Auswirkungen des Sommerhochwassers 2002 auf landwirtschaftlich genutzte Flächen an der Mulde

Inhalt 2

Inhalt

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

  Abkürzungsverzeichnis NA  

1  Einleitung  9

1.1  Problemstellung und Ziel der Arbeit  9

1.2  Flächenauswahl  12

2  Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung  von

  Auenböden  13

2.1  Herkunft und Gehalte von Schwermetallen in Böden  13

2.2  Eigenschaften und Verhalten  16

2.2.1  Bindungsformen  16

2.2.2  Mobilisierung und Demobilisierung  17

2.2.3  Mobilitätssteuernde Einflussfaktoren  19

2.2.4  Spezifische Eigenschaften der einzelnen Schwermetalle  22

2.3  Schwermetalle in Auenböden  23

2.4  Bodenschutz  26

3  Das Flusssystem der Mulde  29

3.1  Natürliche Bedingungen  29

3.1.1  Geographie  29

3.1.2  Geologie  30

3.1.3  Böden  33

3.1.4  Klima und Hydrologie  34

3.2  Nutzung  37

3.3  Belastungssituation der Mulde  38

3.4  Hochwasser 2002  42

4  Untersuchungsmethoden  44

4.1  Bodenkundliche Kartierung  44

4.2  Probennahme und Probenaufbereitung  45

4.3  Analyseverfahren  46

4.4  Auswertungsmethoden  48

Inhalt 3

5  Ergebnisse  50

5.1  Die Untersuchungsstandorte  50

5.2  Die Untersuchungsfläche 1 in Glaucha  51

5.2.1  Charakterisierung des Bodens am Standort  51

5.2.2  Sediment- und Korngrößenverteilung  60

5.2.3  Stoffgehalte der Sedimente und des Oberbodens  62

5.3  Die Untersuchungsfläche 2 in Pausitz  77

5.3.1  Charakterisierung des Bodens am Standort  77

5.3.2  Sediment- und Korngrößenverteilung  84

5.3.3  Stoffgehalte der Sedimente und des Oberbodens  87

6  Auswertung und Diskussion  101

6.1  Die Untersuchungsfläche 1 in Glaucha  101

6.1.1  Ökologische Bewertung des Bodens am Standort anhand der  

  Profildaten und der Bohrstockuntersuchungen  101

6.1.2  Bewertung der Eigenschaften und Nährstoffgehalte des  

  Sediments und des Oberbodens  104

6.1.3  Bewertung der Schwermetallgehalte in Sediment und Oberboden107  

6.2  Untersuchungsfläche 2 Pausitz  111

6.2.1  Ökologische Bewertung des Bodens am Standort anhand der  

  Profildaten und der Bohrstockuntersuchungen  111

6.2.2  Bewertung der Eigenschaften und Nährstoffgehalte des  

  Sediments und des Oberbodens  113

6.2.3  Bewertung der Schwermetallgehalte in Sediment und Oberboden116  

6.3  Zusammenhang zwischen Korngrößenverteilung und  

  Schwermetallbelastung  120

6.3.1  Das Sediment  120

6.3.2  Der Oberboden  126

6.4  Einfluss des pH-Werts auf pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte  128

7  Abschließende Bewertung  134

7.1  Schlussfolgerungen für Schadstoffuntersuchungen auf Auenböden  138

8  Zusammenfassung  139

9  Summary  142

10  Literatur- und Quellenverzeichnis  144

Anhang NA  NA  

Inhalt 4

Abbildungsverzeichnis

  Abbildung 1: Das Flussgebiet der Mulde 29  

  Abbildung 2: Die Entstehung des Erzgebirges 31  

  Abbildung 3: Klimadiagramm Fichtelberg 35  

  Abbildung 4: Klimadiagramm Chemnitz 35  

  Abbildung 5: Klimadiagramm Leipzig 36  

  Abbildung 6: Vereinigte Mulde bei Bad Düben am  15.08.2002........................................................43

  Abbildung 7: Lage der Untersuchungsstandorte 50  

  Abbildung 8: Korngrößenverteilung Profil 1 53  

  Abbildung 9: aktuelle pH-Werte Profil  1............................................................................................55

  Abbildung 10: Kationenaustauschkapazität Profil  1..........................................................................55

  Abbildung 11: Humusgehalte Profil 1 56  

  Abbildung 12: Lage der Bohrpunkte und Profilgrube in Glaucha 58  

  Abbildung 13: Die Untersuchungsfläche in Glaucha 60  

  Abbildung 14: Sedimentation auf der Untersuchungsfläche 1 durch das Hochwasser im August  

2002............................................................................................................................61  NA  

  Abbildung 15: Beprobungsraster Glaucha 62  

  Abbildung 16: aktuelle pH-Werte in Glaucha 64  

  Abbildung 17: Kationenaustauschkapazität in Glaucha 64  

  Abbildung 18: Humusgehalte in Glaucha 65  

  Abbildung 19: Gesamtgehalte Arsen in Glaucha 68  

  Abbildung 20: Gesamtgehalte Cadmium in Glaucha 69  

  Abbildung 21: Gesamtgehalte Chrom in Glaucha 69  

  Abbildung 22: Gesamtgehalte Kupfer in Glaucha 70  

  Abbildung 23: Gesamtgehalte Nickel in Glaucha 71  

  Abbildung 24: Gesamtgehalte Blei in Glaucha 71  

  Abbildung 25: Gesamtgehalte Zink in Glaucha 72  

  Abbildung 26: Pflanzenverfügbares Cadmium in Glaucha 74  

  Abbildung 27: Pflanzenverfügbares Kupfer in Glaucha 74  

  Abbildung 28: Pflanzenverfügbares Nickel in Glaucha 75  

  Abbildung 29: Pflanzenverfügbares Blei in Glaucha 75  

  Abbildung 30: Pflanzenverfügbares Zink in Glaucha 76  

  Abbildung 31: Korngrößenverteilung Profil 2 79  

  Abbildung 32: aktuelle pH-Werte Profil  2..........................................................................................80

