruppen der organischen Substanz verschiedene

Arten der Assoziation möglich. Das Metallkation kann mit einer Donatorgruppe eines organi-

schen Liganden bzw. mehrerer Liganden (Komplexverbindung im eigentlichen Sinne) oder

mit mehreren Donatorgruppen eines Liganden (Chelatkomplex) reagieren. Die Stabilitäten

für Komplexe mit einem Liganden und divalenten Metallkationen nehmen in folgender Reihe

ab: Pd > Cu > Ni > Co > Zn > Cd > Fe > Mn > Mg. Die Stabilität der Komplexe steigt im

Allgemeinen mit dem pH-Wert, was auf die stärkere Dissoziation der funktionellen Gruppen

in der organischen Substanz zurückzuführen ist und sinkt mit zunehmender Elektrolytkon-

zentration. Ebenso ist die relative Reihe der Komplexstabilitäten verschiedener Metalle

untereinander pH-Wert-abhängig. Der Anstieg der Komplexstabilität mit steigendem pH-Wert

wird durch die Bildung organischer Hydroxo-Metall-Komplexen beeinflusst und durch die

Ausfällung von Metallhydroxiden begrenzt (Schachtschabel et al., 1998; Schinner & Sonn-

leitner, 1997 b).

Die Löslichkeit von metallorganischen Komplexen wird maßgeblich vom Molverhältnis zwi-

schen Komplexbildner (Ligand) und Metall bestimmt. Bei einem Überschuss an Fulvosäuren

oder anderen löslichen Komplexbildnern können Verbindungen hoher Löslichkeit mit einem

Molverhältnis von Komplexbildner zu Metall von 2:1 bei zweiwertigen Kationen und von 3:1

bei dreiwertigen Kationen gebildet werden. Mit zunehmendem Metallangebot entstehen

Komplexe mit einem Mol-Verhältnis von 1:1 und schließlich unlösliche Komplexe mit einem

Mol-Verhältnis von <1. Das Molverhältnis steigt ebenso wie die Stabilität der Komplexe mit

dem pH-Wert (Schachtschabel et al., 1998).

Die Bindungskapazität von Huminsäuren macht etwa 200-600 meq Metall-Ion pro

100 g Huminsäure aus, wobei etwa zwei Drittel auf Komplexbildungsreaktionen entfallen

(Förstner & Müller, 1974). In stark sauren Ah-Horizonten des Waldbodens liegen viele

Schwermetalle zu 90 bis 100 % als metallorganische Komplexe vor (Schachtschabel et al.,

1998). Die Schwermetalle lassen sich hinsichtlich ihrer Affinität zu Huminstoffen in zwei

Gruppen einteilen: Hohe Affinität haben Fe3+, Pb2+ und Cu2+; geringe Affinität weisen Co2+,

Cd2+, Ni2+, Zn2+ und Mn2+ auf (Gisi et al., 1997).

Mit sinkendem pH-Wert bewirkt die metallorganische Bindung eine Festlegung der Schwer-

metalle in Folge der geringen Löslichkeit von Huminstoffen. Bei weiter abnehmenden pH-

Werten werden Protonenkonzentrationen erreicht, bei denen eine Schwermetallbindung

durch organische Komplexbildner nicht mehr möglich ist (Herms & Brümmer, 1984).

In Böden mit geringen Gehalten an organischer Substanz (z.B. in Unterböden) stellen freie

Ionen und Komplexe mit anorganischen Liganden die höchsten Anteile. Im schwach sauren

Ap-Horizont des Ackerbodens sind besonders bei Cu und Pb Komplexe mit HCO32- und

CO32- (Carbonatokomplexe) sowie bei Al Komplexe mit OH- (Hydroxokomplexe) von Bedeu-

tung. Der Anteil an Hydroxoschwermetallkomplexen steigt dabei im alkalischen pH-Bereich

stark an. Die Bildung von Hydroxoschwermetallkomplexen erhöht die Adsorption und verrin-

gert dementsprechend die Lösungskonzentration der Schwermetalle. Einige Metalle (Cu, Zn,

Ni u.a.) bilden Komplexe mit H2PO4- und HPO42- (Phosphatokomplexe), andere (z.B. Mg, Ca,

Cd) mit SO42- (Sulfatokomplexe) (Schachtschabel et al., 1998; Herms & Brümmer, 1984).

Schwermetallfällung

Neben reinen Sorptionsreaktionen können Schwermetalle auch durch Fällungsmechanismen

als Hydroxide, Carbonate oder Sulfide im Boden festgelegt werden, da deren Löslichkeits-

produkte sehr niedrig liegen (BMI, 1985). Für Blei und Zink ist weiterhin eine Fällung als

Bleiphosphat und Zinksilikat möglich (Herms & Brümmer, 1984). Fällung tritt auf, wenn sich

in der wässrigen Lösung pH-Wert, Redoxpotential oder Ionenkonzentration ändern. Die Fäl-

lung findet bei höheren Konzentrationen statt als die Sorption. Der Übergang von Sorption zu

Fällung ist fließend und erschwert die Aufnahme von Sorptionsisothermen (Koß, 1997;

Lewandowski et al., 1997). Nach Brümmer (1981) herrscht kein Einvernehmen darüber, wie

hoch der Anteil von Fällungs- und Sorptionsvorgängen bei der Metalleliminierung aus wäss-

rigen Lösungen ist. Für die Festlegung von Schwermetallen im Boden spielt die Ausfällung

definierter Verbindungen wie Carbonaten oder Hydroxiden allerdings nur eine Rolle in Böden

mit hohen Anionenkonzentrationen oder schwacher Adsorptionskapazität (Gisi et al., 1997;

Blume, 1990; Herms & Brümmer, 1984).

Einfluss von pH-Wert und Redoxpotential

Schwermetalle unterliegen abhängig von pH-Wert und Redoxpotential unterschiedlichen

Spezifikationen mit stark variierenden Eigenschaften. Das Redoxpotential beeinflusst die

vorliegende Oxidationsstufe des Schwermetalls, der pH-Wert die Hydrolyse. Neben dem

Gehalt und den Eigenschaften der verfügbaren Sorbentien wird das Verhalten der Schwer-

metalle daher maßgeblich und wesentlich stärker als bei organischen Stoffen von diesen

Parametern bestimmt (Fic, 1987).

Die Löslichkeit von Schwermetallen ist bei neutraler Reaktion meist sehr gering. Sie nimmt

mit sinkendem pH-Wert deutlich zu, da die Schwermetalle bei niedrigen pH-Werten in Form

hydrolisierter Kationen vorliegen (Sigg & Stumm, 1989). Für die meisten Schwermetalle gibt

es einen Grenz-pH-Wert, unterhalb dessen eine Schwermetallmobilisierung durch Lösungs-

prozesse beginnt. Die Mobilität in Abhängigkeit dieses Grenz-pH-Wertes (in Klammern)

steigt in folgender Reihe: Cd (6,5) > Mn (5,7) > Zn (5,3-6,0) > Ni (5,5) > Cu (4,5) > Pb (4,0-

3,5) (Hornburg & Brümmer, 1993; Sauerbeck, 1985). Im Bereich des Grenz-pH-Wertes ver-

schiebt sich der adsorbierte Anteil im Rahmen nur einer pH-Einheit von <10 % auf >90 %. Im

alkalischen Bereich kann die Löslichkeit von Schwermetallen durch die Bildung gut löslicher

Hydroxo- und Carbonatokomplexe begünstigt sein (Koß, 1997).

Als Maß für die pH-Wert-abhängige Spezifikation kann der pH-Wert gewertet werden, bei

dem 50 % der Schwermetallionen adsorbiert sind. Je höher dieser pH-Wert ist, desto gerin-

ger ist die Tendenz des Schwermetalls, an dieser Bodenkomponente sorbiert zu werden. Für

Eisenoxide (als Sorbens) ergibt sich demnach folgende Reihe fallender Spezifität: Pb (3,1) >

Cu (4,4) > Zn (5,4) > Ni (5,6) > Cd (5,8) > Co (6,0) > Mn (7,8) (Schachtschabel et al., 1998).

Mit zunehmendem pH-Wert sinkt die Löslichkeit der Schwermetalle durch die Bildung von

Aquokomplexen geringer Ladung. Gleichzeitig steigt die sorbierte Menge und die Affinität der

Metalle zur festen Phase (Abd-Elfattah & Wada, 1981). Ein Löslichkeitsminimum wird bei der

Ausfällung von ungeladenen Hydroxiden erreicht (Sigg & Stumm, 1989). Im Alkalischen stei-

gen die Löslichkeiten der meisten Schwermetalle wieder an. Dies geht mit steigenden

Gehalten an organischer Substanz im Boden einher und ist daher auf eine zunehmende

Mobilisierung durch organische Komplexbildner zurückzuführen (Herms & Brümmer, 1984).

Mit zunehmendem pH-Wert werden gleichzeitig auch anionische und lösliche Hydroxo-

komplexe gebildet (Sigg & Stumm, 1989).

Die pH-Wert abhängigen Löslich-

keiten von Schwermetallen in

Böden lassen sich nicht durch

Löslichkeitsisothermen definierter

Verbindungen beschreiben. Dies

macht deutlich, dass nicht

Lösungs- und Fällungsreaktio-

nen, sondern vielmehr Ad- und

Desorptionsprozesse in Zusam-

menwirken mit Komplexierungs-

reaktionen für das Verhalten von

Schwermetallen in Böden

bestimmend sind (Herms &

Brümmer, 1984).

Elemente wie Mn, Fe, Cr, Cu, Ag,

Hg, Pb und As vermögen ihre

Oxidationsstufe zu ändern. Ihre Festlegung bzw. Löslichkeit im Boden weist dadurch eine

Abhängigkeit vom Redoxpotential auf. Für Mangan und Eisen zeigen nur die höherwertigen

Ionen, die erst oberhalb eines bestimmten Redoxpotentials auftreten, die Tendenz zur Bil-

dung von Hydroxiden mit geringer Löslichkeit. Mn liegt in Böden mit mittleren Sauerstoff-

gehalten (+400 mV) in zweiwertiger Form vor und verfügt über eine hohe Mobilität, während

für Fe entsprechendes im sauerstoffärmeren Boden (+150 mV) zutrifft (Schinner & Sonnleit-

ner, 1997 b).

Das Redoxpotential weist nicht nur eine direkte Wirkung auf die Form des jeweiligen Metalls

auf, sondern beeinflusst dessen Verhalten auch durch das Auftreten bestimmter Anionen

(Sulfidionen und organische Säuren). So bildet eine Vielzahl von Metallen bei negativen

Redoxpotentialen (0 bis –200 mV) schwer lösliche Sulfide, die durch Oxidation des Sulfids

nach gestiegenem Redoxpotential wieder in Lösung gehen (Schinner & Sonnleitner, 1997 b).

Redoxpotential und pH-Wert beeinflussen sich darüber hinaus gegenseitig. So geht eine

Erhöhung des Redoxpotentials mit einer Erniedrigung des pH-Wertes einher, während die

Verschiebung zu reduzierenden Bedingungen eine Anhebung des pH-Wertes bewirkt

(Abb. 2).

Verhalten von Zink

Der Zinkgesamtgehalt in wenig oder nicht belasteten Böden schwankt zwischen 10 und

80 mg/kg. In belasteten Böden können Gehalte bis 5 g/kg erreicht werden.

Unter aeroben Bedingungen werden die Bindungsformen des Zn im Boden von der pH-Wert

abhängigen Affinität zu verschiedenen Bodenkomponenten und vom Ausmaß der Bodenbe-

lastung bestimmt. Zink kann über spezifische und unspezifische Mechanismen der Adsorp-

tion an Bodenbestandteile gebunden werden. Neben Cadmium und Nickel gehört es zu den

Abb. 2: Effekt von Redoxpotential (Eh) (a) und pH (b) auf die

Löslichkeit von Schwermetallen (aus Bourg, 1995)

mobilen Schwermetallen im Boden (Schinner & Sonnleitner, 1997 b). Guadalix & Pardo

(1994) berichten dennoch über eine geringe Reversibilität der Zn-Adsorption und eine starke

Bindung des Zn am Boden. Die Affinität zu organischen Komplexbildnern ist im Vergleich zu

anderen Schwermetallen als gering einzustufen (Gisi et al., 1997, McBridge et al., 1997).

Trotzdem liegt der größte Teil des Zinks in humosen Oberböden gemäßigt humider Klimabe-

reiche und bei mäßig bis schwach saurer Bodenreaktion in Form metallorganischer Kom-

plexe in der Bodenlösung vor (Znorg: 50 bis 90 %). Bei pH-Werten >6,5 sind außerdem Zn2+-,

Zn(OH)+-, ZnCO3- u.a. Zn-Spezies vorhanden. Mit einem Anstieg des pH-Wertes auf >7 wird

Zn im Boden zumeist festgelegt. Der Anteil an Zn(OH)+, das eine hohe Affinität gegenüber

Mn- und Fe-Oxiden aufweist, steigt mit steigendem pH-Wert stark an. Der über spezifische

Adsorption an Oxide gebundene Anteil erreicht dann 40 bis 70 %, in belasteten Böden bis

85 % des Gesamt-Zn (Pardo & Guadalix, 1996; Brümmer et al., 1983). Daneben können

auch definierte Zn-Verbindungen entstehen. Vor allem bei pH-Werten >7 sind schwer lösli-

che Zn-Phosphate und Zn-Carbonate zu nennen (Brümmer et al., 1986), die bei hohen Zn-

Gehalten ausfallen können (Brümmer et al., 1986). Bei hohen pH-Werten, geringen Humus-

gehalten und hohen Zn-Gehalten wird die löslichkeitsbestimmende Wirkung von ZnSiO4 dis-

kutiert (Brümmer et al., 1983). Herms & Brümmer (1984) berichten für pH-Werte >7 aber

auch eine verstärkte Mobilisierung durch lösliche organische Komplexbildner.

Im pH-Bereich zwischen 6 und 7 ist Zn überwiegend unspezifisch sorbiert (Herms & Brüm-

mer, 1984). Ab pH-Werten <6 steigt die Zn-Löslichkeit und damit der Zn-Gehalt in der

Bodenlösung mit abnehmendem pH-Wert und zunehmendem Gesamt-Zn-Gehalt der Böden

an. Zn-Gehalte in unbelasteten und wenig landwirtschaftlich genutzten Böden betragen bei

pH 5 bis 7,5 zwischen 0,001 und 0,8 mg/L, in extrem sauren Waldböden bis 4 mg/L und in

stark belasteten Böden bis 15 mg/L (Schachtschabel et al., 1998; Schinner & Sonnleitner,

1997 b).

Bei pH-Werten <5 nimmt die Affinität gegenüber Huminstoffen sowie Fe- und Mn-Oxiden

stark ab, bleibt jedoch gegenüber Tonmineralen recht hoch. Der durch Tonminerale und

andere Silikate gebundene Anteil am Gesamt-Zn erreicht nur in Zn-armen, versauerten

Böden sowie in Unterböden hohe Anteile (30 bis 85 %) (Davis-Carter & Shuman, 1993;

Zeien, 1995).

Bei geringen Gehalten an Komplexbildnern und pH-Werten <5 liegt der größte Teil des Zn in

Form von mobilen Zn2+-Ionen vor (Schachtschabel et al., 1998; Schinner & Sonnleitner,

1997 b).

Verhalten von Nickel

Unbelastete Flusssedimente enthalten in Deutschland etwa 20 bis 30 mg/kg Ni, stark

belastete Elbesedimente bis zu 170 mg/kg. Im Sättigungsextrakt unbelasteter Böden wurden

Ni-Gehalte von <10 bis 90 µg/L und in der Bodenlösung extrem Ni-reicher Böden bis

3,3 mg/L festgestellt.

Die Nickel-Löslichkeit zeigt, ähnlich wie die Cadmium- und Zink-Löslichkeit, eine deutliche

Beziehung zur Bodenreaktion. Bei pH-Werten <5,5 nehmen die Gehalte an wasserlöslichem

und austauschbaren Ni deutlich zu. Die Verlagerbarkeit von Ni steigt deshalb mit abnehmen-

dem pH-Wert. Eine Nickel-Mobilisierung kann auch durch lösliche organische Komplexe

erfolgen. Vor allem unter reduzierenden Bedingungen findet auf diese Weise eine Zunahme

der Ni-Löslichkeit statt. In der Bodenlösung terrestrischer Böden liegt Nickel bei pH-Werten

<7,5 hauptsächlich kationisch als Ni2+ (bis 80 %) und in organischen Nickel-Komplexen (über

20 %) vor. In Abhängigkeit vom Gehalt an Carbonat, Sulfat und Phosphat können auch

NiHCO3+, NiCO3, NiSO4 und NiHPO4 von Bedeutung sein (Schachtschabel et al., 1998).

3.3 Einflussfaktoren auf die Schadstofffreisetzung

Bis in die 70er Jahre des 20. Jh. wurde die Aufnahmekapazität von Sedimenten und Böden

überschätzt und die Möglichkeit der Freisetzung einmal festgelegter Schadstoffe kaum

berücksichtigt (Koß, 1997). Erhöhte mikrobielle Aktivität sowie Veränderungen der Bodenre-

aktion, Elektrolytkonzentration oder Wärme können jedoch eine erneute Mobilisierung fest-

gelegter organischer und anorganischer Substanzen bewirken.

Änderungen des pH-Wertes wirken sich vor allem auf die Mobilisierung von Schwermetallen

aus, deren Löslichkeit allgemein mit sinkenden pH-Werten steigt. Dieser Vorgang betrifft

auch die als Sorbentien wirkenden Fe- und Mn-Oxide. Bei einsetzenden Versauerungspro-

zessen in belasteten Böden ist daher von einer Mobilisierung festgelegter Schwermetalle

auszugehen (Bourg, 1995; vgl. Kap. 3.2.2).

Eine Änderung des Redoxpotentials wirkt sich ebenfalls auf die Sorptionsfähigkeit von Böden

aus. So werden unter oxidierenden Bedingungen festgelegte Fe- und Mn-Salze bei niedrige-

ren Redoxpotentialen wieder rückgelöst. Umgekehrt werden unter reduzierenden Bedingun-

gen gefällte Schwermetallsulfide bei höheren Redoxpotentialen durch Oxidation des Sulfids

zu Sulfat wieder in Lösung gebracht (Bourg, 1995). Das Sulfat kann seinerseits mit einigen

Schwermetallen leichtlösliche Komplexe bilden und noch verstärkend auf deren Mobilisie-

rung wirken (s.u.).

Mit zunehmendem Salzeinfluss findet eine Desorption von Schwermetallen vorwiegend aus

unspezifisch adsorbierten Fraktionen statt. So bewirken z.B. stärker austauschend wirkende

Ca2+-Ionen bei pH-Werten zwischen 3 und 8 einen Anstieg der Lösungskonzentrationen von

Cd und in geringerem Maße von Zink. Außerdem kann eine Mobilisierung von Schwerme-

tallen durch die Anionen der Salze bewirkt werden, wenn diese mit den Schwermetallen

leichtlösliche anorganische Komplexe oder Ionenpaare bilden. So findet eine Mobilisierung

von Cd, Zn und Ni durch die Anwesenheit von Sulfat statt (Barrow & Whelan, 1998; Pardo &

Guadalix, 1996; Herms & Brümmer, 1984, Abd-Elfattah, 1981). In höheren Konzentrationen

sind Chloridionen (i.d.R. >0,01 M Cl-, schwermetallabhängig) verantwortlich für die Bildung

leicht löslicher Schwermetallkomplexe (Bourg, 1995; Calmano, 1989).

Die Adsorption von Schadstoffen an die organischen Komponenten kann sowohl zur Festle-

gung als auch zur Mobilisierung führen. Bei saurer Bodenreaktion ist die Löslichkeit von

Huminstoffen im Allgemeinen in Folge der Protonierung funktioneller Gruppen und der

dadurch bedingten geringen Ladung vermindert. An diese Fraktionen sorbierte organische

Schadstoffe wie auch komplex gebundene Schwermetalle sind damit immobilisiert.

Ein Anstieg des pH-Wertes führt zu verbesserter Löslichkeit der Huminstoffe. Dies ist auf

Deprotonierungen funktioneller Gruppen und nach Ritchie & Posner (1982) auf die Abnahme

der Kettenlängen von Huminstoffen zurückzuführen. Dagegen scheint die Protonierung bei

niedrigen pH-Werten ein wichtiger Mechanismus bei der Stabilisierung von organischem

Kohlenstoff im Boden zu sein. So fanden Berggren et al. (1998) in Leachingexperimenten mit

Säuren einen Rückgang der DOM-Mobilisierungen.

An gelöste organische Komponenten sorbierte Schadstoffe sind mit der Wasserphase trans-

portierbar (Bourg, 1995). Geringe pH-Werte, hohe Kationenaustauschkapazität, hohe

Gehalte an Calcium sowie Sesquioxiden fördern dagegen die Adsorption und Ausfällung von

DOM (Kalbitz & Knappe, 1997).

Eine Mobilisierung von Schwermetallen durch lösliche organische Komplexbildner findet in

der Reihe Cu > Cd > Zn > Pb statt (Herms & Brümmer, 1984). Neben der besseren Löslich-

keit von Huminstoffen liegt eine weitere Ursache für die Schwermetallmobilisierung bei höhe-

ren pH-Werten sehr wahrscheinlich auch in der Art der Ladung der gebildeten metallorgani-

schen Komplexe. Diese können bei einem Überschuss an organischen Liganden offenbar

z.T. als negativ geladene Komplexe vorliegen. Oberhalb des Ladungsnullpunktes von Eisen-

oxiden (in Böden oft um pH 6) ist dann mit einer Freisetzung der negativ geladenen metall-

organischen Komplexe zu rechnen (Herms & Brümmer, 1984).

Auch für wenig polare und damit wenig mobile organische Schadstoffe wie PAH‘s und chlo-

rierte Verbindungen wird in der Literatur eine mobilisierend wirkende Rolle von Huminstoffen

beschrieben. Die Bindung der hydrophoben organischen Schadstoffe erfolgt über die in Kap.

3.2.2 beschriebenen Mechanismen an die gelöste organische Substanz (DOM – dissolved

organic material). Die DOM wirkt somit als Lösungsvermittler und die gebundenen Schad-

stoffe können nun zusammen mit der DOM transportiert und in Richtung Grundwasser verla-

gert werden. Gleichzeitig wird die Bindung der organischen Schadstoffe an die immobile

organische Bodensubstanz unterbunden. Mit zunehmender Polarität der organischen

Schadstoffe sinkt die Bedeutung der DOM für deren Mobilisierung (Raber & Kögel-Knabner,

1997; Johnson & Amy, 1995; Rav-Acha & Rebhun, 1992; McCarthy & Jimenez, 1985; Chiou

et al., 1986; Carter & Suffet, 1983).

Aber auch an die SOM gebundene Schadstofffraktionen können durch deren Abbau und

damit deren mögliche Überführung in DOM mobilisiert werden (Abb. 3). So rechnen Herms &

Brümmer (1984) in Phasen intensiven mikrobiellen Abbaus organischer Bodensubstanzen

mit einer Mobilisierung von Schwermetallen, da durch die in Zersetzung befindlichen Vege-

tationsreste eine Bildung löslicher organischer Schwermetallkomplexe erfolgen kann. Nach

deren Auffassung liegen geringe Kenntnisse über die mikrobielle Stabilität organischer Kom-

plexbildner im Boden vor. Neben dem Abbau organischer Bodensubstanz führt die mikro-

bielle Aktivität auch zur Beeinflussung von Redoxreaktionen, an denen Fe, Mn und Schwe-

felspezies beteiligt sind, mit den bereits geschilderten Effekten auf das Verhalten von anor-

ganischen Stoffen und Schwermetallen (Bourg, 1995). Nach Schinner & Sonnleitner (1997 b)

sind jedoch die organischen Komponenten hinsichtlich ihres Bindungsvermögens in Folge

mikrobieller Um- und Abbauvorgänge stärkeren Veränderungen unterworfen als anorgani-

sche Bodenkomponenten. Die mikrobielle Aktivität sollte somit einen größeren Einfluss auf

die Mobilisierung organischer Stoffe als auf die von Schwermetallen haben.

Die folgende Abbildung (Abb. 3) zeigt modellhaft den Übergang von SOM in DOM in Folge

mikrobieller Abbauvorgänge und eine dadurch verursachte Mobilisierung sorbierter Schad-

stoffe. Mikroorganismen veratmen oder vergären organische Bodensubstanz (SOM und

DOM) zur Aufrechterhaltung ihres Energiestoffwechsels. Dabei kommt es zum einen bei voll-

ständiger Mineralisation zur Freisetzung von CO2 und damit zum vollständigen Verlust der

entsprechenden organischen Sorptionsplätze. Zum anderen kommt es zur Bildung kleinerer

organischer Moleküle als Stoffwechselprodukte, z.B. komplexierend wirkende kleinere orga-

nische Säuren. Gleichzeitig ist die Bildung löslicher organischer Bodensubstanz in Folge der

Verkleinerung von Molekülstrukturen denkbar. An diese nun mobile DOM sorbierte Schad-

stoffe sind durch den mikrobiellen Abbau mobilisiert worden. Auf diese Weise ist auch eine

Mobilisierung von bound residues denkbar.

Der Prozess der Bildung kleiner und damit wasserlöslicher organischer Moleküle (DOM)

durch mikrobiellen Abbau von SOM wird im folgenden als mikrobielle DOM-Bildung

bezeichnet.

Der weitere Transport von DOM im Boden und damit auch der daran sorbierten Schadstoffe

wird durch schnelle Wasserperkolation begünstigt (Kaiser & Zech, 1998; Jardin et al., 1990).

Bei Bewässerungsaktivitäten oder Starkregenereignissen ist dann mit einer Kontamination

des Grundwassers zu rechnen.

3.4 Mikrobielle Aktivität im Boden

In Kapitel 3.3 wurde deutlich, dass der mikrobielle Abbau organischer Bodensubstanz durch

eine mögliche Freisetzung gebundener Schadstoffe Gefahren beinhalten kann. Je höher der

mikrobielle Humusabbau, desto höher sollte auch die Gefahr der Schadstoffmobilisierung

SOM

immobil

sorbierte, immobilisierte

Schadstoffe

mikrobielle

Umsetzungen CO2

sorbierte, mobilisierte

Schadstoffe

SOM

immobil

DOM

mobil

Abb. 3: Modellvorstellung zum mikrobiellen Abbau organischer Bodensubstanz und Mobilisierung sor-

bierter Schadstoffe

sein. Im Folgenden sollen daher grundlegende Einflussfaktoren auf die mikrobielle Aktivität

im Boden geschildert werden.

Obwohl die lebenden Organismen nur 2 bis max. 5 % des gesamten im Boden vorhandenen

organischen Kohlenstoffs enthalten, sind sie die treibende Kraft aller biologischen Umset-

zungen im Boden (Haider, 1996). Die mikrobielle Aktivität wird über bestimmte physiologi-

sche Prozesse (z.B. die Respiration) oder die mikrobielle Biomasse bestimmt. Unter unge-

störten Bedingungen (keine Zugabe von Nährstoffen) stellt sich im Boden ein ökologisches

Gleichgewicht zwischen Substratangebot und Stoffwechselaktivität der Bodenorganismen

ein. Die Respiration in diesem Zustand wird als Basal- oder Grundatmung bezeichnet. Sie

kann unter aeroben Bedingungen über die CO2-Freisetzung oder den O2-Verbrauch ermittelt

werden. Auf Grund des gegenüber dem Sauerstoff deutlich geringeren Gehalts an Kohlendi-

oxid in der Atmosphäre ist die CO2-Bestimmung wesentlich empfindlicher (Paul & Clark,

1996). Die Kohlendioxidfreisetzung ist dabei ein Maß für die Gesamtheit der bodenbiologi-

schen Aktivität (Dunger & Fiedler, 1997).

Die Bodenatmung (CO2-Freisetzung) variiert mit Klima, Bodenwassergehalt, Eintrag von

Pflanzenrückständen, Humusgehalten und Bodentextur. Durchschnittlich beträgt die CO2-

Freisetzung bei Wald- oder Kulturböden der mittleren Breiten zwischen 3.000 und 4.000 kg C

pro ha und Jahr. Etwa ein Drittel stammt dabei aus der Wurzelatmung und zwei Drittel aus

der Tätigkeit der Bodenmikroorganismen (Haider, 1996).

Die Menge an mikrobieller Biomasse korreliert in der Regel mit der pflanzlichen Biomasse,

dem SOM-Gehalt und dem Tongehalt eines Bodens und nimmt daher mit der Tiefe ab. Das

Verhältnis von Pilzen zu Bakterien beträgt in den oberen 25 cm Boden etwa 3 und darunter

etwa 6 (Paul & Clark, 1996; Zelles et al., 1987). Die Zufuhr leicht mineralisierbarer organi-

scher Substanz (z.B. über Ausbringung von Klärschlamm oder Pflanzenstreu) bewirkt eine

Erhöhung der mikrobiellen Aktivität bzw. Basalatmung sowie charakteristische Änderungen

der Bodeneigenschaften. Letztere äußern sich in einer Erniedrigung des Boden-pH-Wertes

und der Kationenaustauschkapazität sowie einer Erhöhung der Nitrat-Gehalte. Gleichzeitig

kommt es auch zur Stimulierung des Abbaus bodenbürtiger organischer Substanzen (pri-

ming effect). Je nach Lage des neuen Gleichgewichts kann sich auch der Humusgehalt

erhöhen, wenn die Zufuhr organischen Materials höher ist als der Verlust durch mikrobiellen

Abbau (Stamtiadis et al., 1999; Sörensen, 1974).

Die Temperatur- und Feuchtigkeitsabhängigkeit der Bodenorganismen führt zu einer jahres-

zeitlichen Veränderung der Bestandsdichte. Im gemäßigten humiden Klima ist sie i.d.R. bei

steigender Temperatur und ausreichender Feuchte im Frühjahr am größten. Im Sommer

sinkt sie in Folge von Trockenheit, während sie im Herbst auf Grund neu anfallender Streu

und besserer Wasserversorgung wieder steigt. Im Winter sinkt die Aktivität bedingt durch die

niedrige Temperatur auf eine Minimum (Schachtschabel et al., 1998).

Einfluss des Wassergehalts und der Bodenbelüftung

Die meisten Bodenorganismen leben aerob und benötigen molekularen Sauerstoff zur

Atmung (Schachtschabel et al., 1998). Der Belüftungszustand und damit die Sauerstoffver-

sorgung eines Bodens korreliert mit dem Anteil an wassergefüllten Poren (Linn & Doran,

1984). In mineralischen Böden nehmen Poren verschiedener Größe etwa 50 bis 60 % des

Volumens ein. Der Wassergehalt eines Bodens bei Feldkapazität (-0,01 bis -0,03 MPa) liegt

für sandige Lehmböden im Bereich von 15 bis 30 % und für Tonböden zwischen 40 und

45 %. Die Differenz zwischen dem gesamten Porenvolumen und dem wassergefüllten

Porenvolumen ergibt den Anteil luftgefüllter Poren. Für eine ausreichende Belüftung wird

allgemein ein luftgefülltes Porenvolumen von mindestens 10 % als erforderlich angenommen

(Paul & Clark, 1996). Dies ist in lockeren Sandböden im Mittel bei Feldkapazität und in dich-

ten Tonböden bei halber Feldkapazität gewährleistet (Schachtschabel et al., 1998).

Bei 60 % wassergefüllten Porenvolumens erreicht die mikrobielle Aktivität und dementspre-

chend auch die C-Oxidation im Boden ihr Maximum. Linn & Doran (1984) stellen für den

Bereich von 30 bis 60 % WFP (water filled pores) einen linearen Zusammenhang zwischen

Respiration und Wassergehalt fest. Die geringere CO2-Freisetzung bei Wassergehalten grö-

ßer 60 % wird durch die verringerte O2-Diffusion und O2-Mangel bewirkt. Bei niedrigeren

Wassergehalten tritt Wachstumshemmung zunächst in Folge von gehemmter Substratdiffu-

sion und bei weiter sinkender Bodenfeuchte in Folge Wassermangels ein (Franzluebbers et

al., 1996; Haider, 1996; van Gestel et al., 1991; Skopp et al., 1990; Puig-Gimenez & Chase,

1983).

Mikroorganismen können deutlich niedrigere Wassergehalte nutzen als Pflanzen. Der Welk-

punkt der Pflanzen liegt bei etwa –1,5 MPa, während ein Wassergehalt von -0,01 bis

-0,05 MPa das Aktivitätsoptimum der Bakterien und Pilze kennzeichnet (Abb. 4). Viele Acti-

nomyceten und Pilze kommen mit weniger Wasser als Bakterien aus, so dass ihre Zahl mit

zunehmender Austrocknung relativ ansteigt. Zu hohe Wassergehalte schädigen andererseits

die meisten Pilze stärker als andere Organismen. Viele Mikroorganismen können allerdings

über die Ausbildung von Dauerformen Trocken- oder Nässeperioden oft jahrelang überste-

Wasserpotential (MPa)

100 %

Relative Reaktionsrate

75 %

50 %

25 %

-1 -2

0-3 -4 -5 -6

Abb. 4: Relative mikrobielle Reaktionsrate bei verschiedenen Wassergehalten (verändert nach

Paul & Clark, 1996)

hen. Pilze und Actinomyceten sind besonders befähigt, extreme Trockenperioden zu über-

dauern (Haider, 1996; Paul & Clark, 1996; Scheu & Parkinson, 1994).

Auch die Besiedlung von Aggregaten ändert sich mit deren Wassergehalt. So unterscheidet

sich die mikrobielle Besiedlung bei relativ trockenen Aggregaten wenig zwischen Oberfläche

und Innerem. Bei feuchten Aggregaten ist jedoch die Besiedlung der Oberfläche fast dreifach

höher als im Inneren. Werden Aggregate gleichmäßig befeuchtet, steigt die Besiedlung des

aeroben Außenbereichs rapide an. Ist die Nachlieferung von Sauerstoff durch Diffusion ins

Innere geringer als der mikrobielle Verbrauch, vollzieht sich bei einem O2-Gehalt von weniger

als 1 % der Wechsel von aerobem zu anaeroben Stoffwechsel (Anaerobiose). Das Innere

von feuchten Aggregaten mit einem Durchmesser >4 mm ist i.d.R. anaerob und die Oberflä-

che aerob. Die Tatsache, dass anaerobe Umsetzungen wie Denitrifikation und Sulfatreduk-

tion in den meisten Böden stattfindet, zeigt, dass auch gut durchlüftete Böden anaerobe

Mikrozonen aufweisen. Die Variation zwischen verschiedenen gemessenen Denitrifikations-

raten lässt sich zur Hälfte allein über die Bodenfeuchte erklären (Haider, 1996; Paul & Clark,

1996).

Das Bodenwasser beeinflusst nicht nur die den Mikroorganismen zur Verfügung stehende

Feuchtigkeit und die Bodenbelüftung sondern auch die Art und Menge gelösten Materials,

den osmotischen Druck, das Redoxpotential und den pH-Wert der Bodenlösung (Paul &

Clark, 1996).

Einfluss des Redoxpotentials

Das Redoxpotential stellt das Verhältnis der Konzentrationen (bzw. Aktivitäten) der oxidierten

und reduzierten Stoffe in einem System dar und kann als solches in einer Lösung bekannter

Zusammensetzung über die Nernst-Gleichung berechnet werden.

(6)

[]

dRe

EE o+= E = Redoxpotential

Eo= Normalpotential des betrachteten Redoxsystems

R = Gaskonstante

T = Temperatur

F = Faraday Konstante

Ox = molare Konzentration der oxidierten Form

Red= molare Konzentration der reduzierten Form

n = Anzahl der beteiligten Elektronen

(Riedel, 1985)

Das Redoxpotential kennzeichnet demnach, ob ein Milieu oxidierend oder reduzierend auf

zugeführte Substanzen wirkt. Es wird seinerseits durch den Oxidationsgrad der zugeführten

Stoffe bestimmt, unter stationären Bedingungen bis zur Einstellung eines Gleichgewichts.

Dabei wirken oxidierte Stoffe potentialerhöhend und reduzierte Stoffe potentialerniedrigend.

Zur Darstellung von redox- und pH-abhängigen Gleichgewichtsreaktionen bedient man sich

sogenannter Eh-pH-Diagramme, in denen Gleichgewichtszustände von Redoxsystemen in

Abhängigkeit von pH-Wert und Redoxpotential dargestellt sind (Abb. 5).

Bei Betrachtung solcher Diagramme erkennt man, dass das gleichzeitige Vorhandensein von

bestimmten Stoffen aus Stabilitätsgründen nicht möglich ist. So schließen z.B. Nitrat und Sul-

fid einander aus.

Mikrobiologische Umsetzungen von organischem Material, die den Bakterien zum Energie-

gewinn und dem Aufbau von Biomasse dienen, sind chemisch gesehen Redoxreaktionen.

Organische Kohlenstoffverbindungen fungieren als Elektronendonatoren und werden mit

Hilfe von Elektronenakzeptoren oxidiert. Der Energiegewinn für die Oxidation des gleichen

Substrats nimmt in der Reihenfolge der Elektronenakzeptoren O2 > NO3- > Mn (IV) > Fe (III) >

SO42- > CO2 ab. In dieser Reihe vermindert sich auch das Reduktionspotential, bei dem die

einzelnen Reaktionen ablaufen. Abb. 6 gibt einen Überblick über die Sequenzen der durch

Mikroorganismen katalysierten Redoxprozesse in aquatischen Systemen bei pH 7. Der Pfeil-

Abb. 5: Eh-pH-Diagramm für aquatische Systeme (aus Groth, 1987)

anfang gibt den Bereich des Redoxpotentials an, ab dem die Reaktion auftritt. Die Pfeillänge

ist eine Maß für die bei der Reaktion freigesetzte Energie (von Gunten & Zobrist, 1992).

Die Redoxpotentiale von Böden werden von einer Vielzahl von anorganischen und organi-

schen Redoxpaaren bestimmt. Die zur Änderung des Potentials führenden Prozesse können

sowohl chemische Reaktionen als auch biologische Umsetzungen darstellen.

Eine entscheidende Rolle bei der Einstellung des Redoxpotentials spielt die Wassersättigung

des Bodens und damit die Versorgung mit Luftsauerstoff. Gut durchlüftete Böden weisen

hohe positive Redoxpotentiale (bis 800 mV) auf, dahingegen treten unter wassergesättigten

Bedingungen niedrige bis negative Werte (bis -350 mV) auf. Die stärksten Schwankungen

bezüglich des Redoxpotentials weisen Böden auf, die von Grund- und Stauwasser beein-

flusst sind, also periodisch wechselndes anaerobes und aerobes Milieu aufweisen. Die

Intensität von mikrobiell ausgelösten Redoxprozessen hängt vor allem vom Gehalt des

Bodens an organischer Substanz ab. In humusreichen Ah-Horizonten beobachtet man daher

schon nach wenigen Stunden Wassersättigung eine starke Abnahme des Redoxpotentials.

In Unterböden mit geringem Gehalt an organischem Kohlenstoff tritt dahingegen nach Was-

sersättigung nur eine langsame und insgesamt geringe Veränderung des Redoxpotentials

ein.

Mit abnehmenden Redoxpotentialen treten charakteristische Änderungen des pH-Wertes

auf. Reduktionsreaktionen verbrauchen Protonen, so dass in schwach bis mäßig sauren

Böden bei zunehmender Reduktion eine pH-Wert Verschiebung in Richtung Neutralpunkt

erfolgt. Umgekehrt führen Oxidationsreaktionen zur Freisetzung von Protonen. Gut durch-

lüftete Böden mit hohem Redoxpotential weisen demnach saure pH-Werte auf, wohingegen

anaerobe Böden neutrale bis leicht alkalische Reaktionen zeigen (Vadas & Sims, 1998; Fur-

rer et al., 1996; Groth, 1987).

Abb. 6: Sequenzen der durch Mikroorganismen katalysierten Redoxprozesse in aquatischen Systemen

(aus Gunten & Zobrist 1992)

Die Auswertung von gemessenen Redoxpotentialen in Böden ist meist nur in qualitativer

Hinsicht möglich. Zwar stellt die Nernst-Gleichung eine quantitative Beziehung zwischen

Redoxpotential und den beteiligten Stoffen her, doch sind i.d.R. weder die Konzentrationen

noch die zugehörigen Standardpotentiale der Vielzahl von organischen und anorganischen

Redoxpaaren bekannt. Darüber hinaus zeigen Messungen im Gelände starke Schwankun-

gen. So berichtet Norrström (1994) von Abweichungen bis zu mehreren 100 mV innerhalb

von 10 cm. Dies ist zum einen darauf zurückzuführen, dass die Redoxbedingungen im

Mikrobereich des Bodens sehr unterschiedlich sein können und zum anderen Fehler bei der

Messung durch Verschleppung von Sauerstoff beim Einstechen der Elektrode in den Boden

bzw. durch schlechten oder fehlenden Bodenkontakt der Elektrode (speziell bei trockenen

Böden) entstehen können (Schachtschabel et al., 1998).

Einfluss des pH-Wertes

Die meisten Bakterien und Actinomyceten wachsen bei pH-Werten zwischen 4 und 9 oder

innerhalb kleinerer Segmente in diesem Bereich. Optimale Wachstumsbedingungen bietet

der pH-Wert-Bereich zwischen 6 und 8. Das pH-Wert abhängige Wachstum ist vor allem auf

die pH-Optima der Enzyme zurückzuführen. Diese werden durch Sorptionsprozesse (an

Membranen oder Huminstoffen) beeinflusst und zu höheren pH-Werten verschoben. Pilze

sind i.d.R. leicht acidophil. Sie zeigen eine optimales Wachstum bei pH-Werten von 4 bis 6

(Paul & Clark, 1996).

Einige spezialisierte Gattungen können unter extremen Standortbedingungen leben. Extrem

acidophil sind Sulfidoxidierer (Thiobacillus, Thermobacillus, Sulfolobus), die einen pH-Be-

reich von 1 bis 3 bevorzugen. Moderat alkalophil sind Nitrosomonas sp. (pH-Bereich 7,3 bis

9,6). Extrem alkalophile Bakterien können bis pH-Wert 13 wachsen (Paul & Clark, 1996).

Mikrobielle Umsätze haben als Redoxreaktionen ihrerseits Einfluss auf den pH-Wert der

Bodenlösung. So können die N-Mineralisation (Freisetzung von NH3 aus Norg, Ammonifika-

tion) mit anschließender Nitrifikation (mikrobielle Oxidation von NH4+ zu NO3-) an versauern-

den Prozessen aerober Böden bis zu 80 % ausmachen (Raubuch & Beese, 1998)

Gleichzeitig ist gerade die Nitrifikation eine der pH-Wert empfindlichsten Bodenreaktionen

und findet nur innerhalb eines engen Bereichs statt. So fanden Raubuch & Beese (1997) mit

zunehmender Bodenversauerung eine klare Abnahme der N-Mineralisation in Korrelation zur

mikrobiellen Biomasse. Die gefundenen pH-Optima der Nitrifikation in Böden und Kulturme-

dien weichen deutlich voneinander ab. Während in Waldböden bei pH-Werten um 4 noch

eine Ammoniumoxidation stattfindet, wird sie in Kultur bei pH-Werten kleiner 6 nicht mehr

beobachtet. Dies kann als ein Hinweis gewertet werden, dass in Mikrobereichen durch

Ammoniumfreisetzung höhere pH-Werte herrschen können als im gesamten Boden. Denitri-

fikanten wachsen am besten bei pH-Werten zwischen 6 und 8. Unter pH 5 verlangsamt sich

die Denitrifikation und kommt bei pH-Werten von kleiner 5 ganz zum Erliegen (Paul & Clark,

1996).

Einfluss der Temperatur

Die Aktivität mikrobieller Zellen wird von den Gesetzen der Thermodynamik gesteuert und ist

damit direkt abhängig von der Temperatur. Die chemische Reaktion als exponentielle Funk-

tion der Temperatur wurde ursprünglich von Arrhenius (Gleichung 5) beschrieben.

(7) RT/E

Aek −

=k = Reaktionsgeschwindigkeit

A = Kollisionsfrequenz der Moleküle

e = Basis zum natürlichen Logarithmus

E = Aktivierungsenergie

R = allgemeine Gaskonstante

T = Temperatur

Eine Erhöhung der Bodentemperatur um 10 °C steigert die mikrobielle Aktivität und die

Abbaurate von Pflanzenrückständen um das 2 bis 3-fache. Bei gleichem C-Eintrag haben

daher Böden aus kälteren Klimabereichen deutlich größere C-Vorräte und mehr mikrobielle

Biomasse mit längeren Verweilzeiten als Böden wärmerer Klimabereiche (Haider, 1996).

Die meisten Mikroorganismen vertragen Temperaturschwankungen von etwa 30 °C. In die-

sem Temperaturintervall gibt es eine für das Wachstum optimale Temperatur. Höhere als

auch niedrigere Temperaturen wirken sich ungünstig auf die Aktivität aus. Bodenmikroorga-

nismen werden nach ihrer Temperaturtoleranz in psychrophile (-5 bis 25 °C), mesophile (15

bis 45 °C), thermophile (40 bis 70 °C) und extrem thermophile eingeteilt (Paul & Clark, 1996).

Das Temperaturoptimum der meisten Bodenorganismen liegt im mesophilen Bereich zwi-

schen 10 und 35 °C (Schachtschabel et al., 1998). Temperaturen oberhalb 80 °C töten die

Mehrzahl der Bodenlebewesen ab. Bodenfrost führt bei vielen Organismen zum Erliegen der

Aktivität. Erst bei Temperaturen oberhalb von 5 °C wird nennenswert CO2 aus dem Boden

freigesetzt (Haider, 1996; Stott et al., 1986). Bakterien und viele Pilze sind gegen Kälteperio-

den besonders widerstandsfähig. Einige Organismen können Kälteperioden oder hohe Tem-

peraturen über die Ausbildung von Dauerformen überstehen (Schachtschabel et al., 1998).

Einige Organismen können auch unter Extrembedingungen bei -12 °C, andere bei 110 °C

wachsen (Paul & Clark, 1996). Organismen, die bei 0 °C wachsen können, verfügen über

spezielle Lipide, durch die die Zellmembranen bei tiefen Temperaturen ihre Fluidität bewah-

ren. Thermophile besitzen dagegen Lipide mit besonders hohen Schmelzpunkten. Es wird

angenommen, dass Änderungen in der Zusammensetzung der Zellmembranen die wich-

tigste Strategie bei der Adaptation an verschiedene Temperaturen darstellt (Paul & Clark,

1996).

Die Bodentemperatur kann an der Oberfläche mittags bei entsprechender Sonneneinstrah-

lung bis zu 70 °C erreichen und eine tägliche Variation von bis zu 50 °C aufweisen. Die

Amplituden der Tagesgänge werden mit zunehmender Bodentiefe kleiner und betragen in

30 cm Tiefe nur noch wenige °C. Auf Grund der hohen spezifischen Wärmekapazität von

Wasser zeigen feuchte Böden geringere tägliche Temperaturschwankungen als trockene

Böden. Bodenauflagen, vor allem Schnee, begünstigen den Wärmerückhalt in Böden (Paul &

Clark, 1996).

Die Temperatur beeinflusst nicht nur physiologische Reaktionsraten von Zellen, sondern

auch viele physiko-chemische Charakteristika des mikrobiellen Lebensraumes. Zu nennen

sind hier das Bodenvolumen und der Bodendruck, das Redoxpotential, die Diffusion und

Brown´sche Molekularbewegung, die Viskosität, die Oberflächenspannung und Wasser-

struktur. So findet man für die Denitrifikation in kalten Böden einen eher linearen als einen

exponentiellen Zusammenhang zwischen Temperatur und Nitratumsetzung. Dies wird

zurückgeführt auf die temperaturabhängige O2-Lösung und -Diffusion (Paul & Clark, 1996).

Zusammenwirken einzelner Umweltfaktoren

Es ist schwierig, das Zusammenwirken einzelner Umweltfaktoren wie Temperatur, Feuchte,

pH-Wert, Redoxpotential und Bodentyp in Hinblick auf deren Einfluss auf die mikrobielle

Aktivität zu interpretieren. In einigen Fällen können additive Effekte, in anderen multiplikative

auftreten. In computergestützten Modellierungen wird versucht, alle Interaktionen zu

beschreiben (Paul & Clark, 1996). Aber bereits für die mathematische Modellierung von

Redoxprozessen im Aquifer fehlen detaillierte chemische Kenntnisse über den Ablauf und

die Kinetik der Umsetzungen sowie ihrer geochemischen Folgereaktionen (von Gunten &

Zobrist, 1992).

3.5 Einfluss von Klima und Bewirtschaftung auf die Bodenstruktur und die

Respiration

Böden unterliegen vielfältigen klimatischen Einflüssen, die entscheidend für deren Entwick-

lungszustand und damit deren Pufferungsvermögen für Kontaminationen sind. So ist die

Menge an organischer Bodensubstanz abhängig von dem stark klimaabhängigen Gleichge-

wicht zwischen Primärproduktion und Abbaurate (Paul & Clark, 1996). Im Fall der Abwasser-

versickerung wird dieses Gleichgewicht zusätzlich vom Eintrag an organischem Material

beeinflusst.

Zur Eindämmung der Schadstoffmobilisierung aus Rieselfeldböden wird die Notwendigkeit

diverser Bewirtschaftungsmaßnahmen diskutiert. So wird eine pH-Wert-Erhöhung durch Kal-

kung, eine Unterbindung von Bodenaustrocknung durch Bewässerung oder der Eintrag wei-

teren organischen Materials zur Stützung der Humusvorräte vorgeschlagen (vgl. Kap 2.3).

Die positiven und negativen Folgen dieser Maßnahmen sind bisher jedoch nicht geklärt. Zur

Aufrechterhaltung hoher Vorräte an organischem Kohlenstoff und der Sorptionskapazität im

Boden wäre z.B. eine Klärschlammausbringung als wirtschaftlich sinnvolle Maßnahme in

Erwägung zu ziehen. Stamtiadis et al. (1999) berichten nach Klärschlammausbringung zwar

von einem Anstieg an organischer Substanz. Gleichzeitig wird aber auch die mikrobielle

Aktivität stimuliert, was in erhöhten Nitrat-N-Werten sowie gesunkenen Kationenaustausch-

kapazitäten und pH-Werten resultiert. Wiederholte Klärschlammausbringung verstärkt die

Effekte. Des Weiteren sind Klimaeffekte wie Frostperioden oder Starkregenereignisse im

Feld nicht beherrschbar. Bei der Planung von Bewirtschaftungsmaßnahmen muss daher die

Quantität möglicher klimatisch bedingter Schadstofffreisetzungen in Beziehung zu der Quan-

tität in der Senkung der Freisetzungen durch die Bewirtschaftung gesetzt werden.

Im Folgenden sollen Erfahrungen aus der landwirtschaftlichen Forschung bezüglich mögli-

cher Bewirtschaftungsmaßnahmen bzw. des Einflusses klimatischer Gegebenheiten auf

Bodeneigenschaften und mikrobielle Umsätze berichtet werden. Speziell wird dabei auf den

Einfluss der Austrocknung und des Einfrierens von Böden sowie auf Kalkungsmaßnahmen

zur Erhöhung des pH-Wertes eingegangen.

3.5.1 Wechsel von Austrocknung und Wiederbefeuchtung

Klimabedingungen, die zum Austrocknen des Oberbodens führen, haben beträchtliche Aus-

wirkungen auf mikrobielle Aktivitäten und Umsätze.

So tragen Trockenperioden und starke Wasserflüsse zur Erhöhung der DOM-Freisetzung

bei. Durch Austrocknung wird die in den Ton-Humus-Komplexen festgelegte organische

Substanz vermehrt freigesetzt (Haider, 1996). Es werden DOC-Konzentrationen erreicht, die

bis zu 200 % des jeweiligen Mittelwertes unter zuvor feuchten Bedingungen ausmachen. Die

Dauer und Intensität der Bodenaustrocknung hat einen entscheidenden Einfluss auf die

Höhe der DOC-Konzentrationen. Ursache ist der mit einsetzender Sickerwasserbewegung

stattfindende Abtransport von in Trockenperioden mikrobiell gebildeten und potentiell was-

serlöslichen organischen Verbindungen, deren weiterer Abbau bei sehr trockenen Bedingun-

gen gebremst wurde. Je länger die Trockenperiode dauert, desto mehr lösliche organische

Verbindungen können sich im Boden anreichern. DOC-Freisetzungen nach Trockenperioden

sind besonders hoch bei einem geringen Abbaugrad der organischen Substanz (weites C/N-

Verhältnis), einer hohen Bodenatmung sowie einer hohen Bodenwasserbewegung und einer

geringen Adsorptionsfähigkeit des Bodens für die DOM. Ein signifikanter Einfluss der

Gesamtgehalte an organischer Bodensubstanz auf die DOM-Freisetzung wird dagegen nicht

gefunden. Weiterhin tragen in Trockenperioden abgestorbene Mikroorganismen zur Erhö-

hung der DOC-Konzentrationen bei. Bei einsetzender Befeuchtung werden die akkumulier-

ten organischen Verbindungen mit dem perkolierenden Wasser abtransportiert. Die DOC-

Werte sind dadurch zunächst hoch und sinken dann abhängig von der Wassermenge. Nach

dem Abtransport der akkumulierten organischen Verbindungen kann nur noch die aktuell

gebildete DOM mit dem Sickerwasser in tiefere Bodenschichten verlagert werden (Lundquist

et al., 1999; Kalbitz & Knappe, 1997; van Gestel et al.,1996; van Gestel et al., 1991).

Im getrockneten Boden geht die Biomasse, die Respiration, die N-Mineralisation und die

Nitrifikation stark zurück (Pulleman & Tietema, 1999; van Gestel et al., 1991). So berichten

van Gestel et al. (1996) von der Reduzierung der mikrobiellen Biomasse um 36 % in Folge

der Bodentrocknung. Das Vorhandensein von Tonen bewirkt keinen Schutz der Bakterien

vor Austrocknung.

Wenige Stunden nach der Wiederbefeuchtung wird eine stark erhöhte C- und N-Mineralisa-

tion beobachtet. Sörensen (1974) stellt nach Wiederbefeuchtung getrockneter Böden eine

Erhöhung der CO2-Freisetzung um 16 bis 121 % im Vergleich zu zuvor feuchten Bodenbe-

dingungen fest. Dieser Mineralisationsschub wird von den verschiedenen Autoren zurück-

geführt auf die Freisetzung und Metabolisierung abgestorbener Biomasse mit einem gerin-

gen C/N-Verhältnis und/oder den Abbau verfügbar gewordener bodenbürtiger organischer

Substanz mit einem hohen C/N-Verhältnis (Scheu & Parkinson, 1994; van Gestel et al.,

1991; Pulleman & Tietema, 1999).

Magid et al. (1999) stellen jedoch die bisher geschilderten Ergebnisse als Artefakte dar, die

durch mechanische Zerstörung von Bodenaggregaten während des Trocknens (z.B. Aus-

breiten des Bodens) verursacht sind. In den Bodenaggregaten eingeschlossenes organi-

sches Material wird dadurch freigesetzt und verfügbar. Sie finden nach Wiederbefeuchtung

von Böden, die während der Trocknung nicht mechanisch behandelt wurden, keine erhöhte

C-Mineralisation.

Franzluebbers et al. (1994) berichten von Messungen der C- und N-Mineralisation in Böden,

die alle 5 Tage im Wechsel getrocknet bzw. befeuchtet werden. Sie stellen unter diesen

Bedingungen keine nennenswerte Änderung in der C-Mineralisation von Streu fest. Jedoch

verringert sich die N-Mineralisation auf fast die Hälfte und die Aktivität sowie das Wachstum

von Nitrifizierern wird beeinträchtigt im Vergleich zu Bedingungen ohne Trocknung. Die

Folge ist eine Erhöhung der Resistenz einiger N-Komponenten gegenüber mikrobiellem

Abbau.

Courchesne et al. (1995) berichten von einer Erhöhung der Bodenacidität nach Wiederbe-

feuchtung um 0,25 pH-Einheiten und führen dies auf den Säurecharakter des mobilisierten

bodenbürtigen organischen Materials zurück.

Haynes & Swift (1989) stellen eine pH-Wert Abhängigkeit bei den N-Umsetzungen in wie-

derbefeuchteten Böden fest. Bei pH>6 finden sowohl Ammonifikation als auch Nitrifikation

statt. Dadurch sinkt der Boden-pH und die Nitratkonzentration steigt. Dagegen bleibt die

Ammoniumkonzentration gering. Bei pH<5 findet zwar eine Ammonifikation, aber keine

anschließende Nitrifikation statt. Dies führt zum Ansteigen der Ammoniumkonzentration und

dementsprechend auch des Boden-pH-Wertes. Die Nitratkonzentration bleibt gering. Im pH-

Bereich zwischen 5 und 5,5 findet zunächst Ammonifikation statt mit steigender Ammonium-

konzentration sowie steigendem Boden-pH. Anschließend setzt Nitrifikation ein, die zur Sen-

kung des pH-Wertes, sinkender Ammonium- und steigender Nitratkonzentration führt. Die

Autoren führen ihre Ergebnisse auf mikrobielle Umsetzungen zurück, da bei 3 °C inkubierte

Kontrollen keine nennenswerten Änderungen der Parameter pH-Wert, Nitrat- und Ammoni-

umkonzentration zeigen.

3.5.2 Temperatureinfluss (Einfrieren und Auftauen)

Frost und Tauwetter wirken sich auf die Mobilisierung von Huminstoffen und die Respiration

ähnlich aus wie der Wechsel zwischen Trocknung und Wiederbefeuchtung, aber mit geringe-

rer Intensität (Haider, 1996). Nach Frostperioden kommt es zu Kryoklastik (Frostsprengung)

einzelner Bodenaggregate, die sich positiv auf die Darbietung des organischen und anorga-

nischen Kohlenstoffs auswirkt (Schachtschabel et al., 1998). So wird in aufgetauten Böden

erhöhte Freisetzung von leicht abbaubarem organischen Kohlenstoff festgestellt. Harris &

Safford (1996) führen dies auf physikalische Zerstörung von Zellen während des Einfriervor-

gangs zurück. Radke & Berry (1998) stellen darüber hinaus Änderungen in der Lagerungs-

dichte fest. In Folge der Ausdehnung des gefrierenden Wassers werden Bodenaggregate

komprimiert. Der Einfriervorgang erhöht dadurch die Heterogenität der Bodenlagerung.

3.5.3 pH-Wert Stabilisierung durch Kalkung und andere Maßnahmen

Als wichtigste Maßnahme zur Eindämmung einer Schwermetallmobilisierung ist eine Ein-

stellung der Bodenreaktion auf pH-Werte um den Neutralpunkt anzusehen (Herms & Brüm-

mer, 1984). Bei anstehenden Kalkungsmaßnahmen sollte jedoch immer auch die Frage

gestellt werden, ob diese Maßnahme unter den gegebenen Standortbedingungen sinnvoll ist

oder gegebenenfalls auch Risiken birgt (Lehnardt, 1998).

So kann eine Kalkung saurer Böden zwischenzeitlich in Folge einer Erhöhung der Ca2+-Kon-

zentration zu einer Cd- und in geringerem Maße Zn-Mobilisierung führen, bis sich erneut

Gleichgewichtsbedingungen eingestellt haben (Herms & Brümmer, 1984).

Weiterhin wird in der Literatur in Folge der pH-Wert-Erhöhung von einer Erhöhung der

Humusumsetzungen und der Mineralisation von Bodenstickstoff mit vermehrter Nitratbildung

und Verlagerung berichtet sowie einer Erhöhung der mikrobiellen Aktivität bzw. Respiration

und Biomasse (Curtin et al., 1998; Lehnardt, 1998; Neale et al., 1997; Zelles et al., 1987;

Edmeades & Saratchandra, 1981; Nyporg & Hoyt, 1978). Neale et al. (1997) stellen fest,

dass die Erhöhung der Respiration in Böden mit hohen Corg-Gehalten höher ist als in Böden

mit niedrigen Humusgehalten. Zusätzliche Bodenbearbeitung wirkt noch verstärkend auf die

erhöhte Mineralisation (Lehnardt, 1998). In den Untersuchungen von Curtin et al. (1998) geht

die anfängliche Stimulation der Respiration innerhalb weniger Wochen zurück. Simard et al.

(1994) finden dagegen keinen Effekt einer Bodenkalkung auf die Stickstoffmineralisation.

Jedoch wirkt sich deren Kalkzugabe auch nicht merklich auf den Boden pH-Wert (+ 0,5 pH-

Einheiten) aus. Soulsby & Reynolds (1995) stellen nach einer Kalkung zwar die gewünschte

pH-Wert-Erhöhung fest, gleichzeitig steigen aber die DOC-Werte im Sickerwasser von

maximal 7 mg/L vor bis auf 75 mg/L nach der Kalkung. Sie führen diese massive DOC-Mobi-

lisierung auf die Stimulierung des Abbaus von organischer Bodensubstanz zurück, während

Curtin et al. (1998) die Erhöhung der DOC-Konzentration der Freisetzung labiler organischer

Substanz zuschreiben.

Ochs (1996) stellt nach der Immission basischer Flugaschen einen verstärkten Abbau anfal-

lender Streu und dadurch sinkende DOC-Konzentrationen fest. Als Ursache benennt er auch

den gesteigerten Stoffumsatz durch die Anhebung des pH-Wertes, eine Förderung der

mikrobiellen Aktivität und eine starke Zunahme der Bakterien gegenüber den Pilzen. Offen-

bar kommt es in dieser Untersuchung im Gegensatz zu den bisher geschilderten zu einer

vollständigen Mineralisierung der freigesetzten DOM, wodurch die Abnahme der DOC-Kon-

zentrationen zu erklären ist.

Lehnardt (1998) stellt nach einer Kalkung kombiniert mit Mg-Düngung sowie mit bzw. ohne

gleichzeitige Bodenbearbeitung keine eindeutigen Effekte auf den pH-Wert im Bodensicker-

wasser fest. In einigen Fällen sinkt der pH-Wert sogar um 0,1 bis 0,2 Einheiten, was er auf

den Austausch der zugeführten Ca- und Mg-Ionen gegen angelagerte Protonen insbeson-

dere im humusbeeinflussten Mineralboden zurückführt. Eine Kalkung kann je nach Nieder-

schlags-, Sicker- und Austauschverhältnissen demnach vorübergehend zu einer Versaue-

rung des Unterbodens führen. Die Absenkung des pH-Wertes korreliert mit einer Al-Mobili-

sierung. Vor allem 3-wertige Al-Hydroxide werden im Zuge der Versauerung aufgelöst und

geben das Al vornehmlich in Form 2- und 3-wertiger hydratisierter Al-Ionen an die Bodenlö-

sung ab. Eine beobachtete Erhöhung der Sulfatkonzentration im Sickerwasser wird auf die

vermehrte Auflösung von Al-Hydroxosulfaten zurückgeführt. Zusätzlich führt die Versauerung

zu einer Mobilisierung des ohnehin sehr mobilen Mangans und einem leichten Anstieg der

Zn-, Cu- und Cd-Konzentrationen. Eine Bodenbearbeitung nach Ausbringung des Kalks ver-

stärkt die beobachteten Mobilisierungsvorgänge. Die effektive Austauschkapazität wird wie

der pH-Wert nicht beeinflusst. Die basenbildende Kationensättigung nimmt jedoch um das

Mehrfache zu. Die durch die Kalkung an den Austauschern angelagerten Ca- und Mg-Ionen

können im Laufe der Zeit wieder gegen Protonen zurückgetauscht werden. Mittelfristig sollte

dies wiederum zur chemischen Verbesserung der Milieubedingungen im Unterboden führen.

4 Experimentelles Vorgehen

Die Untersuchungen wurden ausschließlich im Labor durchgeführt, da hier im Gegensatz zu

Felduntersuchungen kontrollierte Bedingungen einstellbar sind und verschiedene Parameter

unabhängig voneinander untersucht werden können. Dadurch können im Vergleich zu

Felduntersuchungen aussagekräftige Ergebnisse in einem angemessenen Zeitraum erwartet

werden. Die Methodik stützt sich im Wesentlichen auf den Betrieb zweier kleintechnischer

Säulenversuchsanlagen (im Folgenden Anlage A und Anlage B) als vereinfachte und

beherrschbare Modellsysteme für das Feld. In beiden Anlagen werden Bodenproben der

Rieselfelder Berlin Karolinenhöhe (im Folgenden Gatow) im Westen von Berlin und des

Rieselgutes Buch/Hobrechtsfelde (im Folgenden Buch) im Norden von Berlin vergleichend

untersucht. Belastungssituation und heutiger Zustand dieser Standorte sind grundlegend

verschieden.

4.1 Die Böden

4.1.1 Rieselgut Hobrechtsfelde/Buch (Buch)

Das Rieselgut Hobrechtsfelde/Buch befindet sich am Nordostrand Berlins. Etwa die Hälfte

der Fläche liegt außerhalb des Stadtgebietes im Land Brandenburg. Im Osten und Westen

werden die ehemaligen Rieselfelder durch die Ortslagen Zepernick und Schildow-Blanken-

Berlin

Rieselfeld

Gatow

Buch

Abb. 7: Lageplan der Berliner Rieselfelder

felde, im Süden durch die Ortsteile Buchholz-Blankenburg und Buch (Berliner Bezirk Pan-

kow) begrenzt (Renger et al., 1997).

Auf den Rieselfeldern Buch wurden zwischen 300 und 10.000 mm/a verrieselt, neben häusli-

chen Abwässern auch erhebliche Mengen an Industrieabwasser. 1976 wurden, in Folge des

stark gestiegenen Abwasseraufkommens und der Beseitigung innerstädtischer Rieselflä-

chen, Teile des Rieselfeldes in Oxidationsteichanlagen (Intensivfilter) umgestaltet. Die

Abwassermenge wurde auf bis zu 10.000 mm/a gesteigert, was zu einem ganzjährigen

Wasserüberstau mit entsprechend tiefen Redoxpotentialen der Intensivfilterflächen führte.

Erst 1985 ging das Rieselfeld nach der Inbetriebnahme der ersten Ausbaustufe der Kläran-

lage Schönerlinde außer Betrieb (Bjarsch, 1997). Die rieseltechnischen Anlagen wurden

durch Planieren beseitigt und die Flächen mit bislang nur mäßigem Anwuchserfolg aufge-

forstet (Schlenther et al., 1996).

Heute stellen die Intensivfilterflächen stark destabilisierte Systeme dar. Die übergangslose

Einstellung der Rieselwirtschaft führte zu einer Grundwasserabsenkung und einer Belüftung

der langjährig überstauten Böden. Die Folge waren einsetzende Oxidationsprozesse redu-

zierter Verbindungen und Säureproduktion. Auf Grund dieser Versauerung ist eine starke

Mobilisierung akkumulierter Schwermetalle zu beobachten (Hoffmann & Renger, 1998).

Der Boden wurde einer Fläche (heute Abteilung 709 a1/b1 des Forstamtes Buch)

entnommen, die im Intensivfilterbetrieb beschickt wurde. Die Hauptbodenart ist ein stark

humoser mittelsandiger Feinsand mit Humusgehalten von ca. 12 % und einem engen C/N-

Verhältnis von 10 im Oberboden (Yah) (Hoffmann et al., 1995). Auf Grund der

Planierungsarbeiten bestehen starke kleinräumige Heterogenitäten.

4.1.2 Rieselfeld Karolinenhöhe (Gatow)

Das Rieselfeld Karolinenhöhe befindet sich am westlichen Stadtrand Berlins im Bezirk Span-

dau auf einer Geschiebelehm-Hochfläche. Es wird begrenzt von der Havel im Osten, vom

Berliner Urstromtal im Norden, von der Potsdamer Chaussee im Westen und von der Gato-

wer Heide im Süden (Renger et al., 1997; Brühl & Klussmann, 1987).

Vor 1918 wurden in Gatow bis zu 7.000 mm/a Abwasser verrieselt, zwischen den Weltkrie-

gen im Mittel 4.500 mm/a. Seit der Inbetriebnahme der ersten Ausbaustufe der Kläranlage

Ruhleben im Jahre 1965 begann die schrittweise Einstellung der Abwasserverrieselung mit

Belastungen von weniger als 2.000 mm/a (Bjarsch, 1997). Das verrieselte Abwasser setzte

sich überwiegend aus häuslichen Abwässern und Straßenabläufen zusammen und wurde

vor der Aufleitung auf die Rieselparzellen in Absetzbecken lediglich mechanisch vorgereinigt.

Die Anteile an Industrieabwasser waren gering (1926 etwa 7 %) und stammten z.T. aus

Gaswerken und der metallverarbeitenden Industrie (Blume & Horn, 1982; Blume et al.,

1980). In den 90er Jahren fand auf den unter Grünlandwirtschaft stehenden Flächen lediglich

eine Versickerung von Klarwasser (Ablauf der Kläranlage Ruhleben) statt.

Auf Grund der anhaltenden Klarwasserverrieselung befindet sich das Rieselfeld Gatow im

Gegensatz zum Rieselfeld Buch in einem relativ stabilen Zustand. Versauerung und eine

dadurch bedingte massive Schwermetallverlagerung werden nicht beobachtet.

Der Boden des Rieselfeldes Berlin-Karolinenhöhe wurde der Rieselparzelle A7b entnommen.

Die Bodenart ist eine Parabraunerde. Der organische Horizont (Ah1) weist eine Mächtigkeit

von 40 cm auf und ist als humusreich einzuordnen. Die Durchlässigkeit entspricht einem

schluffigen Sand. Die Untersuchungsfläche wird, bedingt durch die betriebene Grünlandwirt-

schaft, in unregelmäßigen Abständen gepflügt. Der Oberboden ist dadurch homogenisiert

bzw. gestört (Drewes, 1997).

4.2 Die Säulenversuchsanlagen

Der Säulenauf- und Bodeneinbau

Die eingesetzten Säulen bestehen aus Acrylglasrohren (Innendurchmesser: 140 mm, Wand-

stärke: 10 mm) mit einer Länge von 1.000 mm für die Säulenanlage A und 500 mm für die

Anlage B. Den Abschluss am oberen Ende einer Säule bildet eine Acrylglasplatte mit einem

Verteilerkopf, in den 49 Edelstahlkapillaren eingelassen sind. Die Edelstahlkapillaren

gewährleisten eine gleichmäßige Verteilung des zugeführten Wassers auf das Bodenmate-

rial. Das Zulaufwasser wird über Schlauchpumpen (5-Kanal-Mikrokassettenpumpen MS

1000, Fa. Petrogas) aus Vorratsgefäßen gefördert. Es erreicht die Säulen über Teflon-

schläuche, um Sorptionseffekte am Schlauchmaterial auszuschließen. Den Abschluss am

unteren Ende einer Säule bildet eine konkave Acrylglasplatte, an deren tiefster Stelle sich die

Auslauföffnung für das perkolierende Wasser befindet. In die Bodenplatte ist ein Lochblech

und eine Gaze aus V4A-Stahl eingelassen, auf der ein Glasfaserfilter (Fa. Sartorius) aufliegt,

um Ausschwemmungen des Füllmaterials zu verhindern. Das Perkolat wird über einen Tef-

lonschlauch zur Probensammlung in Duranglasflaschen geeigneter Größe geleitet.

Beide Säulenversuchsanlagen wurden mit auf 5 mm gesiebten und homogenisierten Boden

der beiden Untersuchungsstandorte gefüllt. Der Boden wurde in 5 cm dicken Schichten unter

Beachtung der Feldlagerungsdichte eingefüllt. Jeweils vor Aufbringen der nächsten Schicht

wurde die Oberfläche der zuletzt eingebauten etwas gelockert, um eine gleichmäßige

Schichtung des Bodens zu erhalten. Auf die Bodenoberfläche wurde eine 20 mm dicke

Schicht aus Glasperlen aufgebracht, die eine gleichmäßige Verteilung der Beregnungswäs-

ser sicher stellte.

Anlage B ging 20 Monate nach Anlage A in Betrieb und wurde mit feldfrischem

Bodenmaterial befüllt. Die Böden für beide Anlagen stammen zwar von den gleichen

Versuchsfeldern und wurden möglichst nah beieinander liegenden Gebieten entnommen,

dennoch sind ihre Eigenschaften nicht vollkommen identisch, was in Buch durch starke und

kleinräumliche Heterogenitäten des Bodens in Folge der Beseitigung der rieseltechnischen

Anlagen zu erklären ist.

Der Betrieb der Säulen erfolgte im Dunkeln und teilweise thermostatisiert. Da eine Verduns-

tung in den Säulen konstruktionsbedingt ausgeschlossen ist, entsprechen die im Folgenden

angegebenen Beregnungs- bzw. Beschickungsmengen den tatsächlichen Versickerungs-

mengen.

4.2.1 Besonderheiten der Anlage A im Aufbau und Betrieb

Einfluss verschiedener simulierter Zukunftsszenarien auf die untersuchten Parameter

Die Untersuchungen an der Säulenversuchsanlage A waren Bestandteil des Kooperations-

projektes „Bindung, Mobilität und Wirkung organischer und anorganischer Schadstoffe sowie

Abbau von Organika in Rieselfeldsystemen" (IFP7/21, Technische Universität Berlin) mit

zwei weiteren Partnern.

Mit der Anlage wurden verschiedene Zukunftsszenarien der Rieselflächen simuliert und das

Verhalten der betrachteten Parameter untersucht. Erfasst wurden dabei vor allem physiko-

chemische Einflussfaktoren auf die Freisetzung organischer und anorganischer Stoffe. Die

mikrobielle Mineralisation konnte auf Grund des nicht gasdichten Anlagenaufbaus nicht

untersucht werden.

Der schematische Aufbau der Anlage ist Renger et al. (1997) zu entnehmen.

Die Einstellung unterschiedlicher Betriebsvarianten wurde über die Variation der Bereg-

nungswässer realisiert.

• Säurevariante: Beregnung mit deionisiertem Wasser, das mit Salzsäure (35 %, Merck

p.A.) auf einen pH-Wert von 3,0 eingestellt wurde. Simuliert werden sollte eine

Bodenversauerung auf Grund einsetzender mikrobieller Humusmineralisierung. Das

Modell entspricht dem Auflassen der Flächen ohne Bewirtschaftung.

• Kalkvariante: Kalkaufbringung auf das Bodenmaterial und Beregnung mit deionisiertem

Wasser. Großflächige Kalkung wurde als Maßnahme gegen Versauerung diskutiert.

Die Wirkung dieser Maßnahme sollte untersucht werden.

• Klarwasservariante: Beregnung mit Ablauf der Kläranlage Berlin Ruhleben. Simuliert

werden sollten die Prozesse bei einer Bewirtschaftung der Rieselfelder zur

Grundwasseranreicherung mit Klarwasser.

• Kontrollvariante: Beregnung mit deionisiertem Wasser.

Der Boden wurde in die Säulen mit 90 cm Höhe unter Beibehaltung der im Feld vorliegenden

Horizonte und Mächtigkeiten eingebaut (Tab. 2).

Die Beregnung der Säulen erfolgte regelmäßig zweimal pro Woche mit einer Jahresmenge

von etwa 2.000 mm/a, was etwa dem vierfachen langjährig gemittelten Niederschlag in der

Region Berlin entspricht (Hoffmann et al., 1995).

An die Säulen wurde alle 12 Stunden für 6 Stunden ein Unterdruck von 50 hPa angelegt,

wodurch ein ungesättigter Betrieb gewährleistet wurde. Der Säulenbetrieb erfolgte

automatisiert über Zeitschaltuhren.

Die Beprobung der Perkolate erfolgte in 4-Wochen-

Mischproben. Hierfür wurde im wöchentlichen Rhythmus

die Auffangflasche gewechselt und eingefroren. Nach

vier Wochen wurden alle Flaschen aufgetaut, der Inhalt

gewogen, um die genauen Versickerungsmengen zu

erfassen und zu einer Mischprobe vereinigt, aus der die

Aufbereitung für die verschiedenen Analysen erfolgte.

Die Anlage war insgesamt 26 Monate in Betrieb. Die

ersten vier Monate waren von starken

Messwertschwankungen gekennzeichnet und wurden als

Einfahrphase nicht in die Auswertungen einbezogen. Die

verbleibenden 22 Monate wurden in 2 Zeiträume

unterteilt, um zeitliche Änderungen statistisch sinnvoll

auswerten zu können. Intervall I umfasst die 21. bis 61.

und Intervall II die 64. bis 110. Betriebswoche. An Hand des Intervalls II wurden Vergleiche

der Varianten durchgeführt.

Von jeder Variante und Bodenart waren zu Beginn der Untersuchungen 5 Parallelsäulen

vorhanden (insgesamt 40 Säulen), die in gleicher Weise beschickt wurden. Die Perkolate der

Parallelsäulen einer Variante wurden in den ersten 6 Monaten einzeln beprobt und analy-

siert. Wegen der nur geringen Messwertabweichungen unter den Parallelsäulen wurden ab

dem 7. Betriebsmonat Mischproben zu gleichen Anteilen gebildet (Reemtsma, 1995).

In halbjährigen Abständen wurde eine Säule je Variante und Standort außer Betrieb genom-

men. Dies ermöglichte die Beprobung und Untersuchung des eingebauten Bodens.

Gegenstand der vorliegenden

Arbeit war vor allem das Ver-

halten der organischen Para-

meter DOC und AOX in der

Wasserphase bzw. EOX in

der Bodenmatrix, während

anorganische Untersuchun-

gen der Wasser- und Boden-

phase von den Projektpart-

nern durchgeführt wurden.

Deren Ergebnisse werden

teilweise für die Interpretationen herangezogen und werden dann mit Renger et al. (1997)

gekennzeichnet.

In den Ergebnissen wird eine Kodierung der Varianten nach Tab. 3 vorgenommen.

Tab. 2: Horizontabfolgen und –

mächtigkeiten der Böden in

der Säulenversuchanlage A

Boden Horizont Tiefe

Ah1 0 - 12

Gatow Ah2 12 - 30

Rah 30 - 50

Bv 50 - 80

C 80 - 90

Yah 0 - 20

Buch C1 20 - 50

C2 50 - 75

C3 75 - 90

Tab. 3: Kodierung de

Variantenbezeichnungen für die Anlage

Kodierung Erläuterung

BBuch

GGatow

SB SG Säurevariante Buch bzw. Gatow

AB AG Klarwasservariante Buch bzw. Gatow

KB KG Kalkvariante Buch bzw. Gatow

OB OG Kontrollvariante Buch bzw. Gatow

4.2.2 Besonderheiten der Säulenversuchsanlage B im Aufbau und Betrieb

Einfluss der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen auf die untersuchten Parameter

unter verschiedenen Beregnungsregimen

Im Gegensatz zur Anlage A sollten in der Anlage B die mikrobiellen Umsatzraten der organi-

schen Bodensubstanz unter verschiedenen Beregnungsregimen studiert und ein möglicher

Zusammenhang zwischen dem Abbau von Bodenhumus und der Freisetzung der

betrachteten Schadstoffe hergestellt werden. Der Konzeption lag die Annahme zugrunde,

dass ein Abbau von Bodenhumus zu einer verminderten Sorptionskapazität des Bodens und

damit zur Mobilisierung von sorbierten Schadstoffen führt (vgl. Kap. 3.3, Abb. 3).

Zur Überprüfung dieser Annahme war es notwendig, Kohlendioxid in der Bodenluft sowie

lösliche organische Bestandteile, TIC (total inorganic carbon) und die betrachteten Schad-

stoffe im perkolierenden Wasser zu erfassen. Daher wurde die Anlage B gasdicht gebaut.

Während in der Anlage A bewusst auf eine natürliche Horizontierung des eingebauten

Bodens geachtet wurde, wurde hier nun auf hohe Umsatzraten und Stoffmengen Wert

gelegt, um mögliche Prozesse sicher erkennen zu können. Daher wurde lediglich der organi-

sche Oberboden (Gatow: Ah1, Buch: Yah) mit hohen Humus- und Schadstoffgehalten ein-

gebaut. Der realisierte Anlagenaufbau ist in Abb. 8 skizziert.

Boden

Wasserzulauf

Pumpe 2

KOH

Perkolat

Rückschlagventil

Pumpe 1

Rotameter

(0,6 L/min)

Nadelventil

(0,6 L/min)

KOH

Zuluft

14 cm

40 cm

50 cm

Abb. 8: Schematischer Aufbau der Anlage B am Beispiel einer Säule

Die Anlage bestand aus insgesamt 10 Säulen (5 je Standort), in denen unterschiedliche

Bewässerungsregime eingestellt wurden. Die Säulen wurden dreimal pro Woche für zwei

Stunden mit dem Zulaufwasser beschickt. Das Wasser verblieb zwei bzw. drei Tage in den

Säulen und wurde ebenfalls dreimal pro Woche über eine Kolbenmembranpumpe abge-

saugt. Gleichzeitig wurde auch die Bodenluft aus den Säulen abgesaugt und durch Kalilauge

als Absorptionsmittel für das bei der Bodenatmung gebildete Kohlendioxid geleitet. Hierfür

mussten zwei Waschflaschen eingesetzt werden, da in der ersten Flasche lediglich 80 bis

90 % Absorption stattfand. Die am Säuleneingang angesaugte Zuluft wurde ebenfalls über

Kalilauge gewaschen, um einen Eintrag an Kohlendioxid aus der Atmosphärenluft zu unter-

binden. Die Säulen waren an der Kolbenmembranpumpe in Serie geschaltet. Eine gleich-

mäßige Verteilung der zugeführten Luft auf die zehn Säulen gewährleisteten präzise Nadel-

ventile am Gaseingang der Säulen. Der Luftvolumenstrom wurde auf 0,6 L/min eingestellt.

Während der Luftabsaugung herrschte eine Druck von 850 hPa in der Anlage.

Die Anlage wurde automatisch über Zeitschaltuhren gesteuert (Tab. 4).

Tab. 4: Zeitplan für die Pumpensteuerungen (h = Uhrzeit)

Pumpe Mo Di Mi Do Fr Sa So

(1) Bodenluft 5 - 8 h 5 - 8 h 5 - 8 h

(2) Beregnung 19 - 21 h 19 - 21 h 19 - 21 h

Die Perkolate wurden gewogen, um die versickerte Wassermenge zu erfassen. Für die Ana-

lysen wurde das Perkolat vom Donnerstag herangezogen. Vor allem bei geringen Versicke-

rungsmengen musste teilweise auch auf die übrigen Perkolate zurückgegriffen werden.

Diese wurden bis zur Verarbeitung kühl gelagert bzw. zusätzlich durch Ansäuern (pH < 2,

HCl, 35 %, Merck p.a.) bis zur Aufarbeitung konserviert. Für die CO2-Bestimmung wurden

Proben aus beiden KOH-Flaschen analysiert. Die absoluten CO2-C-Mengen wurden addiert.

Während des Betriebes der Anlage wurden über Änderung einzelner Betriebsparameter

unterschiedliche Betriebsweisen eingestellt, wobei einer Betriebsvariante paarweise je eine

Gatow- und eine Buch-Säule zugeordnet wurde. Im Folgenden sind die unterschiedlichen

Betriebsparameter sowie die daraus kombinierten Betriebsvarianten und deren zeitliche

Abfolge dargestellt.

Die versickerten Wässer

Für die Einfahrphase der Anlage B wurde aus Praktikabilitätsgründen, wenn nicht anders

angegeben, Berliner Trinkwasser herangezogen. Es handelt sich um ein gepuffertes Wasser,

das zu keinem nennenswerten Schadstoffeintrag in den Boden führt und stets in ausrei-

chender Menge und gleichbleibender Qualität zur Verfügung steht. Ferner kann es als

Modellwasser für eine gelegentlich diskutierte Grundwasserverrieselung zur Feuchthaltung

der Rieselfelder dienen. Darüber hinaus wurden auch in dieser Anlage die Effekte einer

Klarwasserversickerung sowie einer Kalkung der Flächen zur pH-Wert-Stabilisierung auf die

Mineralisation untersucht. Klarwasser wirkt durch seinen hohen pH-Wert einer Versauerung

der Böden entgegen. Des Weiteren wird angenommen, dass die Qualität des Klarwassers

auf Grund seiner Eigenbelastung durch Rücklösungen aus dem Rieselfeldboden nicht

beeinträchtigt wird, wie es bei der Versickerung von Grundwasser zu befürchten ist. Aller-

dings musste der Schadstoffeintrag über das Klarwasser im Vergleich zu den Freisetzungen

aus dem Boden erfasst werden.

Eine echte Kalkung der Säulen konnte in dieser Anlage nicht vorgenommen werden, da es

so zu einem Einbringen von Carbonat in die jeweiligen Säulen gekommen und die CO2-

Bestimmung verfälscht worden wäre. Statt dessen wurde weiterhin mit Trinkwasser bereg-

net, das mit Natronlauge auf einen pH-Wert von etwa 9,5 eingestellt wurde (110 mL 0,01M

NaOH, Merck Titrisol, in 5 L Trinkwasser). Vorversuche in separaten kleinen Säulen (Volu-

men 250 mL) haben gezeigt, dass eine Beschickung mit stärker alkalischem Wasser zur pH-

Wert bedingten Mobilisierung des Bodenhumus und starken Verstopfungen des Bodenmate-

rials in den Säulen geführt hätte (Poggel, 1998).

Die versickerten Wassermengen

Die versickerte Wassermenge beeinflusst in Abhängigkeit von der Wasserqualität vor allem

Desorptionsprozesse und damit Lösungskonzentrationen. Höhere Versickerungsmengen

führen auf Grund höherer Versickerungsgeschwindigkeiten zu einem schnelleren Austrag

der freigesetzten Stoffe aus dem System heraus, bei gleichzeitig zu vermutender verstärkter

Desorption. Des Weiteren wird ein Einfluss auf die Mineralisation, die bei steigender Was-

sermenge in Folge schlechterer Durchlüftung sinken sollte, vermutet.

Die Anlage wurde mit einer Beschickung von etwa 2 m/a eingefahren. Diese Menge orien-

tierte sich vor allem an der für die Wasseranalysen benötigten minimalen Probenmenge und

entsprach gleichzeitig der Wasserbelastung der Anlage A. Sie wurde ebenfalls für alle

Betriebsphasen gewählt, in denen die Variation der Beregnungsmenge nicht Gegenstand der

Untersuchung war. Die weiteren untersuchten Versickerungsmengen betrugen 1, 6 und

10 m/a. Infolge starker Schwankungen der Messparameter von 7 bis 15 %, in Extremfällen

durch Betriebsstörungen bedingt bis zu 20 %, mussten derart hohe Versickerungsvolumina

gewählt werden, um Reaktionen des Systems sicher erkennen und statistisch absichern zu

können.

Die Art der Beschickung: Ungesättigt bzw. mit kurzzeitigem Einstau

Die Art der Beschickung erfolgte überwiegend wie in Kap. 4.2.2 beschrieben. Diese Art der

Beschickung gewährleistet einen ungesättigten Betrieb der Säulen und würde im Feld einer

Beregnung durch Verrieselungsanlagen entsprechen. Die frühere Beschickung der Riesel-

felder erfolgte jedoch mit kurzzeitigem Einstau der Böden und einer dadurch bedingten voll-

ständigen Verdrängung der Bodenluft. Die Folge war ein kurzzeitiges starkes Absinken des

Redoxpotentials (Blume, 1995). Bei einer erneuten Beschickung mit z.B. Klarwasser auf

noch intakten Rieselflächen wäre aus Kostengründen die traditionelle Art der Wasseraufbrin-

gung zu erwägen. Mit der sogenannten „stoßweisen Beschickung“ sollte geprüft werden,

inwieweit ein kurzfristiger Einstau zu redoxbedingten Beeinflussungen führt. Vermutet

wurden erhöhte Nährstofffreiset-

zungen (Stickstoff und Phosphor).

Die Beschickung mit kurzzeitigem

Einstau erfolgte einmal wöchentlich

mit dem gesamten Wochenvolumen

an Beregnungswasser. Hierfür wurde

zwischen die Förderpumpe und die

Säule ein Speicherbehälter geschal-

tet, in dem das Zulaufwasser einer

Woche gespeichert wurde und inner-

halb kurzer Zeit (etwa 0,5 h) auf die

Säule fließen konnte. Der übrige Auf-

bau (Abb. 9) wurde beibehalten. Die

stoßweise Beschickung erfolgte

immer dienstags mit 1800 mL

(Beschickungsmenge 6 m/a). Das

entspricht etwa dem doppelten Porenvolumen des Bodens einer Säule. Die ersten 900 mL

flossen durch den Boden und wurden sofort nach der Beschickung aufgefangen. Dieses Per-

kolat ist durch zuvor gut durchlüfteten und ungesättigten Boden geflossen und wird im

Folgenden als „aerobe“ Probe bezeichnet. Die übrigen etwa 900 mL verblieben zwei Tage in

der Säule und bewirkten einen vollständigen Einstau des Bodens. Am Donnerstag wurde das

Einstauwasser abgesaugt und der Boden erneut gut belüftet. Die Donnerstagsprobe wird im

Folgenden als „Einstau“- Probe bezeichnet. Die nächste Beschickung erfolgte wieder am

Dienstag. Die Bodenbelüftung wurde zwischen Donnerstag und Dienstag entsprechend

Tab. 4 fortgesetzt.

Bodenfeuchte

Der Boden wurde in den meisten Betriebszuständen in dauerfeuchtem Zustand gehalten.

Hierbei wurden konstante Mineralisationsraten abhängig von der versickerten Wassermenge

und der Wasserqualität erwartet.

Darüber hinaus wurde in wechselfeuchten Säulen der Einfluss des Austrocknens und Wie-

dervernässens auf die Mineralisation und die Schadstofffreisetzung geprüft. Während des

Austrocknens wurde ein allmählicher Rückgang der Respiration in Folge der schlechteren

Substratdiffusion und des teilweisen Absterbens der Mikroflora in Folge Wassermangels

erwartet. Bei der Wiederbefeuchtung wurde mit einem erneuten Anstieg der Atmung

gerechnet. Von Interesse war sowohl die Geschwindigkeit der ablaufenden Anpassung an

die sich ändernden Feuchtigkeitsverhältnisse als auch der quantitative Unterschied der

Atmung im Vergleich zur dauerfeuchten Variante. Abb. 10 zeigt die Abwandlung des

Anlagenaufbaus für die auszutrocknenden Säulen. Zum Austrocknen wurden die Säulen

permanent mit trockenem und CO2-freiem Gas (synthetische Luft) gespült (∼0,4 bar,

Wasserzulauf

Boden

Pumpe 1 Speicherbehälter

2-Wege-Hahn

Abb. 9: Aufbau für die Beschickung mit kurzzeitigem Ein-

stau („stoßweise Beschickung“)

∼0,6 L/min), um die CO2-Messungen fortführen zu können. Die synthetische Luft wurde über

einen Generator aus der hauseigenen Druckluft erzeugt. Der Volumenstrom musste

gegenüber der Unterdruckgasabsaugung stark erhöht werden, da nur so ein Austrocknen

des Bodens in vertretbaren Zeiträumen (etwa 3 Monate) erreicht wurde. Der höhere Gasfluss

hatte zur Folge, dass eine weitere Kalilauge-Flasche zur CO2-Absorption aus der

Säulenabluft installiert werden musste (verschlechterter Gasübergang auf Grund des hohen

Gasvolumenstroms). Die erneute Beschickung der ausgetrockneten Säulen erfolgte

zunächst stoßweise mit kurzzeitigem Einstau, um eine vollständige Wiederbefeuchtung des

Bodenmaterials zu ermöglichen. Später wurde auf kontinuierliche Beschickung, wie in Kap.

4.2.2 dargestellt, umgestellt.

Temperatur

Die Anlage befand sich in einer isolierten und klimatisierten Box. Alle Versuche konnten

somit bei einer mittleren Temperatur von 23 °C (± 1 °C) durchgeführt werden.

Darüber hinaus wurde ein Säulenpaar (Gatow/Buch) bei deutlich niedrigeren Temperaturen

(10 °C bzw. Wechsel zwischen –7 und 10 °C) betrieben. Zum einen wurde so geprüft, ob die

gefundenen Effekte temperaturunabhängig sind oder ob jahreszeitlich bedingt unterschiedli-

che Bewirtschaftungsformen zu empfehlen sind. Zum anderen konnte die Mineralisation

durch Variation der Temperatur besonders effektiv beeinflusst werden. Ein möglicher

Zusammenhang zwischen dem Abbau von SOM und der Freisetzung von Schadstoffen

sollte hier erkannt werden.

Reduzierventil

(0,4 bar)

KOH

Perkolat

123

Wasserzulauf

Boden

Pumpe

Speicherbehälter

2-Wege-

Hahn

Rückschlagventil Rotameter

(0,6 L/min)

Nadelventil

(0,6 L/min)

Hausdruckluft

(8 bar)

Generator für

synthetische Luft

Abb. 10:Aufbau für die Austrocknung der Säulen

Da Desorptionsvorgänge stark temperaturabhängig sind, wurde versucht die reine

Desorption nach Sterilisation eines Gatow/Buch-Säulenpaares zu ermitteln (vgl. Kap. 4.4.3).