Inhalt 5

  Abbildung 33: Kationenaustauschkapazität Profil  2..........................................................................80

  Abbildung 34: Humusgehalte Profil 2 81  

  Abbildung 35: Lage der Bohrpunkte und der Profilgrube auf der Untersuchungsfläche in Pausitz 83  

  Abbildung 36: Die Untersuchungsfläche 2 in Pausitz 84  

  Abbildung 37: Hochwassersediment auf der Untersuchungsfläche Pausitz 85  

  Abbildung 38: Sedimentation auf der Untersuchungsfläche 2 durch das Hochwasser  im

  August 2002 86  

  Abbildung 39: Beprobungsraster Pausitz 87  

  Abbildung 40: aktuelle pH-Werte in Pausitz 89  

  Abbildung 41: Kationenaustauschkapazität in Pausitz 90  

  Abbildung 42: Humusgehalte in Pausitz 90  

  Abbildung 43: Gesamtgehalte Arsen in Pausitz 93  

  Abbildung 44: Gesamtgehalte Cadmium in Pausitz 94  

  Abbildung 45: Gesamtgehalte Chrom in Pausitz 94  

  Abbildung 46: Gesamtgehalte Kupfer in Pausitz 95  

  Abbildung 47: Gesamtgehalte Nickel in Pausitz 95  

  Abbildung 48: Gesamtgehalte Blei in Pausitz 96  

  Abbildung 49: Gesamtgehalte Zink in Pausitz 96  

  Abbildung 50: Pflanzenverfügbares Cadmium in Pausitz 98  

  Abbildung 51: Pflanzenverfügbares Kupfer in Pausitz 99  

  Abbildung 52: Pflanzenverfügbares Nickel in Pausitz 99  

  Abbildung 53: Pflanzenverfügbares Blei in Pausitz 100  

  Abbildung 54: Pflanzenverfügbares Zink in Pausitz 100  

  Abbildung 55: Schema der Lage der Teilflächen zur Mulde am Standort Pausitz 115  

  Abbildung 56: Cadmiumgehalte in Abhängigkeit vom Tongehalt 122  

Inhalt 6

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1:  Normale Schwermetallgehalte in Böden 13  

Tabelle 2:  Grenz-pH-Werte für eine beginnende Mobilisierung von Schwermetallen 19  

Tabelle 3:  Prüfwerte nach BBodSchG für den Wirkungspfad Boden Mensch (direkter Kontakt) 27  

Tabelle 4:  Prüf- und Maßnahmenwerte nach BBodSchG für den Schadstoffübergang Boden-  

  Nutzpflanze in Hinblick auf die Pflanzenqualität 27  

Tabelle 5:  Prüfwerte nach BBodSchG für den Schadstoffübergang Boden-Pflanze auf  

  Ackerbauflächen im Hinblick auf Wachstumsbeeinträchtigungen bei Kulturpflanzen 28  

Tabelle 6:  Vorsorgewerte für Metalle 28  

Tabelle 7:  Kenngrößen der Teilabschnitte der Mulde 37  

Tabelle 8:  Hintergrundwerte für Schwermetalle in landwirtschaftlich genutzten Böden  in

  Sachsen  39

Tabelle 9:  Schwermetallgehalte im Flusssediment in den Teilsystemen der Mulde  im

  Zeitraum von September 1991 bis September 1993 40  

Tabelle 10:  I geo -Klassen der Schwermetallgehalte in Flusssedimenten (Fraktion 20µm) und  

  Schwebstoffen der Mulde im Herbst 1992 41  

Tabelle 11:  Korngrößenverteilung Profil 1 53  

Tabelle 12:  Lagerungsdichte und Wassergehalte Profil 1 54  

Tabelle 13:  Nährstoffgehalte Profil 1 56  

Tabelle 14:  Schwermetallgehalte Profil 1 57  

Tabelle 15:  Ergebnisse der Bohrstockuntersuchungen in Glaucha 59  

Tabelle 16:  Korngrößenverteilung in Glaucha 63  

Tabelle 17:  Nährstoffgehalte in Glaucha 66  

Tabelle 18:  Gesamtschwermetallgehalte in Glaucha 67  

Tabelle 19:  Pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte in Glaucha 72  

Tabelle 20:  Korngrößenverteilung Profil 2 78  

Tabelle 21:  Lagerungsdichte und Wassergehalt Profil 2 79  

Tabelle 22:  Nährstoffgehalte Profil 2 81  

Tabelle 23:  Schwermetallgehalte Profil 2 82  

Tabelle 24:  Ergebnisse der Bohrstockuntersuchungen in Pausitz 83  

Tabelle 25:  Korngrößenverteilung in Pausitz 88  

Tabelle 26:  Nährstoffgehalte in Pausitz 91  

Tabelle 27:  Gesamtschwermetallgehalte in Pausitz 92  

Tabelle 28:  Pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte in Pausitz 97  