Zeitliche Abfolge der einzelnen Betriebsvarianten

Die Kombination der dargestellten Betriebsparameter führte zu verschiedenen Betriebsvari-

anten. Deren zeitliche Abfolge zeigt Tab. 28 (Kap. 10.1). Bei der Änderung einer

Betriebsvariante wurde darauf geachtet, dass lediglich ein Betriebsparameter variiert wurde,

um eine geänderte Reaktion des Systems auch eindeutig einem Betriebszustand zuordnen

zu können.

4.2.3 Die Berechnung der mikrobiellen Respiration

Zur Berechnung der mikrobiellen Respiration (CO2-C) wurde der DIC (dissolved inorganic

carbon) im Zulaufwasser (CO2-C (Zulauf)) und im Perkolat (CO2-C (Perkolat)) sowie der TIC (total

inorganic carbon) in den Kalilaugeflaschen der Abluft (CO2-C(KOH Flasche 1) und

CO2-C(KOH Flasche 2)) bestimmt. Die entsprechenden Proben wurden vor der Aufbereitung

gewogen. Die Probenmasse wurde mit der Analytenkonzentration zu der absoluten Menge in

mg C pro Woche verrechnet. Die mikrobielle Kohlendioxidproduktion (CO2-C) berechnet sich

dann zu:

(8) CO2-C = CO2-C (Bodenluft) + CO2-C (Perkolat) - CO2-C (Zulauf)

(9) CO2-C(Bodenluft) =CO

2-C(KOH Flasche 1) + CO2-C(KOH Flasche 2)

Des Weiteren wurde im Perkolat und im Zulaufwasser der DOC (dissolved organic carbon)

bestimmt. Als Maß für die Mineralisierbarkeit wurde in dieser Arbeit der Quotient CO2-

C/DOC(Perkolat) eingeführt. Je höher der Quotient, desto größer ist der Anteil des aus dem

SOM freigesetzten organischen Kohlenstoffs, der vollständig zu CO2 veratmet wird.

Eine saubere Bilanzierung der mikrobiellen Humusumsetzungen (∆SOM, Gl. 10) gelingt aus

folgenden Gründen nicht:

1. Der Anteil des über reine Desorptionsprozesse aus dem Boden freigesetzten DOC

(DOCdesorb) ist nicht zu ermitteln. Dieser müsste als für die Bilanzgröße nicht relevantes

Wandlungsglied abgezogen werden. Diesbezügliche Versuche mit sterilem

Bodenmaterial waren nicht erfolgreich (vgl. Kap. 4.4.3 und 6.9). Weiterhin ist der Anteil

des desorbierten und vollständig zu CO2 veratmeten DOC-Anteils (CO2-Cdesorb) nicht

bekannt.

2. Der Anteil des Zulauf-DOC, der am Boden sorbiert (DOCZu sorb) bzw. mineralisiert (CO2-

CDOC-Zu) wird, ist nicht zu ermitteln. Es ist also nicht bekannt, welcher Anteil am Perkolat-

DOC noch original Zulauf-DOC (DOCZulauf) entspricht und von der Bilanzgröße als Trans-

portglied abgezogen werden muss.

D.h. in der Gl. 10 sind die Parameter DOCSOM (Anteil des Perkolat-DOC, der aus der mikro-

biellen SOM-Umsetzung stammt) und CO2-CSOM (Anteil an CO2-C, der aus der mikrobiellen

Mineralisation des SOM stammt) nicht genau bestimmbar.

(10) ∆SOM = DOCSOM + CO2-CSOM

(11) DOCSOM =DOC

(Perkolat) – DOC(Zulauf) + DOCZu sorb + CO2-CDOC-Zu – DOCdesorb

(12) CO2-CSOM =CO

2-C – CO2-C (Zulauf) – CO2-CDOC-Zu – CO2-Cdesorb

4.2.4 Die aufgenommenen Messparameter

In der Anlage B wurden neben den Parametern DOC und DIC im Perkolat der SAK254 (spek-

traler Absorptionskoeffizient bei 254 nm oder UV-Absorption) und der SAK436 (spektraler

Absorptionskoeffizient bei 436 nm oder Färbung) aufgenommen. Sie dienen der näheren

Charakterisierung des DOC und geben vor allem Aufschluss über dessen Huminstoffanteil

(Abbt-Braun, 1993).

Für den Bereich der organischen Schadstoffe mussten biologisch schwer abbaubare und

möglichst hydrophile Substanzen gefunden werden, um sicher zu stellen, dass einmal in der

Säule freigesetzte Komponenten auch im Säulenablauf detektiert werden können. Hierfür

wurde der Summenparameter AOX (adsorbierbare organische Halogenverbindungen)

gewählt. Es handelt sich um einen anthropogenen Schadstoffindikator im Wasserbereich. Er

ist daher gut untersucht und hat sich im aeroben Milieu als nur bedingt abbaubar erwiesen.

Für das Rieselfeld Gatow belegen Untersuchungen eine sorptive Sättigung des Bodens und

eine vernachlässigbare Retardierung der mit dem AOX erfassten Substanzen (Berliner Was-

serbetriebe, 1990 und 1988). Mit dem Summenparameter wird ein breites Substanzspektrum

erfasst. Er kann also als integrale Größe angesehen werden und diente in den Untersuchun-

gen als stellvertretender Parameter für die Freisetzung organischer Schadstoffe aus den

eingesetzten Böden.

Für den Bereich der anorganischen Schadstoffe wurde die Freisetzung von Schwermetallen

untersucht. Exemplarisch wurden hier Zink und Nickel als geeignete Parameter ausgewählt.

In verschiedenen Untersuchungen haben sie sich zum einen als verhältnismäßig mobil im

Vergleich zu anderen Schwermetallen gezeigt. Zum anderen wurde kein bedeutender

Einfluss des DOC auf deren Transport im Wasser-Boden-System beobachtet (Renger et al.,

1995 b; Hoffmann und Renger, 1996).

Weiterhin sind die Nährstoffe NH4+-N, NO3--N, PO43--P wichtige Parameter, die bei der Ein-

schätzung der Grundwasserbelastung von Bedeutung sind. Ammonium wird im Zuge der

Mineralisation des organischen Materials abhängig von dessen C/N-Verhältnis, aber auch

über Ionenaustauschprozesse aus dem Boden freigesetzt und unter aeroben Bedingungen

zu Nitrat nitrifiziert. Die verschiedenen Stickstoffverbindungen können daher auch zur qua-

litativen Charakterisierung des Redoxpotentials herangezogen werden. Zur Charakterisie-

rung des Redoxpotentials wurden des Weiteren die Parameter Sulfat, Eisen und Mangan

bestimmt. Es stellte sich jedoch heraus, dass sie den gleichen Abhängigkeiten von den

untersuchten Einflussgrößen unterliegen wie die übrigen Größen. Fe und Mn sind daher in

den vorliegenden Untersuchungen als Redoxindikatoren ungeeignet. Auf deren Verhalten

wird aus diesem Grund nur in Kap. 6.6 (Beschickung mit kurzzeitigem Einstau) eingegangen.

Trotz der in Kap. 3.4 (Einfluss des Redoxpotentials) geschilderten Unzulänglichkeiten hätte

die Messung von Redoxpotentialen in den Säulen wahrscheinlich mehr Erkenntnisse

erbracht.

In den Perkolaten der Anlage A wurden im Rahmen der vorliegenden Arbeit die organischen

Parameter DOC, SAK254, SAK436 sowie der AOX bestimmt. Anorganische Parameter sind

von Projektpartnern bestimmt worden, deren Ergebnisse in Renger et al. (1997) dargestellt

sind.

4.2.5 Die Bodencharakterisierung

Das Bodenmaterial wurde vor Einbau in die Säulen und nach Beendigung des Säulenbetrie-

bes auf die im Folgenden beschriebenen Parameter hin untersucht:

Boden-pH

Die Boden-pH-Werte wurden nach DIN 19 684 Teil 1 bestimmt. 10 g luftgetrockneter Boden

wurde in 25 mL 0,01M CaCl2-Lösung suspendiert. Nach einer Stunde wurde im Überstand

der pH-Wert gemessen.

Bodengehalte an Kohlenstoff und Stickstoff

C- und N-Gesamtgehalte (Ct und Nt) wurden mit dem Nitrogen Analyzer NA 1500 (Fa. Carlo

Erba Instruments) bestimmt. Die getrocknete (105 °C) und gemahlene Probe wurde in

Zinnhülsen verbrannt. Die Verbrennungsgase wurden im Sauerstoffstrom und mit

Chromdioxid als Katalysator oxidiert. In einem zweiten Schritt wurden Stickoxide (NxOx) im

Heliumstrom über Kupfer katalytisch zu N2 reduziert. CO2 und N2 wurden

gaschromatographisch getrennt und über Wärmeleitfähigkeitsdetektion erfasst. Als

Referenzsubstanz diente Atropin. Die Corg-Bestimmung erfolgt nach der Differenzmethode. In

den hier vorliegenden nahezu carbonatfreien Böden (pH-Werte < 6,4) entsprechen sich Ct

und Corg. Der Gehalt an organischer Bodensubstanz (OBS) ergibt sich aus der Multiplikation

des Corg mit dem Faktor 1,724 (Schlichting, 1995).

Schwermetalle: Zink, Nickel, Eisen, Mangan

Die Messung der Schwermetalle erfolgte nach Aufschluss des Bodens mit Hilfe der AAS (vgl.

Kap. 4.3: Schwermetalle, Alkalien, Erdalkalien).

Für den Aufschluss wurden 100 – 200 mg Boden in Duranglasflaschen (100 mL, Fa. Schott)

mit 5 mL HNO3 (65 %, p.a., Fa. Merck) und anschließend mit 2 mL H2O2 (30 %, p.a., Fa.

Merck) versetzt. Als Blindwerte wurden Flaschen mit HNO3 und H2O2, aber ohne

Bodeneinwaage mitgeführt. Die Ansätze wurden für einige Stunden bei Zimmertemperatur

aufbewahrt. Danach wurden sie für 2 Stunden im Autoklaven bei einer Temperatur von 130

bis 140 °C unter Druck aufgeschlossen. Nach Abkühlung wurde nach Zugabe von 30 mL

destilliertem Wasser über Papierfilter filtriert. Das Filtrat wurde auf ein definiertes Volumen

aufgefüllt und in säuregespülte Polyethylenflaschen überführt, in denen die Proben bis zur

Messung aufbewahrt wurden.

In Vorversuchen hat sich gezeigt, dass der Aufschluss im Autoklaven ebenso vollständig

erfolgt wie in den üblicherweise eingesetzten Teflondruckbomben (Podey, 2000). Wegen der

einfacheren Handhabung wurde dem Autoklaven der Vorzug gegeben.

EOX

Der EOX-Gehalt der Bodenproben wurde nach der von Reemtsma & Jekel (1996) in Anleh-

nung an die DIN 38414 T17 entwickelten Methode bestimmt. Die wesentliche Änderung im

Vergleich zum DIN-Verfahren besteht in der Wahl des Extraktionsmittels. Während nach

DIN 38414 T17 Hexan verwendet wird, setzen die Autoren das wesentlich polarere

Lösungsmittel Ethylacetat ein. Sie erhalten so 2- bis 5-fach höhere EOX-Ausbeuten, errei-

chen also eine vollständigere Extraktion.

Die EOX-Analytik wurde nach folgenden Arbeitsschritten ausgeführt:

1. Trocknen der Probe bei 45 °C für 3 Tage.

2. Anfangs Homogenisierung der Probe im Mörser (Keramik), später Mahlen in einer Schei-

benschwingmühle (Edelstahl).

3. Extraktion von 5 bis 20 g Boden im Soxhlet-Extraktor (30 mL) mit 70 mL Ethylacetat über

Nacht.

4. Einengen des Extraktes am Rotationsverdampfer und auffüllen auf ein definiertes Volu-

men (4 bzw. 10 mL).

5. Filtration über Teflonfilter und Überführen in Messvials.

Die Bestimmung der EOX-Gehalte erfolgte mit dem Coulomat 7020 CL (Fa. Ströhlein) aus

200 µL Extrakt in drei Parallelen. Die Probe wurde über den Autosampler (Fa. CTC) in

Argonschutzatmosphäre bei 700 °C eingespritzt und anschließend bei 1000 °C und

Sauerstoffatmosphäre verbrannt. Die dabei gebildeten Halogenide wurden coulometrisch mit

Silber titriert. Die Ergebnisse werden als µg/g (EOX/Boden) bezogen auf die Molmasse von

Chlor angegeben.

Diskrepanzen bei den ersten Analysen ließen vermuten, dass eine Homogenisierung der

Proben im Mörser nicht ausreichend ist. Das gesamte Messverfahren wurde daher überprüft.

Dabei sollte die Streubreite der Methode ermittelt werden. Dafür wurden folgende Versuche

durchgeführt:

a. Aufarbeiten und Vermessen der Probe in 6 Parallelen, der Boden wurde nicht im Mörser

homogenisiert, sondern mit einem Löffel intensiv gemischt.

b. Versuch a. wurde wiederholt, der Boden wurde jedoch im Mörser homogenisiert.

c. Um die Streubreite der Methode unabhängig von der Probenhomogenisierung zu ermit-

teln, wurden vier Extrakte zu einem homogenen Extrakt vereinigt, anschließend in vier

gleiche Teile geteilt und einzeln aufgearbeitet, beginnend mit der Einengung am Rota-

tionsverdampfer.

d. Getrocknetes Bodenmaterial wurde in einer Achatmühle 15 Minuten gemahlen, um eine

vollständige Probenhomogenisierung zu erreichen und anschließend extrahiert, aufgear-

beitet und analysiert.

Die folgende Tabelle (Tab. 5) zeigt die erhaltenen Ergebnisse. Die einzelnen Versuche wur-

den aus verschiedenen Bodenproben durchgeführt, da ansonsten nicht genügend Material

zur Verfügung gestanden hätte. Die Mittelwerte der vier Versuche weichen dadurch deutlich

voneinander ab. Wichtig für die Interpretation sind lediglich die Variationskoeffizienten.

Die Versuche haben

gezeigt, dass das gesamte

Messverfahren eine Varia-

tionsbreite von lediglich 3

bis 4 % aufweist, wenn

sichergestellt ist, dass das

Probenmaterial durch Mah-

len optimal homogenisiert

ist. Bei unzureichend

homogenisiertem Boden kann die Variationsbreite von Parallelmessungen bis zu 12 % betra-

gen.

Die Bodenproben der Säulenanlage A wurden erst gegen Ende der Projektzeit gemahlen.

Die Proben der Anlage B wurden ausschließlich durch Mahlen in einer Scheibenschwing-

mühle homogenisiert.

Trotzdem waren die Messungen der Böden von den nacheinander ausser Betrieb

genommenen Säulen der Anlage A nicht pausibel. Hier stellt sich die Frage nach der

genauigkeit der EOX-Bestimmung. Die Erfassung der Halogenorganika erfolgt über eine

absolute Messmethode, d.h. gerätebedingte Schwankungen werden nicht über eine

Standardkalibrierreihe ausgeglichen. Regelmäßig gemessene Standards von 0,9 µg Cl-

zeigen eine Messbreite von 0,71 bis 1,294 µg bei einem Blindwert von etwa 0,06 µg. Eine

Kalibrierung ist wenig sinnvoll, da die Messung einer Kalibrierreihe einen vollen Messtag

füllen würde. Ebenso ist die Ermittlung eines Tagesfaktors nicht sinnvoll, da bereits die

Tagesdrift des Gerätes (morgens werden höhere Werte gemessen als abends) die

geschilderte Variation für die Standardmessung aufweisen kann. Es erscheint daher fraglich,

ob EOX-Unterschiede von kleiner 3 mg/kg Cl erkannt werden können. Bei derANlage A

konnte darüberhinaus bei der Säulenbeprobung keine ausreichende Homogenisierung des

Bodenmaterials sicher gestellt werden, da Probenbestandteile in feuchtem Zustand für

mikrobiologische Untersuchungen entnommen werden mussten.

4.3 Die analytischen Bestimmungsmethoden

DOC und TIC

Die DOC-Messung erfolgte aus membranfiltrierten (0,45 µm) Proben über Infrarot-Detektion

nach Oxidation der organischen Verbindungen zu Kohlendioxid. Die Perkolate der Anlage A

wurden nasschemisch oxidiert (mit UV-Bestrahlung und Natriumperoxodisulfat) mit einem

ASTRO liqui-TOC 2100MB (Fa. Foss-Heraeus) nach der Direktmethode, die Perkolate der

Anlage B wurden über Hochtemperaturoxidation (1.000 °C) mit dem highTOC-Analyzer (Fa.

Elementar) nach der Differenzmethode in 3 Parallelen analysiert. DOC und CO2 bzw. CO2-C

werden in mg/L C angegeben.

Tab. 5: Ergebnisse der EOX-Methoden-Überprüfung

Versuch

EOX

in µg/g

Mittelwert

in µg/g

Standard-

abweichung

Variations-

koeffizient

a7,5 - 9,9 8,5 0,45 (n = 6) 12 %

b5,0 - 6,3 5,7 0,45 (n = 6) 7,8 %

c6,8 - 6,4 6,5 0,20 (n = 4) 3,0 %

d5,4 - 5,9 5,6 0,21 (n = 6) 3,7 %

Spektrale Absorptionskoeffizienten

Die spektralen Absorptionskoeffizienten wurden in den membranfiltrierten Proben (0,45 µm)

mit dem Lambda-2 UV/VIS Spektrophotometer (Fa. Perkin-Elmer) bei den Wellenlängen

254 nm (SAK254 bzw. UV-Absorption) und 436 nm (SAK436 bzw. Färbung) in 1 cm

Quarzglasküvetten in 2 Parallelen bestimmt. Die Ergebnisse werden bezogen auf 1 m durch-

strahlte Weglänge angegeben. Der Quotient aus SAK254 zu DOC (spezifischer

Absorptionskoeffizient) wird allgemein zur Charakterisierung des DOC herangezogen, der für

Huminstoffe bei etwa 4 L/(m⋅mg) liegt (Abbt-Braun, 1993). Die möglichen Einheiten (m²/g,

L/(m⋅mg), L2/3/10-2g) für den spezifischen Absorptionskoeffizienten sind physikalisch nicht

mehr anschaulich. Der mathematisch ungekürzten Einheit L/(m⋅mg) wird in der vorliegenden

Arbeit der Vorzug gegeben, da hier noch am ehesten der Rückschluss auf die einfließenden

Größen und deren Einheiten möglich ist.

AOX

Die Proben für die AOX-Analytik wurden membranfiltriert (0,45 µm, Cellulose-Acetat oder –

Nitrat, Sartorius), auf einen pH-Wert von < 2 mit konzentrierter Salpetersäure (65 %, Merck

p.a.) angesäuert und bis zur Analyse für maximal 2 Wochen kühl gelagert. Die Bestimmung

des AOX wurde nach der Säulenmethode (DIN 1485, 1996) mit dem Adsorption Module

AD 2000 (Fa. Rosemount Dohrman) und dem Coulomaten 7020 CL (Fa. Ströhlein) über

mikrocoulometrische Detektion der nach Hochtemperaturverbrennung (1.000 °C) gebildeten

Halogenide durchgeführt.

Schwermetalle, Alkalien und Erdalkalien

Die Analytik der Schwermetalle, Alkalien und Erdalkalien erfolgte mit Hilfe der Atomabsorp-

tionsspektrometrie (AAS, SpactraAA 400, Fa. Varian) nach Standardvorschriften. Je nach

Konzentration wurde die Flammen- oder Graphitrohratomisierung gewählt. Die Perkolatpro-

ben wurden vor der Analyse membranfiltriert (0,45 µm), auf einen pH-Wert von < 2 mit kon-

zentrierter Salpetersäure (65 %, Merck p.a.) angesäuert und bis zur Analyse für maximal 4

Wochen kühl gelagert.

Nährstoffe: Ammonium, Nitrat, Nitrit, ortho-Phosphat

Die Proben für die Nährstoffanalytik wurden unmittelbar nach der Probenahme tiefgekühlt

und vor der Analyse membranfiltriert (0,45 µm). Die Bestimmung wurde zunächst mit der

Fließinjektionsanalyse (FIAstar 5012 Analyzer, Fa. Tecator) durchgeführt. Phosphat wurde

als Phosphatmolybdänblau-Komplex bei einer Wellenlänge von 720 nm gemessen. Für die

Ammoniumbestimmung wurde die Probenlösung mit 0,05 M Natronlauge auf einen

alkalischen pH-Wert gebracht, um Ammonium in Ammoniak zu überführen. Ammoniak

konnte durch eine gasdurchlässige Membran diffundieren und dort einen

konzentrationsabhängigen Farbumschlag in dem im Gegenstrom fließenden Iod-Indikator

(Ammonium-Indikator, Fa. Tecator) herbeiführen. Die Farbintensität des Indikators wurde bei

590 nm gemessen. Nitrat wurde zunächst über einen Cadmiumreduktor zu Nitrit reduziert,

das anschließend mit Sulfanilsäure und N-1-(Naphthyl)-ethylendiamin Dihydrochlorid zu

einem rot violetten Azofarbstoff umgesetzt und bei 540 nm detektiert wurde. In einem

weiteren Probenteil wurde der alleinige Nitritgehalt ohne vorherige Nitratreduktion bestimmt.

Die Nitratkonzentration ergab sich dann als Differenz der Messung mit und ohne

Reduktionsschritt.

Später wurde Nitrat und zeitweilig auch Phosphat mittels Ionenchromatographie (Dx 120, Fa.

Dionex, Leitfähigkeitsdetektion nach Suppression) bestimmt.

Sulfat

Die Sulfatbestimmung erfolgte zunächst titrimetrisch nach Hütter (1988). Die Probe wurde

über den stark sauren Kationentauscher Lewatit S 100 LF (Fa. Bayer) von Kationen befreit.

Anschließend wurde Sulfat mit Bariumperchlorat bis zum Umschlagpunkt des für zweiwertige

Kationen sensitiven Indikators Torin, der hier ein Vorhandensein von Bariumkationen in der

Lösung in Folge vollständiger Ausfällung des Sulfates anzeigt, titriert. Die Methode ist für

Konzentrationen von 5 bis 500 mg/L geeignet.

Später erfolgte die Sulfatanalyse zusammen mit den Nährstoffen mit Hilfe des Ionenchroma-

tographen DX 120 (Fa. Dionex).

4.4 Ergänzende Untersuchungen

4.4.1 AOX- und EOX-Differenzierung (Methodenentwicklung)

Die Parameter AOX und EOX erfassen lediglich die Summe der Halogenorganika AOCl,

AOBr und AOI. Deren anteilige Verteilung bleibt jedoch unbekannt. Eine Differenzierung in

die einzelnen Halogenfraktionen dient daher einer weiteren Charakterisierung der Summen-

parameter AOX und EOX. Darüber hinaus werden bei den Summenparametern die Brom-

und Iodorganik auf die Molmasse von Chlor bezogen. Bei hohen Gehalten an AOBr und AOI

kommt es so zu einer Unterschätzung der Gesamtbelastung an Organohalogenen.

In den Perkolaten und an dem Bodenmaterial der Säulenanlage A wurde daher ergänzend

eine Differenzierung des AOX und EOX in die Halogenfraktionen AOCl, AOBr und AOI vor-

genommen.

AOX-Differenzierung

Die AOX-Differenzierung wurde nach der Methode von Oleksy-Frenzel et al. (2000) vorge-

nommen, die eine Weiterentwicklung der Säulenmethode zur AOX-Bestimmung (DIN 38409

T14) darstellt. Nach der Verbrennung der Kohle erfolgt keine coulometrische Analyse, son-

dern eine Absorption der Verbrennungsgase in einer Absorberlösung, aus der anschließend

die Halogenide ionenchromatographisch (Ionenchromatograph DX 100, Fa. Dionex) analy-

siert werden. Als Absorberlösung (5 mL) wurde der Eluent der Ionenchromatographie einge-

setzt. Die Konzentration an Chlorid wird über Leitfähigkeitsdetektion, die von Bromid und

Iodid über UV-Detektion bei 210 bzw. 226 nm ermittelt (Trennsäule: Ionpac AS9-SC, Fa.

Dionex; Vorsäule: Ionpac AG-SC, Fa. Dionex; Injektionsvolumen: 10 µL; Eluent: 2,23 mmol/L

Na2CO3 und 1,7 mmol/L NaHCO3; Flussrate: 2 mL/min). Die Verbrennung erfolgte am AOX-

Analysator ECS 100 der Fa. LHG, da an diesem Gerät die technischen Voraussetzungen für

eine Absorption der Verbrennungsgase bestehen. Detaillierte Angaben zur Methodenent-

wicklung sind den Arbeiten von Oleksy-Frenzel et al. (2000), Oleksy-Frenzel et al. (1995)

und Wischnack (1994) zu entnehmen.

EOX-Differenzierung (Methodenentwicklung)

Im Rahmen dieser Arbeit wurde in Anlehnung an die AOX-Differenzierung nach Oleksy-

Frenzel et al. (2000) eine Methode zur Differenzierung des EOX entwickelt. Die Methoden-

entwicklung erfolgte in den folgenden drei Teilschritten:

Zunächst wurde geprüft, ob mit der bestehenden EOX-Bestimmungsmethode (vgl. Kap.

4.2.5 EOX) auch Brom- und Iodorganik quantitativ erfasst werden. Hierfür wurden

Chlorphenol, Bromphenol und Iodacetamid als Einzelsubstanzen (0,844 µg/L; 0,8279 µg/L

bzw. 0,619 µg/L des jeweiligen Halogens bezogen auf die Molmasse von Chlor) in

Ethylacetat bzw. Hexan und als EOX-Probe (Coulomat 7020CL, Ströhlein) gemessen. Für

Brom und Iod wurden schlechte und unreproduzierbare

Wiederfindungen ermittelt (Tab. 6). Organobrom- und

Organoiodverbindungen werden bei der Verbrennung

nicht vollständig in die Halogenide überführt, sondern

liegen z.T. in elementarer Form vor und werden dann

coulometrisch nicht erfasst. Durch Zugabe eines

Reduktionsmittels, z.B. Hydrazin, zum Elektrolyten

erfolgt die Überführung in die Halogenide vollständig

(Merz & Panzel, 1984). 50 µL 25 %ige Hydrazinlösung

auf 30 mL Elektrolytlösung führte zu zufriedenstellenden

Wiederfindungen (Tab. 6). Die Coulometrie wird durch das Hydrazin nicht gestört. Die Blind-

werte betragen für beide Lösungsmittel etwa 0,06 µg. Die Wiederfindungen sind für beide

Lösungsmittel vergleichbar.

Im zweiten Schritt wurden die Standards am Coulomaten 7020 CL (Ströhlein) verbrannt und

nach Absorption der Verbrennungsgase ionenchromatographisch (DX 100, Dionex, Methode

wie AOX-Differenzierung, Kap. 4.4.1) gemessen. Hierfür mussten gerätetechnische Anpas-

sungen an dem Coulomaten vorgenommen werden, die vor allem in der geeigneten

Dimensionierung des Absorptionsgefäßes bestanden. Als zweckmäßig erwies sich eine

30 cm lange Glassäule (Innendurchmesser: 1 cm) mit Auslaufhahn. Die Einleitung der

Verbrennungsgase erfolgt über eine Glaskapillare, die über einen Kugelschliff direkt an das

Verbrennungsrohr angeschlossen wird. Glaskapillare und Glasrohr werden über eine

Lochkappenverschraubung miteinander verbunden. Als Reduktionsmittel wurde dem

Absorber Sulfid zugegeben, da Hydrazin die Trennsäule der Ionenchromatographie

schädigen würde. Sulfid ist dagegen für die Coulometrie nicht geeignet, da es mit Silberionen

ausfällt und so die Messergebnisse verfälschen würde. Die ermittelten Wiederfindungen

Tab. 6: Wiederfindungen für Organo-

halogenstandards gemessen

als EOX (n = 3)

ohne

Hydrazin

mit

Hydrazin

AOCl 92 - 125 % 90 - 106 %

AOBr 54 - 90 % 88 - 118 %

AOI < 40 % 90 %

betragen für AOCl 120-140 %, für AOBr 84-108 % und für AOI 80-98 %. Die Überbefunde für

Chlorid sind auf altersbedingte schlechte Trenneigenschaften der Säule im Bereich von

Chlorid zurückzuführen. Die Lösungsmittelblindwerte liegen mit 0,1-0,07 mg/L Cl in der

gleichen Größenordnung wie bei der coulometrischen Bestimmung. Brom- und Iodblindwerte

waren nicht nachweisbar.

In der nächsten Stufe sollte überprüft werden, ob Störeinflüsse durch Matrixeffekte auftreten.

Hierfür wurden Bodenextrakte (organischer Oberboden der Rieselfelder Gatow und Buch,

Extraktion und Aufarbeitung vgl. Kap. 4.2.5 EOX) hergestellt und sowohl coulometrisch als

auch ionenchromatographisch analysiert. Als Lösungsmittel wurden Hexan und Ethylacetat

verwendet. Dadurch werden aus den gleichen Bodenproben zwei unterschiedliche Matrix-

systeme erzeugt, die sich sowohl in der Menge als auch in der Art der extrahierten Substan-

zen unterscheiden. Ethylacetat sollte im Vergleich zum Hexan auch stärker polare Substan-

zen extrahieren können. Es liefert sehr dunkel gefärbte Extrakte, die nach dem Einengen

filtriert werden müssen. Hexan liefert hellgelbe, relativ saubere Extrakte. Eine Filtration ist

nicht notwendig.

Die Extrakte wurden in den o.g. Konzentra-

tionen dotiert und sowohl coulometrisch als

auch ionenchromatographisch analysiert. Als

Blindwerte dienten Extrakte, die mit der jewei-

ligen Menge Lösungsmittel ohne Standardsub-

stanz dotiert wurden. Folgende Wiederfindun-

gen wurden ermittelt (Tab. 7).

Die Wiederfindungen sind für beide Lösungs-

mittel vergleichbar. Störeinflüsse durch die Matrix konnten nicht festgestellt werden. Die

Methodenentwicklung wurde an dieser Stelle zunächst abgebrochen und auf Bodenproben

außer Betrieb genommener Säulen der Anlage A angewendet. Bei positiven Befunden an

Brom- oder Iodorganik im Boden wäre die Methodenentwicklung weiter geführt worden.

4.4.2 Wassergehaltsmessung mit TDR (Time Domain Reflectometry)

Mit Hilfe der Time Domain Reflectometry (TDR) werden über entsprechende Messsonden

Bodenwassergehalte in situ gemessen. Das Messprinzip nutzt die unterschiedlichen

Dielektrizitätskonstanten (ε) von Wasser (ε ≅ 80), Boden (ε ≅ 1-3) und Luft (ε ≅ 1) aus. Ein

elektromagnetischer Impuls bewegt sich durch eine Medium mit hohem ε langsamer als

durch eines mit geringem. Je höher der Wassergehalt eines Bodens, desto höher ist seine

Dielektrizitätskonstante. Das heißt, die Ausbreitungsgeschwindigkeit elektromagnetischer

Wellen ist in feuchten Böden geringer als in trockenen. Dabei gilt folgende Gesetzmäßigkeit:

(13) µ⋅ε

vv = Ausbreitungsgeschwindigkeit elektromagnetischer Wellen

c = Lichtgeschwindigkeit im Vakuum

ε= relative Dielektrizitätskonstante

µ = magnetische Permeabilität

Tab. 7: Coulometrische (CL) und ionenchroma-

tographische (IC) Wiederfindungen

dotierter Bodenextrakte (n = 3)

AOCl AOBr AOI

CL 115 - 122 % 106 - 117 % 76 - 95 %

IC 88 - 118 % 102 - 110 % 80 - 83 %

Über Edelstahlsonden wird eine elektrischer Impuls in den Boden gesandt und dessen Aus-

breitungsgeschwindigkeit gemessen. Über entsprechende Eichfunktionen wird aus den

Messwerten der Wassergehalt im Boden errechnet. Für mineralische und organische Böden

gelten dabei andere Eichbeziehungen.

In den vorliegenden Untersuchungen wurden TDR-Feldsonden eingesetzt mit zwei aus Edel-

stahl bestehenden Sondenstäben (Länge: 10 cm, Durchmesser: 0,2 cm, Abstand der Stäbe:

1,6 cm). Die Messwerterfassung erfolgte mit dem Feldgerät FOM/m (Fa. Easy Test). Das

Gerät verfügt über zwei interne Kalibrierkurven, eine für organische und eine für mineralische

Böden. Eine Kalibrierung mit den Rieselfeldböden wurde nicht vorgenommen. Die Angabe

der Ergebnisse erfolgt in Vol. % H2O.

TDR-Sonden wurden gegen Ende der Versuchszeit in die Säulen 1 bis 8 gasdicht eingebaut.

Die verschiedenen Betriebsbedingungen wurden nachgestellt und die entsprechenden

Wassergehalte sowohl nach Wasserbeschickung als auch Luftabsaugung gemessen. Eine

Betriebsphase wurde dabei über etwa 3 Wochen beibehalten, um betriebsbedingte

Wassergehaltsschwankungen zu erkennen. In den Säulen 2, 3, 6 und 7 wurde darüber

hinaus die Endphase der Bodentrocknung verfolgt.

Pro Säule wurden drei TDR-Sonden in 10 cm Abstand übereinander eingebaut. Die unterste

Sonde war 10 cm vom Säulenboden entfernt, die mittlere 20 cm und die oberste 30 cm.

Detaillierte Ausführungen zum Messprinzip und zur Durchführung der

Wassergehaltsmessungen finden sich bei Podey (2001).

4.4.3 Bodensterilisierung

Bei dem Versuch, die mikrobiellen Humusumsetzungen in der Anlage B zu bilanzieren,

ergab sich die Schwierigkeit, dass in den Perkolaten nicht unterschieden werden konnte zwi-

schen DOC, der durch mikrobielle Prozesse mobilisiert wurde und DOC, der durch rein phy-

sikalische Desorption aus der organischen Bodensubstanz freigesetzt wurde. Daher sollte

ein Buch/Gatow-Säulenpaar der Anlage B steril betrieben werden, um mikrobielle Vorgänge

auszuschließen und den Anteil der Desorption zu ermitteln.

Als Sterilisationsmethode wurde die γ-Bestrahlung aus einer 60Co-Quelle gewählt. Es wurde

erwartet, dass diese Methode schonender für das Bodenmaterial ist als eine Autoklavierung,

die sicher zum Aufschluss des Bodenmaterials geführt hätte. Eine Vergiftung wurde eben-

falls nicht in Betracht gezogen, da eine vollständige Keimabtötung auch im Inneren von

Aggregaten nicht sicher gestellt werden konnte.

Die γ-Bestrahlung wurde aus einer 60Co-Quelle im Hahn-Meitner-Institut (HMI, Berlin) mit

einer Strahlendosis von 24,3 kGy (Janata, 1999) durchgeführt. Nach Dunger & Fiedler

(1997) ist eine Strahlendosis von 25 kGy ausreichend für eine sichere Sterilisierung von

Bodenmaterial. Nach Aussage von Dr. Janata (1999, Verantwortlich für die γ-Bestrahlungen

im HMI, Berlin) wird bereits mit 18 kGy eine vollständige Keimabtötung erreicht. Eine höhere

Strahlendosis als 25 kGy wurde vermieden, da befürchtet wurde, dass ein unnötig hoher

Energieeintrag zu ungewollten Veränderungen am Bodenmaterial führt.

Der Boden wurde in der Plexiglassäule bestrahlt. Dadurch unterblieb der Aus- und Einbau

des Bodens, der mechanische Belastungen und möglicherweise eine Wiederverkeimung

verursacht hätte. Die Anschlussstutzen am Plexiglaskörper für Zuluft und Beregnung wurden

vor der Bestrahlung mit Sterilfiltern (0,2 µm) versehen. Diese dienten nach der Wiederinbe-

triebnahme als Schutz gegen Wiederverkeimung durch Zuluft und Zulaufwasser. Das

Zulaufwasser wurde im Vorratsbehälter autoklaviert. Die zuführenden Schläuche und

Anschlussstücke wurden mit Ethanol (90 %) desinfiziert und anschließend mit autoklaviertem

Zulaufwasser gespült. Die Säulen wurden vor der Wiederinbetriebnahme auf Dichtigkeit

geprüft sowie 2 Stunden belüftet (Gasabsaugung), um Verfälschungen bei der CO2-Messung

zu vermeiden. Die Säulen wurden nach der Bestrahlung mit 2 m/a ungesättigt bei 23 °C

betrieben.

4.4.4 Statistische Auswertung der Ergebnisse

Die aufgenommenen Messdaten wurden zunächst in geeignete Zeitintervalle unterteilt und

mit dem Grubb´s Test (Sachs, 1997) auf Ausreißer geprüft. Anschließend wurde innerhalb

der einzelnen Intervalle der arithmetische Mittelwert gebildet.

Die Prüfung auf statistisch signifikant unterschiedliche Mittelwerte erfolgte über die Bildung

des 95 %-Konfidenzintervalls. Überlappen die Konfidenzintervalle zweier Stichproben nicht,

so gehören die Stichproben mit der entsprechenden Irrtumswahrscheinlichkeit α des Konfi-

denzintervalls unterschiedlichen Grundgesamtheiten an (Sachs, 1993). Ein Umkehrschluss

gilt nicht, d.h. bei überlappenden Konfidenzintervallen muss eine Prüfung mit weiteren Test-

verfahren erfolgen. Hier wurde der Student-t-Test für unabhängige bzw. abhängige Stichpro-

ben angewendet (Zöfel, 1992).

Dieses Vorgehen war zweckmäßig für die Auswertung der Daten von Anlage B, da hier

jeweils nur zwei Mittelwerte miteinander verglichen werden mussten. In der Anlage A wurde

zusätzlich über einfache Varianzanalyse (Zöfel, 1992) geprüft, ob signifikante Mittelwertun-

terschiede innerhalb der vier Varianten einer Bodenart bestehen.

Die Konfidenzintervalle wurden mit einer Irrtumswahrscheinlichkeit α von 5 % berechnet. Die

Ergebnisse des t-Tests werden in der graphischen Ergebnisdarstellung mit folgender Symbo-

lik kodiert:

kein Symbol nicht signifikant

* statistisch signifikant (α = 5 %)

** statistisch sehr signifikant (α = 1 %)

*** statistisch höchst signifikant (α = 0,1 %).

5 Verhalten der Parameter DOC und AOX unter verschiedenen

simulierten Zukunftsszenarien

Ergebnisse der Säulenversuchsanlage A

In der Anlage A wurden über die Beregnung mit Wässern verschiedener Qualität unter-

schiedliche denkbare Zukunftsszenarien (vgl. Kap. 4.2.1) für die Rieselfelder simuliert. Das

Verhalten verschiedener Parameter unter den Betriebsbedingungen dieser Szenarien wurde

untersucht. Gegenstand der vorliegenden Arbeit ist die Untersuchung des gelösten organi-

schen Materials (bestimmt als DOC) und des AOX im Sickerwasser sowie des EOX in der

Bodenmatrix. Die Kodierung der Probenbezeichnung ist in Kap. 4.2.1 (Tab. 3) erläutert, die

Bedeutung der Sternchen (*) in Kap. 4.4.4.

5.1 Mobilisierung von DOM und dessen Eigenschaften

Die Bestimmung des DOC gibt Aufschluss über die gesamte organische Belastung des

Sickerwassers. Zwischen Substanzen natürlicher bzw. anthropogener Herkunft kann hierbei

nicht unterschieden werden. Bei Bodenperkolaten rührt jedoch der überwiegende Teil des

DOC aus Mobilisierungsvorgängen des Bodenhumus (SOM) her und ist damit natürlichen

Substanzen zuzuordnen.

Vergleich der Böden und zeitliche

Änderungen

Die beiden Böden weisen sehr unter-

schiedliche DOC-Freisetzungen auf

(Abb. 11). Die DOC-Konzentrationen in

den Gatower Perkolaten pendeln sich

gegen Ende der Untersuchungen bei

im Mittel 22 mg/L ein. Die erkennbaren

schwachen Veränderungen über die

Zeit sind auf Grund der relativ großen

Streuung der Messwerte (Variations-

koeffizienten zwischen 5 und 18 %,

n = 12) nicht signifikant. Berliner

Grundwasser weist DOC-Konzentra-

tionen von etwa 2 bis 5 mg/L auf

(SenSUT, 1999). Die Perkolate der

Gatower Säulen stellen demnach

schon allein auf Grund ihres DOC-

Gehaltes und abgesehen von den

darin enthaltenen organischen Schad-

stoffen ein erhebliches Belastungspo-

OG SG KG AG OB SB KB AB

DOC [mg/L]

21. bis 61. W

64. bis 110. W

Abb. 11:DOC-Perkolatkonzentrationen als Mittelwerte der

Betriebszeiträume 21. bis 61. und 64. bis 110. Wo-

che (G: Gatow, B: Buch, O: Kontrollvariante,

S: Säurevariante, K: Kalkvariante, A: Klarwasser-

variante; *: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant)

tential für das Grundwasser dar.

Die Perkolate der Buch-Säulen weisen nach der Einfahrphase sehr geringe DOC-Konzen-

trationen auf. Am Ende der Versuchszeit liegen die Werte mit Ausnahme der Klarwasser-

säule (AB) zwischen 3 und 5 mg/L. Sie haben damit eine Größenordnung, die mit der Hinter-

grundbelastung des Berliner Grundwassers vergleichbar ist. Mit Ausnahme der Kalkvariante

(KB) ist über den Versuchszeitraum von 22 Monaten eine signifikante Abnahme (α = 5 %)

der DOC-Werte in den Säulenabläufen um je etwa 2 mg/L bzw. um bis zu 30 % (SB) fest-

stellbar. Denkbare Ursachen für diese Abnahme sind: Eine mikrobielle Adaptation, die zum

besseren Abbau des mobilisierten DOC führt; Veränderungen, die zu einer geringeren Frei-

setzung aus dem organischen Horizont führen (z.B. mit der Zeit sinkende Corg-Gehalte, vgl.

Renger et al., 1997); Festlegungsmechanismen an z.B. Fe- und Mn-Oxiden im C-Horizont.

Eine genaue Ursacheneingrenzung ist nicht möglich.

Mögliche Ursachen für die differierenden DOC-Freisetzungen der beiden Böden sind:

1. Die unterschiedlichen Gehalte an partikulärer organischer Substanz im Oberboden und

dessen Mächtigkeit: Der Gatower Boden besitzt mit 4,71 % im Ah1 bzw. 207 g Kohlen-

stoff in den Horizonten Ah1, Ah2, rAh (Horizontabfolge vgl. Kap 4.2.1, Tab. 2) nahezu

doppelt soviel Corg wie der Bucher Boden mit 2,97 % im Yah bzw. 110 g Kohlenstoff.

Unter Annahme ansonsten gleicher

Bedingungen sollte dann auch die

desorbierte Menge in den Bucher

Säulen deutlich geringer sein.

2. Unterschiedliche Boden-pH-

Werte: Der Bucher Boden ist mit

einem pH-Wert von etwa 4,8 deutlich

saurer als der Gatower Boden (pH

etwa 6,3). Niedrige pH-Werte führen

zur Protonierung organischer funktio-

neller Gruppen, wodurch die Polarität

organischer Verbindungen herabge-

setzt wird. Sie werden dadurch

schlechter mit der Wasserphase

transportiert (Andersson et al., 1999;

Sollins et al., 1996).

3. Mikrobielle DOM-Bildung (vgl.

Kap. 3.3, Abb. 3): Der Gatower

Boden ist in Folge seines annähernd

neutralen pH-Wertes auch der mikro-

biell aktivere (vgl. Kap. 6.2.1, Abb. 9).

Dadurch sollte die mikrobielle DOM-Bildung auch höher sein. Gleichzeitig sollte aber,

abhängig von der Abbaubarkeit des DOM, auch eine verstärkte Mineralisation stattfinden.

100

OG SG KG AG OB SB KB AB

SAK254 [1/m]

21. bis 61. W

64. bis 110. W

Abb. 12:SAK254 als Mittelwerte der Betriebszeiträume 21.

bis 61. und 64. bis 110. Woche (G: Gatow,

B: Buch, O: Kontrollvariante, S: Säurevariante,

K: Kalkvariante, A: Klarwasservariante; *: signifi-

kant; **: sehr signifikant; ***: höchst signifikant)

Es ist also schwer zu ermessen, ob höhere mikrobielle Aktivität zu höheren oder

geringeren DOC-Freisetzung führt.

Neben deutlichen Mengenunterschieden ist auch die Qualität des eluierten DOC der beiden

Böden sehr unterschiedlich. Sie kann ermittelt werden über den SAK254 und den SAK436. Im

UV-Bereich (SAK254) absorbieren generell delokalisierte π-Elektronensysteme. Für das Auf-

treten einer starken Färbung (SAK436) müssen aromatische Verbindungen mit Vielring-Sys-

temen vorhanden sein. In natürlichen Wässern werden hohe Werte für die Parameter SAK254

und SAK436 auf das Vorhandensein von Huminstoffen zurückgeführt. Der Quotient aus

SAK254 zu DOC (spezifischer Absorptionskoeffizient) wird allgemein zur Charakterisierung

des DOC herangezogen, der für Huminstoffe bei etwa 4 L/(m⋅mg) liegt (Abbt-Braun, 1993).

Der DOC der Gatower Perkolate

weist sehr hohe Werte für den SAK254

von 80 - 90 1/m (Abb. 12) und eine

ebenso starke Färbung von 3,5 bis

4 1/m (Abb. 58, Kap. 10.2.1) auf. Auf

Grund seines spezifischen Absorp-

tionskoeffizienten von im Mittel 3,8

L/(m⋅mg) ist der aus den Gatower

Säulen eluierte DOC als stark

huminstoffhaltiges organisches Mate-

rial zu charakterisieren (Abb. 13).

Über die Versuchszeit ist für alle

Gatow-Varianten eine signifikante

Zunahme des spezifischen Absorp-

tionskoeffizienten festzustellen, was

typisch für mikrobielle Umsetzungen

schwer abbaubarer organischer Sub-

stanz ist. Gleichzeitig kann hier auch

eine Verarmung an leicht auswasch-

baren Substanzen mit einem niedri-

gen SAK254/DOC-Verhältnis Ursache

für die Zunahme des spezifischen Absorptionskoeffizienten sein.

Der DOC der Bucher Bodensickerwässer zeichnet sich dagegen durch sehr niedrige SAK254-

Werte (10 1/m bzw. 20 1/m für die Klarwassersäule, Abb. 12) und praktisch keine Färbung

(0,1 bis 0,4 1/m, Abb. 58, Kap. 10.2.1) aus. Der spezifische Absorptionskoeffizient von etwa

2,2 L/(m⋅mg) zeigt im Vergleich zum Gatower Standort einen deutlich geringeren Huminstoff-

gehalt im DOC an (Abb. 13). Über die Versuchszeit steigt auch hier der SAK254/DOC für die

Kalk- und die Klarwassersäule signifikant an.