Tabelle 29:  Gruppierung der Sedimentproben der Untersuchungsfläche Glaucha 105  

Inhalt 7

Tabelle 30:  Gesamtschwermetallgehalte im Sediment in Glaucha und normale  

  Schwermetallgehalte in Böden 107  

Tabelle 31:  Gesamtschwermetallgehalte im Oberboden in Glaucha und normale  

  Schwermetallgehalte in Böden 108  

Tabelle 32:  Grenzwertüberschreitungen nach BBodSchV auf der Untersuchungsfläche  

  Glaucha  109

Tabelle 33:  Gesamtschwermetallgehalte im Sediment in Pausitz und normale  

  Schwermetallgehalte in Böden 116  

Tabelle 34:  Gesamtschwermetallgehalte im Oberboden in Pausitz und normale  

  Schwermetallgehalte in Böden 116  

Tabelle 35:  Mittelwerte der Schwermetallgehalte in Sediment und Oberboden in Pausitz 117  

Tabelle 36:  Spannweite der pflanzenverfügbaren Schwermetallgehalte in Sediment  

  und Oberboden in Pausitz 118  

Tabelle 37:  Grenzwertüberschreitungen nach BBodSchV auf der Untersuchungsfläche  

  Pausitz in Pausitz (Ackerfläche) 118  

Tabelle 38:  Spannweiten der Ton- Humus- und Schwermetallgehalte im Sediment  

  der Standorte Glaucha und Pausitz 121  

Tabelle 39:  Korrelation von Ton- und Schwermetallgehalten im Sediment  vom

  Standort Glaucha 123  

Tabelle 40:  : Korrelation von Ton- und Schwermetallgehalten im Sediment  vom

  Standort Pausitz 123  

Tabelle 41:  Korrelation von Humus- und Schwermetallgehalten im Sediment  vom

  Standort Glaucha 124  

Tabelle 42:  Korrelation von Humus- und Schwermetallgehalten im Sediment  vom

  Standort Pausitz 125  

Tabelle 43:  Spannweiten der Ton- und Schwermetallgehalte im Oberboden der  

  Standorte Glaucha und Pausitz 126  

Tabelle 44:  Korrelation von Ton- bzw Humus- und Schwermetallgehalten  im

  Oberboden des Standorts Glaucha 127  

Tabelle 45:  Korrelation von Ton- bzw Humus- und Schwermetallgehalten im Oberboden  

  des Standorts Pausitz 127  

Tabelle 46:  pH-Werte Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare  

  Schwermetallgehalte im Sediment von Glaucha 129  

Tabelle 47:  pH-Werte Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare  

  Schwermetallgehalte im Oberboden von Glaucha 130  

Tabelle 48:  pH-Werte Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare  

  Schwermetallgehalte im Sediment von Pausitz 131  

Tabelle 49:  pH-Werte Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare  

  Schwermetallgehalte im Oberboden von Pausitz 132  

Inhalt 8

  Abkürzungsverzeichnis NA  

  AAS Atomabsorptionsspektrometrie  

  Abb Abbildung  

  AN Ammoniumnitrataufschluss  

  As Arsen  

  BBodSchG Bundesbodenschutzgesetz  

  BBodSchV Bundesbodenschutzverordnung  

  C Kohlenstoff  

  Cd Cadmium  

  Cu Kupfer  

  d h das heißt  

  geänd geändert  

  H Hochwert  

  ha Hektar  

  ICP-AES Plasma-Atomemissionsspektrometrie  

  I geo  

  Geoakkumulationsindex NA  

  K Kalium  

  KAK Kationenaustauschkapazität  

  KW Königswasseraufschluss  

  LfUG Sächsisches Landesamt für Umwelt und Geologie  

  MGW mittlerer Grundwasserstand  

  Mio Million  

  N Norden  

  N Stickstoff  

  n b nicht berechnet  

  n n nicht nachweisbar  

  NN Normalnull  

  NO Nordosten  

  Oberb Oberboden  

  P Phosphor  

  Pb Blei  

  R Rechtswert  

  Sed Sediment  

  Sept September  

  Sl2 schwach lehmiger Sand  

  Sl3 mittel lehmiger Sand  

  Slu schluffig-lehmiger Sand  

  Ss reiner Sand  

  Su2 schwach schluffiger Sand  

  Su3 mittel schluffiger Sand  

  Su3 mittel schluffiger Sand  

  SW Südwesten  

  Tab Tabelle  

  TF Teilfläche  

  TK Topographische Karte  

  Tu4 stark schluffiger Ton  

  Ut2 schwach toniger Schluff  

  Ut3 mittel toniger Schluff  

  Ut4 stark toniger Schluff  

  WRB World Reference Base for Soils  

  Zn Zink  

Einleitung 9

1 Einleitung

1.1 Problemstellung und Ziel der Arbeit

Das Hochwasser im August 2002 hat in Sachsen verheerende Schäden angerich- tet. Neben immensen Schäden an Gebäuden und Verkehrswegen ist auch die Landwirtschaft von dem Hochwasser stark betroffen. Ernten wurden vernichtet und Flächen mit zum Teil mächtigen Sedimentschichten bedeckt. Schon während des Hochwassers wurde befürchtet, dass es zu einer Freisetzung von Schadstof- fen u.a. durch überspülte Bergbauhalden und Industrieflächen gekommen ist. Auch durch eine Remobilisierung belasteter Flusssedimente können sowohl das Wasser als auch die abgelagerten Hochwassersedimente Schadstoffe enthalten. Das Sächsische Landesamt für Umwelt und Geologie (LfUG) hat nach dem Hochwasser Flutsedimente bzw. Schlämme auf Schadstoffbelastungen untersucht (LFUG 2002a). Die Ergebnisse wurden anhand der Prüf- und Maßnahmenwerte der Bundesbodenschutzverordnung (BBodSchV) bewertet. Es liegen Ergebnisse für 55 Standorte entlang der Flüsse Elbe, Freiberger Mulde, Zwickauer Mulde, Vereinigte Mulde, Zschopau und Flöha vor. Die Proben wurden auf Schwermetalle und organische Schadstoffe untersucht.