OG SG KG AG OB SB KB AB

SAK254 / DOC [L/(m·mg)]

21. bis 61. W

64. bis 110. W

Abb. 13:Charakterisierung des DOC an Hand des Quotien-

ten SAK254/DOC (G: Gatow, B: Buch,

O: Kontrollvariante, S: Säurevariante, K: Kalkvari-

ante, A: Klarwasservariante; *: signifikant;

**: sehr signifikant; ***: höchst signifikant)

Vergleich der Varianten

Die Unterschiede zwischen den Varianten eines Bodens sind im Vergleich zu den Bodenun-

terschieden in ihrer Größenordnung praktisch unbedeutend (Abb. 11 und 13).

Nach Varianzanalyse (Mittelwerte der 64. bis 110. Betriebswoche) lässt sich für die Gatow-

Perkolate folgende Reihe für den DOC (Abb. 11) und SAK254 (Abb. 12) aufstellen:

KG < OG = SG = AG. Lediglich die DOC-Konzentration der Kalkvariante ist um 5 mg/L

gegenüber der Kontrollsäule verringert, weist aber mit 18 mg/L immer noch eine grundwas-

serunverträgliche Größenordnung auf. Die Ursache für diese verringerte DOC-Freisetzung

ist nicht klar ersichtlich. Zwei Erklärungen sind denkbar:

1. Erhöhte Sorption oder Fällung von DOM in Folge höherer Kationenkonzentrationen: Bei

höheren Ionenstärken wird eine bessere Sorption von DOM beobachtet. Es wird ange-

nommen, dass Kationen Brücken zwischen negativ geladenen funktionellen Gruppen bil-

den (Sollins et al., 1996). Denkbar ist im vorliegenden Fall ein Calciumeinfluss. Die Calci-

umkonzentration in der Kalkvariante ist trotz Kalkaufbringung geringer als in der Kontroll-

säule (Renger et al., 1997). Die Calciumionen könnten zusammen mit Huminstoffen aus-

gefallen sein. Für die Färbung ergeben sich jedoch keine signifikanten Unterschiede zwi-

schen den Gatow-Varianten. Eine Calciumfällung von Huminstoffen sollte aber auch an

diesem Parameter sichtbar sein.

2. Mineralisation des freigesetzten DOC: Die Kalkaufbringung hat die Stabilisierung des

Boden-pH-Wertes um den Neutralpunkt bewirkt, während in der Säure- und Kontrollvari-

ante der Boden-pH-Wert von 6,5 auf 3,3 bzw. 5,1 gesunken ist (Renger et al., 1997).

Saure pH-Werte bewirken eine Hemmung der mikrobiellen Aktivität. Neutrale pH-Werte

bieten optimale Wachstumsbedingungen. Tatsächlich wird in der Säure- und Kontrollvari-

ante eine geringere und mit der Zeit sinkende Basalatmung ermittelt als in der Kalkvari-

ante (Renger et al., 1997). In den ersteren sollte also ein geringerer mikrobieller Abbau

vorliegen als in der letzteren. Das Ergebnis wären mit der Zeit steigende DOC-Konzentra-

tionen in der Säure- und Kontrollvariante und sinkende in der Kalkvariante (Abb. 11).

Für die DOC-Konzentrationen bzw. den SAK254 der Bucher Varianten ergeben sich nach

Varianzanalyse folgende signifikante Reihen: SB < OB = KB << AB (DOC, Abb. 11) bzw.

SB < OB < KB < AB (SAK254, Abb. 12). Die DOC-Konzentration für die Bucher Säurevariante

liegt um 1 mg/L unter denen der Kontrollsäure. Die Ursache hierfür kann in der verringerten

Löslichkeit von organischer Substanz bei geringeren pH-Werten liegen. Der Perkolat-pH-

Wert der Säurevariante liegt bei etwa 3,7, für die übrigen Varianten bei etwa 4,2. Der Boden-

pH-Wert sank in der Säurevariante sogar von etwa 4,8 auf etwa 3,3 (oberste 10 cm), in der

Kontrollvariante lediglich auf etwa 4,0 (Renger et al., 1997).

Eine Besonderheit stellen die Klarwasservarianten dar. Bei beiden Böden bricht der Klar-

wasser-DOC nicht in der erwarteten Menge durch die Säulen durch. Mit dem Klarwasser

wird den Säulen ein DOC von im Mittel 15 mg/L zugeführt. In früheren Säulenversuchen

haben sich Restgehalte von etwa 10 bis 12 mg/L Klarwasser-DOC als schlecht sorbierbar

und kaum biologisch abbaubar erwiesen (Drewes, 1997; Reemtsma et al., 2000). Demnach

wurde erwartet, dass die DOC-Konzentrationen der Klarwassersäulen beider Böden um etwa

10 mg/L über denen der jeweiligen Kontrollsäulen liegen werden. Tatsächlich besteht zwi-

schen den DOC-Konzentrationen der Gatower Kontroll- und Klarwassersäule kein signifi-

kanter Unterschied. Die Bucher Klarwassersäule weist um lediglich knapp 5 mg/L höhere

DOC-Konzentrationen im Perkolat auf als die Kontrollsäule. Der SAK254 verhält sich ver-

gleichbar zum DOC. Die Färbung des Klarwassers wird in der Gatower Klarwassersäule

sogar verringert und in der Bucher Säule nahezu vollständig eliminiert. Als Ursache sind hier

wie bei der Gatower Kalksäule ein verbesserte Sorption in Folge der höheren Ionenstärke

durch den Salzgehalt des Klarwassers bzw. eine Calciumfällung oder eine Mineralisation des

DOC denkbar. Das Klarwasser hat auf beide Böden annähernd den gleichen pH-Wert stabi-

lisierenden Effekt wie die Kalkzugabe.

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die unterschiedlichen Beregnungen wäh-

rend der Versuchszeit keine relevanten Änderungen in den Bodenkörpern bewirkt haben. Die

eingetretenen Veränderungen sind zwar teilweise statistisch absicherbar, zeigen aber

gerade für den Bucher Standort mit seinen sehr geringen Freisetzungen organischer Sub-

stanz keinerlei ökologische Relevanz. Die Veränderungen in dem Gatower Boden sind

dagegen zu gering, um eine Grundwasserverträglichkeit des Sickerwassers zu erreichen.

Die beobachteten Effekte sind offenbar auf den pH-Wert und die Ionenstärke zurückzufüh-

ren. Es bleibt festzustellen, dass ein massiverer Eingriff in die Systeme notwendig gewesen

wäre, um relevante Ergebnisse in

Bezug auf

Mobilisierungsmechanismen der

organischen Substanz in einem

Bodenkörper zu erhalten.

5.2 Mobilisierung organischer

Schadstoffe am Beispiel des

AOX

Während die bisher dargestellten

Parameter DOC, SAK254 und SAK436

aus der Umsetzung partikulärer orga-

nischer Bodensubstanz herrühren, ist

der AOX ein anthropogener Schad-

stoffparameter, dessen Gehalte um

drei Größenordnungen unter denen

des DOC liegen.

100

125

OG SG KG AG OB SB KB AB

AOX [µg/L]

21. bis 61. W

64. bis 110. W

Abb. 14:AOX-Konzentrationen der Säulenperkolate als

Mittelwerte der Betriebszeiträume 21. bis 61. und

64. bis 110. Woche (G: Gatow; B: Buch;

O: Kontrollvariante, S: Säurevariante, K: Kalkvari-

ante, A: Klarwasservariante; *: signifikant;

**: sehr signifikant; ***: höchst signifikant)

Vergleich der Böden und zeitliche Änderungen

Auch in der Elution organischer Schadstoffe zeigen sich deutliche Unterschiede zwischen

den beiden untersuchten Böden (Abb. 14). Während die Gatower Perkolate hohe AOX-

Konzentrationen von im Mittel 73 µg/L AOX (ohne Klarwassersäule) aufweisen und damit

deutlich über den Gehalten von geklärtem kommunalen Abwasser (knapp 50 µg/L) liegen,

sind die Bucher Perkolate mit im Mittel 12 µg/L AOX (ohne Klarwassersäule) nur sehr gering

belastet. Die Unterschiede in den AOX-Freisetzungen der beiden Böden werden in Kapitel

6.2.2 im Zusammenhang mit Ergebnissen der Anlage B diskutiert.

Signifikante zeitliche Änderungen sind für die Gatower Varianten nicht zu ermitteln. Der

Anstieg bei der Säurevariante ist als Artefakt zu werten, verursacht durch den Betrieb einer

einzelnen Säule am Ende der Untersuchungen. Bei den Bucher Varianten führt die Säurebe-

schickung zu einer signifikanten Abnahme der AOX-Konzentrationen um 4 µg/L bzw. 30 %

und die Klarwasserbeschickung zu einer Zunahme um 7 µg/L bzw. 16 %.

Variantenvergleich

Der Variantenvergleich zeigt Parallelen zum Verhalten des DOC: Gegenüber der Kontroll-

säule weist die Gatower Kalksäule um 13 µg/L bzw. 18 % geringere AOX-Konzentrationen

auf. Denkbar ist hier ein Transport des AOX mit dem DOC als Lösungsvermittler. Bei sinken-

der DOC-Konzentration sinkt dann auch die des AOX.

Die Bucher Säurevariante hat eine um 3,7 µg/L bzw. 30 % geringere AOX-Konzentration als

die Kontrollsäule. Die Ursache kann hier ebenso ein Transport des AOX mit dem ebenfalls in

der Konzentration gesunkenen DOC sein. Gleichzeitig kann eine verringerte Löslichkeit des

AOX mit geringerem pH-Wert zu einer zusätzlichen Konzentrationssenkung führen.

Die Klarwassersäulen beider Böden haben um 37 µg/L höhere AOX-Konzentrationen als die

jeweiligen Kontrollsäulen. Klarwasser enthält AOX in einer mittleren Konzentration von knapp

50 µg/L, der zu fast 80 % durch die Säulen beider Standorte durch bricht. Im Gegensatz zum

DOC weisen die Böden offenbar kaum Rückhaltepotential für AOX auf. Für den Gatower

Boden wird auch nach Felduntersuchungen von einer sorptiven Sättigung des Bodens mit

AOX und einem dadurch nur geringen Rückhaltepotential für Organohalogene berichtet

(Reemtsma et al., 2000; Drewes, 1997; Berliner Wasserbetrieb, 1990 und 1988). Aus Grün-

den des Grundwasserschutzes sollte eine intensive Klarwasserversickerung daher unterblei-

ben.

5.3 EOX-Untersuchungen des Bodenmaterials

In mehrmonatigen Abständen wurden die Parallelsäulen einer Bodenart und Variante außer

Betrieb genommen, der Boden Segmentweise beprobt und auf den Gehalt an EOX in ver-

schiedenen Tiefen analysiert. Die Summe der Halogenorganikausträge über die Wasser-

phase sollte gegen die Veränderungen in den Bodengehalten bilanziert werden.

Abb. 15 und Abb. 16 zeigen die EOX-Gehalte in den Bodensäulen nach 15 Monaten Be-

triebszeit der Anlage. EOX-Analysen der Böden vor Einbau in die Säulen wurden nicht

durchgeführt. Die Anfangsgehalte sind daher nicht bekannt.

Die Bodenproben der Bucher Säulen weisen

wesentlich höhere EOX-Gehalte auf als der

Gatower Boden. In den obersten 20 cm lie-

gen die Konzentrationen zwischen 5 und

7 mg/kg Trockensubstanz (TS). Die Bucher

Säulen zeigen ein ausgeprägtes Tiefenprofil

mit nahezu konstanten Gehalten in den

ersten 20 cm und einem übergangslosen

Abfall innerhalb weniger Zentimeter auf eine

Hintergrundbelastung von 0,1 - 0,2 mg/kg

TS. Das Gatower Bodenmaterial weist mit

etwa 1 bis 3 mg/kg TS in den oberen Zenti-

metern durchweg geringere Gehalte an

Halogenorganika auf als die Bucher Säulen.

Mit der Säulentiefe sinken die EOX-Gehalte

kontinuierlich bis zu einem Hintergrundwert

um 0,1 mg/kg TS in 45 cm Säulentiefe. Für

beide Böden spiegeln die EOX-Gehalte mit

der Tiefe die Corg-Gehalte wieder. Bis in eine

Tiefe von 20 cm war in die Buch-Säulen der

organische Yah-Horizont mit einem Corg von

2,97 % eingebaut. Darunter schlossen sich

die mineralischen C-Horizonte an (Corg-

Gehalt: 0,23 - 0,09 ). Das Tiefenprofil zeigt

deutlich, dass lediglich die obersten humus-

haltigen Bodenschichten ein Sorptionspoten-

tial für Halogenorganika aufweisen. Die tiefer

liegenden Sande zeigen nur geringe Hinter-

grundbelastungen, die z.T. auch durch die

AOX-Konzentration des zum Zeitpunkt der

Beprobung im Boden befindlichen Sicker-

wassers verursacht sein können. Die Hori-

zontierung in den Gatow-Säulen führt zu mit

02468

EOX [mg/kg]

Säulentiefe [cm]

Kontrolle

Säure

Kalk

Klarwasser

Abb. 15:EOX-Konzentrationen in den Buch-Säulen

nach 15 Monaten Betriebszeit

01234

EOX [mg/kg]

Säulentiefe [cm]

Kontrolle

Säure

Kalk

Klarwasser

Abb. 16:EOX-Konzentrationen in den Gatow-Säulen

nach 15 Monaten Betriebszeit

der Tiefe kontinuierlich abnehmenden Corg-Gehalten (0-12 cm: 4,71 % Corg; 12 - 30 cm:

2,58 % Corg; 30 - 50 cm: 0,44 % Corg) und dementsprechend kontinuierlich sinkenden EOX-

Konzentrationen.

Auffällig ist, dass der Bucher Boden trotz geringerer Corg-Gehalte höhere Konzentrationen an

EOX aufweist als der Gatower Boden. Offenbar besitzt der Bucher Boden qualitativ anderes

organisches Material, das ein stärkeres Bindungs- bzw. ein wesentlich geringeres Freiset-

zungsvermögen für Halogenorganika aufweist als das Gatower organische Material. Mögli-

che Ursachen für diese Qualitätsunterschiede werden in Kap. 6.2.2 im Zusammenhang mit

Ergebnissen der Anlage B diskutiert.

Eine Bilanzierung des AOX-Austrages gegen die Änderung der EOX-Gehalte mit zunehmen-

der Säulenbetriebsdauer ist nicht möglich, da der AOX-Austrag über die gesamte Versuchs-

zeit lediglich bei 3 bis 6 % des gesamten Bodeninventars liegt und damit in der Größenord-

nung der Messwertschwankungen der EOX-Methode (3 bis 4 %) bleibt. Erschwerend kommt

hinzu, dass die EOX-Gehalte in den oberen Zentimetern der im Abstand von mehreren

Monaten beprobten Parallelsäulen um etwa 3 bis 4 mg/kg schwanken. Diese Schwankungen

scheinen messmethodisch bedingt zu sein (vgl. Kap. 4.2.5: EOX) und machen eine Stoff-

mengenbilanzierungen unmöglich. Angesichts dieser Tatsache sind auch die unterschiedli-

chen Gehalte an EOX für die verschiedenen Varianten (Abb. 15 und 16) als zufällig anzuse-

hen und nicht auf die verschiedenen Beregnungswässer zurückführbar.

5.4 Differenzierung des AOX und EOX in die einzelnen Halogenfraktionen

Von den Säulenperkolaten zweier aufeinanderfolgender Beprobungen wurde eine Differen-

zierung des AOX in Chlor-, Brom- und Iodorganik vorgenommen. Die gemittelten Ergebnisse

sind in Abb. 17 und 18 dargestellt.

In den Bucher Perkolaten (Abb. 17) setzt sich der AOX zum überwiegenden Teil aus Chloror-

ganik und einem geringeren Anteil an Iodorganik zusammen. Bromorganik ist von unterge-

ordneter Bedeutung. Der AOX in den Säulenperkolaten der Gatow-Säulen weist dagegen

neben der Chlor- und Iodorganik erhebliche bis teilweise dominierende Anteile an Bromor-

ganik auf (Abb. 18).

Bei den industriell hergestellten Halogenorganika handelt es sich vor allem um chlororgani-

sche Verbindungen, die für vielfältigste Zwecke eingesetzt werden bzw. wurden (Pestizide,

Desinfektionsmittel, Lösungsmittel, Konservierungsmittel, Reinigungs- bzw. Entfettungsmit-

tel, Stabilisatoren, Kältemittel etc.) (Jost, 1989). So gelangten Chlororganika auch auf den

verschiedensten Wegen ins Abwasser und auf die Rieselfelder. Die Verwendung von Iodor-

ganik beschränkt sich im Wesentlichen auf den medizinischen Bereich. Hier kommen sie als

Röntgenkontrastmittel zum Einsatz und gelangen über die Urinausscheidung der Patienten

ins Abwasser. Vor allem Abwässer von Kläranlagen im Einzugsbereich von Krankenhäusern

weisen daher neben der Chlororganik auch hohe Anteile an Iodorganik auf, wohingegen das

Abwasser von ländlichen Einzugsgebieten im Wesentlichen frei von Iodorganik ist (Oleksy-

Frenzel et al., 1995). Bromorga-

nik hat in der technischen Pro-

duktion dahingegen eine unter-

geordnete Bedeutung (Jost,

1989; Striefler, 1989). Dies spie-

gelt sich auch in den Gehalten

verschiedener Käranlagenabläufe

mit unterschiedlichen

Einzugsgebieten wieder. Der

Anteil der Bromorganik am Ge-

samt-AOX liegt unter 10 %

(Oleksy-Frenzel et al., 1995).

Die Verteilung der Halogenorga-

nika in den Bucher Säulenper-

kolaten ist gut mit der heutigen

Abwasserzusammensetzung er-

klärbar, unter der Voraussetzung,

dass sich die Anteile unter-

schiedlich halogenierter Organika

im Abwasser mit der Zeit nicht

stark verändert haben. Um so

mehr verwundert der hohe Anteil

an Bromorganik in den Gatower

Säulenperkolaten. Mit der Diffe-

renzierung des EOX sollte geklärt

werden, ob der Gatower Boden

nennenswerte Anteile an Brom-

organik aufweist, die mit dem

Perkolat ausgewaschen werden

können. Die hierfür etablierte

Methode wurde auf die obersten

0 - 10 cm der nach 5, 15 und 25 Monaten Versuchszeit außer Betrieb genommenen Gatower

und Bucher Bodensäulen angewendet. Es ergaben sich keine Hinweise auf das Vor-

handensein von Bromorganik am Bodenmaterial. Es besteht daher weiterer Klärungsbedarf

zur Herkunft der Bromorganik in den Gatower Säulenperkolaten.

In der Literatur wird bei der Chlorung und Ozonung von Trinkwässern mit hohen Bromidkon-

zentrationen von der bevorzugten Bildung bromierter Halomethane im Vergleich zu chlorier-

1 Die Messwertabweichung zwischen den beiden Beprobungen betrug zwischen 5 und 40 %, im Mittel 10 %.

Trotz der teilweise erheblichen Abweichung wurden die Werte gemittelt, da die Parallelproben jeweils das gleiche

Verteilungsmuster der einzelnen Halogene aufwiesen und dieses auch nach der Mittelung erhalten blieb. Aus der

Untersuchung werden daher lediglich qualitative Aussagen getroffen, quantitative wären nicht zulässig.

100

Kontrolle Säure Kalk Klarwasser

Cl, Br, I [mol %]

AOCl

AOBr

AOI

Abb. 17:Ergebnisse der AOX-Differenzierung für die Buch-Säu-

len (gemittelte Daten von zwei Beprobungen1)

100

Kontrolle Säure Kalk Klarwasser

Cl, Br, I [mol %]

AOCl

AOBr

AOI

Abb. 18:Ergebnisse der AOX-Differenzierung für die Gatow-

Säulen (gemittelte Daten von zwei Beprobungen1)

ten berichtet (Golfinopolous et al., 1996; Najm & Krasner, 1995; Schmidt et al., 1995; Shu-

kairy et al., 1995; Schmidt et al., 1993).

Ferner wird in der Literatur die Bildung von natürlichen Organohalogenen, darunter auch bro-

mierten, und vor allem deren mengenmäßige Relevanz gegenüber den anthropogenen Ein-

trägen in die Umwelt sehr kontrovers diskutiert (Kankaanpaa et al., 1997; Grimvall et al.,

1994; Nkusi & Müller, 1994; Ballschmiter, 1989; Striefler, 1989). In marinen Systemen wird

dabei von der Bildung bromorganischer Verbindungen durch verschiedene Algen berichtet

(Hoekstra & de Leer, 1995; Gribble, 1994). Auch Drewes (1997) stellte in Säulenversuchen

mit Waldboden und Gatower Rieselfeldböden eine Erhöhung des Bromorganikanteils am

Gesamt-AOX mit zunehmender Betriebsdauer fest und führte diesen Befund auf eine bio-

gene Bildung zurück. Allerdings wurde von Drewes (1997) keine EOX-Bestimmung des

Bodenmaterials und damit auch keine EOX-Differenzierung durchgeführt, so dass eine ver-

stärkte Rücklösung von Bromorganik aus dem Bodenmaterial nicht ausgeschlossen werden

kann.

Untersuchungen zur biogenen Bromorganikbildung waren im Rahmen der vorliegenden

Arbeit nicht möglich. Die Herkunft der hohen AOBr-Anteile im Gatower AOX bleibt offen.

6 Einfluss der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen auf die Mobi-

lisierung von Schadstoffen unter verschiedenen Beregnungsre-

gimen

Ergebnisse der Säulenversuchsanlage B

Ergänzend zu den Untersuchungen mit der Anlage A, wurde mit der Anlage B der Einfluss

des mikrobiellen Abbaus organischer Bodensubstanz auf die Freisetzung von Schadstoffen

studiert. Der Konzeption der Anlage lag die Annahme zu Grunde, dass ein Abbau von

Bodenhumus zu einer verminderten Sorptionskapazität des Bodens und damit zu einer

Mobilisierung von sorbierten Schadstoffen führt. In der gasdichten Anlage wurden daher die

CO2- und DOC-Freisetzung, als Maß für den mikrobiellen Abbau organischer Bodensub-

stanz, zugleich mit den Schadstoffparametern AOX, Zn und Ni unter verschiedenen

Beregnungsregimen aufgenommen

Die folgenden Darstellungen orientieren sich jeweils an verschiedenen Zeiträumen, innerhalb

derer unterschiedliche Beregnungsregime parallel bzw. nacheinander untersucht wurden.

Die Betriebsbedingungen in den verschiedenen Phasen sind in Tab. 28 (Kap. 10.1) darge-

stellt.

Innerhalb einer Betriebsphase wurden die Einzelmesswerte in geeigneten Zeitintervallen

gemittelt und mit dem Beregnungsvolumen zur absoluten Messgröße (Stoffmenge pro Wo-

che) verrechnet. Die Schwankungsbreiten der einzelnen Parameter einer Säule liegen zwi-

schen 5 und 15 %, in Extremfällen betriebsbedingt auch deutlich höher. Extrem hohe

Schwankungen sind i.d.R. auf Instabilitäten des Zulaufvolumenstroms zurückzuführen, die

bei der Berechnung der absoluten Stoffmengen direkt in die Werte eingehen, aber auch

durch Verdünnungseffekte die relativen Messwerte (Konzentrationen) beeinflussen. Bei

Schwankungen des Beschickungsvolumens durch Betriebsstörungen wurden die entspre-

chenden Werte eliminiert. Unabhängig vom Beschickungsvolumen zeigen die Nährstoff-

messungen (N und P) deutlich höhere Schwankungsbreiten als die übrigen Parameter. Die

spektralen Absorptionskoeffizienten mit Variationskoeffizienten von kleiner 7 % für den

SAK254 erweisen sich als die stabilsten Parameter. Bis zur 52. Betriebswoche war in der

CO2-Produktion ein Jahresgang zu erkennen, da die Temperaturen in der Versuchshalle jah-

reszeitlich bedingt um bis zu 10 °C (18 – 28 °C) variierten. Ab der 53. Betriebswoche befand

sich die Säulenanlage in einer Klimakammer bei konstanten 23 ± 1 °C.

Wegen der hohen Schwankungsbreiten können nur Reaktionen des Systems auf massive

Störungen erkannt werden, die eine Änderung der Messparameter von größer 15 % verursa-

chen. Zur Absicherung der Aussagen wurden die Ergebnisse statistisch ausgewertet (vgl.

Kap. 4.4.4) und die folgenden Abbildungen mit dem 95 %-Konfidenzintervall versehen.

6.1 Charakterisierung des eingesetzten Bodenmaterials vor Einbau in die

Säulen

Das Bodenmaterial wurde vor Einbau hinsichtlich allgemeiner bodenkundlicher Parameter

Tab. 8: Ausgewählte bodenkundliche und bodenchemische Kenndaten der in Anlage B eingesetzten

Bodenmaterialien (Ausgangsgehalte vor Einbau in die Säulen, TS = Trockensubstanz)

Gatow (Ah1) Buch (YAh)

Bodenmasse pro Säule (TS) kg 6,62 7,45

Bodenart schwach lehmiger

Sand feinsandiger

Mittelsand

Boden-pH 6,6 4,9

Corg % 4,97 4,06

Corg-Inventar pro Säule g 329 302

Corg t/ha 214 196

Norg % 0,49 0,40

Norg-Inventar pro Säule g31 30

Norg t/ha 20 19

C/N-Verhältnis 10,2 10,1

Pges g/kg 3,8 4,0

Pges pro Säule g25 30

Pges t/ha 16 19

EOXEmg/kg 1,3 15,1

EOXE-Inventar pro Säule mg 8,6 112

EOXEkg/ha 5,9 73,0

Zn mg/kg 540 465

Zn-Inventar pro Säule g3,6 3,5

Zn t/ha 2,3 2,3

Ni mg/kg 74 42

Ni-Inventar pro Säule mg 490 313

Ni kg/ha 40 203

Fe g/kg 4,4 9,7

Fe-Inventar pro Säule g 23,3 73,9

Fe t/ha 40 46,9

Mn mg/kg 79 94

Mn-Inventar pro Säule mg 513 705

Mn kg/ha 340 455

und auch hinsichtlich seines Schadstoffgehaltes untersucht. So konnten die verschiedenen

in den Säulenperkolaten gemessenen Stoffe und Stoffgruppen in Relation zum Bodengehalt

gesetzt werden. Die folgende Tabelle (Tab. 8) gibt ausgewählte Kenndaten des Ausgangs-

materials wieder.

6.2 Schwankungsbreiten der Parallelsäulen eines Bodens und Vergleich der

Böden

Die Anlage wurde mit Trinkwasser eingefahren. Die wöchentliche Versickerungsmenge

betrug 600 mL bzw. 2 m/a. Die mittlerer Temperatur lag bei 23 °C (± 1 °C). Das Einfahren

diente dem Auswaschen von Material, das durch die Behandlung des Bodens vor dessen

Einbau mobilisiert worden war. Stabile Ablaufwerte wurden nach 5 Monaten erreicht. Damit

nahm die Einfahrphase deutlich mehr Zeit in Anspruch als ursprünglich angenommen wurde.

Im Anschluss wurden die Betriebsparameter für weitere 19 Wochen beibehalten (Betriebs-

phase A). Dies ermöglichte die Bestimmung von Schwankungsbreiten der verschiedenen

Messparameter sowie des Parallelverhaltens der Säulen eines Standortes und einen Ver-

gleich der Freisetzungen der beiden Böden.

6.2.1 Vergleich der mikrobiellen Aktivität und Umsetzungen des SOM

Trotz ihrer geographischen Nähe und geologischen Verwandtschaft verhalten sich beide

Böden unter ansonsten gleichen Betriebsbedingungen sehr unterschiedlich. In Abb. 19 und

Tab. 9 ist das Freiset-

zungsverhalten der beiden Stand-

orte bzgl. des organischen Kohlen-

stoffs als Mittelwerte der vier

Parallelsäulen eines Bodens dar-

gestellt. Die Gatower Säulen set-

zen mit 18 mg/Woche DOC etwa

ein Viertel weniger DOM frei als

die Bucher Säulen, obwohl das

Corg-Inventar der letzteren um fast

10 % geringer ist. Anhand der

spektralen Absorptionskoeffizien-

ten (SAK254, SAK436, SAK254/DOC)

ist das gelöste organische Material

beider Böden als stark huminstoff-

haltig zu charakterisieren (Tab. 9).

Die den DOC-Frachten in Abb. 19

entsprechenden Konzentrationen

betragen für Gatow 30 und für

Buch 43 mg/L (Tab. 9) und liegen

für Gatow um 8 mg/L und für Buch

300

400

500 2 m/a, 23 °C

CO2-C [mg] CO2-C/DOCDOC [mg]

Freisetzung pro Woche

Gatow

Buch

Abb. 19: Umsetzungen der organischen Bodensubstanz und

deren Produkte im Säulenablauf (Betriebsphase A:

2 m/a, 23 °C), Mittelwerte aus den vier Parallelsäulen

je Standort

um 38 mg/L über den

Ablaufwerten der Anlage A.

Diese Differenzen beruhen zum

einen auf der wesentlich größe-

ren Mächtigkeit des organi-

schen Oberbodens in Anlage B.

Das perkolierende Wasser legt

dadurch eine längere

Wegstrecke (längere

Aufenthaltszeit) im organischen

Horizont zurück und kann

stärker mit gelöstem

organischen Material angereichert werden. Dieses kann durch reine Desorption oder

mikrobielle Bildung (Bildung kleinerer, wasserlöslicher organischer Moleküle (DOM) durch

mikrobiellen Abbau von SOM, vgl. Abb. 3, Kap. 3.3) freigesetzt werden. Zum anderen fehlen

in der Anlage B die mineralischen Horizonte, die offenbar Eliminationsmechanismen für

gelöste organische Substanzen aufweisen. Diese Elimination kann über mikrobiellen Abbau

oder in geringem Maße über die Festlegung durch Adsorption an Sesquioxide erfolgen

(Kaiser & Zech, 1998; McDowell & Wood, 1984). Sie ist bei geringen pH-Werten begünstigt

(Avena & Koopal, 1999; Sollins et al., 1996), wodurch sich die hohen DOC-Differenzen des

sauren Bucher Bodens in den beiden Anlagen erklären.

Zur quantitativen Bestimmung der mikrobiellen SOM-Umsetzungen (SOM = soil organic

matter) wurde neben dem DOC die Respiration erfasst. Die Kohlenstofffreisetzungen in Form

von Kohlendioxid liegen um das 10 bis 20-Fache über der des DOC (Abb. 19, Tab. 9). Mit

401 mg/Woche ist die Bodenatmung in dem Gatower Boden um etwa ein Drittel höher als im

Bucher Boden mit 304 mg/Woche. Ursächlich für die unterschiedliche Respiration der Böden

ist im wesentlichen der unterschiedliche Boden-pH-Wert. Weiterhin kann auch der Unter-

schied in den Humusgehalten eine Rolle spielen. Im Boden stellt sich ein Gleichgewicht zwi-

schen Substratangebot und Re-

spiration ein (Dunger & Fiedler,

1997). Als Substrat wird hier der

SOM-Gehalt angesehen. Unter der

Voraussetzung, dass der Humus

beider Böden zu gleichen Anteilen

biologisch verwertbar ist, ist das

Substratangebot im Gatower Boden

auf Grund des höheren Corg-Gehaltes höher als im Bucher Boden. Darüber hinaus gedeihen

die meisten Mikroorganismen am besten bei schwach alkalischen pH-Werten, nur wenige

tolerieren pH-Werte von kleiner als 5 (Schlegel, 1995). Der geringere Humusgehalt und der

saure pH-Wert im Bucher Boden (Tab. 10) haben offenbar eine geringere Atmung der

Mikroorganismen und einen geringeren Abbau von organischer Bodensubstanz zur Folge.

Tab. 10: pH und Leitfähigkeit der Gatower und Bucher

Säulenperkolate (Anlage B, Mittelwerte der vier

Parallelsäulen eines Bodens)

Gatow Buch

pH 7,39 5,38

Leitfähigkeit 1013 µS/cm 927 µS/cm

Tab. 9: DOC-Konzentrationen und spektroskopische Parameter

in den Säulenperkolaten der Anlage B (Betriebsphase

A, Mittelwert der vier Parallelsäulen eines Bodens), in

Klammern: 95 %-Konfidenzintervall

Gatow Buch

DOC mg/L 30,2 (± 2,3) 43,0 (± 3,6)

CO2-C mg/Woche 401 (± 35) 304 (± 24)

SAK254 1/m 110 (± 9,0) 142 (± 13,0)

SAK436 1/m 5,3 (± 0,3) 5,6 (± 0,5)

SAK254/DOC L/(m⋅mg) 3,6 (± 0,02) 3,3 (± 0,02)

Bildet man den Quotienten aus der CO2-Produktion und DOC-Freisetzung (CO2-C/DOC,

Abb. 19), so ist dieser für den Gatower Boden fast doppelt so hoch wie für den Bucher

Boden. Dies zeigt, dass im Gatower Boden in Folge der höheren mikrobiellen Aktivität ein

größerer Anteil des mikrobiell um- bzw. freigesetzten oder desorbierten DOM vollständig zu

CO2 und Wasser mineralisiert wird. Der Quotient CO2-C/DOC wird in dieser Arbeit als relati-

ves Maß für den Mineralisationsgrad des umgesetzten SOM herangezogen. Je höher das

Verhältnis, desto besser oder vollständiger wird das umgesetzte organische Material unter

den in den Säulen herrschenden Bedingungen mineralisiert.

Eine Differenzierung zwischen den beiden benannten Freisetzungsmechanismen für DOM

(Desorption bzw. mikrobielle Bildung aus SOM) kann nur spekulativ erfolgen. In dem Gato-

wer Boden sollte auf Grund des höheren Corg-Gehaltes und des annähernd neutralen pH-

Wertes sowohl die Desorption als auch die mikrobielle Umsetzung/Bildung von DOM aus

SOM höher sein als im Bucher Boden. Im Bucher Boden bewirkt der geringere Corg-Gehalt

und der niedrige pH-Wert eine geringere Desorption von DOM (geringeres Inventar und ver-

minderte Löslichkeit organischer Substanzen im Sauren; Sollins et al., 1996). Auf Grund des

niedrigen pH-Wertes sollte auch die mikrobielle Bildung geringer sein. Der pH-Wert wirkt also

gleichsinnig auf Desorption und mikrobielle Umsetzung.

Desorption und mikrobielle Bildung führen zur Erhöhung des DOM-Anteils im perkolierenden

Wasser. Mikrobielle Mineralisation mobilisierter organischer Substanzen führt dagegen zu

deren Konzentrationserniedrigung. Diese sollte, unter der Voraussetzung der biologischen

Abbaubarkeit des DOM, im neutralen Gatower Boden ebenfalls höher sein als im sauren

Bucher Boden. Der DOC-Gehalt im Perkolat ist das Resultat der Gleichgewichtseinstellung

zwischen DOM-Bildung und –Mineralisation unter den gegebenen Bedingungen im Boden.

Dabei wirkt der pH-Wert auch hier gleichsinnig: Neutrale pH-Werte begünstigen sowohl Bil-

dung als auch Mineralisation, niedrige pH-Werte wirken vermindernd auf beide Prozesse.

Die Gatower Perkolate weisen trotz der günstigeren Bedingungen für eine DOM-Bildung

geringere DOC-Gehalte auf als die Bucher Perkolate. Dies ist auf die im Gatower Boden

ebenfalls günstigeren Bedingungen für eine DOM-Mineralisierung zurückzuführen (Abb. 19,

CO2-Produktion und CO2/DOC).

6.2.2 Vergleich der Nährstoff- und Schadstoffmobilisierungen

Ammonium und Nitrit waren in den Säulen beider Standorte während der gesamten

Betriebsphase A nicht nachweisbar oder in unbedeutenden Mengen vorhanden. Dies lässt

auf eine gute Belüftung der Säulen und ungesättigte Versickerungsbedingungen mit voll-

ständiger Nitrifikation des nach mikrobiellem SOM-Abbau freigesetzten Ammoniums

(Ammonifikation) schließen.

In Abb. 20 werden durch die Mittelwertbildung über die vier Säulen eines Standortes gleiche

Nitratauswaschungen aus den beiden Böden suggeriert. Tatsächlich variieren die Nitratfrach-

ten für den Standort Gatow über die Parallelsäulen zwischen 4 und 34 mg/Woche. Der

Mittelwert von 19 mg/Woche NO3-N ist daher eher als zufällig anzusehen.

Die Nitratauswaschungen für den

Standort Buch liegen dagegen im

Bereich zwischen 18 und

26 mg/Woche NO3-N. Sie haben zwar

mit 20 % (Variationskoeffizient) einen

sehr breiten Streubereich, lassen den

Mittelwert von 22 mg/Woche NO3-N

jedoch richtig erscheinen. Tab. 11

zeigt die entsprechenden Konzentra-

tionen, für den Standort Gatow aufge-

schlüsselt nach den vier Einzelsäulen.

Beide Böden weisen ein

C/N-Verhältnis von 10 auf. Die C/N-

Verhältnisse (mit C als Summe aus

DOC und CO2-C im Perkolat und CO2-

C in der Bodenluft) in den

Säulenabläufen liegen für die vier

Buch-Säulen zwischen 8 und 11, im

Mittel bei 10. Für die vier Gatow-Säu-

len liegen sie zwischen 90 und 30, also deutlich über dem Bodenwert. Diese hohen C/N-

Verhältnisse deuten auf Stickstoffverluste während der Säulenpassage hin, deren Ursache

unklar bleibt. Denkbar wären Nitratverluste durch Denitrifikation in wassergesättigten

Mikromillieus bzw. Ammoniumverluste durch Kationenaustauschprozesse an der

Bodenmatrix. Der Gatower Boden bietet durch seinen schwachen Lehmanteil für beide

Prozesse günstigere Bedingungen als der rein sandige Bucher Boden. Wenngleich bemerkt

werden muss, dass der Lehmanteil nur gering ist und auch der Gatower Boden als sandiger

Boden einzustufen ist.

Die PO4-P-Frachten betragen für Gatow 0,6 mg/Woche und für Buch 2,1 mg/Woche. Die

Orthophosphat-Freisetzungen aus den Böden stehen damit nicht in Übereinstimmung mit

dem Bodeninventar an Gesamt-

Phosphor. Annähernd gleichen

Bodengehalten (Gatow 3,8 g/kg,

Buch 4,0 g/kg; Tab. 8, Kap. 6.1) steht

ein Faktor von 3,6 in den

Perkolatgehalten gegenüber. Dieses

Verhalten ist schwer zu erklären.

Phosphor kann in Böden vollständig

in Mineralen von Fe, Al, und Ca

vorliegen (Tischner, 1999), jedoch

liegen in Oberböden 15-80 % des

gesamten P in organischer Bindung

vor (Gisi, 1997). Eine Freisetzung

45 2 m/a, 23 °C

NO3-N [mg] PO4-P [mg]

Freisetzung pro Woche

Gatow

Buch

Abb. 20: Nährstofffrachten im Säulenablauf (2 m/a, 23 °C),

Mittelwerte aus den Parallelsäulen je Standort.

Tab. 11: Nitrat-N und Phosphat-P-Konzentrationen in

den Perkolaten der Anlage B (Betriebsphase A,

Mittelwerte der vier Parallelsäulen eines

Bodens), in Klammern: 95 % Konfidenzintervall

Gatow Buch

NO3-N mg/L 30,7 (± 34,9) 35,0 (± 7,5)

Gatow: Säule 1 44,8 (± 15,8)

Säule 2 17,9 (± 5,13)

Säule 3 6,75 (± 7,71)

Säule 4 53,2 (± 10,5)

PO4-P mg/L 0,99 (± 0,25) 3,62 (± 0,53)

aus organischen Quellen erscheint hier

trotzdem unwahrscheinlich, da eine

Änderung in der Intensität der

mikrobiellen Aktivität keinen Einfluss

auf die PO4-P-Freisetzungen hat (vgl.

Kap. 6.3, Abb. 24). Generell gilt, dass

in Calciumverbindungen gebundenes

Phosphat mit sinkenden pH-Werten

zunehmend wieder verfügbar wird

(Scheffer & Schachtschabel, 1998).

Oberhalb eines pH-Wertes von etwa

7,5 steigt die Löslichkeit der Calcium-

phosphate ebenfalls an, wenn die Ca-

Konzentration durch ein Kalk-

Kohlensäure-Gleichgewicht kontrolliert

wird (Tischner, 1999). Etwas

komplexer ist das Verhalten von Fe-

und Al-Phosphaten. Hier wird das

Phosphat mit steigendem pH-Wert aus

den Fe- und AL-Verbindungen

zunehmend freigesetzt, da es gegen Hydroxidionen getauscht wird (Ligandaustausch;

Scheffer & Schachtschabel, 1998). Eisen bildet mit Phosphat über einen weiten Konzentra-

tionsbereich bei pH-Werten von etwa 7 bis 8,5 Kolloide. Bei niedrigeren pH-Werten

herrschen positiv geladene, bei höheren negativ geladene und damit lösliche Kolloide vor

(Sigg & Stumm, 1989). Die positive Ladung an Fe- und Al-Spezies bei sauren pH-Werten

führt aber gleichzeitig auch zu sehr guter Phosphatadsorption und damit geringen

Lösungskonzentrationen. Eine Aufkalkung saurer Böden auf einen pH von 6 - 6,5 kann daher

die Phosphatverfügbarkeit in Böden erhöhen (Scheffer & Schachtschabel, 1998). Unter

sauren Bedingungen aus Ca-Phosphaten freigesetztes P könnte an Fe- und Al-

Verbindungen wieder festgelegt werden. Insgesamt scheint der saure pH-Wert des Bucher

Bodens dessen höhere P-Freisetzung zu bedingen, da pH-Wert-bedingt nur Fe und Al als

Bindungspartner zur Verfügung stehen. Im annähernd neutralen Gatower Boden können

auch Ca-Phosphate als Senke für gelöstes P fungieren. Zur Interpretation der

Phosphatmobilität in den beiden Böden wäre aber eine detaillierte Untersuchung der

vorhandenen P-Spezies erforderlich, die im Rahmen des Untersuchungsprogramms nicht

geleistet werden konnte.

Bei Betrachtung der Schadstoffmobilisierungen zeigt sich wiederum ein sehr unterschiedli-

ches Freisetzungsverhalten der beiden Böden. Den vergleichbaren AOX-Frachten (Abb. 21,

Tab. 12, Gatow: 44 µg/Woche, Buch: 54 µg/Woche) im Säulenablauf stehen gerade für

Nickel um mehrere Größenordnungen differierende Schwermetallfrachten gegenüber

(Gatow: 8,1 µg/Woche, Buch: 477 µg/L). Die Zinkfrachten liegen bei 0,3 bzw. 9,6 mg/Woche

für Gatow bzw. Buch.

AOX [µg] Ni [µg] Zn [mg]

-10

400

600

800 2m/a, 23°C

Freisetzung pro Woche

Gatow

Buch

Abb. 21: Freisetzung der Schadstoffparameter AOX, Zink

und Nickel pro Woche (Betriebsphase A, 23 °C,

2 m/a), Mittelwerte aus den vier Parallelsäulen je

Standort.

Im Gegensatz zu den

Perkolatgehalten differieren die

Bodengehalte für die Halo-

genorganika (EOXE) um mehr als

Faktor 10, während die Ni- und Zn-

Gehalte in den beiden Böden ver-

gleichbare Größenordnungen aufwei-

sen (vgl. Tab. 8). Abb. 22 stellt die

Freisetzung relativ zum

Bodeninventar dar und verdeutlicht

die geschilderten Beobachtungen.

Die Schwermetallausträge lassen

sich plausibel über pH-Wert-Abhän-

gigkeiten erklären. Für alle Schwer-

metalle nimmt ab einem Grenz-pH-

Wert die Neigung zur Adsorption und

Komplexierung ab und die Löslichkeit

und Mobilisierbarkeit zu (vgl. Kap.

3.2.2). Für Nickel liegt dieser Grenz-

pH-Wert bei etwa 5,5, für Zink bei 5,5

bis 6 (Pardo & Guadalix 1996; Sauerbeck, 1985). Beim Gatower Boden liegen Boden- und

Perkolat-pH über den genannten Grenz-pH-Werten, beim Bucher Boden darunter. Dadurch

sind die betrachteten Schwermetalle in den Bucher Säulen sehr mobil und werden in hohen

Mengen ausgewaschen. In den Gatower Säulen liegen sie dagegen überwiegend in immo-

biler Form vor und werden in vergleichsweise geringen Mengen ausgetragen.

Die Deutung der unterschiedlichen Halogenorganikfreisetzungen im Verhältnis zum Boden-

inventar liegt nicht so klar auf der Hand. Denkbar ist die Kombination mehrerer Mechanis-

men:

1. Der saure pH-Wert des Bucher Bodens führt durch Protonierungsreaktionen zu einer

geringeren Polarität natürlicher als auch anthropogener organischer Substanzen mit proto-

nierbaren Gruppen. Dies bewirkt geringere Wasserlöslichkeit und damit bessere Sorption

(Andersson et al., 1999; Sollins et al., 1996;

Stevenson 1982). Organische Schadstoffe

mit protonierbaren Gruppen sollten also bei

saurer Bodenreaktion weniger mobil sein

als bei neutraler oder alkalischer.

2. Der saure pH-Wert des Bucher Bodens

führt weiterhin, wie bereits erläutert, zu

einer geringeren mikrobiellen Umsetzung

bzw. Mineralisation von SOM. Es gehen

demnach im Bucher Boden weniger Sorp-

Tab. 12: Konzentrationen für die Parameter AOX,

Zn, Ni, Fe und Mn (Betriebsphase A, Mit-

telwerte der vier Parallelsäulen je

Boden), in Klammern: 95 % Konfidenzin-

tervall

Gatow Buch

AOX µg/L 77 (± 11) 95 (± 3)

Zn mg/L 0,41 (± 0,08) 16,3 (± 5,1)

Ni µg/L 12,7 (± 3,0) 810 (± 234)

OX Zn Ni

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5 2 m/a, 23 °C

Freisetzung / Woche in % des Inventars

Gatow

Buch

Abb. 22: Schadstofffrachten im Säulenablauf (2 m/a, 23 °C,

Mittelwerte aus den Parallelsäulen je Standort)

als % vom Bodeninventar (OX = organische

Halogenverbindungen: AOX und EOX).

tionsplätze verloren als im Gatower Boden, wodurch auch weniger sorbierte Schadstoffe

freigesetzt werden sollten.