Nach den vorliegenden Untersuchungsergebnissen weisen die Hochwassersedi- mente an einigen Standorten vor allem entlang der Freiberger Mulde und der Ver- einigten Mulde erhöhte Gehalte der Schwermetalle Arsen, Cadmium und Blei auf. Als Schwermetalle wird eine Gruppe von Elementen mit einer Dichte > 5 g/cm 3 bezeichnet. Einige von diesen Elementen sind für die Ernährung von Pflanzen, Tieren und Menschen essentielle Bioelemente, solange ihre Dosis gering bleibt. Zu ihnen zählen z.B. Zink, Kupfer, Chrom und Nickel. Andere nicht essentielle Schwermetalle wie Arsen, Blei und Quecksilber wirken schon in geringen Dosen hochgradig toxisch. (KUNTZE, ROESCHMANN und SCHWERDTFEGER 1994) Schwermetalle sind ein natürlicher Bestandteil der Erdkruste. Jedoch kann es vor allem durch anthropogene Einflüsse zu Anreicherungen in Böden und Gewässern kommen, welche die natürlichen Gehalte um ein Vielfaches überschreiten. Häufig sind Flusssedimente und somit auch Auenböden in besonderem Maße von Schwermetallanreicherungen betroffen. In Abhängigkeit von den Eigenschaften der Böden und Stoffe kann bei entsprechender landwirtschaftlicher Nutzung ein Stofftransfer von den Böden in die Nahrungskette erfolgen.

Einleitung 10

Böden sind im ökosystemaren Kreislauf sowohl Senke als auch effektives Puffer- und Filtersystem, welches den Übergang gebundener Metalle in gelöste Bindungs- formen kontrolliert (SCHIMMING 1992). Kommt es durch hohe Anteile bioverfüg- barer Schwermetallverbindungen zu einem Transfer Boden-Organismus, können bei erhöhter Aufnahme essentieller wie nichtessentieller Schwermetalle Stoff- wechselstörungen auftreten. Schadbilder bei Pflanzen ähneln oft denen von Spu- renelementmangel, Vergiftungssymptome bei Vieh denen einer Tetanie. Men- schen sind weniger durch akute als vielmehr durch schleichende chronische Ver- giftungen gefährdet. Beispielsweise führen chronische Cadmiumvergiftungen bei Menschen und Tieren zu Cadmiumanreicherungen in der Niere und zu einem Aus- tausch von Kalzium gegen Cadmium im Knochengewebe (KÖSTER und MERKEL 1985).

Vor diesem Hintergrund und auf Grundlage der Untersuchungsergebnisse des LfUG stellen sich folgende Fragen:

Sind insbesondere an der Mulde landwirtschaftlich genutzte Flächen von einer möglichen Schwermetallbelastung durch abgelagerte Hochwassersedimente be- troffen? Bewegt sich die Belastung in einem kritischen Bereich, so dass sich evtl. Konsequenzen hinsichtlich der Nutzung der betroffenen Flächen ergeben? Bei einer ersten Begehung von Flächen an der Mulde, die während des Hochwas- sers überschwemmt waren, wurde offensichtlich, wie heterogen die Ablagerung der Sedimente ablief. Je nach Gestalt der Landschaft, Lage und Fließrichtung des Flusses finden sich Sedimente aller Korngrößen (von Kies bis Ton) in den Auen. Die in der Ton- und Schlufffraktion vertretenen Minerale weisen in der Regel eine hohe Sorptionskapazität auf (SCHIMMING 1992). Sind aus diesem Grund feinkör- nigen Sedimente stärker als grobkörnige mit Schwermetallen belastet? Besteht eine Korrelation zwischen Schwermetallbelastung und Korngrößenfraktionierung der Sedimente? Und gelten die gleichen Bedingungen für den Oberboden? In Anbetracht der von Menschen mit verursachten Klimaveränderungen ist es nicht auszuschließen, dass extreme Hochwasserereignisse wie im Sommer 2002 häufiger auftreten, als es in der Vergangenheit der Fall war. Wenn die Hochwas- sersedimente aus dem Jahr 2002 mit Schwermetallen belastet sind, was bedeutet das für die Zukunft? Kommt es bei derartigen Umweltereignissen zu weiteren Stoffeinträgen in die ohnehin schon stärker belasteten Auenböden?