3. Gleichzeitig wird im sauren Bucher Boden eventuell auch weniger DOM mikrobiell aus

SOM gebildet, das lösungsvermittelnd auf organische Schadstoffe wirken und deren Mobilität

erhöhen kann. Diese lösungsvermittelnde Wirkung von DOM wird jedoch nur für unpolare

Stoffe beobachtet (vgl. Kap. 3.3) und wird keinen wesentlichen Einfluss in den vorliegenden

Untersuchungen haben.

Die Bedingungen im Bucher Boden ermöglichen ein gleichsinniges und damit möglicher-

weise verstärkendes Wirken der geschilderten Einzelmechanismen.

6.3 Einfluss der Temperatur auf die SOM-Umsetzungen und Schadstoffmobi-

lisierungen

Vorgehen bei den Auswertungen

In Abschnitt 6.2 wurde mit den gemittelten Werten der Parallelsäulen eines Bodens gearbei-

tet, um standortspezifische Unterschiede herauszustellen. Dies war möglich, weil in der

Betriebsphase A alle Säulen unter gleichen Bedingungen betrieben wurden. In den folgen-

den Kapiteln wird jeweils ein Säulenpaar Buch/Gatow betrachtet. Für dieses Säulenpaar

wurden bestimmte Betriebsbedingungen gegenüber einer Referenzphase (i.d.R. Betriebs-

phase A) geändert. Nach erneuter Einstellung konstanter Ablaufwerte wurden die Stofffrei-

setzungen aufgenommen. Die Mittelwertbildung erfolgt nun nur für eine Säule über den

betrachteten Zeitraum. Die Mittelwerte der einzelnen Messgrößen werden mit den Mittel-

werten derselben Säule der Referenzphase verglichen. Über Konfidenzintervalle bzw. Stu-

dents-t-Tests wird ermittelt, ob die geänderten Betriebsbedingungen zu signifikanten Ände-

rungen der Ablaufparameter geführt haben. Die Angaben in den folgenden Abbildungen

stellen die gemittelten Messwerte der betrachteten Betriebsphase prozentual bezogen auf

die gemittelten Messwerte der Referenzphase derselben Säule dar. Signifikante Mittelwert-

unterschiede zwischen der aktuellen Betriebs- und der Referenzphase werden mit * gekenn-

zeichnet. Die prozentuale Darstellung lässt keine Rückschlüsse auf die Größe der einzelnen

Messwerte zu. Deshalb werden die Perkolatkonzentrationen ergänzend in Tabellen aufge-

führt. Durch die statistische Betrachtung einer Säule zu zwei verschiedenen Zeitpunkten wird

auch eine Interpretation der Stickstoffumsetzungen möglich, obwohl diese bei den vier

Gatow-Säulen für die Betriebsphase A sehr unterschiedlich sind (vgl. Tab. 11).

Die Temperatur stellt zwar keinen im Feld beherrsch- und steuerbaren Parameter dar, aber

sie eröffnet die Möglichkeit, die mikrobielle Aktivität gezielt und stark zu beeinflussen. Es

sollte durch Variation der Temperatur also möglich sein, Abhängigkeiten zwischen den

mikrobiellen SOM-Umsetzungen und der Mobilisierung von Schadstoffen zu erkennen. Dar-

über hinaus spiegelt die Versuchstemperatur von 10 °C die mittlere Jahrestemperatur der

Berliner Böden wider. Die normale Versuchstemperatur von 23 °C führt zu höheren Umset-

zungsraten als im Feld. Für eine Gatow- und eine Buch-Säule wurde daher nach der Ein-

fahrphase die Temperatur von 23 auf 10 °C gesenkt (Betriebsphase B, Säulen 1 und 8;

Referenz: Betriebsphase A, Säulen 1 und 8, 23 °C, 2 m/a).

Abb. 23 und Tab. 13 zeigen deutlich, dass von den Parametern der SOM-Umsetzungen die

mikrobielle Aktivität am stärksten von der Temperatursenkung beeinflusst wird. Dies ist zu

erkennen an der CO2-Produktion, die in der Gatow-Säule um 75 % und in der Buch-Säule

um 64 % reduziert wird. Analog dazu sinkt erwartungsgemäß auch die DOC-Fracht, aber mit

43 % für Gatow und 30 % für Buch nicht so stark wie die Atmung. Der Rückgang des Quo-

tienten aus CO2-Produktion und DOC-Freisetzung für beide Standorte um 55 % zeigt eine

weniger vollständige Mineralisierung der umgesetzten organischen Substanzen. Dadurch

erreicht ein größerer Anteil des mobilisierten organischen Materials den Säulenablauf. Dies

erklärt den geringeren Rückgang der DOC-Fracht im Vergleich zur CO2-Produktion.

Die Temperatursenkung übt auf die Respiration des Gatower Bodens einen stärkeren Ein-

fluss aus als auf den des Standortes Buch. Gatow ist der mikrobiologisch aktivere Boden und

reagiert daher offenbar empfindlicher auf eine Veränderung der Umweltbedingungen. Auf die

Respiration der auf Grund des niedrigen pH-Wertes weniger aktiven Mikroorganismen des

Bucher Bodens wirkt sich die Temperatursenkung weniger stark aus.

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 %

140 %

*** ***

***

SAK254/DOC

2 m/a, 10 °C

SAK436/DOCDOC CO2-C/DOCCO2-C

bezogen auf Betrieb bei 23 °C

Gatow

Buch

Abb. 23: Einfluss einer Temperatursenkung von 23 °C auf 10 °C auf die Freisetzung von DOC, CO2-C

sowie die Verhältnisse CO2-C/DOC, SAK254/DOC und SAK436/DOC (2 m/a, 10 °C, ungesättigte

und dauerfeuchte Bedingungen). Ablauffrachten bei 10 °C bezogen auf die Ablauffrachten

bei 23 °C (*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst signifikant).

Tab. 13: Parameter der SOM-Umsetzungen bei 23°C und 10°C

Gatow Buch

23 °C 10 °C 23 °C 10 °C

DOC mg/L 30 18 46 30

CO2-C mg/Woche 409 104 307 111

CO2-C/DOC 23 10 11 5,1

SAK254/DOC L/(m⋅mg) 3,6 3,8 3,3 3,6

SAK436/DOC L/(m⋅mg) 0,2 0,2 0,1 0,2

Der Einfluss der Temperatur auf die rein physikalische Desorption der untersuchten Sub-

stanzgruppen unabhängig von mikrobiellen Einflüssen ist hier nicht quantifizierbar. Die

Desorption sollte mit sinkender Temperatur ebenfalls sinken und wäre damit eine weitere

mögliche Ursache für den geringeren Rückgang der DOC-Freisetzungen im Vergleich zur

CO2-Produktion. Ein Versuch, die rein physikalisch freigesetzten Substanzmengen der

betrachteten Parameter mit sterilisiertem Bodenmaterial zu untersuchen, war nicht erfolg-

reich (vgl. Kapitel 6.9).

Die Qualität des mobilisierten organischen Materials ändert sich temperaturabhängig nur

unbedeutend. Für beide Böden ist bei 10 °C ein leichter, aber nur für die Säule des Stand-

ortes Buch ein signifikanter Anstieg der UV-aktiven- und der Färbungsanteile im DOC festzu-

stellen. Bei 23 °C werden eventuell auch aromatische und hochmolekulare Strukturen abge-

baut oder angegriffen. Diese werden offenbar in dem mikrobiologisch weniger aktiven

Bucher Boden bei nun noch ungünstigeren Abbaubedingungen auf Grund der geringeren

Temperatur nicht bzw. noch weniger umgesetzt.

Der verringerte Abbau organischer Substanz im Boden manifestiert sich auch in einer redu-

zierten Nitratfreisetzung (Abb. 24, Tab. 14). Der Rückgang der Nitratfreisetzungen ist in

Folge der stärkeren Verringerung der SOM-Umsetzungen im Gatower Boden stärker als im

Bucher Boden. Die C/N-Verhältnisse sinken in den Perkolaten beider Standorte nach der

Temperatursenkung leicht: Für Gatow von 9,8 auf 9,0; für Buch von 11,6 auf 8,9. Die Stick-

stoffspezies Ammonium und Nitrit sind in dieser Betriebsphase für die betreffenden Säulen

nicht nachweisbar oder in nur unbedeutenden Mengen vorhanden.

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

200 %

2 m/a, 10 °C

NiZnNO3-N AOXPO4-P

bezogen auf Betrieb bei 23°C

Gatow

Buch

Abb. 24: Einfluss einer Temperatursenkung von 23 °C auf 10 °C auf die Nährstoffe N und P, sowie

den Parameter AOX und die Schwermetalle Zn und Ni (2 m/a, ungesättigte und dauer-

feuchte Bedingungen). Ablauffrachten bei 10 °C bezogen auf die Ablauffrachten bei 23 °C

(*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst signifikant).

Die Phosphat-Freisetzungen werden von der Temperatursenkung nur unwesentlich beein-

flusst. Der für beide Säulen 30 %ige Anstieg der o-PO4-Fracht wird auf Grund hoher Mess-

wertschwankungen nicht signifikant (Abb. 24). Dies zeigt, dass Phosphat überwiegend über

chemisch/physikalisch und nicht mikrobiell kontrollierte Prozesse aus anorganischer Bindung

freigesetzt wird (vgl. Kap. 6.2.2).

Für den AOX ist insgesamt ein mit dem DOC vergleichbares Verhalten zu beobachten. Für

die Gatow-Säule ist eine signifikante Verringerung des AOX-Austrags um 42 % zu verzeich-

nen. Die AOX-Konzentrationen liegen nach der Temperatursenkung im Mittel bei 46 µg/L.

Für die Buch-Säule ist analog zum DOC ein geringerer Temperatureinfluss auf die AOX-

Freisetzung zu beobachten als für die Gatow-Säule. Die Reduktion der AOX-Austräge

beträgt lediglich 19 % und ist nicht signifikant. Die AOX-Konzentrationen sind nach der Tem-

peratursenkung mit im Mittel 72 µg/L immer noch sehr hoch. Die Reduzierung des AOX-

Austrags nach Temperatursenkung liegt demnach für beide Böden in der gleichen Größen-

ordnung wie die Verringerung des DOC-Austrags. Das gleichsinnige Verhalten der Parame-

ter CO2, DOC und AOX lässt im Gatower Boden (signifikante Reduzierung aller Parameter)

auf einen Zusammenhang zwischen mikrobieller Aktivität und Freisetzung organischer Halo-

genverbindungen schließen. Allerdings gilt hier ebenso wie für den DOC, dass der Einfluss

der Temperatursenkung auf die physikalischen Desorptionsvorgänge nicht quantifizierbar ist.

Bei Einbeziehung des Temperatureinflusses auf die Desorption wären die Änderungen in

dieser Betriebsphase gegenüber der Referenzphase voraussichtlich weniger stark ausge-

prägt.

Ein Einfluss der Temperatursenkung auf die Mobilisierung der Schwermetalle ist dagegen

nur mäßig oder gar nicht vorhanden. Die Schwermetallausträge werden für den Standort

Gatow zwar um etwa 20 % reduziert. Auf Grund der insgesamt großen Schwankungsbreiten

kann ein signifikanter Mittelwertunterschied jedoch nicht nachgewiesen werden. Für den

Standort Buch bleiben die Schwermetalle Zn und Ni im Rahmen ihrer Schwankungsbreiten

Tab. 14: Nährstoff-, AOX- und Schwermetallkonzentrationen bei 23°C und 10°C (LF = elektrische Leitfä-

higkeit)

Gatow Buch

23 °C 10 °C 23 °C 10 °C

NO3-N mg/L 45 14 30 16

PO4-P mg/L 1,2 1,5 3,2 3,5

AOX µg/L 73 46 97 72

Ni µg/L 12 12 733 815

Zn mg/L 0,34 0,31 14 14

pH 7,18 7,4 5,24 5,37

LF µS/cm 1075 790 954 820

konstant. Die Schwermetallmobilisierungen

sind in Buch offenbar rein pH-Wert gesteuert.

Mögliche weitere Einflüsse treten in den Hin-

tergrund.

Die Temperatursenkung führt neben den

geschilderten Effekten insgesamt zu einer deut-

lichen Reduzierung der Salzbelastungen in den

Perkolaten beider Böden, wie am Rückgang

der elektrischen Leitfähigkeit (Gatow von

1075 µS/cm auf 790 µS/cm, Buch von

954 µS/cm auf 820 µS/cm, Abb. 25) zu erken-

nen ist. Dies kann als Beleg für eine insgesamt

bessere Sorption bei der niedrigeren Tempe-

ratur, die bereits beim DOC und AOX diskutiert

wurde, gewertet werden Die Leitfähigkeiten lie-

gen bei 10 °C in der Größenordnung des Berli-

ner Trinkwassers. Der pH-Wert bleibt für beide

Böden trotz der deutlich gesunkenen Minerali-

sation unbeeinflusst.

Zusammenfassend kann festgehalten werden, dass eine Temperatursenkung um 13 °C den

stärksten Einfluss auf die Respiration ausübt. Einhergehend sind für den mikrobiologisch

aktiveren Gatower Boden auch signifikante Reduzierungen in der Freisetzung der organi-

schen Parameter DOC und AOX festzustellen. Für den Gatower Boden ist demnach ein

Zusammenhang zwischen der Mineralisation der organischen Bodensubstanz und der Frei-

setzung organischer Stoffe wahrscheinlich.

6.4 Einfluss der

Zulaufqualität: Vergleich

zwischen Trinkwasser- und

Klarwasserbeschickung

Klarwasserbeschickung wurde

als Maßnahme zur

Feuchthaltung der Rieselfelder

diskutiert. Bei noch vorhandener

Infrastruktur kann dies kosten-

günstig umgesetzt werden.

Tab. 15 und Abb. 26 zeigen,

dass der Ablauf der Kläranlage

Ruhleben im Vergleich zum

Trinkwasser deutliche

Belastungen aufweist. Neben

pH LF

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 %

***

2 m/a, 10 °C

bezogen auf Betrieb bei 23 °C

Gatow

Buch

Abb. 25: Änderung von pH-Wert und Leitfähig-

keit nach Temperatursenkung

(*: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant).

Tab. 15: Qualitätsvergleich zwischen Trink- und Klarwasse

(LF = elektrische Leitfähigkeit, ±

±±

±: 95 %-Konfidenzin-

tervall)

TW ±KW ±

pH 7,62 0,1 7,5 0,1

LF µS/cm 753 15 1212,9 64,7

DOC mg/L 4,6 0,6 12,5 1,1

SAK254 1/m 9,3 0,2 33,6 1,8

SAK254

DOC L/(m·mg) 1,97 0,20 2,67 0,19

SAK436 1/m 0,24 0,04 2,39 0,24

SAK436

DOC L/(m·mg) 0,05 0,01 0,19 0,02

NO3-N mg/L 1,42 0,24 5,46 3,13

PO4-P mg/L 0,13 0,38 0,41 0,20

AOX µg/L 9,90 1,35 38,70 4,97

Ni µg/L 3,30 4,40 6,16 3,35

Zn mg/L 0,06 0,02 0,05 0,02

einem allgemein höheren Salzgehalt, zu erkennen an der um 50 % höheren elektrischen

Leitfähigkeit, sind vor allem die organischen Parameter DOC und AOX ebenso wie die

Färbung und die Nährstoffe N und P deutlich, teilweise um annähernd 400 %, gegenüber

den Gehalten im Trinkwasser erhöht. Um mögliche Einflüsse aus der Qualitätsänderung des

Zulaufwassers auf die Freisetzung der betrachteten Parameter zu erkennen, wurde ein

Säulenpaar (Gatow: Säule 4, Buch: Säule 5) bei einer Beschickung von 2 m/a von Trink- auf

Klarwasser umgestellt.

Die Auswertung der Ergebnisse erfolgt wie zu Beginn von Kap. 6.3 beschrieben. In den

folgenden Abbildungen wird die Änderung der Perkolatwerte nach Umstellung der Säulen auf

Klarwasserbeschickung (Betriebsphase B), bezogen auf die Ablaufwerte bei Trinkwasserbe-

schickung (Betriebsphase A, Referenzphase), dargestellt. Die Abbildungen enthalten

zusätzlich einen Prognosewert je Säule und Parameter, der sich aus der Eigenbelastung des

Klarwassers ergibt und wie folgt berechnet wird (Gl. 12): Die Trinkwassergehalte werden von

den Klarwassergehalten subtrahiert. Diese Differenz wird bezogen auf den Perkolatgehalt

bei Trinkwasserbeschickung (Referenzzeitraum) des jeweiligen Parameters der betrachteten

Säule. Dieser Prozentwert zuzüglich 100 % führt zum Prognosewert. Er gibt die maximal

mögliche Änderung unter der Voraussetzung wider, dass die Klarwassereigenbelastung voll-

ständig und ohne Veränderung (Adsorption oder Metabolisierung) durch die Säule durch-

bricht.

50%

100%

150%

200%

250%

300%

350%

400%

DOC

SAK

254

/DOC

SAK

436

/DOC

-N

-P

AOX

Abb. 26: Klarwassergehalte ausgewählter Parameter prozentual bezogen auf die jeweiligen Trinkwas-

sergehalte (Mittelwerte Betriebsphase B)

(12) )CC(

C%100

%100P TWKW

fRe

−+= P = Prognosewert

CTW = Konzentration im Trinkwasser

CKW = Konzentration im Klarwasser

CRef = Konzentration im Perkolat der Refe-

renzphase (Trinkwasserbeschickung)

100%= CRef in %

Abb. 27 zeigt die Änderung von pH-Wert und elektrischer Leitfähigkeit nach Umstellung auf

Klarwasserbeschickung. Der pH-Wert der Perkolate beider Böden wird nicht beeinflusst. Die

Salzbelastung steigt dagegen für beide Standorte signifikant an, jedoch nicht so stark, wie

dem Prognosewert nach erwartet wird. Ein Teil der Salzbelastung des Klarwassers wird

demnach in den Böden zurückgehalten. Eine Verringerung der Leitfähigkeit ist auch durch

eine Stickstoffelimination in Folge Denitrifikation denkbar.

Ein deutlicher Einfluss der Klarwasserbeschickung auf die Parameter der SOM-Umsetzung

kann nicht festgestellt werden (Abb. 28). Entgegen den Erwartungen ändert sich der DOC-

Gehalt im Perkolat für beide Säulen nicht, obwohl eine bis zu 25 %ige Zunahme prognosti-

ziert wurde. Auch die Zusammensetzung des mobilisierten DOM bleibt wider erwarten

nahezu gleich (Abb. 28: SAK254/DOC, SAK436/DOC). In Folge des zusätzlichen hohen

Huminstoffeintrags über das Klarwasser (Abb. 26: SAK436/DOC) wurde eine starke Erhöhung

der Färbungsanteile im Perkolat-DOC (SAK436/DOC) nach Umstellung auf Klarwasserbe-

schickung erwartet. Zu vermuten ist daher, dass Huminstoffanteile des Klarwasser-DOC im

Boden zurückgehalten werden. Als Mecha-

nismus liegt hier die Sorption nahe, da vor

allem die Färbung des Klarwassers eliminiert

wurde. Gefärbte organische Moleküle haben

hohe Molekülmassen und hohe Anteile an

unpolaren aromatischen Strukturen, die gute

Voraussetzungen für eine Sorption bieten.

Gleichzeitig stellen sie häufig Endprodukte

des mikrobiellen Abbaus dar. Eine weitere

Metabolisierung scheint daher unwahrschein-

lich, zumal die Werte für die CO2-Freisetzung

und den Quotient CO2-C/DOC für beide Säu-

len signifikant um etwa 10 % sinken. Begüns-

tigend auf derartige Sorptionsvorgänge würde

sich der Salzgehalt des Klarwassers auswir-

ken (Avena & Koopal, 1999; Sollins et al.,

1996; Vance & David, 1989), der ebenfalls

nicht vollständig durch die Säulen durchbricht

(vgl. Abb. 27).

pH LF

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

Klarwasser

*** *

2 m/a, 23 °C

bezogen auf Trinkwasserbeschickung

Gatow

GatProg

Buch

BuProg

Abb. 27: pH-Wert und Leitfähigkeit der Säulen-

perkolate nach Klarwasserbeschickung

bezogen auf Trinkwasserbeschickung,

LF = elektrische Leitfähigkeit

(*: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant).

Für die Nährstoffe wurde keine bedeutende Änderung der Ablauffrachten erwartet, da die

deutlichen Konzentrationsunterschiede zwischen Klar- und Trinkwasser lediglich einen

geringen Anteil an den Perkolatfrachten ausmachen. Der Hauptteil der Perkolatbelastung ist

bodenbürtigen Ursprungs und übersteigt die Klarwasserbelastung um das 6- bis 10-fache.

Die Nitratfrachten in den Säulenabläufen

beider Böden als auch die Phosphatfracht

der Buch-Säule ändern sich nach Umstel-

lung auf Klarwasserbeschickung erwar-

tungsgemäß nicht (Abb. 29). Nitritionen

sind nicht nachweisbar und Ammonium ist

nur in unbedeutenden Konzentrationen

vorhanden. Die Phosphatfracht im Ablauf

der Gatow-Säule steigt entgegen den

Erwartungen jedoch signifikant um etwa

80 % an (Abb. 29). Diese Frachterhöhung

ist, wie bereits erwähnt, nicht mit einer

Phosphatbelastung des Klarwassers

erklärbar, sondern mit im Boden

ablaufenden Prozessen, die sich über die

Zeit der Klarwasserbeschickung in einer

kontinuierlich steigenden Phosphatkon-

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

200 %

225 %

Klarwasser

*** **** *

SAK254/DOC

2m/a, 23°C

SAK436/DOCDOC CO2-C/DOCCO2-C

% bezogen auf Trinkwasserbeschickung

Gatow

GatProg

Buch

BuProg

Abb. 28: Umsetzungen der organischen Substanz nach Umstellung auf Klarwasserbeschickung bezogen

auf die Ergebnisse bei Trinkwasserbeschickung (*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst

signifikant)

0 %

50 %

100 %

150 %

200 %

250 % 2 m/a, 23 °C

**Klarwasser

PO4-PNO3-N

bezogen auf Trinkwasserbeschickung

Gatow

GatProg

Buch

BuProg

Abb. 29: Freisetzung der Nährstoffe N und P nach

Umstellung auf Klarwasserbeschickung

(*: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant)

zentration im Perkolat äußern. Das Versickerungsvolumen weist nur geringe Schwankungen

(VK = 9 % mit n = 25) und keine Trends über die betrachtete Betriebsphase B auf. Ein ver-

gleichbarer Zusammenhang wird sich auch bei den Parametern AOX und Nickel finden

(Abb. 30). Die Ursache für diese Anstiege ist nicht ersichtlich.

Für die AOX-Ablauffrachten wurde nach Umstellung auf Klarwasserbeschickung ein etwa

30 %iger (Buch) bzw. 40 %iger (Gatow) Anstieg erwartet (Abb. 30). Schließlich wurde

zumindest für den Standort Gatow davon ausgegangen, dass die Rieselfeldböden mit AOX

sorptiv gesättigt sind (Berliner Wasserbetrieb, 1990 und 1988). Außerdem sollte der Rest-

AOX des Klarwassers selbst schlechte Eliminationseigenschaften besitzen, da gut sorbier-

bare und gut biologisch abbaubare Anteile bereits in der Kläranlage durch biologischen

Abbau oder Sorption an den Klärschlamm eliminiert worden sein sollten.

Für die Gatow-Säule ist ein signifikanter etwa 60 %iger Anstieg der AOX-Frachten nach

Umstellung auf Klarwasserbeschickung zu erkennen (Abb. 30), der damit höher ausfällt als

erwartet. Dies ist wieder auf die bereits für P erwähnte kontinuierliche Konzentrationszu-

nahme im Perkolat mit der Zeit zurückzuführen.

Die AOX-Ablauffrachten der Buch-Säule ändern sich entgegen den Erwartungen nach

Umstellung auf Klarwasser nicht, sondern bleiben im Rahmen der Schwankungsbreiten kon-

stant. Der Bucher Boden hat offenbar noch Sorptionspotential auch gegenüber schlecht sor-

bierbaren halogenierten organischen Verbindungen. Dies ist wahrscheinlich auf seinen sau-

ren pH-Wert zurückzuführen. Eine Elimination durch biologischen Abbau des Klarwasser-

AOX während der Säulenpassage ist unwahrscheinlich. Diverse Untersuchungen belegen

einen bedeutenden Abbau halogenorganischer Verbindungen bisher nur unter anaeroben

Bedingungen (Drewes, 1997;

Bouwer & McCarthy, 1983; Sin-

ger et al., 1993; van der Meer et

al., 1992), die in den ungesättigt

betriebenen Säulen nur in

Mikromillieus von Aggregaten

gegeben sein können. Gerade

für die reduktive Dehalogenie-

rung, die als wichtigster Abbau-

mechanismus für Halogenorga-

nika angesehen wird, wird ein

pH-Optimum von 8 gefunden

(Scholz-Muramatsu & Flemming,

1992; van der Meer et al., 1992;

Bouwer & Wright, 1988). Der pH-

Wert des Bucher Bodens liegt

dagegen unter 5.

Für die Schwermetalle Nickel

und Zink wurden nur geringe

AOX Ni Zn

0 %

50 %

100 %

150 %

200 %

250 %

300 %

Klarwasser

2 m/a, 23 °C

bezogen auf Trinkwasserbeschickung

Gatow

GatProg

Buch

BuProg

Abb. 30: Änderung der AOX- und Schwermetallfrachten nach

Umstellung auf Klarwasserbeschickung bezogen auf

die Frachten bei Trinkwasserbeschickung

(*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst signifi-

kant)

bzw. keine Frachtänderungen durch die Klarwasserumstellung erwartet, was sich auch

bestätigt. Für den Parameter Nickel bildet die Gatow-Säule wieder eine Ausnahme. Auch

dieser nicht in dieser Höhe erwartete Anstieg der Frachten wird, wie bereits für Phosphat und

AOX, durch einen nicht erklärbaren kontinuierlichen Anstieg der Konzentrationen über die

Zeit verursacht.

Tabelle 16 gibt eine Übersicht über die Konzentrationsänderungen nach der Umstellung des

Zulaufs.

Insgesamt bleibt festzustellen, dass die Umstellung von Trinkwasser- auf Klarwasserbeschi-

ckung trotz der teilweise deutlich höheren Eigenbelastung des Klarwassers nicht die erwar-

teten Qualitätsminderungen der Perkolate hervorgerufen hat. Deutliche Qualitätsminderun-

gen werden für das Perkolat der Gatow-Säule für die elektrische Leitfähigkeit und den AOX

festgestellt. Für das Perkolat der Buch-Säule wird nur eine signifikant erhöhte Salzbelastung

beobachtet. Vor allem für die Nährstoffe besteht ein großer Konzentrationsunterschied

zwischen Trink- und Klarwasser. Die Eigenbelastung des Klarwassers fällt jedoch im

Vergleich zu den hohen bodenbürtigen stofflichen Mobilisierungen vergleichsweise wenig ins

Gewicht. An dieser Stelle muss aber bemerkt werden, dass jede zusätzliche Belastung des

Sickerwassers und damit jede zusätzliche Kontaminationsmöglichkeit des Grundwassers

vermieden werden muss.

6.5 Einfluss der Beregnungsmenge auf die Freisetzung der betrachteten

Parameter

Die versickerte Wassermenge beeinflusst in Abhängigkeit von der Wasserqualität des

Zulaufs vor allem Lösungskonzentrationen und Desorptionsprozesse. Das Zulaufwasser wird

während der Bodenpassage mit bodenbürtigen Stoffen angereichert. Bei höheren Versicke-

rungsgeschwindigkeiten findet ein schnellerer Abtransport der freigesetzten Substanzen

statt. Gleichzeitig hat das Sickerwasser durch den höheren Volumenstrom von wenig

belastetem Zulaufwasser geringere Lösungskonzentrationen, die zu verstärkter Desorption

Tab. 16: Konzentrationen der untersuchten Parameter bei Trinkwasser- und Kla

wasserbeschickung (in

Klammern: 95 %-Konfidenzintervall, TW = Trinkwasser, KW = Klarwasser)

Gatow Buch

LW (±)KW (±)LW (±)KW (±)

DOC mg/L 32 (0,6) 33,9 (1,7) 40,3 (1,2) 38,1 (2,2)

NO3-N mg/L 53,2 (10,5) 66,7 (5,6) 35,3 (5,6) 30,7 (7,4)

PO4-P mg/L 1,0 (0,3) 1,9 (0,4) 3,6 (0,1) 3,7 (0,7)

AOX µg/L 84 (21) 116 (10) 93 (22) 82 (8)

Ni µg/L 13,1 (3,8) 23,9 (8,4) 658 (144) 796 (146)

Zn mg/L 0,4 (0,2) 0,58 (0,06) 14,4 (4,6) 13,40 (1,77)

führen. Höhere Versickerungsmengen sollten so einen schnelleren und mengenmäßig stär-

keren Austrag der Stoffe aus dem System bewirken.

Die geschilderten Prozesse sind einerseits bei einer Bewirtschaftung durch Bewässerung in

Betracht zu ziehen und laufen andererseits auch bei unter Bewirtschaftung nicht zu beein-

flussenden Starkregenereignissen ab. Sie sollten durch die Variation der Versickerungs-

menge zwischen 2 und 10 m/a simuliert werden. Ergänzend wurde in diese Versuchsreihe

noch eine geringere Versickerungsmenge von 1 m/a mit einbezogen, um sich der realen

Niederschlagsmenge im Berliner Raum anzunähern. Die mittlere Niederschlagsmenge im

Raum Berlin beträgt etwa 500 mm/a (Hoffmann et al., 1995; Grundwasserneubildung in Buch

1993/94: zwischen 160 und 208 mm/a, Renger et al., 1995 a). Die üblicherweise für die Ver-

suche eingesetzte Versickerungsmenge von 2 m/a liegt deutlich darüber und führt zu

höheren absoluten Freisetzungen als im Feld. Für diese Versuchsserie wurde Trink- und

Klarwasser eingesetzt. Letzteres jedoch lediglich mit den Versickerungsmengen 2 und 6 m/a.

Die folgenden Abbildungen zeigen die Änderung der betrachteten Parameter in Abhängigkeit

von der Versickerungsmenge. Die Versuchsreihe wurde an unterschiedlichen Säulen durch-

geführt. Die Datenpunkte bei der Beschickung von 2 m/a stellen die Mittelwerte der vier

Parallelsäulen während der Betriebsphase A dar. In der Regel liegt die Abweichung der vier

Parallelsäulen eines Standortes in der gleichen Größenordnung wie die zeitliche Schwan-

kung bei einer Säule. Eine Auswertung der Versuchsreihe mit unterschiedlichen Säulen

erscheint daher zulässig. Bei starken Abweichungen eines Parameters innerhalb der vier

Parallelsäulen eines Standortes, wie z.B. für Nitrat (Gatow), kann eine Auswertung der

Ergebnisse nicht vorgenommen werden.

Abb. 31 zeigt den Einfluss der versickerten Wassermenge auf die Respiration. Bei einer Infil-

100

200

300

400

500

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

CO2-C [mg/Woche]

Gatow KW

Buch KW

Gatow TW

Buch TW

Abb. 31: Einfluss der Versickerungsmenge auf die Respiration (TW = Trinkwasser, KW = Klarwas-

ser)

trationsrate von etwa 2 m/a (Trinkwasserbeschickung) liegen offenbar optimale Wachstums-

bedingungen vor, was an einer maximalen CO2-Produktion zu erkennen ist. Bei höheren

Wasserdargebot sinkt die Respiration wahrscheinlich in Folge schlechter Bodenbelüftung.

Für den Standort Gatow ist auch bei geringen Wassermengen eine Verringerung der Atmung

zu beobachten, die durch Substrat- und Nährstoffmangel auf Grund von behinderter Diffu-

sion bei zu geringen Wassergehalten verursacht sein kann (Franzluebbers et al., 1996; Hai-

der, 1996; van Gestel et al., 1991; Skopp et al., 1990; Puig-Gimenez & Chase, 1983). Die

Buch-Säule zeigt bei der Versickerungsmenge von 1 m/a keine verminderte Respiration.

Die Menge an infiltriertem Wasser beeinflusst demnach die Atmung, jedoch sind die Ände-

rungen bei weitem nicht so stark wie nach Verringerung der Temperatur (Verminderung der

Respiration für Gatow um 75 %, für Buch um 64 %). Beide Böden zeigen eine Verminderung

von etwa 23 % zwischen der Respiration bei 2 m/a und 10 m/a. Sie reagieren somit, im

Gegensatz zu den Ergebnissen nach Variation der Temperatur, gleich stark. Die Klarwasser-

ergebnisse decken sich für die Respiration der Buch-Säule nicht mit den durch Trinkwasser-

beschickung erhaltenen Ergebnissen. Die Respiration in der Buch-Säule bei 6 m/a steigt

gegenüber der bei 2 m/a an. Möglicherweise puffert das Klarwasser in der höheren

Versickerungsmenge einen Teil der Bodenacidität und verbessert somit die mikrobiellen

Wachstumsbedingungen. Diese Vermutung wird durch den Perkolat-pH-Wert jedoch nicht

gestützt. Er wird in Folge der Klarwassersickerung lediglich um knapp 0,2 Einheiten erhöht.

Bei Betrachtung der absoluten freigesetzten Mengen zeigt sich, dass höhere Wassermengen

tatsächlich zu stärkerer Desorption führen, wie Abb. 32 exemplarisch für den DOC zeigt. Die

freigesetzten DOC-Frachten steigen mit höheren Versickerungsraten erheblich an. Zwischen

2 und 10 m/a ist dieser Anstieg annähernd linear (Tab. 17). Bei Variation der Versickerungs-

menge von 2 m/a auf 1 m/a sinkt die DOC-Fracht überproportional. Die Steigung ist in die-

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

DOC [mg/Woche]

Gatow KW

Buch KW

Gatow TW

Buch TW

Abb. 32: Freigesetzte DOC-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW = Trinkwasser,

KW = Klarwasser)

sem Bereich größer und der Gesamtverlauf (1 bis 10 m/a) ist nicht linear. Dieser Zusam-

menhang gilt neben dem DOC auch für den organischen Schadstoffparameter AOX. Für die

anorganischen Parameter ist der Verlauf der Frachten auch bei der kleinen Versickerungs-

menge (von 1 m/a auf 2 m/a) noch linear (Abb. 33 exemplarisch für Zink). Die überproportio-

nale Abnahme der DOC- und AOX-Frachten bei geringen Versickerungsmengen lässt

zusätzlich zur Sorption auf weitere Mechanismen schließen, die die Freisetzung der Stoff-

mengen der organischen Parameter im Perkolat steuern.

Diese weiteren Einflussfaktoren erschließen sich

bei Betrachtung der Konzentrationsänderung mit

zunehmendem Volumenstrom.

Die DOC-Konzentrationen in Abhängigkeit der Ver-

sickerungsmenge (Abb. 34) zeigen einen mit der

mikrobiellen Aktivität vergleichbaren Verlauf. Im

Bereich von 2 m/a ist analog zur Respiration ein

Maximum zu beobachten. Bei höheren und bei

niedrigeren Versickerungsmengen sinken die DOC-

Konzentrationen. Bei höheren Wassermengen ist

von Konzentrationsverringerung durch reine Ver-

dünnungseffekte auszugehen. Die Konzentrations-

änderung bei geringeren Wassermengen zum Teil

auf mikrobielle Abbauvorgänge zurückzuführen. Mit

der Verringerung der Versickerungsmenge steigt

die Aufenthaltszeit des Wassers in den Säulen. Traceruntersuchungen (vgl. Tab. 61, Kap.

10.4) ergeben bei 10 m/a eine mittlere Aufenthaltszeit des Wassers in den Säulen von 5 – 7

Tagen und bei 2 m/a zwischen 16 und 22 Tagen. Bei 1 m/a ist von einer Aufenthaltszeit von

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

Zn [mg/Woche]

40 KW

Gatow KW

Gatow TW

Buch KW

Buch TW

BuchGatow, TW, KW

Abb. 33: Änderung der freigesetzten Zinkfrachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW =

Trinkwasser, KW = Klarwasser)

Tab. 17: Bestimmtheitsmaße der linearen

Regression für die freigesetzten

Stofffrachten für Versicke-

rungsmengen zwischen 2 und

10m/a (Trinkwasserbe-

schickung)

r² (2-10m/a)

Gatow Buch

DOC 0,9779 0,9997

AOX 0,9580 0,9900

Zink 0,9772 0,9814

Nickel 0,9788 0,9839

über 3 Wochen auszugehen. Diese wurde jedoch nicht experimentell ermittelt. Die höheren

Aufenthaltszeiten des Wassers bei geringen Versickerungsmengen bieten die Möglichkeit

biologischen Abbaus des freigesetzten DOC (Savric et al., 2000). Dieser wird sichtbar an

einem starken Anstieg des Quotienten CO2-C/DOC, der bei 1 m/a sehr hohe Werte von 54

(Gatow) bzw. 40 (Buch) aufweist (vgl. Abb. 65 bzw. Tab. 39, Kap. 10.3.4). Bei 2 m/a liegt der

Quotient lediglich bei 22 (Gatow) bzw. 12 (Buch). Beim Standort Gatow führt die geringere

mikrobielle Aktivität (Abb. 31) gleichzeitig zu geringerer mikrobieller DOM-Bildung. Insgesamt

ergibt sich bei der Verringerung des Zulaufvolumenstroms von 2 m/a auf 1 m/a eine DOC-

Reduzierung um 38 % bzw. 16 mg/L für Buch und 28 % bzw. 8 mg/L für Gatow. In Abbau-

versuchen hat sich gezeigt, dass der bei 2 m/a freigesetzte DOC zu 40 % (Gatow) bzw. 20 %

(Buch) weiter abbaubar ist (Schönfeld, 1999). Eine weitere Eliminierung des mobilisierten

DOC auf grundwasserverträgliche Konzentrationen scheint daher nur noch über minerali-

sche Festlegungen möglich, wie sie in den C-Horizonten der Anlage A in den Säulen des

Standortes Buch stattfinden.

Wie Abb. 35 zeigt, führt eine längere Aufenthaltszeit auch zu einer Qualitätsänderung des

DOC, sichtbar an einer Verringerung des spezifischen spektralen Absorptionskoeffizienten

(SAK254/DOC) bei geringen Versickerungsmengen. Dieser liegt bei der geringen Versicke-

rungsmenge (1 m/a) für beide Böden bei etwa 3,0 und bei höheren Versickerungsmengen (6

und 10 m/a) für Gatow bei etwa 4,0 bzw. für Buch bei etwa 3,7 (vgl. Tab. 56, Kap. 10.3.4).

Längere Aufenthaltszeiten führen also auch zu einer Verringerung des Anteils an huminstof-

fartigen Strukturen im freigesetzten DOC. Die Interpretation ist hier nicht so einfach, wie

beim DOC. Der geringe spezifische Absorptionskoeffizient bei niedrigen Versickerungsmen-

gen lässt einerseits den unwahrscheinlichen Schluss zu, dass bei einer genügend langen

Aufenthaltszeit des Wassers im Boden auch hochmolekulare und schwer abbaubare organi-

sche Substanzen angegriffen werden. Andererseits sind bei langen Aufenthaltszeiten des

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

DOC [mg/L]

Gatow KW

Buch KW

Gatow TW

Buch TW

Abb. 34: DOC-Konzentrationen im Perkolat in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW =

Trinkwasser, KW = Klarwasser)

Wassers im Boden auch erneute Adsorptionseffekte von organischer Substanz denkbar,

dabei wären hochmolekulare Substanzen begünstigt. Diese Vermutung wird durch die

Bodenanalysen am Ende der Untersuchungszeit bestätigt (vgl. Kap. 6.11). Diese zeigen,

dass der Corg am der Ende Versuchszeit im unteren Teil der Säulen über dem Ausgangsge-

halt des eingebauten Bodenmaterials liegt. Am Säulenende ist demnach organische Sub-

stanz angereichert worden.

Aus Abb. 36 wird ersichtlich, dass der organische Schadstoffparameter AOX ebenfalls ein

Konzentrationsmaximum bei einer Versickerungsmenge von 2 m/a aufweist. Ebenso wie für

die huminstoffartigen Strukturen (SAK254/DOC) ist hier wahrscheinlich nicht von einer Ver-

minderung des AOX durch mikrobiellen Abbau auszugehen, sondern eher von einer erneu-

ten Sorption freigesetzter Halogenorganika während der Säulenpassage. Während der

Bodenpassage wird das gering mit AOX belastete Zulaufwasser mit Halogenorganika ange-

reichert. In tieferen Säulenbereichen kann deren Konzentration durchaus so hoch sein, dass

gerade bei geringen Versickerungsmengen und dementsprechend langen Aufenthaltszeiten

des Wassers im Boden eine erneute Adsorption denkbar ist. Diese Hypothese wird durch die

Bodenanalysen (vgl. Kap. 6.11) nicht in dem Maße gestützt wie für die Anreicherung der

organischen Substanz am Säulenende, was aber sicherlich an der mangelnden Genauigkeit

der EOX-Bestimmung liegt (vgl. Kap. 4.2.5: EOX). Der mikrobielle Abbau von Halogenorga-

nika wird überwiegend unter anaeroben Bedingungen beschrieben, die in den Säulen bei

geringen Versickerungsmenge von 1 m/a, abgesehen von möglichen anaeroben Boden-

aggregaten, nicht gegeben sind.

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

SAK254 / DOC [Lm-1mg-1]

Buch KW

Gatow KW

Buch TW

Gatow TW

Abb. 35: Änderung des spezifischen Absorptionskoeffizienten bei 254nm mit der Versickerungs-

menge (TW = Trinkwasser, KW = Klarwasser)

Die Konzentrationen der anorganischen Schadstoffe Zink und Nickel sowie der Leitfähigkeit

fallen im Gegensatz zu den organischen Parametern mit zunehmender Wassermenge stetig.

Hier zeigen sich offenbar wieder keine mikrobiellen Einflüsse auf die Mobilisierung. Dadurch

ergeben sich auch die vollständig linearen Verläufe der Frachtänderung (Abb. 33 und

Tab. 45-47 bzw. Abb. 59-64, Kap. 10.3.4).

Zusammenfassend kann festgestellt werden, dass die Freisetzung der anorganischen Stoffe

über die gesamte Variation der Versickerungsmenge nur von der Wassermenge abhängt

und auf rein physikalischen Prozessen beruht. Mit zunehmender Wassermenge steigt daher

auch die absolute freigesetzte Stoffmenge. Auch bei starken Regenereignissen muss mit

einer starken hydraulischen Auswaschung aller Schadstoffe gerechnet werden. Für die

Mobilisierung organischer Stoffe bei geringen Versickerungsmengen sind neben der Desorp-

tion auch biologische Abbauprozesse von Bedeutung, die zu einer Reduzierung der freige-

setzten Stoffmengen führen. Die Bedeutung des biologischen Abbaus wird allerdings nur bei

geringen Versickerungsmengen (< 2 m/a) und damit langen Aufenthaltszeiten des Sicker-

wassers im Boden sichtbar. Insgesamt zeigt die Versuchsreihe, dass von einer Bewässerung

abgeraten werden muss. Sie ist im Sinne des Grundwasserschutzes lediglich im Sommer

sinnvoll, um ein Austrocknen des Bodens zu unterbinden (vgl. Kap 6.7). Die eingesetzten

Wassermengen sollten dabei zu keiner nennenswerten Grundwasserneubildung führen

Bei dieser Versuchsreihe wird ein weiteres Mal deutlich, wie bereits in Kap. 6.2.1 und 6.3,

dass zwischen rein physikalischen und durch biologische Umsetzungen beeinflussten Pro-

zessen nicht unterschieden werden kann. Eine exakte Klärung der zugrundeliegenden

Abhängigkeiten kann daher nicht erfolgen.

120

160

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

AOX [µg/L]

Gatow KW

Buch KW

Gatow TW

Buch TW

Abb. 36: Änderung der AOX-Konzentrationen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW =

Trinkwasser, KW = Klarwasser)

6.6 Einfluss kurzzeitiger Einstauereignisse bei Trinkwasserbeschickung

Die Rieselfelder wurden bei der Beschickung mit Abwasser überflutet, d.h. der Boden war

kurzzeitig eingestaut, wahrscheinlich mit einer vollständigen Verdrängung der Bodenluft.

Blume et al. (1980) berichten damit einhergehend von starken Schwankungen des Redox-

potentials in den beschickten Rieseltafeln. Sie erklären damit beobachtete Eisen- und Man-

ganverluste und stellen auch redoxbedingte Beeinflussungen der Stickstoff- und Phosphat-

umsetzungen fest. Daneben ist eine Veränderung der mikrobiellen Aktivität durch die verän-

derten Belüftungszustände und eine mögliche Korrelation zur Schadstoffmobilisierung zu

erwarten.

Bei einer erneuten Beschickung der noch intakten Rieselfelder mit z.B. Klarwasser wäre aus

Kostengründen die traditionelle Art der Wasseraufbringung zu erwägen. Mit der „stoßweisen

Beschickung“ (Beschickung mit kurzzeitigem Einstau) der Bodensäulen sollte die dabei statt-

findende Bodenflutung simuliert und die ablaufenden redoxbeeinflussten Prozesse erkannt

werden. Hierfür wurde mit einer Beschickungsmenge von 6 m/a bzw. 1.800 mL/Woche gear-

beitet (Betriebsphase C, Gatow: Säule 2, Buch: Säule 7; Referenz: 6 m/a bei ungesättigter

Beschickung, Betriebsphase B, Säulen 2 und 7). Dies entspricht etwa dem doppelten Poren-

volumen der Bodensäulen und ermöglicht so den Vergleich zwischen einer Teilprobe, die

durch gut belüfteten Boden fließt (aerobe Probe) und einer Teilprobe, die zwei Tage im

Boden verbleibt und einen vollständigen Einstau verursacht (Einstau-Probe) (vgl. 4.2.2: Die

Art der Beschickung).

Die folgenden Abbildungen enthalten pro Parameter und Boden bis zu drei Balken:

• Summe: Der Summenbalken ist die errechnete Summe aus aerober und Einstau-Probe.

Er gibt die absolute freigesetzte Menge pro Woche an und ermöglicht so den Vergleich

der Frachten zwischen der ungesättigten Beschickung (Aufnahme der absoluten Mess-

größen nur einmal pro Woche) und der Beschickung mit kurzzeitigem Einstau.

• aerob: Wasser, das durch zuvor gut belüfteten Boden geflossen ist.

• Einstau: Wasser, das einen zweitägigen vollständigen Einstau des Bodens bewirkt hat.

Die Differenzierung in diese drei Größen ist nicht bei allen Parametern möglich. Für den pH-

Wert, die Leitfähigkeit und die spektralen Absorptionskoeffizienten ist die Summenbildung

nicht sinnvoll. Für die CO2-Produktion existiert dagegen lediglich die Wochensumme und

stellt hier einen echten Messwert dar, da die Kalilauge weiterhin nur einmal wöchentlich

beprobt wurde. Ein Beprobung der Kalilauge nach Entnahme der jeweiligen Wasserproben

wurde wegen der nicht vergleichbaren Zeiträume (5 Tage aerobe Probe und 2 Tage Einstau-

Probe) und der damit nicht vergleichbaren SOM-Umsetzungen als nicht sinnvoll angesehen.

In diesem Kapitel werden die zur Redoxcharakterisierung aufgenommenen Parameter SO42-,

Fe und Mn mit einbezogen. Zur Vereinfachung der Legenden werden die Standorte lediglich

mit G für Gatow und B für Buch abgekürzt.

Es sei an dieser Stelle vorweggenommen, dass eine deutliche Senkung des Redoxpotentials

in den Bodensäulen durch die Einstrauereignisse nicht gelungen ist.

In Abb. 37 sind die Parameter Leitfähig-

keit und pH-Wert für die aerobe und die

Einstau-Probe dargestellt. Für den

Standort Gatow zeigt sich eine deutliche

Beeinflussung des Milieus an Hand des

pH-Wertes. Die aerobe Probe ist mit

einem pH-Wert von 6,9 signifikant sau-

rer als die Einstau-Probe (pH-Wert 7,5)

und das Perkolat bei ungesättigter

Beschickung (pH-Wert 7,4). Dieser pH-

Wert-Abfall bei der aeroben Probe ist

sicherlich auf die deutlich längere

Belüftungsphase und die stattfindenden

Oxidationsprozesse zurückzuführen.

Der pH-Wert der Buch-Perkolate wird

von der unterschiedlichen Beschi-

ckungsweise nicht beeinflusst. Der

Boden und damit auch das Perkolat sind

bereits so stark sauer, dass mögliche

veränderte Intensitäten in den Oxida-

tionsprozessen während der Belüf-

tungsphase und der Bodenflutung nicht

erkennbar werden können.

Unterschiede zwischen aerober und Einstau-Probe lassen sich für die Gatow-Säule zwar

auch für die Leitfähigkeit nachweisen, allerdings sind die Abweichungen, auch im Vergleich

zur ungesättigten Beschickung, mit maximal 5 % sehr gering.

pH LF

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 % stoßweise Beschickung

***

*** *

6 m/a, 23 °C

bezogen auf ungesättigte Beschickung

G aerob

G Einstau

B aerob

B Einstau

Abb. 37: Änderung von pH-Wert und Leitfähigkeit (LF)

bei Beschickung mit kurzzeitigem Einstau

(Sternchen, Basis innerhalb der Balken: Signi-

fikanzniveau für den Vergleich zwischen

aerober und Einstau-Probe, Sternchen oben

außerhalb der Balken: Signifikanzniveau für

den Vergleich zwischen ungesättigter Beschi-

ckung und Beschickung mit Einstau;

*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst

signifikant; G = Gatow, B = Buch)

Tab. 18: pH und Leitfähigkeit (LF) sowie die Parameter der SOM-Umsetzung bei ungesättigter Beschi-

ckung (unges.) sowie der Beschickung mit kurzem Einstau (aerob/Einstau)

Gatow Buch

unges. aerob Einstau Summe unges. aerob Einstau Summe

pH 7,40 6,91 7,49 5,54 5,54 5,56

LF µS/cm 745 727 709 675 679 695

DOC mg/L 20,4 15,6 16,1 22,4 22,3 21,0

CO2-C mg/Woche 325 273 250 262

CO2-C/DOC 9,1 9,5 6,6 6,6

SAK254/DOC L/(m⋅mg) 4,04 3,8 3,7 3,7 3,4 3,5

SAK436/DOC L/(m⋅mg) 0,22 0,21 0,22 0,17 0,17 0,17

Bei Betrachtung der Umsetzungen und Mobilisierungen aus der organischen Bodensubstanz

(Abb. 38, Tab. 18), zeigt sich für die Gatow-Säule eine um 20 % reduzierte DOC-Freisetzung

(Abb. 38: G Summe) einhergehend mit einer um 15 % verringerten CO2-Produktion unter

Beschickung mit kurzem Einstau im Vergleich zu ungesättigtem Säulenbetrieb. Jedoch sind

zwischen aerober und Einstau-Probe keine Unterschiede in der freigesetzten DOC-Menge

sowie der Qualität des DOC an Hand der Quotienten SAK254/DOC und SAK436/DOC zu

erkennen. Die Einstauereignisse sind daher nicht die Ursache für die geschilderten Rück-

gänge.

In der Buch-Säule findet keine Beeinflussung der Parameter CO2-Produktion, DOC und

Qualität des DOC durch die geänderte Beschickungsart statt.

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 % stoßweise Beschickung

*** ***

SAK254/DOC

6 m/a, 23 °C

SAK436/DOCDOC CO2-C/DOC

CO2-C

bezogen auf ungesättigte Beschickung

G Summe

G aerob

G Einstau

B Summe

B aerob

B Einstau

Abb. 38: Umsetzungen der organischen Bodensubstanz unter Einfluss der Beschickung mit kurzzeiti-

gem Einstau (Sternchen, Basis innerhalb der Balken: Signifikanzniveau für den Vergleich zwi-

schen aerober und Einstau-Probe, Sternchen oben außerhalb der Balken: Signifikanzniveau für

den Vergleich zwischen ungesättigter Beschickung und Beschickung mit Einstau; *: signifikant;

**: sehr signifikant; ***: höchst signifikant; G = Gatow, B = Buch)

Tab. 19: NO3-N-, PO4-P- und SO4-Konzentrationen bei ungesättigter Beschi-

ckung (unges.) sowie der Beschickung mit kurzem Einstau

(aerob/Einstau)

Gatow Buch

unges. aerob Einstau unges. aerob Einstau

NO3-N mg/L 6,5 5,9 5,5 10,9 8,4 12,1

PO4-P mg/L 1,6 2,4 2,6 3,9 3,8 3,6

SO4mg/L 147 153 148 146 157 158

An Hand der Parameter NO3-N, PO4-P und SO4 (Abb. 39, Tab. 19) ist für die Gatow-Säule

keinerlei Einfluss der zeitweiligen Bodensättigung nachzuweisen. Die Fe-Freisetzungen sind

im Vergleich zur ungesättigten Betriebsweise zwar stark erhöht (Abb. 40). Aber auch hier

kann nicht von einer anaeroben Mobilisierung (Überführung von schwer löslichem Fe3+ in

leicht lösliches Fe2+ bei tiefen Redoxpotentialen; Hölting, 1992) ausgegangen werden, da

zwischen aerober- und Einstau-Probe keinerlei Unterschiede bestehen.

Die Buch-Säule weist im Vergleich zur ungesättigten Beschickung signifikant um 25 % redu-

zierte PO4-P-, um 20 % verringerte SO4- und um 75 % reduzierte Mn-Freisetzungen auf. Die

Nitratwerte sind in der Einstau-Probe höher, die Phosphat- und Sulfatwerte geringer als in

der aeroben Probe. Unter anaeroben Verhältnissen hätte in der Einstau-Probe wenig oder

kein Nitrat sowie viel Phosphat, Fe und Mn vorhanden sein müssen. Die Sulfatwerte

müssten unverändert bleiben bzw. bei hier nicht zu erwartenden sehr niedrigen

Redoxpotentialen sinken (von Gunten & Zobrist, 1993; von Gunten & Zobrist, 1992; Groth,

1987). Die inkonsistenten Ergebnisse deuten nicht auf veränderte Redoxbedingungen durch

die geänderte Betriebsweise hin. Es zeigt sich hier, dass eine nur chemische Kontrolle des

Redoxpotentials für Säulenversuche nicht ausreichend ist. Fest installierte Platinelektroden

in den Bodensäulen hätten eine stetige Kontrolle des Redoxverhältnisse geliefert, während

chemischen Analysen stark zeitverzögerte Ergebnisse liefern. Eine Anpassung der

Versuchführung, d.h. eine Senkung des Redoxpotentials mit geeigneten Maßnahmen, wäre

so rechtzeitig möglich gewesen. Zumindest während der eigentlich interessierenden

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

stoßweise Beschickung

6 m/a, 23 °C

bezogen auf ungesättigte Beschickung

G Summe

G aerob

G Einstau

B Summe

B aerob

B Einstau

***

SO4

NO3-N PO4-P

Abb. 39: Einfluss der Beschickung mit kurzem Einstau auf die Parameter NO3-N, PO4-P und SO4 (Stern-

chen, Basis innerhalb der Balken: Signifikanzniveau für den Vergleich zwischen aerober und

Einstau-Probe, Sternchen oben außerhalb der Balken: Signifikanzniveau für den Vergleich zwi-

schen ungesättigter Beschickung und Beschickung mit Einstau; *: signifikant; **: sehr signifi-

kant; ***: höchst signifikant; G = Gatow, B = Buch)

Einstauphase wären Messfehler in Folge schlechten Kontaktes der Elektrode mit dem Boden

(Scheffer & Schachtschabel, 1998; vgl. Kap. 3.4: Einfluss des Redoxpotentials) gering.

Auf die Freisetzung der Organohalogene und des Nickels haben die Einstauereignisse

ebenfalls keinen Einfluss (Abb. 40, Tab. 20). Dagegen sinken die Zink-Frachten mit 33 % für

Gatow und 40 % für Buch signifikant. Die erläuterten Unterschiede können aber auch hier

nicht auf die geänderte Beschickung zurückgeführt werden, da in keinem Fall ein Unter-

schied der freigesetzten Frachten zwischen aerober und Einstau-Probe besteht.

AOX Ni Zn Fe Mn

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

200 %

225 % 6m/a, 23°C

*** ***

***

stoßweise Beschickung

bezogen auf ungesättigte Beschickung

G Summe

G aerob

G Einstau

B Summe

B aerob

B Einstau

Abb. 40: Einfluss der Beschickung mit kurzem Einstau auf die Parameter AOX, Ni, Zn, Fe und Mn (Stern-

chen, Basis innerhalb der Balken: Signifikanzniveau für den Vergleich zwischen aerober und

Einstau-Probe, Sternchen oben außerhalb der Balken: Signifikanzniveau für den Vergleich zwi-

schen ungesättigter Beschickung und Beschickung mit Einstau; *: signifikant; **: sehr signifi-

kant; ***: höchst signifikant; G = Gatow, B = Buch)

Tab. 20: AOX- und Schwermetallkonzentrationen bei ungesättigter Beschi-

ckung (unges.) sowie der Beschickung mit kurzem Einstau

(aerob/Einstau)

Gatow Buch

unges. aerob Einstau unges. aerob Einstau

AOX µg/L 48 36 35 47 47 48

Ni µg/L 13,2 11,9 12,7 722 657 692

Zn mg/L 0,32 0,19 0,22 12,0 8,3 8,2

Fe mg/L 61,6 70,7 70,2 50,0 50,1 62,0

Mn mg/L 2,5 3,5 2,7 416 122 113

Zusammenfassend bleibt festzustellen, dass durch die Einstauereignisse offenbar keine

deutliche Änderung des Redoxpotentials hervorgerufen wurde, erkennbar zum Beispiel an

den geringen Unterschieden in den Nitratfrachten zwischen aerober und Einstau-Probe.

Insofern sind bei den übrigen Parametern die erwarteten Änderungen nicht eingetreten und

die im Feld bei einem Einstau herrschenden Verhältnisse wie sie von Blume et al. (1980)

beschrieben worden sind, konnten mit Trinkwasser als Zulauf nicht nachgestellt werden.

Gleichartige Versuche mit Klarwasser als Zulauf haben mit der Trinkwasserbeschickung ver-

gleichbare Ergebnisse geliefert.

Blume et al. (1980) haben für ihre Felduntersuchungen weitestgehend ungeklärtes Abwasser

mit hohen organischen Anteilen verwendet. Offenbar verursacht der Abbau dieser organi-

schen Anteile deren geschilderte starke Sauerstoffzehrung. Der geringe DOC-Gehalt im

Trink- und Klarwasser reicht für derartig starke Sauerstoffzehrungen nicht aus. Bei einer

erneuten Beschickung der Rieselfelder mit kurzzeitigen Einstauereignissen ist also nicht mit

durch die Wasserqualität verursachten großen Schwankungen im Redoxpotential zu rech-

nen.

Jedoch besteht eine wesentliche Abweichung zwischen den Säulen und realen Feldbedin-

gungen in dem Pflanzenbewuchs, der in den Säulen aus Gründen der Homogenität der

Schüttung bewusst ausgeschaltet wurde. Etwa eine Drittel der Sauerstoffzehrung im Boden

ist aber auf die Wurzelatmung zurückzuführen (Haider, 1996; Zausig, 1994). Zusätzliche

Wurzelatmung hätte möglicherweise auch in den Säulen während des Einstaus anaerobe

Verhältnisse hervorgerufen.

6.7 Einfluss des Wechsels von Austrocknung und Wiederbefeuchtung des

Bodens

In den Sommermonaten kann es während niederschlagsfreier Perioden zum Austrocknen

der oberen Bodenschichten kommen, begleitet vom Absterben eines Teils der Bodenorga-

nismen und Schrumpfen von in feuchtem Zustand gequollener Bodenbestandteile (z.B. Teile

des SOM). Nach der Wiederbefeuchtung setzt zum einen die mikrobielle Aktivität wieder ein,

vermutlich zunächst deutlich stärker als vor der Trockenperiode, da mit den abgestorbenen

Mikroorganismen viel leicht verwertbares Substrat zur Verfügung steht (Pullemann & Tie-

tema, 1999; Sörensen, 1974). Die ablaufenden Prozesse werden in den Laborsäulen nach-

gestellt und die ausgetragenen Stoffmengen verfolgt. Von Interesse waren bei dieser Ver-

suchsserie vor allem die Geschwindigkeit der ablaufenden Anpassungsprozesse als auch

der quantitative Unterschied im Vergleich zum dauerfeuchten Betrieb. Darüber hinaus sollten

Erkenntnisse darüber gewonnen werden, ob wechselfeuchte Bedingungen auch zu ver-

stärkter Mobilisierung von Schadstoffen führen.

Die Versuchsserie wurde an zwei Säulenpaaren mit unterschiedlichen Beschickungen nach

der Wiederbefeuchtung (2 m/a und 6 m/a, Betriebsphase D und E, Gatow: Säulen 2 und 3,

Buch: Säulen 7 und 6) durchgeführt. Als Referenz diente für die mit 6 m/a beschickten Säu-

len der Zeitraum vor der Austrocknung (Säulen 2 und 7, Betriebsphase C) und für die mit

100

2 m/a beschickten Säulen die

Betriebsphase A (Säulen 3 und

6), da diese vor der Austrock-

nung lediglich mit 1 m/a beschickt

wurden.

Zu Beginn der Trocknung steigt

die Atmung in allen Säulen

zunächst stark an und zwar

nahezu auf das Doppelte der

sonst üblichen Respiration

(Abb. 41). Dies kann möglicher-

weise auf die deutlich bessere

Belüftung nach Einstellung der

Beregnung zurückgeführt wer-

den, steht dann aber im Wider-

spruch zu den gemessenen

Atmungsraten nach Variation der

Versickerungsmenge. Dort stellt

sich der Wassergehalt im Boden bei einer Beregnung mit 2 m/a als optimal für die Respira-

tion heraus (vgl. Kap. 6.5). Die ansteigende Respiration zu Beginn der Trocknung legt hier

den Schluss nahe, dass auch eine Versickerungsmenge von 2 m/a bereits zu hoch für eine

optimale Sauerstoffversorgung ist. Anschließend sinkt die Atmung kontinuierlich, bis sie bei

vollständiger Trockenheit des Bodens schließlich gänzlich zum Erliegen kommt. Erwartungs-

gemäß besitzt der schwach lehmige Gatower Boden eine höhere Wasserhaltekapazität und

trocknet dadurch langsamer als der lehmfreie Sandboden aus Buch.

Nach der erneuten Beschickung

kommt es zunächst zu einem

hohen Respirationspeak

(Abb. 41, 119. Woche), der sich

innerhalb weniger Wochen auf

einem konstanten Niveau bei

etwa einem Drittel des Peakma-

ximums einpendelt. Die standort-

typischen Unterschiede, die sich

in einer höheren Atmung des

Gatower Bodens manifestieren,

sind auch nach der Wiederbe-

feuchtung deutlich zu erkennen.

Im Gegensatz zu den Ergebnis-

sen nach Variation der Versicke-

rungsrate kann keine Abhängig-

keit der Atmung von der Bereg-

200

400

600

800

99 103 107 111 115 119 123 127

Betriebszeit [Wochen]

-C [mg/Woche]

Gatow 2m/a

Buch 2m/a

Gatow 6m/a

Buch 6m/a

Abb. 41: Verlauf der CO2-Produktion während des Trocknens

(Woche 100 bis 117) und der anschließenden Beschi-

ckung (ab Woche 118)

100

150

200

250

118 122 126 130 134 138 142

Betriebeszeit [Wochen]

DOC [mg/L]

Gatow 2m/a Buch 2m/a

Gatow 6m/a Buch 6m/a

Abb. 42: Verlauf der DOC-Konzentrationen nach Wiederbe-

schickung der getrockneten Säulen

101

nungsmenge beobachtet wer-

den. Die Böden zeigen für die

beiden unterschiedlichen Ver-

sickerungsmengen praktisch

gleiche Atmungsraten. Die

CO2-Messung wurde mit der

128. Woche nach Erreichen

annähernd konstanter

Atmungsraten eingestellt. Die

Perkolatuntersuchungen wur-

den noch 13 Wochen weiter-

geführt.

Zeitgleich zum Atmungspeak

nach der Wiederbefeuchtung

finden starke DOC-Auswa-

schungen mit dem Perkolat

statt, die sich ebenfalls auf einem konstanten Niveau einpendeln (Abb. 42). Bei der höheren

Versickerungsmenge werden auf Grund der stärkeren hydraulischen Auswaschung deutlich

früher konstante Ablaufwerte erreicht als bei der geringen. Die Anfangskonzentrationen nach

Wiederbefeuchtung übersteigen das konstante Niveau um etwa das 5- bis 10-fache.

An Hand der spektroskopischen Parameter lässt sich erkennen, dass das ausgewaschene

organische Material zunächst nur geringe Huminstoffanteile enthält (Abb. 43). Erst nach

deutlichem Abfall der hohen DOC-Austräge erreicht auch der spezifische Absorptionskoeffi-

zient bei 254 nm die gewohnten Werte von 4 bis 4,5 L/(m·mg). Die hohen DOC-Austräge

118 122 126 130 134 138 142

Betriebszeit [Wochen]

SAK

254

/DOC [L/(m·mg)]

Gatow 2m/a Buch 2m/a

Gatow 6m/a Buch 6m/a

Abb. 43: Verlauf des SAK254/DOC nach Wiederbeschickung der

ausgetrockneten Säulen

118 120 122 124 126 128 130

Betriebszeit [Wochen]

-N [mg/L]

Gatow 2m/a

Buch 2m/a

Gatow 6m/a

Buch 6m/a

100

118 120 122 124 126 128 130

Betriebszeit [Wochen]

-N [mg/L]

Gatow 2m/a

Buch 2m/a

Gatow 6m/a

Buch 6m/a

Abb. 44: Austrag an NH4-N und NO3-N nach Wiederbeschickung der ausgetrockneten Säulen

102

sind also offensichtlich nicht auf die

Mobilisierung von organischer

Bodensubstanz zurückzuführen

(Lundquist et al., 1999; Kalbitz &

Knappe, 1997), sondern auf die Aus-

waschung abgestorbener Mikroorga-

nismenzellen (Pullemann & Tietema,

1999; van Gestel et al., 1991). Die

leichte Mineralisierbarkeit der toten

Zellen führt zu dem starken CO2-

Peak. Nach Abklingen der Respira-

tionspeaks ist die Atmung deutlich

geringer als vor der Austrocknung bei

gleicher Beschickung, gleichzeitig

sind die DOC-Freisetzungen höher.

Dies zeigt ebenfalls, dass während des Trocknens ein beträchtlicher Teil der Biomasse

abgestorben ist, die nun längere Zeit benötigt, um sich zu regenerieren.

Die massiven mikrobiellen

Umsetzungen toter organischer

Biomasse äußern sich auch in

starken Freisetzungen an

Stickstoff in Form von

Ammonium und Nitrat

(Abb. 44). Die Mobilisierungen

des Nährstoffs Phosphat

scheinen dagegen durch den

wechselfeuchten Betrieb nicht

beeinflusst zu werden. Dies

macht deutlich, dass P

überwiegend über chemisch /

physikalisch kontrollierte

Prozesse aus anorganischer

Bindung freigesetzt wird

(Abb. 45).

Für die betrachteten Schadstoffe sind mit dem DOC vergleichbare Verläufe der Aus-

waschungen nach Wiederbefeuchtung zu beobachten.

Abb. 46 stellt exemplarisch die Mobilisierung des AOX dar. Die Maximalkonzentrationen

erreichen für die beiden Buch-Säulen das zwei- bis dreifache und für die Gatow-Säulen

knapp das Doppelte der konstanten Niveaus nach Abklingen des Auswaschungspeaks. Die

118 120 122 124 126 128 130

Betriebszeit [Wochen]

-P [mg/L]

Gatow 2m/a

Buch 2m/a

Gatow 6m/a

Buch 6m/a

Abb. 45: Austräge an PO4-P nach Wiederbeschickung der

ausgetrockneten Säulen

120

160

200

118 122 126 130 134 138 142

Betriebeszeit [Wochen]

AOX [µg/L]

Gatow 2m/a Buch 2m/a

Gatow 6m/a Buch 6m/a

Abb. 46: Austräge an AOX nach Wiederbeschickung der ausge-

trockneten Säulen

103

Reaktion der Organohalogene auf die

wechselfeuchten Bedingungen ist also

nicht annähernd so massiv wie für die

Parameter DOC und CO2.

Für die Schwermetalle zeigen sich zu

Beginn der Wiederbeschickung 1,3-

bis maximal fünffach höhere Konzen-

trationen als nach Erreichen konstan-

ter Perkolatwerte (Abb. 47, exempla-

risch für Nickel). Auf die Schwermetall-

und Phosphatausträge sind insgesamt

die geringsten Störungen durch den

Austrocknungs- und Wiederbefeuch-

tungsprozess zu beobachten.

Für alle Parameter ist festzustellen,

dass die Perkolate der Säulen mit der höheren Beschickung von 6 m/a deutlich früher ein

wieder konstantes Ablaufverhalten erreichen als die mit der geringeren Versickerungsrate

von 2 m/a. Dies zeigt, dass während der Austrocknung potentiell mobile Substanzen

angereichert und/oder gebildet wurden, die nach erneuter Säulenbeschickung mit dem Was-

ser hydraulisch ausgewaschen werden (Kalbitz & Knappe, 1997; Haider, 1996).

Betrachtet man die Freisetzungen mengenmäßig über gleiche Zeiträume vergleichend für

konstante, ungestörte Betriebsbedingungen und die Störung des Systems durch wechsel-

feuchte Bedingungen, so ergibt sich in der Summe für keinen Parameter mehr als eine Ver-

doppelung der ausgetragenen Mengen während der Wiederbefeuchtung (Berechnungen für

einen Zeitraum von 5 Wochen beginnend mit der Wiederbefeuchtung).

Zusammenfassend bleibt festzustellen, dass eine Austrocknung Störungen des Systems

hervorruft, die zu kurzzeitig verstärkten und schwankenden Freisetzungen aller betrachteten

Parameter ausgenommen Phosphat führt. Die Schadstoffschübe klingen abhängig von der

Wassermenge ab und erreichen nach wenigen Wochen wieder konstante Ablaufwerte. Um

derartige Schadstoffschübe zu vermeiden ist eine Bewässerung in trockenen

Sommermonaten mit geringen Wassermengen zu erwägen, die zwar das Austrocknen des

Bodens unterbindet, aber zu möglichst geringer hydraulischer Auswaschung (vgl. Kap 6.5)

und zu keiner nennenswerten Grundwasserneubildung führt.

Untersuchungen zum Einfluss des Wechsels von Einfrier- und Auftauvorgängen ergeben

vergleichbare Ergebnisse. Die beobachteten Effekte sind jedoch weniger stark ausgeprägt.

6.8 Versuche zur pH-Wert Stabilisierung

Der pH-Wert hat einen wesentlichen Einfluss auf Prozesse im Boden. Für die Rieselfelder

Buch ist in Folge einsetzender Mineralisierungsprozesse nach Einstellung des Intensivfilter-

betriebes eine Versauerung des Bodens beobachtet worden. Die Folge sind deutliche

500

1000

1500

2000

118 122 126 130 134 138 142

Betriebeszeit [Wochen]

Ni [µg/L]

Buch 2m/a

Buch 6m/a

Gatow 2m/a

Gatow 6m/a

Gatow

Buch

Abb. 47: Ni-Austräge nach Wiederbeschickung der ausge-

trockneten Säulen

104

Schwermetallausträge. In der Literatur wird daher häufig vorgeschlagen, den pH-Wert des

Bodens durch geeignete Maßnahmen auf den Neutralpunkt anzuheben, um den Schwer-

metallaustrag zu verlangsamen. Renger et al. (1995 b) befürchten jedoch auch, dass eine

Erhöhung des pH-Wertes die mikrobiellen Lebensbedingungen verbessern, damit zu ver-

stärktem Humusabbau führen und so auch destabilisierend wirken könnte.

Um die Prozesse einer pH-Wert-Stabilisierung in der Versuchsanlage zu simulieren, wurde

ein Gatow/Buch-Säulenpaar mit 6 m/a alkalisch beschickt (Trinkwasser mit Natronlauge auf

pH 9,5 eingestellt, Betriebsphase D bis E, Gatow: Säule 9, Buch: Säule 10; Referenz:

Betriebsphase C, Säulen 9 und 10). Die Auswertungen erfolgen an Hand der letzten 12

Betriebswochen (Betriebsphase E) bezogen auf die letzten 12 Wochen der Einfahrphase

(Betriebsphase C), in der mit Trinkwasser beschickt wurde. Der Auswertezeitraum der

Betriebsphase C war teilweise durch starke Zulaufschwankungen gekennzeichnet und

erschwert die Interpretation einiger Messgrößen (z.B. DOC Gatow, s.u.)

Aus Abb. 48 wird ersichtlich, dass die alkalische Beschickung (über 55 Wochen, in der

Summe 0,22 Mol OH-) keine Änderung der Perkolat-pH-Werte bewirkt hat. Die Boden-pH-

Werte haben sich in der Gatow-Säule nur geringfügig erhöht (35 – 40 cm Säulenhöhe von

pH 6,6 auf 6,9; vgl. Kap. 6.11, Tab. 26). In der Buch-Säule sind sie bei 30 – 35 cm Säulen-

höhe merklich von 4,9 auf 6,2 gestiegen (vgl. Kap. 6.11 Tab. 27). Mit der Säulentiefe sinkt

der Boden-pH-Wert in beiden Böden und

liegt im unteren Teil der Säulen unter dem

Ausgangs-pH-Wert. Eine nennenswerte pH-

Wert-Anhebung ist also lediglich für den

Bucher Boden im oberen Säulenbereich

gelungen.

Die Salzbelastung der Perkolate geht in

Folge der alkalischen Beschickung zurück

(Abb. 48, Tab. 21). Dies ist wahrscheinlich

auf die ebenfalls verringerte Leitfähigkeit des

Zulaufwassers zurückzuführen. In dem

Zulaufbehälter mit dem alkalischen Leitungs-

wasser kommt es zur Ausbildung weißer

Niederschläge, wahrscheinlich Calciumcar-

bonat, wodurch die Leitfähigkeit des alkali-

schen Trinkwassers gegenüber unbehan-

deltem um etwa 10 % sinkt. In der gleichen

Größenordnung sinken in Folge dessen

auch die Leitfähigkeiten der Perkolate für

beide Böden. Die Zusammensetzung des Zulaufwassers ist dadurch stärker verändert

worden als gewollt. Beobachtete Effekte sind so eventuell nicht allein auf den pH-Wert

zurückführbar.

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 % 6 m/a, Zulauf-pH: 9,5

bezogen auf TW-Beschickung

Gatow

Buch

pH LF

Abb. 48: Änderungen der Parameter pH-Wert und

Leitfähigkeit in den Perkolaten nach alkali-

scher Beschickung bezogen auf Trinkwas-

serbeschickung (*: signifikant; **: sehr

signifikant; ***: höchst signifikant; TW =

Trinkwasser)

105

Auf Grund der fehlenden

Veränderungen in den

Perkolat-pH-Werten

wurden auch für die

übrigen Parameter keine

großen Beeinflussungen

erwartet. Jedoch

änderte sich gerade für

den Standort Buch die

Respiration und die Umsetzung/Mobilisierung der organischen Bodensubstanz signifikant hin

zu höheren Umsatzraten. Dies ist aus den gestiegenen Werten für den DOC (+ 15 %), die

CO2-Produktion (+ 31 %) und deren Quotienten (+ 52 %) (Abb. 49, Tab. 22) zu ersehen. Die

Vermutung von Renger et al. (1995 b), eine pH-Wert-Anhebung zur Senkung der Schwer-

metallausträge würde die mikrobielle Aktivität und den Umsatz organischer Bodensubstanz

steigern, wird hier für den sauren Bucher Boden bestätigt. Die Färbung steigt deutlich über-

proportional zum DOC an (+ 47 %). Dies und der hohe Anstieg für den Quotienten CO2/DOC

kann als Hinweis darauf gewertet werden, dass deutlich mehr DOC mobilisiert worden ist, als

im Perkolat gemessen wurde. Während der Säulenpassage wurde ein Teil des DOC minera-

lisiert. Aromatische hochmolekulare Systeme, denen die Gelbfärbung zugesprochen wird,

sind mikrobiologisch schwer verfügbar. Sie bleiben zunächst liegen und verursachen den

starken Anstieg der Färbungsanteile am DOC.

Tab. 21: pH und Leitfähigkeit (LF) bei Beschickung mit Trinkwasser und

alkalischem Trinkwasser (TW = Trinkwasser)

Gatow Buch

TW TW

pH 9,5

TW TW

pH 9,5

pH 7,26 7,42 4,79 4,78

LF µS/cm 681 625 635 580

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

200 %

(***)

***

(**)

***

SAK254/DOC

6 m/a, Zulauf-pH: 9,5

SAK436/DOC

DOC CO2-C/DOCCO2-C

bezogen auf TW-Beschickung

Gatow

Buch

Abb. 49: Änderung der Parameter für die Umsetzung der organischen Bodensubstanz nach alkalischer

Beschickung bezogen auf Trinkwasserbeschickung (*: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant; TW = Trinkwasser)

106

Für den Standort Gatow fallen keine nennenswerten Beeinflussungen der Umsetzung orga-

nischer Bodensubstanz durch den alkalischen Zulauf auf. Die gesunkene DOC-Freisetzung

und die damit gestiegenen spezifischen Absorptionskoeffizienten (SAK254/DOC und

SAK436/DOC) scheinen fragwürdig (Abb. 49). Sie sind durch zwei zu geringe DOC-Mess-

werte verursacht, die nicht klar als Ausreißer identifiziert werden können und daher in die

Berechnungen miteinbezogen werden müssen.

Bei Betrachtung der Zeitreihen fällt bei beiden Böden für die Parameter DOC, SAK254 und

SAK436 ein Ansteigen der Werte etwa sieben Wochen nach Umstellung auf den alkalischen

Zulauf auf, der langsam wieder abfällt und sich anschließend auf einem höheren Niveau als

dem ursprünglichen einpendelt (Abb. 50, exemplarisch für den SAK436). Dieser Zeitraum wird

nicht für die Berechnungen herangezogen, insofern geht dieser „Peak“ nicht in die Daten für

Abb. 49 ein. Aber dies zeigt, dass bereits nach geringen Zugaben von Basen, die bei weitem

nicht ausreichen, um den Sickerwasser-pH-Wert sichtbar zu beeinflussen, Änderungen in

den Bodenprozessen eintreten. Die alkalische Beschickung führt offenbar zu einer Mobilisie-

rung von Huminstoffen. Durch Deprotonierung funktioneller Gruppen (Alkohol- und Carbo-

xylgruppen) erhöht sich die

Polarität und Löslichkeit organi-

scher Moleküle. Gleichzeitig wird

die zugeführte Base neutralisiert.

Zusätzlich kann die Anreicherung

des Zulaufs mit Natriumkationen

(Zugabe von NaOH zur

Anhebung des pH-Wertes) zur

Freisetzung von Huminstoffen

führen. Reemtsma et al. (1999)

stellen in Elutionsversuchen mit

denselben Böden eine starke

Freisetzung hochmolekularer

organischer Substanz mit

Tab. 22: Parameter der SOM-Umsetzungen bei Beschickung mit Trinkwasser und alkali-

schem Trinkwasser (TW = Trinkwasser)

Gatow Buch

TW TW

pH 9,5

TW TW

pH 9,5

DOC mg/L 25,6 22,3 24,7 28,3

CO2-C mg/Woche 382 382 267 351

CO2-C/DOC 9,4 10,7 6,0 9,1

SAK254/DOC L⋅m-1⋅mg-1 5,7 6,17 3,7 5,5

SAK436/DOC L⋅m-1⋅mg-1 0,23 0,28 0,15 0,19

54 62 70 78 86 94 102 110 118

Betriebszeit [Wochen]

SAK

436

[1/m]

Gatow

Buch

Abb. 50: Zeitverlauf der Färbung für die alkalisch beschickten

Säulen (Inbetriebnahme: Woche 32, Umstellung auf

alkalischen Zulauf: Woche 68)

107

natriumhaltigen Elutionsmitteln fest. Auf Grund einer gleichzeitig beobachteten Freisetzung

von Ca2+ gehen sie davon aus, dass Na+ gegen Ca2+ in schwer löslichen organischen

Komplexen ausgetauscht wird, wodurch lösliche organische Komplexe gebildet werden.

Es kann jedoch nicht entschieden werden, ob die erhöhte Mobilisierung von DOM in dem

sauren Bucher Boden (Abb. 49) allein auf diese pH bedingte verbesserte Löslichkeit oder

auch auf verstärkte DOM-Bildung in Folge gestiegener mikrobieller Aktivität zurückzuführen

ist. Wahrscheinlich tragen beide Mechanismen in unbekanntem Umfang zur Erhöhung der

DOC-Freisetzung bei.

Im Bereich der Nährstoffe stellt sich

heraus, dass die Nitratfreisetzungen für

beide Standorte deutlich steigen (Gatow

+ 67 %, Buch + 30 %). Ammonium und

Nitrit sind in den Perkolaten dieser Ver-

suchsserie nicht nachweisbar. Die

Phosphatfreisetzungen gehen für Gatow

um 41 % zurück und bleiben für Buch

praktisch konstant (Abb. 51). Das Ver-

halten der Nährstoffe ist nicht erklärlich.

Die Phosphatwerte der Buch-Säule stei-

gen etwa 4 bis 5 Wochen nach Umstel-

lung auf alkalische Beschickung (Zeit-

raum geht nicht in die Mittelwertbildung

für Abb. 51 ein) analog zu den organi-

schen Parametern DOC, SAK254 und

SAK436 um das vier bis 5-Fache des

vorherigen Wertes an und pendeln sich

dann etwa auf dem Ursprungsniveau wieder ein. Ob dieser „Phosphatpeak“ auf die Zulauf-

umstellung zurückzuführen ist oder nur zufällig in zeitlichem Zusammenhang dazu steht,

lässt sich nicht klären. Denkbar sind diverse Lösungsreaktionen für die zu diesem Zeitpunkt

gerade günstige pH-Werte oder Ionenzusammensetzungen des Sickerwassers bestanden.

Ohne deren genaue Kenntnis und ohne genaue Kenntnis der Phosphatbindungsformen im

Boden sind Spekulationen wenig sinnvoll. Eine Abschätzung des Boden-pH-Wertes über den

zu dem Zeitpunkt

bekannten Perkolat-pH-

Wert erscheint ebenfalls

wenig sinnvoll, da letzte-

rer sich während der

Wasserpassage über

die gesamte Säulentiefe

ausbildet. Wie Tab. 27

(Kap. 6.11) zeigt, be-

0 %

25 %

50 %

75 %

100 %

125 %

150 %

175 %

200 %

***

6m/a, Zulauf-pH: 9,5

PO4-PNO3-N

bezogen auf TW-Beschickung

Gatow

Buch

Abb. 51: Verhalten der Nährstoffe NO3-N und PO4-P

nach Umstellung auf alkalische Beschickung

bezogen auf Trinkwasserbeschickung

(*: signifikant; **: sehr signifikant; ***: höchst

signifikant; TW = Trinkwasser)

Tab. 23: Nährstoffkonzentrationen bei Beschickung mit Trinkwasser

und alkalischem Trinkwasser (TW = Trinkwasser)

Gatow Buch

TW TW

pH 9,5

TW TW

pH 9,5

NO3-N mg/L 7,3 12,1 14,8 19,1

PO4-P mg/L 2,7 1,9 4,8 4,5

108

steht zumindest gegen Ende der Versuchszeit ein Gradient des Boden-pH-Wertes über die

Säulentiefe.

Für den organischen Schadstoffparameter AOX sind gesicherte Aussagen ebenfalls nicht

möglich (Abb. 52, Tab. 24). Zum einen haben die Konzentrationen nach der Einfahrphase

noch kein konstantes Niveau erreicht, sondern fallen nach wie vor leicht, so dass der Refe-

renzwert leicht überschätzt ist. Zum anderen treten gerade in der Endphase stärkere

Schwankungen auf, die auch die Ermittlung des Einflusses der alkalischen Beschickung

erschweren. Der AOX verhält sich zwar für beide Säulen, wie auch schon in den bisher dar-

gestellten Versuchsreihen, analog zum DOC mit sinkenden Frachten für Gatow (- 14 %) und

steigenden für Buch (+ 16 %), jedoch kann hier auf Grund der Messwertschwankungen kein

funktioneller Zusammenhang gefolgert werden. Eine längere Versuchszeit wäre zur Absiche-

rung der Ergebnisse von Vorteil gewesen. Aber auch hier wäre nicht zu klären, in wie fern

der höhere pH-Wert oder die gestiegene mikrobielle Aktivität höhere AOX-Freisetzungen

bewirken. Zusätzlich zu diesen beiden Mechanismen ist eine AOX-Mobilisierung auch durch

DOC gebundenen Transport denkbar.

0 %

20 %

40 %

60 %

80 %

100 %

120 %

140 %

***

(**)

(*)

***

6 m/a, Zulauf-pH: 9,5

bezogen auf TW-Beschickung

Gatow

Buch

ZnAOX Ni

Abb. 52: Verhalten des AOX und der Schwermetalle nach Umstellung auf alkalischen

Zulauf bezogen auf Trinkwasserbeschickung (*: signifikant; **: sehr signifikant;

***: höchst signifikant; TW = Trinkwasser)

109

Für die Schwermetalle

zeigt sich eine klareres

Bild. Die Schwermetall-

konzentrationen in den

stark sauren Bucher

Perkolat sinken wenige

Wochen nach Umstel-

lung auf alkalische

Beschickung deutlich

ab, wie in Abb. 53

exemplarisch für Zink dargestellt ist. Am Ende des Untersuchungszeitraums liegen die

Rückgänge für Nickel bei 58 %, für Zink bei 66 % der Ausgangskonzentrationen.

Für den annähernd neutralen Gatower Boden gehen die Zinkfreisetzungen um annähernd

43 % deutlich zurück. Die Nickelfreisetzungen werden praktisch nicht beeinflusst.

Die Beschickung mit alkali-

schem Trinkwasser hat gezeigt,

dass für den stark sauren Bu-

cher Boden trotz nicht erkenn-

barer pH-Wert-Änderungen im

Perkolat, Änderungen in den

Säulenprozessen stattfinden.

Zum einen steigt die mikrobielle

Aktivität und damit der Umsatz

organischer Bodensubstanz.

Gleichzeitig kommt es zu ver-

stärkter Freisetzung organi-

scher Schadstoffe. Zum ande-

ren ist ein deutlich senkender

Effekt auf die Schwermetallausträge zu verzeichnen. Die Schwermetallausträge gehen zwar

um mehr als 50 % zurück, jedoch liegen sie am Ende der Versuchsserie immer noch um

mehr als das 10 Fache über den Konzentrationen der Gatow-Perkolate. Längere Versuchs-

zeiten und eine stärkere Anhebung des Boden- und Perkolat-pH-Wertes hätten hier weitere

Erkenntnisse zur pH-abhängigen Mobilisierung von Schwermetallen und organischen

Schadstoffen geliefert.

6.9 Sterilisationsversuche des Bodenmaterials in den Säulen

Um eine Bilanzierung der SOM-Umsetzungen durchführen zu können, sollte ein

Buch/Gatow-Säulenpaar nach γ-Bestrahlung steril betrieben werden. Bei sterilem Betrieb

wurde davon ausgegangen, dass der DOC im Perkolat sich zusammensetzt aus dem Anteil

des Zulauf-DOC, der in der Säule nicht sorbiert wird und aus vom SOM desorbierten DOM.

Die Summe aus den Größen (DOCdesorb) und (DOCZu sorb) in Gleichung 11 (Kap. 4.2.3) hätte

Tab. 24: AOX- und Schwermetallkonzentrationen bei Beschickung mit

Trinkwasser und alkalischem Trinkwasser (TW = Trinkwasser)

Gatow Buch

TW TW

pH 9,5

TW TW

pH 9,5

AOX µg/L 60 52 50 58

Ni µg/L 21,8 21,8 922 385

Zn mg/L 0,4 0,2 13,4 4,6

54 60 66 72 78 84 90 96 102 108 114 120

Betriebeszeit [Wochen]

Zn [mg/L]

Buch

Gatow

Buch Gatow

Abb. 53: Zeitverlauf des Schwermetalls Zink für die alkalisch

beschickten Säulen (Inbetriebnahme: Woche 32,

Umstellung auf alkalischen Zulauf: Woche 68

110

so bestimmt werden können. Weiterhin unbekannt bliebe dann die Größe CO2-CDOC-Zu in den

Gleichungen 11 und 12 (Kap. 4.2.3). Deren Wert könnte aber auf Grund des geringen DOC-

Gehaltes im Berliner Trinkwasser von etwa 5 mg/L vernachlässigt bzw. in Abbauversuchen

näherungsweise bestimmt werden.

Die Sterilversuche waren jedoch nicht erfolgreich, da trotz einer Strahlendosis von 24,3 kGy

(Janata, 1999) wahrscheinlich keine vollständige Keimabtötung erreicht wurde. Eine Woche

nach der Wiederinbetriebnahme ist die Respiration mehr als doppelt so hoch wie vor der

Bestrahlung (Tab. 25). Um zu überprüfen, ob diese CO2-Freisetzung tatsächlich auf mikro-

bielle Atmung zurückzuführen ist, wurde in der vierten Woche die Temperatur auf 10 °C

gesenkt. Nachdem die CO2-Produktion deutlich zurück ging (verringerte mikrobielle Aktivität

in Folge tieferer Temperatur, vgl. Kap. 6.3), wurde der Versuch abgebrochen. Nach Janata

(1999) sind 18 kGy für eine vollständige Keimabtötung ausreichend. Andere Autoren gehen

von einer sicheren Sterilisierung nach 25 kGy aus (Dunger & Fiedler, 1997; Sedlacek et al.,

1984). Aber auch letztere Strahlendosis hätte in den Säulen sicher nicht zu einer vollständi-

gen Inaktivierung biochemischer Prozesse geführt. Bei der Hygienisierung von Klärschläm-

men werden Dosen von 2,5 bis 5 kGy eingesetzt (Handlos, 1981). Sedlacek et al. (1984)

stellen bei einer Dosis von 3 kGy eine Keimzahlverminderung von Salmonella species um 6

bis 8 Zehnerpotenzen fest. Nach einer Strahlendosis von 1 kGy sind Schimmelpilze und

Streptomyzeten (Beck et al., 1977), von 0,5 kGy coliforme Keime (Watanabe & Takehisa,

1984) nicht mehr nachweisbar. Beck et al. (1977) stellen auch fest, dass Enzyme eine um

den Faktor 10 bis 100 höhere Resistenz gegenüber γ-Strahlung besitzen als lebende Zellen.

Ein weiterer Grund für den Abbruch des Versuchs lag in den sehr hohen DOC-Freisetzungen

begründet. Für die Gatow-Säule liegen diese 1 Woche nach Wiederinbetriebnahme 30-fach

über den DOC-Konzentrationen, die unter gleichen Betriebsbedingungen vor der Bestrah-

lung im Mittel gemessen wurden (Tab. 25). Es wurde zunächst angenommen, dass der

Energieeintrag durch die Bestrahlung zu Veränderungen am Bodenmaterial und DOC-Mobi-

lisierungen aus dem SOM geführt hat. Die keimtötende Wirkung von γ-Strahlung in wässriger

Umgebung beruht auf der Bildung von Radikalen aus Wassermolekülen (H2O•, OH•, H•)

(Butler et al., 1984). Deren Reaktivität führt neben der Inaktivierung von lebenden Zellen

auch zur chemischen Veränderungen sonstiger Bodenbestandteile. So wird in der Literatur

Tab. 25: DOC- und CO2-C- Freisetzung nach Sterilisation des Bodens (Daten bei t = 0 sind Mittelwerte

mit n = 7 des Betriebs vor der Sterilisation; t = Zeit)

tCO

2-C in mg/Woche DOC in mg/L SAK254/DOC

in Wochen Gatow Buch Gatow Buch Gatow Buch

0288 280 30 36 3,1 3,3

1766 410 869 514 0,4 0,3

23 °C 2 532 253 847 540 0,4 0,4

3445 204 395 250 0,9 0,8

10 °C 4 130 80 187 203 0,8 1,2

111

von der chemischen Umsetzungen bis hin zur Mineralisation von aromatischen oder chlo-

rierten Kohlenwasserstoffen berichtet (Getoff & Lutz, 1985: 60 %iger Abbau aromatischer

Kohlenwasserstoffe nach 20 kGy, Dichlormethanabbau von 410 auf 9 mg/L nach 25 kGy;

Trump et al., 1984: 66 %iger Abbau von 4-Chlorobiphenyl nach 20 kGy). Ebenso sind Reak-

tionen mit der SOM denkbar. Das eigentliche Ziel dieses Versuchs wäre nach derartig mas-

siven Veränderungen des Bodenmaterials nicht mehr erreichbar gewesen.