Einleitung 11

Ziel der vorliegenden Arbeit ist es, oben genannte Fragen zu beantworten. Zu die- sem Zweck werden zwei landwirtschaftlich genutzte Flächen an der Vereinigten Mulde exemplarisch ausgewählt und die dort abgelagerten Hochwassersedimente auf Schwermetalle untersucht. Um einen Vergleich zur Situation vor dem Hoch- wasser herzustellen zu können, werden außerdem Proben des Oberbodens gezo- gen, die auf dieselben Parameter untersucht werden. Um eine genauere Ein- schätzung des Gefahrenpotentials geben zu können, ist es erforderlich, neben den Gesamtgehalten den bioverfügbaren Anteil der Schwermetalle zu ermitteln. Auf Grundlage der Anforderungen des Bundesbodenschutzgesetzes wird für die Be- wertung der Gesamtschwermetallgehalte die Königswasserextraktion und für den Wirkungspfad Boden – Pflanze die Ammoniumnitratextraktion durchgeführt. Orien- tierend an den Untersuchungsergebnissen des LfUG werden die Boden- und Se- dimentproben auf folgende Schwermetalle untersucht: Arsen (As), Blei (Pb), Cad- mium (Cd), Kupfer (Cu), Nickel (Ni), Chrom (Cr) und Zink (Zn). Um eine aussage- kräftige Bewertung der Schwermetallbelastung anstellen zu können, müssen au- ßerdem weitere bodenkundliche Parameter wie pH-Wert und Kationenaustausch- kapazität untersucht werden. Möglicherweise bestehen Abhängigkeiten zwischen einzelnen Parametern und der Schadstoffbelastung.

Einleitung 12

1.2 Flächenauswahl

Die Vereinigte Mulde mit ihren beiden Zuflüssen Freiberger und Zwickauer Mulde war neben der Elbe im August 2002 im extremen Maße Hochwasser führend. Zur Beantwortung der o.g. Fragen wurden daher zwei geeignete landwirtschaftlich ge- nutzte Flächen entlang der Vereinigten Mulde ausgewählt.

Auf vielen vom Hochwasser betroffenen Flächen wurden Sedimentschichten be- seitigt oder durch Bodenbearbeitung untergemischt. Für die Auswahl der Untersu- chungsflächen war es besonders wichtig, dass die Landschaft nach dem Hoch- wasser nicht verändert wurde. Nur so können die Sedimente und der Oberboden getrennt von einander auf ihre Schwermetallgehalte und weitere bodenkundliche Eigenschaften untersucht werden. Hinsichtlich der landwirtschaftlichen Nutzung wurde sowohl ein Grünlandstandort als auch ein Ackerstandort ausgewählt. Die Auswahl der Untersuchungsflächen erfolgte in Abstimmung mit dem LfUG und dem Staatlichen Museum für Naturkunde Görlitz, für das Herr Dr. D. Russell bo- denzoologische Untersuchungen in den vom Hochwasser betroffenen Auen der Mulde durchführt. Nicht zuletzt war es bei der Flächenauswahl nötig, dass die Pächter der Flächen ihre Zustimmung zur Untersuchung gaben.

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 13

2 Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung

von Auenböden

2.1 Herkunft und Gehalte von Schwermetallen in Böden

Schwermetalle sind Bestandteile vieler Minerale und Gesteine. Dort sind sie über- wiegend im Kristallgitter an Silicate, Carbonate oder Sulfide gebunden. Deshalb enthalten auch alle Böden eine natürliche, geogene Hintergrundkonzentration an Schwermetallen (KUNTZE, ROESCHMANN und SCHWERDTFEGER 1994). In Abhängigkeit vom Ausgangsmaterial der Bodenbildung können die natürlichen Schwermetallgehalte in weiten Grenzen schwanken. Tone und Tonschiefer weisen aufgrund ihrer Adsorbtionsfähigkeit für Metallionen verhältnismäßig hohe Gehalte auf. Im Zuge der Verwitterung gelangen die Schwermetalle aus den Gesteinen in den Boden, wo sie den natürlichen Stoffkreisläufen in der belebten und unbelebten Umwelt unterliegen. In Tab. 1 sind natürliche Schwermetallgehalte dargestellt, wie sie auf unbelasteten Böden vorkommen können.

Tabelle 1: Normale Schwermetallgehalte in Böden (geänd. nach SCHIMMING 1992)

In Ausnahmefällen kann die natürliche Grundbelastung so hoch sein, dass sie ökotoxikologisch bedeutsam ist.

Ein wesentlicher Anteil des Schwermetalleintrags in Böden ist jedoch nicht natürli- chen sondern anthropogenen Ursprungs. Der anthropogene Eintrag macht bei Elementen wie Blei, Arsen und Zink ein Vielfaches des natürlichen Eintrags aus (SCHIMMING 1992).

Etwa seit der Jungsteinzeit nutzt der Mensch die besonderen Eigenschaften von Metallen. Die ständig steigenden Konsumtions- und Produktionsbedürfnisse mo- derner Gesellschaften haben zu einem verstärkten Abbau natürlicher Metallres- sourcen geführt. Durch die Metallverhüttung und der anschließenden industriellen Weiterverarbeitung werden Stoffe in Produkte umgewandelt, bei deren Herstel- lung, Ge- und Verbrauch metallhaltige Stäube, Produktionsrückstände und Abfälle entstehen. Auch die Produkte (z.B. Batterien) werden nach Gebrauch zu Abfällen, aus denen metallhaltige Verbindungen freigesetzt werden können.

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 14

Zur Deckung des Energiebedarfs des Menschen werden weltweit erhebliche Me- tallmengen durch die Verbrennung fossiler Energieträger emittiert. Auf diese Wei- se gelangen Metalle, die ursprünglich in lokal begrenzten Lagerstätten und fossi- len Energieträgern angereichert vorlagen, in die Umwelt (SCHIMMING 1992). Anthropogene Schwermetallverunreinigungen von Böden können aus folgenden Quellen stammen:

• Erzbergbau und Verhüttung;

• Landwirtschafts- und Gartenbaumaterialien;

• Klärschlämme;

• Verbrennung fossiler Brennstoffe;

• Metallverarbeitende Industrie: Herstellung, Einsatz und Entsorgung von me- tallischen Werkstoffen, von Fahrzeugen und Zubehör (z.B. Batterien);

• Elektronikindustrie: Herstellung, Einsatz und Entsorgung von elektronischen Produkten;

• häusliche und gewerbliche Abfälle;

• Sportschießen, Jagd und Fischfang;

• Kriege und Manöver (ALLOWAY 1999).