Die Annahme ist jedoch nicht vollständig zu halten. Bezieht man die freigesetzte C-Menge

(DOC und CO2-C) auf die eingebaute Bodenmasse, so wurden innerhalb der betrachteten 4

Wochen für Gatow 536 µg/g (C/Boden) und für Buch 246 µg/g (C/Boden) freigesetzt. Unter-

suchungen der mikrobiellen Biomasse in der Anlage A mit der SIR-Methode (substratindu-

zierte Respiration nach Anderson & Domsch, 1978) ergeben Werte in vergleichbarer Grö-

ßenordnung für die mikrobielle Kohlenstoffmasse (Cmik) im Boden von 105 – 214 µg/g für

Gatow bzw. 54 – 86 µg/g für Buch. Der Wert für den Quotienten SAK254/DOC beträgt nach

der Wiederinbetriebnahme weniger als 0,5 L/(m·mg). Der freigesetzte DOC weist also sehr

geringe Anteile an UV-aktiven Substanzen auf. Es erscheint also wahrscheinlich, dass die

hohen DOC-Freisetzungen zum Großteil durch abgestorbene Biomasse verursacht sind.

Ein zweite Bestrahlung wurde nicht vorgenommen, da die erforderliche Strahlendosis nicht

bekannt und eine Sterilitätskontrolle allein über die CO2-Produkton nicht sicher war. Bei

deutlich höheren Strahlendosen wären ungewollte SOM-Umsetzungen sehr wahrscheinlich

geworden. Mit den dann bestimmten DOC-Freisetzungsraten wäre die unter unsterilen

Bedingungen stattfindende Desorption sicher überschätzt worden. Es erscheint also fraglich,

ob reine Desorptionsvorgänge in Böden ohne mikrobielle Einflüsse überhaupt bestimmbar

sind.

6.10 Bestimmung des Wassergehaltes in den Säulenböden

Mit TDR-Messungen wurden die Wassergehalte in den Säulenböden bestimmt. Ziel war es,

Unterschiede in den Wassergehalten zum einen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge

und zum anderen abhängig vom Beschickungszyklus (nach Belüftung und nach Wasserbe-

schickung; vgl. Kap. 4.2.2, Tab. 4) zu erkennen. Des Weiteren wurde die Endphase der Aus-

trocknung der Säulen 2, 3, 6 und 7 begleitet.

112

6.10.1 Wassergehalte in

Abhängigkeit der Versicke-

rungsmenge

In Abb. 54 (Gatow) und Abb. 55

(Buch) sind die Wassergehalte

für die Versickerungsmengen 1

und 10 m/a aufgetragen. Die

Einzelpunkte stellen Mittelwerte

(n = 15) über einen Zeitraum

von mehreren Wochen dar. Die

Variationskoeffizienten liegen

i.d.R. unter 5% und maximal

bei 12 % (Podey, 2001).

Die maximalen gemessenen

Wassergehalte betragen für die

Gatow-Säulen 45 und für die

Buch-Säulen 40 Vol. %. In

10 cm Säulenhöhe führen die

beiden sehr unterschiedlichen

Versickerungsmengen nur zu

geringen Unterschieden in den

Bodenwassergehalten. Daraus

ist zu schließen, dass die

benannten maximalen Wasser-

gehalte wahrscheinlich sehr

nahe am Zustand der Wasser-

sättigung liegen. Im oberen

Bereich der Säulen sind für

beide Säulen und beide Versi-

ckerungsmengen geringere

Wassergehalte zu beobachten

als im unteren. Die Kurven der

Wassergehalte über die Säu-

lentiefe weisen für die Gatow-

Säulen eine geringere Steigung

auf als für die Buch-Säulen.

Dies zeigt zusammen mit den

höheren maximalen Wassergehalten, dass der Gatower Boden in Folge seines Lehmanteils

ein höheres Wasserhaltevermögen besitzt als der Bucher. Gleichzeitig ist daraus zu schlie-

ßen, dass sich über die Säulentiefe wahrscheinlich unterschiedliche Redoxpotentiale ausge-

bildet haben. Eine Verfolgung der Redoxverhältnisse über das Vorhandensein bzw. Fehlen

0 10203040

Säulenhöhe [cm]

Wassergehalt [Vol %]

1 m/a: beschickt

10 m/a: beschickt

1 m/a: abgesaugt

10 m/a: abgesaugt

Abb. 54: Wassergehalte in zwei Gatow-Säulen mit unterschiedli-

chen Versickerungsmengen (1 und 10 m/a); beschickt:

Wassergehalt nach Beschickung, abgesaugt: Wasser-

gehalt nach Absaugung der Bodenluft (vgl. Tab. 4,

Kap.4.2.2).

0 10203040

Säulenhöhe [cm]

Wassergehalt [Vol %]

1 m/a: beschickt

10 m/a: beschickt

1 m/a: abgesaugt

10 m/a: abgesaugt

Abb. 55: Wassergehalte in zwei Buch-Säulen mit unterschiedli-

chen Versickerungsmengen (1 und 10 m/a); beschickt:

Wassergehalt nach Beschickung, abgesaugt: Wasser-

gehalt nach Absaugung der Bodenluft (vgl. Tab. 4,

Kap.4.2.2).

113

diverser chemischer Komponenten (z.B. Fe, Mn, NH3, NO3-) kann in den vorhandenen Säu-

len daher nicht funktionieren.

Die höhere Versickerungsmenge bewirkt bei beiden Böden sowohl nach der Beschickung als

auch nach der Luftabsaugung höhere Wassergehalte als die geringere Versickerungsmenge.

Die Gradienten der Wassergehalte sind bei großen Infiltrationsmengen geringer als bei klei-

nen.

6.10.2 Wassergehalte in den austrocknenden Säulen

Die Säulen 2, 3, 6 und 7 wurden über einen Zeitraum von 3 Monaten mit CO2-freier Luft

gespült und dadurch getrocknet. In den letzten Wochen der Trocknung wurden die Wasser-

gehalte gemessen. Die Ergebnisse sind exemplarisch für die Säulen 2 (Gatow) und 7 (Buch)

in Abb. 56 und Abb. 57 dargestellt. Die Abbildungen zu den Säulen 3 und 6 befinden sich im

Anhang (Kap. 10.3.7, Abb. 59 und 60). Deutlich wird, dass der Gatow-Boden auf Grund sei-

nes geringen Lehmanteils wesentlich langsamer trocknet als der sandige Bucher Boden. Die

Wassergehaltskurven für die drei Sonden innerhalb einer Säule verlaufen parallel zueinan-

der. Der Abstand zwischen den Kurven ist für den Gatower Boden größer als für den Bucher.

Letzterer trocknet also nicht nur schneller sondern auch gleichmäßiger über die Säulentiefe.

Regressionsrechnungen für den Gatow-Boden zeigen, dass der Trockenprozess überwie-

gend linear verläuft (r² zwischen 0,999 und 0,983; Podey, 2001). Lediglich in den letzten zwei

Wochen vor vollständiger Trockenheit (0 % Wassergehalt) ist eine Abweichung und ein

schnellerer Trockenprozess zu beobachten.

114

Eine Abhängigkeit der Trocken-

zeit von der vor der Trocknung

versickerten Wassermenge ist

nicht erkennbar (Abb. 56.; Abb.

57; Kap. 10.3.7, Abb. 67 und

Abb. 68). Beide Gatow- und

beide Buch-Säulen sind annä-

hernd zur gleichen Zeit trocken.

Die Beschickung vor der Trock-

nung mit 1 m/a (Säulen 3 und

6) bzw. 6 m/a (Säulen 2 und 7)

führt zu keinen wesentlichen

Unterschieden in den Wasser-

gehalten (vgl. auch Abb. 54 und

55). Geringe Abweichungen in

den Trockenzeiten der Säulen

eines Bodens können auf

geringe Luftvolumenstrom-

schwankungen zurückgeführt

werden. Diese wurden lediglich

einmal wöchentlich kontrolliert

und gegebenenfalls korrigiert.

Der Verlauf der Wassergehalte

zeigt eine gute Übereinstim-

mung mit dem Rückgang der

CO2-Produktion in den Säulen

mit fortschreitender Trocknung

(vgl. Kap. 6.7, Abb. 41). Die

Respiration erreicht jedoch

etwa 1 bis 2 Wochen nach dem

Wassergehalt den Nullwert.

Offenbar reichen noch geringe

Restgehalte an Wasser im

Boden, die mit den TDR-Son-

den nicht mehr detektiert werden können, für eine sehr geringe Rest-Respiration aus.

104 106 108 110 112 114 116 118

Betriebszeit [Wochen]

Wassergehalt [Vol %]

2-oben

2-mitte

2-unten

Abb. 56: Verlauf der Wassergehalte in der Säule 2 (Gatow) in den

letzten Wochen der Trocknung (Position der TDR-Sonde

vom Säulenboden: oben = 30 cm, mitte = 20 cm, unten =

10 cm)

104 106 108 110 112 114 116 118

Betriebszeit [Wochen]

Wassergehalt [Vol %]

7-oben

7-mitte

7-unten

Abb. 57: Verlauf der Wassergehalte in der Säule 7 (Buch) in den

letzten Wochen der Trocknung (Position der TDR-Sonde

vom Säulenboden: oben = 30 cm, mitte = 20 cm, unten =

10 cm)

115

6.11 Bodenuntersuchungen nach Ende des Säulenbetriebes

Am Ende des Säulenbetriebes wurde aus zwei Gatow/Buch Säulenpaaren der Boden in

5 cm Segmenten ausgebaut und analysiert. Veränderungen am Bodenmaterial sollten so

erkannt werden. Ausgewählt wurden die alkalisch beschickten Säulen, da Änderungen des

pH-Wertes geprüft werden sollten, und die Säulen 4 (Gatow) und 5 (Buch), da diese mit den

größten Versickerungsmengen gefahren wurden und die größten Auswaschungen erfolgt

sind. Darüber hinaus sollte überprüft werden, ob sich die Summe der über das Perkolat aus-

getragenen Stoffmengen mit den Abnahmen an Bodengehalt decken. Die Bodenunter-

suchungen erweisen sich insgesamt als schwer interpretierbar. Deren Ergebnisse sind in

den folgenden Tabellen (Tab. 26: Gatow und Tab. 27: Buch) zusammengefasst. In den

Tabellen sind die Ausgangsgehalte der Böden vor Einbau in die Säulen in der Spalte „Start“

eingetragen. Die Gehalte nach Säulenbetrieb sind der Säulennummer und –höhe

zugeordnet. Die darüber befindlichen Prozentangaben geben zum einen die Summe der

über das Perkolat ausgetragenen Stoffmenge bezogen auf den ursprünglichen Bodengehalt

(**) und zum anderen den daraus errechneten Bodengehalt nach Säulenbetrieb (*) wieder.

Letzterer stellt den erwarteten Bodengehalt nach Säulenbetrieb dar.

Der berechnete C-Austrag über die Wasserphase (DOC) und Bodenluft (CO2-C) liegt für die

vier betrachteten Säulen bei etwa 10 % vom Ausgangsgehalt des Bodens an Corg. Der

Variationskoeffizient der Corg-Methode liegt bei etwa 15 %. Es wurde daher nicht erwartet,

dass eine deutliche Änderung der Corg-Gehalte vor und nach Säulenbetrieb erkennbar ist.

Die Corg-Gehalte nach Säulenbetrieb zeigen für beide Standorte steigende Werte mit der

Säulentiefe. Dabei liegen die Messwerte im oberen Bereich der Säulen unter den

Ausgangsgehalten. Im unteren Bereich der Säulen liegen sie dagegen über den

Ausgangsgehalten. Die Boden-pH-Werte zeigen einen umgekehrten Gradienten mit höheren

Werten im oberen Teil der Säulen und einem niedrigeren pH-Wert im unteren Teil. Die

unterschiedlichen Corg-Gehalte können daher möglicherweise mit einem pH-Wert bedingten

Gradienten in der mikrobiellen Akivität zusammenhängen, der zu stärkerem SOM-Abbau im

oberen Säulenbereich geführt hat. Biomassebestimmungen zur Belegung dieser Vermutung

sind jedoch nicht durchgeführt worden. Die gegenüber den Ausgangsgehalten erhöhten

Humuswerte in den unteren Bereichen der Säulen sind darüber hinaus wahrscheinlich auf

erneute Adsorption von DOC, der im oberen Säulenbereich mobilisert worden ist,

zurückzuführen. Das Zulaufwasser hat einen sehr geringen DOC-Gehalt und wird während

der Säulenpassage mit organischen Substanzen angereichert. Am Säulenende kann die

DOC-Konzentration so hoch sein, dass eine erneute Sorption begünstigt ist. Diese

Adsorption sollte in erster Linie hochmolekulare huminstoffartige Substanzen betreffen (vgl.

Kap. 6.5). Carbonatausfällungen, bei der C/N-Bestimmung als Corg miterfasst werden würden

und dadurch ebenfalls eine Corg-Erhöhung suggerieren würden, können auf Grund der pH-

Werte ausgeschlossen werden. Kontrollmessungen der Böden am highTOC ergaben

dementsprechend keine Hinweise auf das Vorhandensein von anorganischem Kohlenstoff in

den Böden.

116

Die Gehalte an organischem Stickstoff zeigen nach Säulenbetrieb ebenso wie der Corg einen

Gradienten mit zunehmenden Gehalten nach unten. Das C/N-Verhältnis bleibt für die Gatow-

Säulen daher mit der Tiefe und auch gegenüber den Ausgangsgehalten praktisch

Tab. 26: Ergebnisse der Bodenuntersuchungen nach Ende des Säulenbetriebes für die Gatow-Säulen

4 und 9 (f.b.: fehlerhafte Bestimmung; **: Summe der über das Perkolat ausgetragenen

Stoffmenge bezogen auf den ursprünglichen Bodengehalt; *: aus ** errechneter Bodengehalt

nach Säulenbetrieb, d.h. erwarteter Bodengehalt nach Säulenbetrieb)

Gatow

Start Höhe [cm] Säule 4 Höhe [cm] Säule 9

Corg [%] 4,97 (12 %)** (4,38)* (10 %)** (4,46)*

35-40 3,72 30-35 4,35

15-20 5,00 15-20 4,4

0-5 5,64 0-5 5,62

Norg [%] 0,49 35-40 0,36 30-35 0,41

15-20 0,46 15-20 0,41

0-5 0,52 0-5 0,53

Corg/Norg 10,2 35-40 10,5 30-35 10,6

15-20 10,8 15-20 10,6

0-5 10,8 0-5 10,6

Zn [mg/kg] 540 (5 %)** (513)* (1,2 %)** (533)*

35-40 535 35-40 541

15-20 621 35-40 539

0-5 618 30-35 553

0-5 542 15-20 524

0-5 540

Ni [mg/kg] 74 (1,7 %)** (73)* (0,1 %)** (74)*

35-40 f.b. 35-40 f.b.

15-20 f.b. 35-40 f.b.

0-5 f.b. 30-35 f.b.

0-5 f.b. 15-20 f.b.

0-5

EOX [mg/kg] 1,3 (43 %)** (0,7)* (97 %)** (0,0)*

35-40 1,9 30-35 2,1

15-20 1,9 15-20 2,0

0-5 2,0 0-5 2,3

Boden-pH 6,6 35-40 7,2 35-40 6,9

15-20 6,8 30-35 6,6

0-5 6,7 15-20 6,2

0-5 5,8

117

unverändert. Für die Buch-Säulen zeigt sich eine leichte Erhöhung gegenüber dem

Startwert.

Die Schwermetallausträge über das Perkolat berechnen sich für die Gatow-Säulen zu

maximal 5 %, für die sauren Buch-Säulen zu 30 bis 60 % des Ausgangsgehaltes im Boden.

Die Bodenmessungen weisen deutliche Schwankungen auf. Variationskoeffizienten von

Parallelproben können für Nickel bis zu 60 % betragen. Anders als beim Corg ist jedoch kein

Gradient über die Säulenhöhe zu erkennen. Nach Säulenbetrieb sind entsprechend den

geringen Perkolatausträgen für die Zinkgehalte in den Gatow-Säulen keine nennenswerten

Änderungen gegenüber den Ausgangsgehalten zu erkennen, während in den Buch-Säulen

eine deutliche Abnahme sichtbar ist. Die Ni-Gehalte in den Buch-Säulen liegen nach

Säulenbetrieb im Mittel in der erwarteten Größenordnung.

Tab. 27: Ergebnisse der Bodenuntersuchungen nach Ende des Säulenbetriebes für die Buch-Säulen 5

und 10 (**: Summe der über das Perkolat ausgetragenen Stoffmenge bezogen auf den

ursprünglichen Bodengehalt; *: aus ** errechneter Bodengehalt nach Säulenbetrieb, d.h.

erwarteter Bodengehalt nach Säulenbetrieb)

Buch

Start Höhe [cm] Säule 5 Höhe [cm] Säule 10

Corg [%] 4,06 (11 %)** (3,62)* (9 %)** (3,69)*

25-30 3,64 30-35 3,71

15-20 4,12 15-20 4,51

0-5 5,13 0-5 4,56

Norg [%] 0,4 25-30 0,31 30-35 0,33

15-20 0,36 15-20 0,4

0-5 0,47 0-5 0,42

Corg/Norg 10,1 25-30 11,9 30-35 11

15-20 11,5 15-20 11,2

0-5 10,8 0-5 11,2

Zn [mg/kg] 465 (37 %)** (292)* (57 %)** (200)*

25-30 257 30-35 243

15-20 175 15-20 323

0-5 354 0-5 326

Ni [mg/kg] 42 (30 %)** (29)* (43 %)** (24)*

25-30 24 30-35 19

15-20 515-20 15

0-5 21 0-5 31

EOX [mg/kg] 15,1 (4 %)** (14,5)* (8 %)** (13,9)*

25-30 15 30-35 14,6

15-20 14,8 15-20 14,5

0-5 15 0-5 16,3

Boden-pH 4,9 25-30 6,8 30-35 6,2

15-20 6,3 15-20 5,0

0-5 5,3 0-5 4,1

118

Die Austräge an Halogenorganika über das Perkolat liegen für die Gatow-Säulen bei 43 bzw.

97 %, für die Buch-Säulen bei 4 bzw. 8 % des Ausgangsgehaltes im Boden. In letzteren sind

auch nur geringe Änderungen in den gemessenen Bodengehalten gegenüber den

Ausgangsgehalten zu verzeichnen. Die EOX-Gehalte nach Säulenbetrieb in den Gatow-

Säulen liegen alle etwa bei 2 mg/kg und damit über dem Ausgangsgehalt. Hier stellt sich die

Frage nach der Genauigkeit der EOX-Methode in diesem niedrigen Konzentrationsbereich.

Zwar hat die Methode bei Parallelmessungen eine Schwankungsbreite von lediglich etwa 3

bis 4 % (vgl. Kap. 4.2.5: EOX), aber bereits bei Untersuchungen von Proben aus der Anlage

A im zeitlichen Abstand von mehreren Monaten zeigten sich Gehaltsunterschiede von

mehreren mg/kg, so dass zeitliche Änderungen nicht verfolgt werden konnten. Die Gründe

hierfür scheinen methodisch bedingt zu sein (vgl. Kap. 4.2.5: EOX). Erschwerend kommt

hinzu, dass für die Wasser- und Bodenanalysen mit zwei verschiedenen

Summenparametern gearbeitet werden muss. Beide erfassen sicher nicht die gesamte

halogenorganische Belastung, sondern nur ein methodisch bedingtes analytisches Fenster.

In welchem Maße durch die beiden Methoden gleiche bzw. verschiedene Substanzen

bestimmt werden, ist nicht zu ermessen. Ebenso wenig ist der Anteil der durch beide

Methoden nicht erfassten Halogenorganika bekannt

Die Boden-pH-Werte steigen in allen 4 Säulen im oberen Säulenbereich deutlich an. Für die

Säulen 4 und 5 (überwiegend mit Klarwasser beschickt) werden sogar höhere Boden-pH-

Werte erreicht als für die alkalisch beschickten Säulen 9 und 10. In der sauren Buch-Säule 5

wurde allein mit Klarwasserbeschickung eine Anhebung des pH-Wertes von 4,9 auf 6,8 in

den oberen 5 cm erreicht. Die Boden-pH-Werte nehmen mit der Tiefe ab und liegen in den

alkalisch beschickten Säulen 9 und 10 sogar unter den Ausgangswerten. Eine Anhebung der

pH-Werte auf Neutralwerte ist in keiner der Säulen über die gesamte Tiefe gelungen.

Längere Versuchszeiten zur Erreichung dieses Ziels sind aber nicht sinnvoll, da sie mit

höheren Corg-Verlusten verbunden wären und beobachtete Veränderungen nicht eindeutig

auf den pH-Wert zurückführbar wären. Für weiterführende Untersuchungen sollte daher die

pH-Wert-Einstellung des Bodens vor Einbau in die Säulen erfolgen. Dies hätte zusätzlich den

Vorteil, dass nicht zwangsläufig ein pH-Wert-Gradient in den Säulen aufgebaut wird.

Insgesamt bleibt festzustellen, dass eine Bilanzierung von Stoffausträgen über die

Wasserphase gegen die Abnahme von Bodengehalten sehr schwierig ist. Bodenanalysen

sind auf Grund der Heterogenität des Probenmaterials meist mit großen Schwankungen

behaftet. Die Summe der über die Wasserphase mobilisierten Stoffmenge liegt häufig im

Rahmen dieser Schwankungsbreite.

119

7 Schlussfolgerungen

7.1 Verhalten der Parameter DOC und AOX unter verschiedenen simulierten

Zukunftsszenarien

Schlussfolgerungen aus den Ergebnissen der Anlage A

In der Anlage A wurden über die Beregnung mit Wässern unterschiedlicher Qualität ver-

schiedene Zukunftsszenarien simuliert (vgl. Kap. 4.2.1). Das Verhalten der organischen

Parameter DOC und AOX wurde untersucht. In die Säulen der Anlage war Boden der beiden

Untersuchungsstandorte in natürlicher Horizontierung und einer Füllhöhe von 90 cm einge-

baut. Die Ergebnisse sind teilweise schwer interpretierbar und wenig aussagekräftig, da die

beobachteten Effekte innerhalb der Varianten eines Bodens nur gering sind. Zwischen den

beiden Böden existieren dagegen deutliche Unterschiede, die Schlussfolgerungen auf Wir-

kungsmechanismen zulassen.

Ein wesentlicher Unterschied zwischen den Böden besteht in dem pH-Wert. Der saure

Boden Buch zeigt geringe Freisetzungen organischer Stoffe. Protonierung funktioneller

Gruppen führt zu geringeren Polaritäten, dadurch geringerer Löslichkeit und geringerer

Mobilität der organischen Moleküle (Andersson et al. 1999; Sollins et al., 1996). Dieser Ein-

fluss scheint in den vorliegenden Untersuchungen so groß, dass die Bucher Perkolate nach

lediglich 90 cm Bodenpassage DOC-Konzentrationen in der Größenordnung der Hinter-

grundbelastung des Berliner Trinkwassers aufweisen (etwa 5 mg/L; SenSUT, 1999). Auf

Grund der spektroskopischen Eigenschaften des DOC kann erkannt werden, dass

Huminstoffe im Bucher Boden praktisch vollständig immobil sind. Trotz hoher Bodengehalte

werden auch halogenorganische Verbindungen kaum verlagert. Die AOX-Konzentrationen in

den Bucher Perkolaten übersteigen die gemessenen Konzentrationen im Berliner Trinkwas-

ser nur geringfügig. Die hohen DOC- und AOX-Konzentrationen in den Bucher Perkolaten

der Anlage B (nur organischer Oberboden) legen nahe, dass DOC bzw. Huminstoffe und

halogenorganische Verbindungen im organischen Oberboden der Buch-Säulen der Anlage A

zwar in erheblichen Mengen freigesetzt, aber anschließend in den mineralischen Horizonten

wieder festgelegt oder abgebaut werden (Schichtdicke Yah = 20 cm, C1-C3 = 70 cm). Eine

Festlegungen von DOC in Horizonten mit geringen Corg- und geringen Tongehalten erfolgt

über Adsorption an Sesquioxide v.a. an Eisenoxide (Kaiser & Zech, 1998; McDowell &

Wood, 1984). Dieser Prozess ist bei niedrigen pH-Werten begünstigt (Avena & Koopal, 1999;

Sollins et al., 1996). In welcher Größenordnung diese Festlegung in den mineralischen Hori-

zonten stattfindet, kann nicht abgeschätzt werden, da nicht bekannt ist, wie viel DOC im

Oberboden freigesetzt wird. Zwar ist in die Säulen der Anlage B nur der organische Yah-

Horizont eingebaut. Jedoch können die DOC-Freisetzungen der Anlage B nicht auf die der

Anlage A übertragen werden, da sich die Corg-Gehalte in den Yah-Horizonten der beiden

Anlagen auf Grund starker räumlicher Heterogenitäten im Feld deutlich unterscheiden (Ren-

ger et al., 1997) (Anlage A: 2,97 % Corg, Anlage B: 4,06 % Corg; Anlage B ging 20 Monate

120

nach Anlage A in Betrieb und wurde mit feldfrischem Boden befüllt). Der Gatower Boden

zeigt dagegen durch die anhaltende Klarwasserversickerung keine Versauerungserschei-

nungen. Die DOC- und AOX-Konzentrationen im Perkolat sind dementsprechend hoch.

Festlegungsmechanismen scheinen nicht so wirkungsvoll. Die Gründe können neben dem

pH-Wert in der Horizontierung des Bodens liegen. Bis zu einer Tiefe von 50 cm sind organi-

sche Horizonte eingebaut, die zu DOC-Freisetzungen führen können. B- und C-Horizonte

sind lediglich in einer Schichtdicke von 40 cm vorhanden. Die Ergebnisse der Anlage B

bestätigen die geschilderten Zusammenhänge zwischen pH-Wert und Mobilität organischer

Substanzen.

Beim Vergleich der Varianten sind lediglich die mit Klarwasser beschickten Säulen auffällig.

Bei beiden Klarwassersäulen (Buch und Gatow) bricht der Klarwasser-DOC nicht in der

erwarteten Größenordnung durch die Säulen durch. Diesem gleichartigen Verhalten beider

Böden muss ein nicht pH-Wert gesteuerter Mechanismus zu Grunde liegen. In der Literatur

wird von verbesserter DOM-Sorption bei höheren Ionenstärken, v.a. höheren Gehalten an Al,

Ca und Mg, berichtet, die auf die Bildung von kationischen Brücken zwischen negativen

Ladungen zurückgeführt wird (Avena & Koopal, 1999; Sollins et al., 1996; Vance & David,

1989). Die Perkolate der Klarwassersäulen weisen deutlich höhere Leitfähigkeiten auf als die

übrigen Varianten beider Böden (Renger et al., 1997). Klarwasser kann möglicherweise

durch seinen Salzgehalt begünstigend auf die Sorption von DOM wirken. Ein fördernder Ein-

fluss für die Sorption des Klarwasser-AOX besteht jedoch nicht. Dieser bricht zu 80 % durch

beide Säulen durch.

Weitere Mechanismen, die die Mobilität bzw. Festlegung des DOC und AOX steuern, können

nicht erkannt werden. Trotz des gegenüber Feldbedingungen stark reduzierten Systems sind

die Säulen noch zu komplex. Zwischenbeprobungen nach den einzelnen Horizonten und

massivere Eingriffe, als durch die Qualität der Beregnungswässer verursacht, hätten mögli-

cherweise weitere Erkenntnisse erbracht.

7.2 Einfluss der mikrobiellen Kohlenstoffumsetzungen auf die Mobilisierung

von Schadstoffen unter verschiedenen Beregnungsregimen

Schlussfolgerungen aus den Ergebnissen der Anlage B

Mit der Anlage B sollte v.a. der Einfluss des mikrobiellen Abbaus organischer Bodensub-

stanz und die Wirkung von Bewirtschaftungsmaßnahmen sowie klimatischer Gegebenheiten

auf die Freisetzung von AOX und die leicht eluierbaren Schwermetalle Zn und Ni untersucht

werden.

Der Einfluss der mikrobiellen Aktivität und Humusumsetzungen auf die Freisetzung der

betrachteten Schadstoffe ist deutlich geringer bzw. vernachlässigbar im Vergleich zu den

betrachteten physiko-chemischen Einflüssen. Die Ausgangshypothese, mikrobieller Humus-

abbau würde zum Verlust von Sorptionsplätzen und zur Freisetzung sorbierter Schadstoffe

führen, konnte lediglich für die organischen Schadstoffe in dem neutralen Gatower Boden mit

Einschränkungen gezeigt werden. Für die Schwermetalle scheint dieser Zusammenhang

121

nicht zu gelten. Die Einschätzung von Schinner & Sonnleitner (1997 b), die mikrobielle Akti-

vität sollte einen größeren Einfluss auf die Mobilisierung organischer Schadstoffe als auf die

von Schwermetallen haben, wird mit den vorliegenden Untersuchungen bestätigt. Die Tem-

peratursenkung verursacht eine Reduktion der Respiration um 75 % (Gatow) bzw. 60 %

(Buch). Gleichzeitig werden im annähernd neutralen Gatower Boden die DOC-Freisetzung

sowie die AOX-Freisetzung um je etwa 40 % reduziert. Das gleichsinnige Verhalten der

Respiration sowie der DOC- und AOX-Freisetzung im Gatower Boden lässt den Schluss auf

einen Zusammenhang zwischen Freisetzung organischer Schadstoffe und dem mikrobiellen

Abbau von Bodenhumus zu. Wenngleich bemerkt werden muss, dass auch Sorptionsvor-

gänge bei tieferen Temperaturen begünstigt sind. Für den sauren Bucher Boden bleiben die

AOX-Freisetzungen im Rahmen der Schwankungsbreiten konstant. Der Bucher Boden

scheint nicht sorptiv mit AOX gesättigt zu sein. Der Verlust einiger Sorptionsplätze durch

mikrobiellen Abbau muss sich dadurch nicht zwangsläufig in erhöhten AOX-Gehalten im

Perkolat äußern. Auf die Schwermetallfreisetzung hat die verminderte mikrobielle Aktivität

bei beiden Böden keinen Einfluss. Diesbezügliche Vermutungen von Herms & Brümmer

(1984; vgl. Kap. 3.3) können nicht bestätigt werden. An dieser Stelle muss jedoch bemerkt

werden, dass Zn und Ni verhältnismäßig geringe Affinitäten zu organischen Substanzen zei-

gen. Bei Untersuchung eines Schwermetalls mit hoher Affinität zur organischen Substanz,

wäre möglicherweise eine Bestätigung gewonnen worden.

Hohe Versickerungsmengen bewirken auf Grund verstärkter hydraulischer Auswaschung

höhere Freisetzungen aller betrachteten Parameter. Bei geringen Versickerungsmengen

(< 2 m/a) und dadurch ausreichend langen Aufenthaltszeiten des Wassers im Boden, wirken

sich mikrobielle Abbauprozesse reduzierend auf den organischen Parameter DOC. Gleich-

zeitig scheint eine erneute Adsorption von huminstoffartigen Substanzen und AOX am Säu-

lenende durch die lange Aufenthaltszeit begünstigt zu sein. Das Verhalten der Schwerme-

talle wird bei Variation der Versickerungsmenge offenbar lediglich von physikalischen Pro-

zessen beeinflusst. Niedrige Versickerungsmengen bewirken zwar geringe absolute Freiset-

zungen, jedoch sind die Konzentrationen sehr hoch. Dagegen sind bei hohen Versicke-

rungsmengen die Konzentrationen auf Grund der starken Verdünnung gering.

Die Ergebnisse zeigen, dass der Einfluss des pH-Wertes für den AOX und für die Schwer-

metalle genau gegensätzlich ist. Während niedrige pH-Werte die Festlegung organischer

Komponenten begünstigen (vgl. Kap. 7.1), fördern sie die massive Freisetzung der Metalle.

Der saure pH-Wert des Bucher Bodens führt zu Zn- und Ni-Konzentrationen, die um ein bis

zwei Größenordnungen über denen der Gatower Perkolate liegen trotz vergleichbarer

Bodengehalte. Der pH-Wert hat sich in den vorliegenden Untersuchungen in Übereinstim-

mung mit Literaturberichten als die entscheidende Einflussgröße auf die Mobilität leicht elu-

ierbarer Schwermetalle herausgestellt (Scheffer & Schachtschabel, 1998; Sigg & Stumm,

1989; Fic, 1987; Gerth, 1984).

Versuche zur pH-Wert-Anhebung haben dementsprechend auch zwei gegenläufige Effekte.

Nach alkalischer Beschickung tritt die gewünschte Senkung der Schwermetallfreisetzungen,

in dem Bucher Boden um mehr als 50 %, ein. Gleichzeitig kommt es aber auch zur Freiset-

122

zung von DOC mit einem höheren Huminstoffanteil und für den sauren Bucher Boden auch

zu signifikant höheren DOC-Raten sowie erhöhter mikrobieller Aktivität (CO2-Produktion). In

der Literatur wird von erhöhter mikrobieller Aktivität (Andersson et al., 2000), verstärkten

Humusumsetzungen (vgl. Kap. 3.5.3; Curtin et al., 1998; Lehnardt, 1998; Neale et al., 1997;

Zelles et al., 1987; Edmeades & Saratchandra, 1981; Nyporg & Hoyt, 1978) sowie verstärk-

tem DOC-Leaching (Göttlein et al., 1991; Andersson et al., 1994) in Folge von Bodenkalkung

berichtet. Dies kann für den Bucher Boden bestätigt werden. Nicht entschieden werden

kann, ob die erhöhte DOC-Mobilisierung auf verstärkte mikrobielle DOM-Bildung in Folge der

erhöhten mikrobiellen Aktivität (Soulsby & Reynolds, 1995) oder auf eine pH-Wert bedingte

verbesserte Löslichkeit organischen Materials zurückzuführen ist (Andersson et al., 2000;

Stevenson, 1982).

Die Wirkung des Salzgehaltes scheint für organische Stoffe und Schwermetalle ebenfalls

gegensätzlich zu sein. Während hohe Ionenstärken die Sorption organischer Komponenten

begünstigen (Avena & Koopal, 1999; Sollins et al., 1996; Vance & David, 1989), hemmen sie

durch Konkurrenzeffekte und Komplexierungsreaktionen die Sorption von Schwermetallen

(Barrow & Whelan, 1998; Pardo & Guadalix, 1996; Herms & Brümmer, 1984; Abd-Elfattah,

1981).

Bodenaustrocknung und Wiederbefeuchtung führt zu kurzzeitig verstärkten und schwan-

kenden Freisetzungen aller betrachteten Parameter (ausgenommen Phosphat). In Folge

eines durch Wassermangel verursachten Absterbens von Mikroorganismen wird nach der

Wiederbefeuchtung leicht mineralisierbarer DOC (Lundquist et al., 1999; Kalbitz & Knappe,

1997; van Gestel et al., 1996; van Gestel et al., 1991) sowie Ammonium und Nitrat ausge-

waschen, während das offenbar überwiegend in anorganischer Bindung vorliegende Phos-

phat unbeeinflusst bleibt. Haider (1996) führt erhöhte DOC-Konzentrationen nach Wieder-

befeuchtung auch auf die Auswaschung potentiell wasserlöslicher und mikrobiell gebildeter

organischer Substanzen zurück. Diese Substanzen wurden akkumuliert, weil deren weiterer

Abbau oder Abtransport bei trockenen Bedingungen gebremst wurde. In den vorliegenden

Untersuchungen legen spektroskopische Daten jedoch nahe, dass der DOC nicht oder zu

nur geringen Anteilen aus dem SOM mobilisiert wurde. Magid et al. (1999) behaupten, dass

die in der Literatur geschilderten DOC-Freisetzungen durch mechanische Behandlung des

Bodens während des Trocknungsprozesses verursacht werden. In den vorliegenden Unter-

suchungen wurde die Bodentrocknung in den Säulen durchgeführt. Die beobachtete DOC-

Freisetzung kann also nicht durch mechanische Einflüsse verursacht sein. Nach der Wieder-

befeuchtung wird ebenfalls ein starker Respirationspeak beobachtet. Dieser ist zurückzufüh-

ren auf den Abbau der abgestorbenen Biomasse und/oder den Abbau verfügbar gewordener

bodenbürtiger organischer Substanzen (Scheu & Parkinson, 1994; van Gestel et al., 1991;

Pullemann & Tietema, 1999). Die Konzentrationen der betrachteten Schadstoffe sind nach

der Wiederbefeuchtung ebenfalls erhöht. Die anfänglich hohen Konzentrationen an DOC, N,

AOX sowie der Schwermetalle klingen ebenso wie die CO2-Produktion schnell ab. Dabei hat

die Versickerungsmenge offenbar keinen Einfluss auf das Abklingen der CO2-Produktion,

während die übrigen Parameter bei der höheren Versickerungsmenge schneller ausgewa-

schen werden und schneller wieder konstante Ablaufwerte erreichen (Kalbitz & Knappe,

123

1997). Eine Aufsummierung der mobilisierten Stoffmengen zeigt, dass trotz der teilweise

sehr hohen Konzentrationen sofort nach der Wiederbeschickung, sich die ausgetragenen

Stoffmengen maximal verdoppeln (innerhalb eines Zeitraumes von 5 Wochen).

Die Umstellung von Trink- auf Klarwasserbeschickung hat, trotz teilweise erheblich höhe-

rer Eigenbelastung des Klarwassers, abgesehen vom AOX zu keinen erheblichen Qualitäts-

minderungen der Perkolate geführt. Vor allem für die Nährstoffe gilt, dass die bodenbürtige

Perkolatbelastung die Klarwassergehalte an N und P um das 6- bis10-fache übersteigt. Wie

bereits in der Anlage A beobachtet bricht auch hier der Klarwasser-DOC nicht in erwarteter

Höhe durch die Säulen durch. Spektroskopische Daten legen nahe, dass hochmolekulare

und gelb gefärbte Huminstoffmoleküle begünstigt durch die Salzbelastung des Klarwassers

im Boden sorbiert werden (Avena & Koopal, 1999; Sollins et al., 1996; Vance & David,

1989). Für die Schwermetalle zeigt sich ebenfalls keine bedeutende Frachterhöhung in den

Perkolaten. Dagegen werden die AOX-Frachten in der Gatow-Säule um etwa 60 % erhöht.

Der Gatower Boden hat sich in früheren Studien (Berliner Wasserbetriebe, 1990 und 1988)

als sorptiv mit AOX gesättigt erwiesen. Er weist offenbar keinerlei Rückhaltepotential für

halogenorganische Verbindungen auf. Im Gegensatz hierzu scheint der Bucher Boden trotz

seiner höheren Belastung noch Sorptionspotential für AOX zu besitzen (keine Änderung der

AOX-Frachten nach Umstellung auf Klarwasserbeschickung). Dies ist wahrscheinlich auf

seinen sauren pH-Wert zurückzuführen.

Bodenuntersuchungen nach Beendigung des Säulenbetriebes haben gezeigt, dass Klar-

wasser bereits einen pH-Wert stabilisierenden Einfluss ausübt. Selbst in der sauren Buch-

Säule ist der pH-Wert nahe 7 angehoben worden, während das mit alkalischer Beschickung

nicht gelungen ist. Weiterhin ist deutlich geworden, dass sich die Stoffausträge über das

Perkolat kaum in gesunkenen Bodengehalten wiederspiegeln. Dies liegt im wesentlichen

daran, dass die Austräge in der Größenordnung der Messwertschwankungen der Boden-

analytik liegen. Im Falle der Halogenorganika kommt erschwerend hinzu, dass für wässrige

und feste Proben unterschiedliche Methoden angewendet werden müssen, die beide nur ein

methodisch bedingtes analytisches Fenster und wahrscheinlich nicht die gesamte halogen-

organische Belastung erfassen. In welchem Maße diese analytischen Fenster überlappen, ist

nicht bekannt.

Bei allen untersuchten Einflussfaktoren hat sich gezeigt, dass für eine genaue Klärung der

zugrundeliegenden Mechanismen die Bestimmung der reinen Desorption ohne mikrobiellen

Einfluss notwendig ist. Diesbezügliche Untersuchungen mit sterilen Säulen waren nicht

erfolgreich. Insgesamt erscheint es fraglich, ob eine echte experimentelle Trennung

physikalischer und mikrobiell induzierter Freisetzungsprozesse möglich ist. Hier wäre die

Anwendbarkeit von Modellen zur Abbildung und Trennung der Einzelprozesse zu

überprüfen.

124

7.3 Folgerungen für zukünftige Nutzungskonzepte der Rieselfelder

Die Belastungssituation der Rieselfelder erfordert deren schonende Bewirtschaftung. Diese

muss so gestaltet werden, dass eine weiterer Austrag der Schadstoffe aus dem Boden und

damit eine weitere Verunreinigung des Grundwassers minimiert wird. Die besondere Schwie-

rigkeit der Rieselfelder im Vergleich zu Industriealtlasten liegt in dem breiten Schadstoff-

spektrum der Kontamination. Eine für alle Schadstoffe optimierte Bewirtschaftung zu errei-

chen ist nicht möglich.

Aus den vorliegenden Untersuchungen ist jedoch deutlich geworden, dass von einer Bewirt-

schaftung durch intensive Bewässerung z.B. zur Grundwasseranreicherung abzusehen ist.

Als sinnvoll ist eine geringe Bewässerung während regenarmer Zeiten im Sommer anzu-

sehen (Portmann, 1995; WTB, 1995). Die Beregnungsmenge sollte so gewählt werden, dass

zwar das Austrocknen des Bodens und dadurch bedingte Schadstoffmobilisierungen unter-

bunden werden, aber möglichst geringe hydraulische Auswaschungen stattfinden. Hierfür

könnte Klarwasser in Betracht gezogen werden, da dessen Eigenbelastung abgesehen vom

AOX deutlich geringer ist als die bodenbürtigen Sickerwasserbelastungen. Jedoch ist die

AOX-Belastung im Klarwasser als kritisch einzustufen. Jeder zusätzliche AOX-Eintrag würde

in Gatow vermutlich bis ins Grundwasser durchschlagen, während in Buch eine Erhöhung

der Bodenbelastung entstünde.

Bei der Bewässerung sollte eine Verregnung einer Überflutung der Felder vorgezogen wer-

den, um keine anaeroben Verhältnisse mit z.B. verstärkten Ammonium- oder Phosphatmobi-

lisierungen zu provozieren (Blume & Horn, 1982; Blume et al., 1980). Zwar konnte in den

vorliegenden Untersuchungen kein wesentlicher negativer Effekt von Einstauereignissen

festgestellt werden, da das eingesetzte Trink- und Klarwasser nur geringe Anteile an sauer-

stoffzehrenden organischen Verbindungen enthält, jedoch fehlt in den Bodensäulen die Sau-

erstoffzehrung über die Wurzelatmung.

Schwer einzuschätzen ist der Effekt pH-Wert stabilisierender Maßnahmen. Auf Grund seines

gegenläufigen Effektes auf Schwermetalle und organische Komponenten ist der pH-Wert

nicht für beide Schadstoffgruppen gleichermaßen optimierbar. Eine für die Schwerme-

tallausträge günstige Anhebung des pH-Wertes bewirkt nicht nur einen erhöhten mikrobiellen

Humusumsatz, wie von Renger et al. (1995 b) vermutet, sondern durch die Verschiebung

pH-Wert gesteuerter chemischer Gleichgewichte eine Mobilisierung von DOC und AOX. Des

weiteren kann es kurzzeitig auch zur Mobilisierung von Cd und Zn in Folge erhöhter Ca-Kon-

zentrationen kommen (Herms & Brümmer, 1984).

Festzustellen ist jedoch auf Grund der massiven Auswaschungen nach Inbetriebnahme der

Säulen, dass mechanische Bearbeitungen des Bodens unterbleiben sollten. Bei einer Kal-

kung wäre demnach von einer sinnvollen mechanischen Einarbeitung des Kalkes in den

Boden abzuraten. Ebenso sollte von landwirtschaftlichen Nutzungen (Metz, 1995) mit der

Notwendigkeit einer regelmäßigen Bodenbearbeitung abgesehen werden.

125

8 Zusammenfassung

Ende des 19. Jahrhunderts wurden im Berliner Umland Versickerungsflächen zur Behan-

dlung und Entsorgung städtischer Abwässer eingerichtet. Ein Jahrhundert Abwasserbe-

handlung hat die Böden mit einem breiten Spektrum abwasserbürtiger Stoffe belastet. Ange-

reichert sind Bodenhumus, Salze, Nährstoffe N und P, organische Schadstoffe z.B. AOX und

Schwermetalle z.B. Blei und Zink. Salzbelastung, Nährstoffe und AOX sind zum Teil ins

Grundwasser durchgebrochen. Zur Minimierung weiterer Grundwasserbelastungen müssen

Maßnahmen ergriffen werden, die Schadstoffausträge aus den Böden verlangsamen.

Die vorliegende Arbeit hatte das Ziel, den Wissensstand in Bezug auf Einflussfaktoren, die

die Mobilität und Bindung von Schadstoffen im Boden steuern, zu erweitern. Die Ergebnisse

sollen Grundlagen für die Erarbeitung geeigneter Bewirtschaftungskonzepte liefern. In zwei

kleintechnischen Säulenversuchsanlagen wurden folgende Einflussfaktoren untersucht: pH-

Wert, Ionenstärke, mikrobieller Abbau von Bodenhumus, versickerte Wassermenge (Stark-

regen oder Bewässerung), Qualität des versickerten Wassers und periodisches Austrocknen

des Bodens. Untersucht wurde das Verhalten der Parameter DOC, AOX, Zn, Ni und AOX in

den Böden zweier Rieselfelder: Das stark destabilisierte und versauerte Feld Buch-

Hobrechtsfelde (Buch) und das relativ stabile Feld Karolinenhöhe (Gatow).

Der pH-Wert hat sich als wesentlicher Einflussfaktor für das Verhalten der untersuchten

Schadstoffe herausgestellt. Er übt einen gegenläufigen Einfluss auf organische Schadstoffe

und Schwermetalle aus. Schwach alkalische pH-Werte begünstigen die

Schwermetallfestlegung, fördern jedoch die Mobilität organischer Substanzen und

Schadstoffe. Für saure pH-Werte gilt der umgekehrte Zusammenhang. Saure Böden haben

daher ein höheres Sorptionspotential für organische Schadstoffe und ein geringeres für

Schwermetalle als neutrale oder schwach alkalische Böden. Der Boden-pH-Wert ist also

nicht für alle Schadstoffkomponenten optimierbar.

Hohe Ionenstärken begünstigen die Sorption organischer Stoffe und fördern die Mobilität von

Schwermetallen.

Der Bodenhumus ist wichtigstes Sorbens in den untersuchten Sandböden. Mikrobieller

Humusabbau bewirkt in dem neutralen Boden des Standortes Gatow offenbar eine Mobilisie-

rung von DOM und AOX. Auf die Mobilisierung von Schwermetallen in beiden Böden und

AOX im sauren Boden des Standortes Buch wird kein Einfluss gefunden. Zur genauen

Untersuchung des mikrobiellen Einflusses, muss die rein physikalische Desorption bestimmt

werden. Diese konnte mangels geeigneter Untersuchungskonzepte nicht ermittelt werden.