Der punktuelle oder flächenhafte Eintrag der Schwermetalle in die Böden findet auf verschiedenen Wegen statt. Zum einen ist die atmosphärische Deposition von Gasen, Stäuben und Niederschlagswässern zu nennen. Dabei werden nur geringe Anteile über Kontinente verfrachtet. Der größte Teil der Metallverbindungen wird in der Nähe der Emissionsquelle wie Kohlekraftwerke oder Müllverbrennungsanla- gen deponiert. Zum anderen sind die Metallmengen ökologisch bedeutsam, die den Böden in Form von Siedlungsabfällen (Klärschlämme, Müllkomposte) regional eng begrenzt in relativ hohen Konzentrationen zugeführt werden. Die Schwerme- tallgehalte von Klärschlämmen sind eng verknüpft mit der Siedlungsstruktur sowie Art und Struktur von Gewerbe und Industrie im Einzugsbereich der jeweiligen Kläranlage. Ein Drittel der Gesamtfracht von Blei, Cadmium, Kupfer und Zink im Abwasser stammen aus dem Straßenabfluss. Bei Mischkanalisationssystemen führt dies zu einer Belastung der Klärschlämme. Im Falle einer Trennkanalisation fließt das Regenwasser nahezu ungereinigt über das Rohrnetz in die Gewässer ab. Im Gegensatz zum punktuellen Schwermetalleintrag in Böden durch Klär- schlämme belastet der Kraftfahrzeugverkehr die Umwelt mehr flächenhaft. (SCHIMMING 1992)

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 15

Der Erzbergbau und die Verhüttung stellen eine weitere wichtige Schwermetall- quelle dar. Es findet ein Metalleintrag in die Umwelt durch Wind- und Wasserero- sion von Erz- und Abraumhalden statt. Dabei werden die Böden in der Umgebung der Bergwerke sowie die stromabwärts gelegenen alluvialen Böden häufig massiv belastet. Zusätzlich zu den Hauptmetallen, die jeweils abgebaut werden, werden weitere Metalle als Nebenbestandteile emittiert, weil meist die bestimmenden Erzmineralien mit weiteren Schwermetallen vergesellschaftet sind. (ALLOWAY 1999) Neben Böden stellen Flüsse eine Senke für Schwermetalle dar. Zwischen Böden und Flüssen gibt es einen ständigen Stoffaustausch. Böden unterliegen einer Stoffzufuhr durch Oberflächengewässer in Überflutungsbereichen und geben Stof- fe an die Oberflächengewässer in deren Einzugsgebieten ab. Flüsse, in deren Einzugsgebiet Bergbau betrieben wurde oder noch heute wird, können ebenfalls stark belastet sein. Das gleiche gilt für Flüsse in Ballungsgebieten. Fehlende Klär- anlagen und unkontrollierte Industrieeinleitungen sind hier die Hauptquellen von Schwermetallen. Beispiele schwermetallbelasteter Flüsse in Deutschland sind: Neckar, Rhein und Ruhr. Zur geologischen Grundbelastung und den Einträgen, denen auch Böden in anderen Lagen ausgesetzt sind, kommt es in Auenböden zu einer zusätzlichen Belastung durch Ausuferungen des angrenzenden Flusses (SCHIMMING 1992).

Durch anthropogene Einflüsse kann es aus beschriebenen Gründen zu erhebli- chen Schwermetallbelastungen von Böden kommen. Auenböden entlang belaste- ter Flüsse sind besonders betroffen. Im Gegensatz zu organischen Schadstoffen ist ein Abbau zu ungiftigen Metaboliten nicht möglich, da die Toxizität der Metalle in starkem Maße elementspezifisch ist. Schwermetalle werden bei anhaltendem Eintrag ständig weiter angereichert und in Böden extrem lange festgelegt, so dass früher oder später ökotoxikologisch relevante Schwellenwerte überschritten wer- den können. (SCHIMMING 1992)

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 16

2.2 Eigenschaften und Verhalten

Für Bewertung der Schwermetallgehalte in Böden hinsichtlich ihrer möglichen To- xizität für Pflanzen, Tiere und Menschen ist es notwendig, die chemischen Eigen- schaften der Metalle und ihr Verhalten im Boden zu berücksichtigen.

In Böden treten Metalle in vielfältigen chemischen Verbindungen auf. Ökologisch relevant sind die gelösten Bindungsformen (mobile Fraktion) und diejenigen Bin- dungsformen, die in die Bodenlösung überführbar (mobilisierbar) sind (SCHEF- FER und SCHACHTSCHABEL 1998). Die immobile Fraktion, die bei manchen Schwermetallen wie z.B. Nickel und Chrom hohe Anteile am Gesamtgehalt im Bo- den aufweisen kann, umfasst die nicht oder kaum an den Stoffkreisläufen in der Ökosphäre beteiligen Stofffraktionen. Die mobile Fraktion der Schwermetalle ist für Pflanzen und andere Organismen potentiell verfügbar und mit dem Sickerwas- ser verlagerbar. Diese Fraktion der Metalle kann daher sowohl in die Nahrungsket- te als auch ins Trinkwasser gelangen. Die mobilisierbare Fraktion stellt die reakti- ve Reservefraktion dar, aus der Metalle durch verschiedene Mobilisierungsvor- gänge in die mobile Fraktion nachgeliefert werden können. (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998)

2.2.1 Bindungsformen

Es gibt eine Vielzahl von Bindungsformen. In welcher Bindungsform ein Schwer- metall im Boden vorliegt, ist von seinen elementspezifischen chemischen Eigen- schaften und den physikalischen und chemischen Eigenschaften des Stoffbe- standes des Bodens abhängig. Das chemische Verhalten der einzelnen Elemente variiert in charakteristischer Weise mit der Stellung im Periodensystem. Die che- misch-physikalischen Eigenschaften der Elemente werden von der Anordnung der Elektronen auf den Schalen ihrer Atome bestimmt. (SCHIMMING 1992) Im Boden können Schwermetalle gasförmig (z.B. Quecksilberverbindungen), ge- löst im Bodenwasser oder an Feststoffe gebunden vorliegen, wobei die gasförmi- gen Bindungsformen eine untergeordnete Rolle spielen. In der Feststoffphase können sie im Kristallgitter von primären Silikaten und sekundären Mineralen ge- bunden sein. In primären Silikaten ersetzen Schwermetalle bevorzugt als isomor- pher Ersatz vergleichbar große Ionen im Kristallgitter. Von großer Bedeutung sind die an verschiedene Bodenbestandteile adsorbierten Schwermetallanteile. Partiku- lär gebundene Metallverbindungen, wie dispers gelöste Kolloide oder suspendierte

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 17

Huminstoffe bzw. Tonminerale gehören zur Übergangsgruppe im Grenzbereich zwischen Feststoffen und Lösung. Zu den gelösten Bindungsformen zählen hydra- tisierte Ionen, anorganische Ionenpaare, Hydroxoverbindungen sowie gelöste or- ganische und anorganische Komplexverbindungen (SCHIMMING 1992; CALMA- NO 1989). Auf unbelasteten Böden ist die Löslichkeit von Schwermetallen in der Regel gering, so dass die Verlagerung durch pedogene Prozesse innerhalb des Profils sowie Aufnahme und Entzug durch Pflanzen relativ unbedeutend sind (KÖSTER und MERKEL 1985).

2.2.2 Mobilisierung und Demobilisierung

Böden sind dynamische Systeme, deren vielfältige Eigenschaften ständigen Ver- änderungen unterliegen. In Abhängigkeit von den Bedingungen im Boden, Menge und elementspezifischen Eigenschaften bestimmen Adsorptions- und Desorpti- onsprozesse bzw. Lösungs- und Fällungsprozesse die Verteilung des Metalls zwi- schen Feststoffphase und gelösten Anteilen. In der Regel finden diese Prozesse an der Oberfläche von Bodenpartikeln statt. Für die Adsorption von Schwermetal- len im Boden sind in erster Linie Tonminerale, Huminstoffe sowie Metalloxide ver- antwortlich, wobei die Bindungsstärke variieren kann (SCHIMMING 1992). Die Bindungskapazität der Tonminerale für Schwermetalle ist geringer als die der pe- dogenen Oxide und der organischen Substanz. Bei hohem Tongehalt im Boden kann jedoch der quantitative Anteil der an Tonminerale gebundenen Metalle sehr hoch sein (KUNTZE et al. 1984 nach PLUQUET 2002). Das Verhältnis von adsor- bierter und gelöster Metallmenge lässt sich durch Adsorptionsisothermen be- schreiben.

Die Prozesse, welche Löslichkeit und Mobilität von Metallen durch deren Freiset- zung aus der Feststoffphase erhöhen, verstärken im Allgemeinen auch die biolo- gische Verfügbarkeit und Toxizität. Auf der anderen Seite können mobile Schwer- metalle im Boden unter bestimmten Voraussetzungen gebunden werden, so dass die Bioverfügbarkeit sinkt (CALMANO 1989).

Ob Schwermetallverbindungen vorwiegend Lösungs- und Fällungsreaktionen oder Adsorptions- und Desorptionsprozessen unterliegen, hängt von der Metallmenge sowie Art und Kapazität spezifischer Bindungspositionen an den Oberflächen der Bodenpartikel ab. Unter aeroben Bedingungen in Landböden wird das Verhalten

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 18

von Schwermetallen maßgeblich durch spezifische und unspezifische Adsorpti- ons- und Desorptionsprozesse bestimmt (SCHIMMING 1992).

Bei der unspezifischen Adsorption werden gelöste Metallionen und Komplexe durch elektrostatische Kräfte an der Oberfläche von Bodenteilchen gebunden. Dieser Prozess ist reversibel, d.h. an Sorbenten gebundene Ionen können wieder in Lösung gehen. Diese Art der Bindung erfordert eine der Ladung des Ions oder Komplexes entgegengesetzte Oberflächenladung. Gleichzeitig wird eine äquiva- lente Menge von Ionen von den Bodenteilchen desorbiert und tritt in die Bodenlö- sung über. Es handelt sich also um einen Austausch von Ionen. In erster Linie ist der Kationenaustausch für die Adsorption von Bedeutung, weil die meisten Schwermetalle (eine Ausnahme ist das Halbmetall Arsen) in der Bodenlösung vorwiegend als Kationen vorliegen. Die Kationenaustauschkapazität (KAK) gibt Auskunft darüber, wie viel Kationen ein Boden binden kann (KAK = Summe der austauschbaren Kationen in cmol/kg Boden). Maßgeblich an der KAK beteiligt sind die Tonminerale, die sowohl eine permanente Ladung durch isomorphen Ersatz oder eine pH-abhängige variable Ladung aufweisen können, Huminstoffe und O- xide (ALLOWAY 1999; SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998).