Versuche mit sterilem Boden waren nicht erfolgreich.

Hohe Versickerungsmengen (Starkregen oder Bewässerung) haben starke hydraulische

Auswaschungen aller betrachteten Parameter zur Folge. Die geringen Aufenthaltszeiten des

Wassers im Boden unterbinden mikrobielle Abbauvorgänge. Geringe Versickerungsmengen

und damit lange Aufenthaltszeiten führen zu geringeren Freisetzungsraten. Organische

Komponenten werden durch mikrobielle Metabolisierung bzw. die Möglichkeit einer erneuten

126

Sorption zusätzlich reduziert. Auf eine starke wasserwirtschaftliche Nutzung durch Bewässe-

rung sollte demnach verzichtet werden.

Nach Wiederbefeuchtung ausgetrockneter Böden wird eine kurzzeitig verstärkte Auswa-

schung aller betrachteten Parameter (ausgenommen Phosphat) beobachtet. Ein Feuchthal-

ten der Böden in trockenen Sommermonaten sollte daher in Erwägung gezogen werden.

Zur Feuchthaltung kann Klarwasser in Betracht gezogen werden. Die Eigenbelastung des

Klarwassers ist gering im Vergleich zu den bodenbürtigen Belastungen des perkolierenden

Wassers. Als kritisch Einzustufen ist jedoch der Klarwasser-AOX. In dem neutralen Gatower

Boden wird dieser nicht zurückgehalten und bricht annähernd vollständig durch.

Die gegenläufigen Effekte z.B. des pH-Wertes auf Schwermetalle und organische Kompo-

nenten zeigen, dass optimierte Bewirtschaftungskonzepte zum Schutz des Grundwassers

nicht für alle Schadstoffe gleichermaßen erreicht werden können.

127

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140

141

10 Anhang

10.1 Anhang zu Kapitel 4

Zeitliche Abfolge der einzelnen Betriebsvarianten

Die folgende Tabelle zeigt den Zeitplan mit den verschiedenen Betriebsvarianten

Tab. 28: Zeitliche Abfolge der einzelnen Betriebsvarianten (graue Unterlegungen bezeichnen die

Betriebsänderung in der jeweiligen Betriebsphase gegenüber der vorhergehenden; Tabelle

erstreckt sich über 3 Seiten)

Betriebsphase

Säule Betriebsweise A B C

1. -19. Woche 20. -45. Woche 46.-64. Woche

Gatow Buch 11´97-04´98 05´98-09´98

Zulauf Trinkwasser Trinkwasser

Temperatur 10 °C 10 °C

1 8 Volumen 600 ml/Woche 300 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht dauerfeucht

Zulauf Trinkwasser Trinkwasser Trinkwasser

Temperatur 23 °C 23 °C 23 °C

2 7 Volumen 600 ml/Woche 1800 ml/Woche 1800 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich kontinuierlich stoßweise

Feuchte dauerfeucht dauerfeucht dauerfeucht

Zulauf Trinkwasser Trinkwasser

Temperatur 23 °C 23 °C

36Volumen 3000 ml/Woche 300 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht dauerfeucht

Zulauf Klarwasser Klarwasser

Temperatur 23 °C 23 °C

4 5 Volumen 600 ml/Woche 1800 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht dauerfeucht

Einfahren

Zulauf Säulen Trinkwasser

Temperatur noch 23 °C

9 10 Volumen nicht 1800 ml/Woche

Beschickung vorhanden kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht

142

Betriebsphase

Säule Betriebsweise D E F

65.-81. Woche 82. -94 Woche 95. -111. Woche

Gatow Buch 10´98-01´99 ab 02´99

Zulauf Trinkwasser

Temperatur 10 °C/23°C

18Volumen 600 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich

Feuchte

Trinkwasser

Wechsel: -7°C / 10°C

300 ml/Woche

kontinuierlich

dauerfeucht dauerfeucht

Zulauf Trinkwasser

Temperatur 23 °C 23 °C 23 °C

2 7 Volumen 1800 ml/Woche

Beschickung stoßweise

Feuchte Trocknung dauerfeucht Trocknung

Zulauf Trinkwasser

Temperatur 23 °C 23 °C 23 °C

3 6 Volumen 300 ml/Woche

Beschickung kontinuierlich

Feuchte Trocknung dauerfeucht Trocknung

Zulauf Klarwasser Klarwasser Trinkwasser

Temperatur 23 °C 23 °C 23 °C

4 5 Volumen 1800 ml/Woche 1800 ml/Woche 4500 ml/Woche

Beschickung stoßweise kontinuierlich kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht dauerfeucht dauerfeucht

NaOH

Zulauf

Temperatur

9 10 Volumen

Beschickung

Feuchte

Trinkwasser

23 °C

1800 ml/Woche

kontinuierlich

dauerfeucht

143

Betriebsphase

Säule Betriebsweise G TDR-

112. - 132. Woche Messung

Gatow Buch

Zulauf Trinkwasser Woche: 118-121

Temperatur 23°C

1 8 Volumen 600 ml/Woche 300 mL/Woche

Beschickung Sterilisation / konti.

Feuchte dauerfeucht

Zulauf Trinkwasser Woche: 100-104

Temperatur 23 °C

2 7 Volumen 1800 ml/Woche 1800 mL/Woche

Beschickung kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht

Zulauf Trinkwasser Woche: 100-104

Temperatur 23 °C

36Volumen 600 ml/Woche 600 mL/Woche

Beschickung kontinuierlich

Feuchte dauerfeucht

Zulauf Woche: 112-118

Temperatur Bodenausbau

4 5 Volumen und 3000 mL/Woche

Beschickung Bodenanalyse

Feuchte

Zulauf Bodenausbau

Temperatur und

9 10 Volumen Bodenanalyse

Beschickung

Feuchte

144

10.2 Anhang zu Kapitel 5

10.2.1 Anhang zu Kapitel 5.1 und 5.2

Tab. 29: Daten zu den Abbildungen 11 bis 14 und 54, Gatow

DOC [mg/L] Zeitintervall OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 21.2 19.3 18.8 23.5

64. bis 110. W 22.9 22.3 18.0 24.2

Konfidenz- 21. bis 61. W 2.7 2.3 1.7 1.2

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.7 1.6 1.6 1.3

AOX [µg/L] OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 68.9 74.3 63.7 107.9

64. bis 110. W 74.2 93.7 61.0 111.6

Konfidenz- 21. bis 61. W 5.0 8.9 4.6 4.4

intervall (+/-) 64. bis 110. W 2.3 13.7 5.0 4.4

SAK254 [1/m] OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 76.7 66.2 70.1 75.0

64. bis 110. W 89.2 85.5 75.9 84.5

Konfidenz- 21. bis 61. W 8.6 9.5 4.8 3.6

intervall (+/-) 64. bis 110. W 2.6 6.8 5.7 5.3

SAK436 [1/m] OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 3.3 2.7 3.3 3.1

64. bis 110. W 4.0 3.7 3.7 3.5

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.25 0.38 0.22 0.19

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.19 0.31 0.32 0.21

SAK254/DOC OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 3.6 3.4 3.7 3.2

64. bis 110. W 3.9 3.8 4.3 3.5

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.1 0.3 0.1 0.1

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.1 0.1 0.3 0.1

SAK436/DOC OG SG KG AG

Mittelwert 21. bis 61. W 0.159 0.139 0.177 0.131

64. bis 110. W 0.174 0.167 0.207 0.146

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.018 0.011 0.015 0.008

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.008 0.009 0.021 0.006

145

Tab. 30: Daten zu den Abbildungen 11 bis 14 und 54, Buch

DOC [mg/L] OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 6.1 5.7 5.7 11.0

64. bis 110. W 4.8 3.8 5.2 9.6

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.5 0.7 0.4 1.0

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.5 0.6 0.4 0.5

AOX [µg/L] OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 13.7 13.3 13.2 43.5

64. bis 110. W 13.0 9.3 14.3 50.7

Konfidenz- 21. bis 61. W 1.6 2.3 1.9 2.7

intervall (+/-) 64. bis 110. W 2.1 1.3 1.8 3.9

SAK254 [1/m] OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 11.9 9.7 11.6 19.1

64. bis 110. W 10.6 7.2 12.1 20.1

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.7 0.8 0.7 1.0

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.5 0.3 0.9 1.4

SAK436 [1/m] OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 0.2 0.2 0.2 0.3

64. bis 110. W 0.2 0.1 0.2 0.4

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.04 0.07 0.06 0.04

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.03 0.06 0.04 0.04

SAK254/DOC OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 2.0 1.7 2.0 1.8

64. bis 110. W 2.3 2.0 2.4 2.1

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.1 0.1 0.1 0.1

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.3 0.4 0.2 0.1

SAK436/DOC OB SB KB AB

Mittelwert 21. bis 61. W 0.030 0.030 0.033 0.030

64. bis 110. W 0.035 0.030 0.043 0.041

Konfidenz- 21. bis 61. W 0.006 0.012 0.010 0.004

intervall (+/-) 64. bis 110. W 0.010 0.018 0.009 0.004

146

OG SG KG AG OB SB KB AB

SAK436 [1/m]

21. bis 61. W

64. bis 110. W

Abb. 58: SAK254 als Mittelwerte der Betriebszeiträume 21.

bis 61. und 64. bis 110. Woche (G: Gatow,

B: Buch, O: Kontrollvariante, S: Säurevariante,

K: Kalkvariante, A: Klarwasservariante; *: signifi-

kant; **: sehr signifikant; ***: höchst signifikant)

147

10.2.2 Anhang zu Kap. 5.3

Tab. 31: Anlage A: EOX-Gehalte der Parallelsäulen einer Variante nach bestimmten Betriebszeiten

(Tabelle erstreckt sich über 4 Seiten)

Beprobung Säule Säulentiefe EOX [µg/g] Säule Säulentiefe EOX [µg/g]

Mai 95 OG Säule nicht vorhanden OB 0-10 cm 1.6

10-15 cm 1.5

SG 0-5 cm 2.8 15-20 cm 1.0

5-10 cm 2.7 20-25 cm 2.2

10-15 cm 2.1 25-35 cm 0.2

15-20 cm 1.1 35-45 cm 0.1

20-25 cm 1.3 SB 0-10 cm 9.4

25-30 cm 1.2 10-15 cm 9.8

KG 0-5 cm 3.1 15-20 cm 9.5

5-10 cm 4.5 20-25 cm 3.1

10-15 cm 3.6 25-35 cm 0.4

15-20 cm 1.3 35-45 cm 0.3

20-25 cm 1.0 KB 0-10 cm 11.5

25-30 cm 1.1 10-15 cm 11.8

AG 0-5 cm 2.3 15-20 cm 10.9

5-10 cm 4.2 20-25 cm 3.4

10-15 cm 4.2 25-35 cm 0.4

15-20 cm 1.6 35-45 cm 0.4

20-25 cm 1.4 AB 0-10 cm 8.4

25-30 cm 1.9 10-15 cm 9.0

15-20 cm 8.9

20-25 cm 1.0

25-35 cm 0.4

35-45 cm 0.3

148

Beprobung Säule Säulentiefe EOX [µg/g] Säule Säulentiefe EOX [µg/g]

Sep 95 OG 0-5 cm 4.7 OB 0-10 cm 7.9

5-10 cm 3.6 10-15 cm 6.5

10-15 cm 3.3 15-20 cm 5.5

15-20 cm 2.1 20-25 cm 3.4

15-20 cm 1.8 25-35 cm 0.3

20-25 cm 1.1 35-45 cm 0.3

25-30 cm 0.9 SB 0-10 cm 6.0

25-30 cm 0.3 10-15 cm 6.1

30-40 cm 0.4 15-20 cm 5.4

SG 0-5 cm 5.7 20-25 cm 3.2

5-10 cm 2.5 25-35 cm 0.3

10-15 cm 2.2 35-45 cm 0.2

15-20 cm 1.1 KB 0-10 cm 8.8

20-25 cm 0.8 10-15 cm 5.8

20-25 cm 1.2 15-20 cm 8.0

25-30 cm 1.0 20-25 cm 1.1

KG 0-5 cm 3.3 25-35 cm 0.2

5-10 cm 2.5 35-45 cm 0.2

10-15 cm 2.6 AB 0-10 cm 5.9

15-20 cm 1.1 10-15 cm 6.9

20-25 cm 0.9 15-20 cm 4.6

25-30cm 0.9 20-25 cm 2.5

30-40 cm 0.4 25-35 cm 0.2

AB 0-5 cm 3.5 35-45 cm 0.2

5-10 cm 2.7

10-15 cm 2.3

15-20 cm 1.1

20-25 cm 0.9

25-30 cm 1.0

30-40 cm 0.3

149

Beprobung Säule Säulentiefe EOX [µg/g] Säule Säulentiefe EOX [µg/g]

März 1996 OG 0-5 cm 2.1 OB 0-15 cm 6.3

5-10 cm 1.6 15-20 cm 6.9

10-15 cm 1.7 20-25 cm 1.7

15-20 cm 1.2 25-35 cm 0.1

20-25 cm 0.7 35-45 cm 0.2

25-30 cm 0.4 SB 0-10 cm 6.4

30-40 cm 0.5 10-15 cm 6.4

40-50 cm 0.1 15-20 cm 6.4

SG 0-5 cm 3.1 20-25 cm 1.2

5-10 cm 1.9 25-35 cm 0.2

10-15 cm 1.5 0.2

15-20 cm 0.8 35-45 cm 0.2

20-25 cm 0.7 KB 0-10 cm 5.6

25-30 cm 1.0 10-15 cm 6.4

30-40cm 0.1 15-20 cm 6.0

40-50cm 0.1 20-25 cm 0.9

KG 0-10 cm 1.5 25-35 cm 0.1

10-15 cm 1.4

15-20 cm 1.1 35-45 cm 0.1

20-25 cm 0.8 AB 0-10 cm 4.8

25-30cm 0.8 10-15 cm 4.4

30-40 cm 0.5 15-20 cm 6.0

40-50 cm 0.2 20-25 cm 2.4

AG 0-10 cm 1.3 25-35 cm 0.3

10-15 cm 1.0

15-20 cm 0.7 35-45 cm 0.4

20-25 cm 0.7 35-45 cm 0.2

25-30 cm 0.6 45-55 cm 0.2

30-40 cm 0.4

40-50 cm 0.1

150

Beprobung Säule Säulentiefe EOX [µg/g] Säule Säulentiefe EOX [µg/g]

Aug 96 OG 5-10 cm 4.0 OB 0-10 cm 5.8

2.5 10-15 cm 6.2

10-15 cm 1.3 15-20 cm 7.1

1.5 20-25 cm 3.1

2.1

15-20 cm 2.1 25-35 cm 0.3

2.3 35-45 cm 0.3

1.4 SB 0-10 cm 7.9

20-25 cm 0.6 10-15 cm 6.6

1.1 15-20 cm 7.5

1.0 20-25 cm 4.2

25-30cm 1.0 25-35 cm 0.1

1.0

1.1 35-45 cm 0.1

30-40cm 0.2 KB 0-10 cm 6.6

0.3 10-15 cm 6.2

0.3 15-20 cm 7.2

SG 5-15cm 3.2 20-25 cm 5.8

15-20cm 1.8 25-35 cm 0.1

20-25cm 1.4 AB 0-10 cm 6.1

25-30cm 0.8 10-15 cm 5.4

30-40cm 0.4 15-20 cm 7.2

40-50cm 0.2 20-25 cm 6.2

KG 5-15cm 3.2 25-35 cm 0.1

15-20 cm 1.6

20-25 cm 1.8 35-45 cm 0.1

25-30cm 1.4

30-40 cm 1.4

1.4

40-50cm 0.2

0.3

AG 43.38 2.5

43.37 2.3

43.36 1.4

43.35 1.3

43.34 1.4

43.33 0.9

151

10.2.3 Anhang zu Kap. 5.4

Tab. 32: Daten zu Abb. 17 und Abb. 18

Gatow Mol % X Kontrolle Säure Kalk Klarwasser

AOCl 19.2 45.2 38.0 45.0

AOBr 65.4 42.3 47.4 36.3

AOI 15.3 12.4 14.7 18.7

Buch Mol % X Kontrolle Säure Kalk Klarwasser

AOCl 75.6 69.4 85.0 35.3

AOBr 3.4 5.4 1.8 8.8

AOI 20.8 25.2 13.3 55.9

10.3 Anhang zu Kapitel 6

10.3.1 Anhang zu Kap. 6.2.1 und Kap. 6.2.2

Tab. 33: Daten zu Abb. 19, Abb. 20 und Abb. 21

Gatow +/- Buch +/-

pH 7.39 0.3 5.38 0.2

LF [µS/cm] 1013 184.9 927 64.9

DOC [mg/Woche] 18.3 1.2 25.2 3.9

CO2 [mg/Woche] 401 34.7 304 23.6

CO2/DOC 22.0 1.3 12.2 1.1

SAK254 [1/m] 110 9 142 13

SAK254/DOC 3.6 0.02 3.3 0.02

SAK436 [1/m] 5.3 0.33 5.6 0.53

SAK436/DOC 0.18 0.008 0.13 0.005

NH4-N [mg/Woche] 0.03 0.00 0.03 0.01

NO3-N [mg/Woche] 19.1 22.2 20.3 6.2

PO4-P [mg/Woche] 0.60 0.17 2.1 0.56

AOX [µg/Woche] 44 2 54 2

Ni [µg/Woche] 8.1 2.1 477 147

Zn [mg/Woche] 0.26 0.07 9.6 3.2

Fe [mg/Woche] 40.6 9.6 36.0 10.5

Mn [µg/Woche] 1.67 0.63 585 400

DOC [t/ha*a] 618 40 851 132

CO2 [t/ha*a] 13545 1172 10269 797

NH4-N [g/ha*a] 1013 0 1013 338

PO4-P [kg/ha*a] 20 5,7 70,9 18,9

AOX [g/ha*a] 1486 67,6 18241 67,6

Ni [kg/ha*a] 0,27 0,07 16,1 4,9

Zn [kg/ha*a] 8,7 2,3 324 108

Fe [kg/ha*a] 1371 324 1216 354

Mn [g/ha*a] 56,4 21,9 19761 13511

152

Tab. 34: Daten zu Abb. 22: Schadstofffrachten als % vom Bodengehalt (OX = organisch gebundenes

Halogen: AOX/EOX)

Gatow Buch

OX 0.513 % 0.048 %

Zn 0.007 % 0.275 %

Ni 0.002 % 0.151 %

10.3.2 Anhang zu Kap. 6.3

Tab. 35: Absolute Daten nach Senkung der Temperatur

Gatow (Säule 1) Buch (Säule 8)

Betriebsphase A

(23°C)

Betriebsphase B

(10°C)

Betriebsphase A

(23°C)

Betriebsphase B

(10°C)

23°C (+/-) 10°C (+/-) 23°C (+/-) 10°C (+/-)

pH 7.18 0.3 7.40 0.08 5.24 0.1 5.37 0.06

LF [µS/cm] 1075 58 790 53 954 71 820 62

DOC [mg/Woche] 18.5 0.7 10.6 1.5 27.9 1.6 19.6 1.3

CO2 [mg/Woche] 409 11 104 9 307 12 111 17

CO2/DOC 22.7 1.0 10.3 1.3 11.3 0.7 5.1 0.6

SAK254 [1/m] 108 4 69 3 152 5 110 6

SAK254/DOC 3.6 0.1 3.88 0.13 3.3 0.1 3.66 0.16

SAK(436nm) [1/m] 5.3 0.4 3.54 0.20 6.1 0.3 4.74 0.46

SAK(436)/DOC 0.2 0.0 0.20 0.01 0.1 0.0 0.15 0.01

NH4-N [mg/Woche] 0.03 0.01 0.03 0.01 0.03 0.02 0.03 0.02

NO3-N [mg/Woche] 27.5 8.1 9.2 1.5 17.6 6.3 10.5 2.1

PO4-P [mg/Woche] 0.75 0.22 0.97 0.42 1.69 0.34 2.18 0.60

AOX [µg/Woche] 45 7 26 4 56 8 45 10

Ni [µg/Woche] 7.6 2.8 5.9 2.5 448 119 575 150

Zn [mg/Woche] 0.21 0.08 0.16 0.08 8.7 3.2 9.0 2.4

DOC [kg/ha*a] 625 24 358 51 942 54 662 44

CO2 [t/ha*a] 13.8 0.4 3.5 0.3 10.4 0.4 3.7 0.6

NH4-N [kg/ha*a] 1.0 0.3 1.0 0.3 1.0 0.7 1.0 0.7

NO3-N [kg/ha*a] 929 274 311 51 595 213 355 71

PO4-P [kg/ha*a] 25.3 7.4 32.8 14.2 57.1 11.5 73.6 20.3

AOX [g/ha*a] 1520 236 878 135 1892 270 1520 338

Ni [kg/ha*a] 0.26 0.09 0.20 0.08 15.13 4.02 19.42 5.07

Zn [kg/ha*a] 7.1 2.7 5.4 2.7 293.9 108.1 304.0 81.1

153

Tab. 36: Daten zu Abb. 23, Abb. 24 und Abb. 25: Daten nach Temperatursenkung bezogen auf Daten bei

Betrieb bei 23 °C (KI = Konfidenzintervall)

Gatow

95 % - KI

+/-

Buch

95 % - KI

+/-

pH 103 1.1 103 1.1

LF 74 5.0 86 6.5

DOC 57 8.0 70 4.8

CO225 2.2 36 5.4

CO2/DOC 45 5.6 45 5.0

SAK254 64 3.4 73 4.5

SAK254/DOC 107 3.6 110 4.9

SAK436 67 3.8 78 7.6

SAK436/DOC 112 8.2 117 8.0

NO3-N 33 5.5 60 11.8

PO4-P 129 55.6 129 35.4

AOX 58 9.1 81 17.7

Zn 79 37.7 104 27.6

10.3.3 Anhang zu Kap. 6.4

Tab. 37: Daten zu Abb. 26 (+/- = 95 % - Konfidenzintervall)

%KW an LW +/-

pH 98.80 1.37

LF 161.07 8.59

DOC 273.80 23.35

SAK254 362.73 19.85

SAK254/DOC 135.22 9.78

SAK436 1008.89 102.41

SAK436/DOC 360.42 36.27

NO3-N 385.24 220.62

PO4-P 315.38 153.85

AOX 390.91 50.16

Ni 186.67 101.39

Zn 82.30 41.88

154

Tab. 38: Daten zu Abb. 27, Abb. 28, Abb. 29 und Abb. 30: Gatow (Säule 4) (+/- = 95 % - Konfidenzintervall)

Betriebsphase A Betriebsphase B Änderung nach Zulaufumstellung

LW +/- KW +/- % +/- Prognose

pH 7.31 0.1 7.44 0.06 101.8 0.9 98.7

LF [µS/cm] 1141 48.1 1406.78 96 123.3 8.4 140.3

DOC [mg/Woche] 18.9 1.2 19.66 1.17 104.2 6.2 123.7

CO2 [mg/Woche] 426 11.3 384.21 19.39 90.1 4.5 104.1

CO2/DOC 22.0 1.0 20.00 1.40 91.1 6.4 78.4

SAK254 [1/m] 117 4 124.16 8.10 106.2 6.9 120.8

SAK254/DOC 3.7 0.12 3.61 0.07 99.0 2.0 119.0

SAK436 [1/m] 5.5 0.24 5.59 0.45 102.3 8.3 139.4

SAK436/DOC 0.17 0.008 0.16 0.01 95.0 4.5 180.3

NO3-N [mg/Woche] 34.0 9.3 37.30 2.53 109.9 7.5 106.8

PO4-P [mg/Woche] 1 0.17 1.13 0.29 183.2 47.0 125.5

AOX [µg/Woche] 45 18.7 70.28 7.40 157.5 16.6 136.7

Ni [µg/Woche] 8.8 3.6 16.48 5.86 186.4 66.3 117.5

Zn [mg/Woche] 0.3 0.24 0.33 0.02 110.4 6.4 97.5

DOC [kg/ha*a] 638 41 664 40

CO2 [t/ha*a] 14.4 0.4 13.0 0.7

NO3-N [kg/ha*a] 1149 314 1260 85

PO4-P [kg/ha*a] 33.8 5.7 38.2 9.8

AOX [g/ha*a] 1520 632 2374 250

Ni [kg/ha*a] 0.30 0.12 0.56 0.20

Zn [kg/ha*a] 10.1 8.1 11.1 0.7

155

10.3.4 Anhang zu Kap. 6.5

Tab. 39: Daten zu Abb. 31: Änderung der CO2-Produktion in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW

= Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf CO2 [mg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 316 35 305 24

2 384 19 250 15 401 35 304 24

6 342 26 277 16 325 20 250 14

10 312 17 247 16

CO2 [t/ha*a]

1 10.7 1.2 10.3 0.8

2 13.0 0.6 8.4 0.5 13.5 1.2 10.3 0.8

6 11.6 0.9 9.4 0.5 11.0 0.7 8.4 0.5

10 10.5 0.6 8.3 0.5

Tab. 40: Änderung des Quotienten CO2/DOC in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf CO2/DOC

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 53.8 7.3 40.0 6.8

2 20.0 1.4 11.1 0.8 22.0 1.3 12.2 1.1

6 7.2 0.8 5.9 0.4 9.1 1.2 6.6 0.6

10 7.0 0.9 4.9 0.5

Tab. 41: Daten zu Abb. 32: Änderung der DOC-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf DOC [mg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 5.5 0.9 7.8 1.0

2 19.7 1.2 21.8 1.4 18.3 1.2 25.2 3.9

6 45.5 2.6 46.0 2.8 35.5 3.2 38.1 2.0

10 44.2 4.3 49.6 2.4

DOC [kg/ha*a]

1 186 30 263 34

2 665 41 736 47 618 41 851 132

6 1537 88 1554 95 1199 108 1287 68

10 1493 145 1675 81

156

Tab. 42: Daten zu Abb. 34: Änderung der DOC-Konzentrationen in Abhängigkeit der

Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf DOC [mg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 21.9 1.5 26.7 2.0

2 33.9 1.7 38.1 2.2 30.2 2.3 43.0 3.6

6 30.1 2.6 27.7 2.7 30.1 1.2 27.7 1.5

10 17.2 1.9 19.0 1.3

Tab. 43: Änderung der AOX-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW =

Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf AOX [µg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 14.5 1.1 16.2 2.0

2 70.3 7.4 50.9 12.3 44.1 1.7 54.1 1.7

6 146.4 26.5 133.1 19.1 74.8 11.3 80.9 10.4

10 86.6 11.3 113.2 21.9

AOX [g/ha*a]

1 490 37 547 68

2 2375 250 1719 415 1490 57 1827 57

6 4945 895 4496 645 2527 382 2733 351

10 2925 382 3824 740

Tab. 44: Änderung der Zn-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW =

Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf Zn [kg/ha*a]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 3.4 0.3 206 17.6

2 11.1 0.7 262 57.8 8.8 2.4 325 108

6 35.5 2.7 636 63.8 17.9 1.4 747 65.9

10 22.6 4.1 964 144

Tab. 45: Daten zu Abb. 33: Änderung der Zn-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf Zn [mg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 0.10 0.01 6.11 0.52

2 0.33 0.02 7.77 1.71 0.26 0.07 9.61 3.19

6 1.05 0.08 18.84 1.89 0.53 0.04 22.12 1.95

10 0.67 0.12 28.55 4.25

157

Tab. 46: Änderung der Ni-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW =

Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf Ni [µg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 5.8 2.5 516.7 75.3

2 16.5 5.9 486.3 145.8 8.1 2.1 477.2 147.3

6 44.8 2.8 1371.9 171.8 22.4 4.4 1320.0 203.7

10 29.5 5.3 1769.8 100.5

Ni [kg/ha*a]

1 0.20 0.08 17.5 2.5

2 0.56 0.20 16.4 4.9 0.27 0.07 16.1 5.0

6 1.5 0.09 46.3 5.8 0.76 0.15 44.6 6.9

10 1.0 0.18 59.8 3.4

Tab. 47: Änderung der PO4-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW =

Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf PO4 [mg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 0.71 0.28 0.54 0.25

2 1.13 0.29 2.17 0.38 0.60 0.17 2.06 0.56

6 6.28 1.85 8.55 2.12 2.85 1.06 6.93 1.16

10 5.60 1.84 13.70 1.65

PO4 [kg/ha*a]

1 24 9.5 18 8.4

2 38 9.8 73 13 20 5.7 70 19

6 212 62 289 72 96 36 234 39

10 189 62 463 56

Tab. 48: Änderung der NO3-Frachten in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser,

TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf NO3 [mg/Woche]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 2.9 1.0 32.9 2.8

2 37.3 2.5 17.8 5.0 19.1 22.3 20.3 6.2

6 37.1 13.3 35.9 12.1 11.2 2.8 19.2 2.3

10 5.6 1.8 21.6 4.1

NO3 [mg/Woche]

19834111195

2 1260 84 601 169 645 753 686 209

6 1253 449 1213 409 378 95 649 78

10 189 61 730 138

158

Tab. 49: Daten zu Abb. 36: Änderung der AOX-Konzentrationen in Abhängigkeit der

Versickerungsmenge, KW = Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf AOX [µg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1533573

2 116 10 82 8 74 11 95 3

69614737489476

10 32 5 42 6

Tab. 50: Änderung der Zn-Konzentrationen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser,

TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf Zn [mg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 0.37 0.05 21.18 1.3

2 0.58 0.06 13.40 1.77 0.41 0.08 16.31 5.1

6 0.59 0.04 10.31 1.09 0.32 0.03 12.00 0.9

10 0.25 0.05 10.29 1.5

Tab. 51: Änderung der Ni-Konzentrationen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser,

TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf Ni [µg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 21.4 10.5 1683 298

2 23.9 8.4 796 147 12.7 3.0 810 239

6 27.9 5.6 750 88 13.2 2.9 722 95

10 10.0 2.0 650 43

Tab. 52: Änderung der NO3-Konzentrationen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf NO3 [mg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 10.1 4.4 114.8 9.6

2 66.7 5.6 7.5 1.4 30.7 34.9 35.0 7.6

6 19.7 6.3 19.6 6.3 6.5 1.7 10.9 1.0

10 2.0 0.7 7.5 1.4

Tab. 53: Änderung der PO4-Konzentrationen in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf PO4 [mg/L]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 1.6 0.5 2.2 0.3

2 1.9 0.4 3.7 0.7 1.0 0.2 3.6 0.5

6 4.2 0.8 4.7 1.1 1.6 0.7 3.9 0.7

10 2.2 0.6 5.0 0.6

159

Tab. 54: Daten zu Abb. 35: Änderung des SAK254 in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf SAK254 [1/m]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 68.1 3.9 76.0 4.8

2 124.2 8.1 121.4 10.5 109.7 8.6 142.1 13.0

6 129.0 11.3 98.9 6.9 81.3 6.3 89.6 9.7

10 67.9 9.5 78.9 11.2

Tab. 55: Änderung des SAK436 in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW = Klarwasser,

TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf SAK436 [1/m]

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 3.2 0.3 2.7 0.2

2 5.6 0.5 5.1 0.6 5.3 0.3 5.6 0.5

6 7.4 0.7 4.9 0.3 4.5 0.4 4.1 0.4

10 4.0 0.6 3.7 0.6

Tab. 56: Änderung des Quotienten SAK254/DOC in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf SAK254/DOC

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 3.1 0.2 2.9 0.2

2 3.6 0.1 3.3 0.1 3.6 0.1 3.3 0.0

6 4.2 0.2 3.6 0.1 4.0 0.2 3.6 0.1

10 3.9 0.2 3.6 0.1

Tab. 57: Änderung des Quotienten SAK436/DOC in Abhängigkeit der Versickerungsmenge, KW =

Klarwasser, TW = Trinkwasser, +/- = 95%- Konfidenzintervall

Zulauf SAK436/DOC

m/a Gatow KW +/- Buch KW +/- Gatow TW +/- Buch TW +/-

1 0.14 0.02 0.10 0.01

2 0.16 0.01 0.14 0.01 0.18 0.01 0.13 0.00

6 0.2 0.0 0.2 0.0 0.22 0.02 0.17 0.01

10 0.23 0.02 0.17 0.01

160

0.5

1.5

2.5

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

Zn in mg/L

25 KW

Gatow KW

Gatow TW

Buch KW

Buch TW

BuchGatow, TW, KW

Abb. 59: Änderung der Zn-Konzentration in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW = Trinkwasser,

KW = Klarwasser)

100

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

Ni in µg/L

500

1000

1500

2000 KW

Gatow KW

Gatow TW

Buch KW

Buch TW

BuchGatow, TW, KW

Abb. 60: Änderung der Ni-Konzentration in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW = Trinkwasser,

KW = Klarwasser)

161

100

125

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

NO3-N in mg/L

Buch KW

Buch TW

Gatow TW

Gatow KW

Abb. 62: Änderung der NO3-N-Konzentration in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW =

Trinkwasser, KW = Klarwasser)

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

PO4-P in mg/L

Buch KW

Buch TW

Gatow KW

Gatow TW

Abb. 63: Änderung der PO4-P-Konzentration in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW =

Trinkwasser, KW = Klarwasser)

162

500

750

1000

1250

1500

1750

0246810

Infiltrationsmenge in m/a

LF in µS/cm

Buch KW

Gatow KW

Buch TW

Gatow TW

Abb. 64: Änderung der Leitfähigkeit in Abhängigkeit der Versickerungsmenge (TW = Trinkwasser, KW =

Klarwasser)

0246810

Infiltrationsmenge [m/a]

DOC Gatow

DOC Buch

CO2/DOC

Gatow

CO2/DOC

Buch

CO2 Gatow

CO2 Buch

Abb. 65: Änderung des Quotienten CO2/DOC, der DOC-Konzentrationen und der Respiration in

Abhängigkeit der Versickerungsmenge

163

10.3.5 Anhang zu Kap. 6.6

Tab. 58: Frachten bei ungesättigter Beschickung (unges.) und Beschickung mit kurzzeitigem Einstau

(Summe/aerob/Einstau) +/- = 95%- Konfidenzintervall

GATOW unges. +/- Summe +/- aerob +/- Einstau +/-

pH 7.40 0.05 6.91 0.04 7.49 0.06

LF [µS/cm] 745 36 726 20 709 20

DOC [mg/Woche] 35.5 3.2 28.1 2.1 14.0 1.0 14.1 1.2

CO2 [mg/Woche] 324 19 272 16

CO2/DOC 9.1 1.2 9.5 0.9

SAK254 [1/m] 81.3 6.3 58.6 3.0 59.9 2.6

SAK254/DOC 4.0 0.2 3.8 0.2 3.7 0.2

SAK436nm [1/m] 4.5 0.4 3.2 0.2 3.4 0.1

SAK436/DOC 0.22 0.02 0.21 0.01 0.22 0.02

NO3-N [mg/Woche] 11.2 2.8 9.5 2.6 5.0 1.7 4.5 1.7

PO4-P [mg/Woche] 2.9 1.1 4.4 1.6 2.1 0.6 2.4 1.1

AOX [µg/Woche] 74 11 65 5 33 3 33 2

Ni [µg/Woche] 22.4 4.4 20.7 5.2 10.0 3.1 10.7 2.5

Zn [mg/Woche] 0.53 0.04 0.36 0.05 0.17 0.04 0.19 0.03

DOC [kg/ha*a] 1199 108.1 949.2 71 473 34 476 41

CO2 [t/ha*a] 11 0.6 9.2 0.5

NO3-N [kg/ha*a] 378 95 321 88 169 57 152 57

PO4-P [kg/ha*a] 98 37 149 54 71 20 81 37

AOX [g/ha*a] 2500 372 2196 169 1115 101 1115 68

Ni [kg/ha*a] 0.8 0.1 0.7 0.2 0.3 0.1 0.4 0.1

Zn [kg/ha*a] 18 1.4 12.2 1.7 5.7 1.4 6.4 1.0

BUCH unges. +/- Summe +/- aerob +/- Einstau +/-

pH 5.54 0.04 5.54 0.05 5.56 0.04

LF [µS/cm] 674 37 678 23 695 24

DOC [mg/Woche] 38.1 2.1 40.3 4.0 20.5 2.2 19.9 1.9

CO2 [mg/Woche] 250 13 262 20

CO2/DOC 6.6 0.6 6.6 1.2

SAK254 [1/m] 89.6 9.7 75.8 2.6 75.4 2.0

SAK254/DOC 3.7 0.1 3.4 0.2 3.5 0.1

SAK436nm [1/m] 4.0 0.4 3.6 0.2 3.6 0.1

SAK436/DOC 0.17 0.01 0.17 0.01 0.17 0.01

NO3-N [mg/Woche] 19.2 2.3 17.3 4.5 7.1 1.5 10.2 3.4

PO4-P [mg/Woche] 6.9 1.2 4.9 0.9 3.1 0.5 1.8 0.5

AOX [µg/Woche] 81 10 90 23 44 10 45 13

Ni [µg/Woche] 1320 203 1173 199 558 60 615 153

Zn [mg/Woche] 22.1 2.0 13.2 2.3 6.6 1.2 6.7 1.2

DOC [kg/ha*a] 1287 71 1361 135 692 74 672 64

CO2 [t/ha*a] 8.4 0.4 8.9 0.7

NO3-N [kg/ha*a] 649 78 584 152 240 51 345 115

PO4-P [kg/ha*a] 233 41 166 30 105 17 60.8 17

AOX [g/ha*a] 2736 338 3040 777 1486 338 1520 439

Ni [kg/ha*a] 45 6.9 40 6.7 19 2.0 21 5.2

Zn [kg/ha*a] 747 68 446 78 223 41 226 41

164

Tab. 59: Daten zu Abb. 37, Abb. 38, Abb. 39 und Abb. 40

Gatow [%]

Summe +/- aerob +/- Einstau +/-

pH 93 0 101 1

LF 98 2 95 3

DOC 79 6402 40 3

CO284 5

CO2/DOC 104 9

SAK254 72 3 74 3

SAK254/DOC 93 3 92 6

SAK436nm 72 3 76 3

SAK436/DOC 94 5 97 8

NO3-N 85 22 45 15 40 15

PO4-P 155 57 73 21 83 39

SO4114 19 57 9 57 11

AOX 88 7444 44 3

Ni 92 22 45 13 48 11

Zn 67 9316 36 5

Fe 190 35 96 24 95 18

Mn 129 46 70 32 59 27

Buch [%]

Summe +/- aerob +/- Einstau +/-

pH 100 1 100 1

LF 101 4 103 4

DOC 106 11 54 6 52 5

CO2105 8

CO2/DOC 100 18

SAK254 85 3 84 2

SAK254/DOC 94 5 96 3

SAK436nm 90 5 88 3

SAK436/DOC 98 6 97 4

NO3-N 90 23 37 8 53 18

PO4-P 71 12 45 7 26 7

SO476 18 49 10 27 9

AOX 112 30 55 14 56 17

Ni 89 15 42 5 47 12

Zn 60 10.4 30 5 30 5

Fe 147 63 61 19 85 48

Mn 25 5143 12 2

165

10.3.6 Anhang zu Kap. 6.8

Tab. 60: Daten zu Abb. 37, Abb. 38, Abb. 39 und Abb. 40 (KI = Konfidenzintervall)

Gatow [%] Buch [%]

Zulauf pH = 9,5 95% KI (+/-) Zulauf pH = 9,5 95% KI (+/-)

pH 102 3.3 100 2.7

LF 92 8.6 91 8.2

DOC 87 4.2 115 4.2

CO2100 10.0 131 12.7

CO2/DOC 114 20.0 152 32.6

SAK(254) 96 5.8 126 3.3

SAK(254)/DOC 109 2.6 109 3.4

SAK(436nm) 108 5.7 147 7.4

SAK(436)/DOC 122 2.5 126 7.4

NO3-N 167 9.5 130 3.2

PO4-P 69 11.9 94 5.6

AOX 86 5.9 116 10.2

Ni 100 23.2 42 13.3

Zn 57 4.3 34 5.1

166

10.3.7 Anhang zu Kapitel 6.10

104 106 108 110 112 114 116 118

Betriebszeit [Wochen]

Wassergehalt [Vol %]

3-oben

3-mitte

3-unten

Abb. 67: Verlauf der Wassergehalte in der Säule 3 (Gatow) in den

letzten Wochen der Trocknung (Position der TDR-Sonde

vom Säulenboden: oben = 30 cm, mitte = 20 cm, unten =

10 cm)

104 106 108 110 112 114 116 118

Betriebszeit [Wochen]

Wassergehalt [Vol %]

6-oben

6-mitte

6-unten

Abb. 68: Verlauf der Wassergehalte in der Säule 6 (Buch) in den

letzten Wochen der Trocknung (Position der TDR-Sonde

vom Säulenboden: oben = 30 cm, mitte = 20 cm, unten =

10 cm)

167

10.4 Tracerexperimente

Zur Bestimmung der Aufenthaltszeit des Wassers in den Säulen der Anlage B wurden

Tracerexperimente mit SO42- und Br- durchgeführt. Für die Versuche mit SO4 wurde der

Zulauf für einen Beregnungstermin mit 1 g/L SO4 aufgestockt. Das Perkolat wurde 70 Tage

beprobt und die SO4-Konzentration und die Leitfähigkeit bestimmt. Die Ergebnisse zeigen die

Abb. 69 bis 72.

200

400

600

800

1000

1200

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Tage

mg/L SO4 bzw. LF in µS/cm

SO4 (1)

LF (1)

SO4 (8)

LF (8)

2 m/a

(1): Gatow

(8): Buch

Abb. 69:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 2 m/a (Säulen 1 und 8)

400

800

1200

1600

2000

0 10203040506070

Tage

mg/L SO4 bzw. LF in µS/cm

SO4 (4)

LF (4)

SO4 (5)

LF (5)

2 m/a

(4): Gatow

(5): Buch

Abb. 70:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 2 m/a (Säulen 4 und 5)

168

Nur für die Versickerungsmenge 10 m/a lässt sich ein eindeutiger Tracerdurchgang ablesen.

Das Maximum tritt für beide Säulen und beide Detektionsmethoden nach 7 Tagen auf. Für

die Versickerungsmenge von 6 m/a lässt sich lediglich für die Buch-Säule eine

Aufenthaltszeit des Wassers im Boden von etwa 7 bis 8 Tagen bestimmen. Für die Gatow-

Säule liegt sie zwischen 14 und 22 Tagen, wobei die beiden Detektionsmethoden liefern

keine zeitliche Übereinstimmung der Peakmaxima.

Für den Br-Tracer wurde der Zulauf mit 400 mg/L Br- dotiert. Die Abb. 73 bis 75 zeigen die

Durchbruchskurven.

200

400

600

800

1000

1200

1400

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Tage

mg/L SO4 bzw. LF in µS/cm

SO4 (2)

LF (2)

SO4 (7)

LF (7)

6m/a

(2): Gatow

(7): Buch

Abb. 71:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 6 m/a (Säulen 2 und 7)

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

Tage

mg/L SO4 bzw. LF in µS/cm

SO4 (3)

LF (3)

SO4 (6)

LF (6)

10m/a

(3): Gatow

(6): Buch

Abb. 72:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 10 m/a (Säulen 3 und 6)

169

100

0 5 10 15 20 25

Tage

mg/L Br

2 m/a

1: Gatow

8: Buch

4: Gatow

5: Buch

Abb. 73:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 2 m/a (Säulen 1, 8 und 4, 5)

100

120

140

160

180

0 5 10 15 20 25

Tage

mg/L Br

6 m/a

2: Gatow

7: Buch

9: Gatow

10: Buch

Abb. 74:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 6 m/a (Säulen 2, 7 und 9, 10)

170

Der Br-Tracer lässt sich besser auswerten als der SO4-Tracer, wenngleich die Ergebnisse für

die niedrige Versickerungsmenge von 2 m/a nicht eindeutig sind. Es ergeben sich für die

Versickerungsmenge von 2 m/a Aufenthaltszeiten von 16 bis 18 Tagen (Säulenpaar 1/8)

bzw. etwa 22 Tagen (Säulenpaar 4/5), für 6 m/a 13 bis 15 (Gatow) bzw. 7 bis 9 Tage (Buch)

und für 10 m/a 7 (Gatow) bzw. 5 Tage (Buch). Die ermittelten Aufenthaltszeiten stimmen mit

den bestimmbaren des SO4-Tracer-Versuchs gut überein. Die Aufenthaltszeit bei einer

Versickerungsmenge von 1 m/a wurde nicht bestimmt. Es ist aber anzunehmen, dass sie

deutlich über 22 Tagen liegt. Die Durchbruchskurven zeigen insgesamt, dass in den Säulen

erwartungsgemäß keine homogene Strömung vorliegt. Tab. 61 fasst die ermittelten

Aufenthaltszeiten des Wassers in den Bodensäulen zusammen.

100

150

200

250

0 5 10 15 20 25

Tage

mg/L Br

10 m/a

3: Gatow

6: Buch

Abb. 75:Tracerdurchgang bei einer Beschickung von 10 m/a (Säulen 3 und 6)

Tab. 61: Mittlere Aufenthaltszeiten des Wassers in den Bodensäulen der Anlage B

Gatow Buch

m/a Säulen SO42- Br-SO42- Br-

21/8 - 16 - 18 d -16 - 18 d

4/5 - 22 d -22 d

62/7 (14 – 22 d) 13 – 15 d 7 – 8 d 7 – 9 d

10 3/6 7 d 7 d 7 d 5 d

171

10.5 Grundwasserbeprobungen

Buch-Grundwasser-Proben: Mischproben aus 3 Einzelproben, da ansonsten zu wenig Probe

vorhanden

Tab. 62: Gatow-Grundwasserproben vom 15.04.1997, Kopfzeile sind Bezeichnungen der

Grundwasserpegel

16/18 OP 17/88 OP B9/87 21/89 OP

pH 7,22 7,22 7,46 7,54

LF µS/cm 1653 964 1283 1412

SAK254 1/m 8,9 19,2 17,4 20,8

SAK436 1/m 0,8 0,8 0,6 0,8

DOC mg/L 4,4 6,9 6,6 8,1

AOX µg/L 10 21 33 32

Tab. 63: Buch-Grundwasserproben vom 27.04.1996 und 25.03.1997, GWBO und GWBK

sind Bezeichnungen der Versuchsfelder

27.04.1996 25.03.1997

GWBO GWBK GWBO GWBK

pH 4,45 4,48 4,24 4,30

LF µS/cm 1145 544 886 693

SAK254 1/m 22,0 13,1 22,2 9,9

SAK436 1/m 0,9 0,6 0,4 0,2

DOC mg/L 10,9 6,3 12,4 4,9

AOX µg/L 27 18 zu wenig Probe