Bei der spezifischen Adsorption ist die Bindungsstärke durch Ausbildung von teil- weise kovalenten Bindungen im Vergleich zur unspezifischen Adsorption wesent- lich stärker. Bei der spezifischen Adsorption ziehen Sesquioxide (Eisen-, Alumini- um- und Manganoxide) mit hydroxylierten Oberflächen nach Deprotonierung der OH-Gruppen bevorzugt Hydroxokomplexe der Metalle an. Metalle, die stark zur Bildung von Hydroxokomplexen (Me 2+ + H 2 O ↔ Me(OH) + + H + ) neigen, werden auch stark spezifisch adsorbiert. Die Neigung von Metallen, Hydroxokomplexe zu bilden, nimmt in der Reihe Cd < Ni < Zn << Cu ≤ Pb zu. Im Boden steigt daher diese Bindungsform bei Zunahme des Eisen- und Manganoxidgehalts, meist aber generell mit dem Tongehalt an, weil Sesquioxide Tonmineraloberflächen bede- cken. Außerdem können Schwermetalle langsam in Kristallgitter von Oxiden und Tonmineralen eindiffundieren. (DVWK 1988) Die Adsorption durch organische Substanz erfolgt durch Bildung metallorganischer Komplexe. Von Bedeutung sind hier die Chelatkomplexe, die eine hohe Stabilität aufweisen. Die Stabilität der metallorganischen Bindungen nimmt in der Reihen- folge Zn < Cd < Ni << Pb << Cu zu. Eine hohe Bindungskapazität besitzen die Huminsäuren (DVWK 1988; SCHIMMING 1992). Es kann jedoch auch zu einer

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 19

Mobilisierung durch gelöste organische Substanz kommen. Vor allem niedermole- kulare organische Komplexbildner (z.B. Fulvosäuren) können Schwermetalle in der Bodenlösung binden und somit die Adsorption oder Ausfällung der beteiligten Schwermetalle verhindern (ALLOWAY 1999).

Zur Ausfällung fester Phasen aus der Bodenlösung kann es bei gleichzeitiger An- wesenheit bestimmter Ionen in der Bodenlösung kommen, wenn das Löslichkeits- produkt schwerlöslicher Verbindungen überschritten wurde (ALLOWAY 1999). Durch eine Änderung chemischer Bedingungen wie pH-Wert oder Redoxbedin- gungen ist ebenfalls eine Ausfällung möglich (CALMANO 1989).

2.2.3 Mobilitätssteuernde Einflussfaktoren

Alle chemischen Prozesse im Boden, welche die Mobilität von Schwermetallen verändern, werden direkt oder indirekt vom pH-Wert beeinflusst. Der pH-Wert ist somit die wichtigste Einflussgröße auf die Mobilität von Schwermetallen. Der pH- Wert im Boden bezieht sich auf die Konzentration der H + -Ionen in der Porenlö- sung. Die H + -Ionen befinden sich im dynamischen Gleichgewicht mit den Metallka- tionen, die an den negativ geladenen Oberflächen der Bodenpartikel gebunden sind. Allerdings können die Protonen andere Kationen von den Sorbenten ver- drängen, so dass diese wieder in Lösung gehen. Bei neutraler Bodenreaktion ist die Löslichkeit von Schwermetallen in der Regel gering. Bei abnehmendem pH- Wert und somit zunehmender Konzentration von H + -Ionen nimmt die Löslichkeit und Bioverfügbarkeit der Schwermetalle zu. (ALLOWAY 1999; SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998) Es gibt jedoch graduelle Unterschiede zwischen den einzelnen Elementen. In Tab. 2 sind Grenz-pH-Werte für eine beginnende Mobilisierung verschiedener Schwer-

metalle aufgeführt.

Tabelle 2: Grenz-pH-Werte für eine beginnende Mobilisierung von Schwermetallen (nach SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998)

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 20

Die Unterschiede ergeben sich aus den chemisch-physikalischen Eigenschaften der einzelnen Elemente. Bei gleicher Lösungskonzentration sind die an den Fest- stoffen adsorbierten Mengen an Blei wesentlich größer als die von Cadmium. Insgesamt sinkt die Löslichkeit bei gleichen adsorbierten Gehalten in der Reihe: Cd > Zn > Ni > Cu > As = Cr > Pb. Daraus folgt, dass Cadmium gefolgt von Zink schon bei schwach bis mäßig sauren Böden verstärkt in Lösung geht, was bei er- höhten Gesamtgehalten im Boden problematisch sein kann. Dagegen bleiben Blei, Chrom und Arsen auch in stark sauren Böden noch relativ immobil. (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998) Einen weiteren Einfluss übt der pH-Wert auf die Kationenaustauschkapazität aus. Neben der permanenten Ladung bestimmt die variable Ladung der funktionellen Gruppen der Sorbenten die Austauschkapazität. Mit steigendem pH-Wert werden die Protonen der funktionellen Gruppen zunehmend dissoziiert. So sind bei höhe- ren pH-Werten im Boden mehr Bindungspositionen für kationisch gebundene Schwermetalle frei als bei niedrigem pH. Also steigt auch die KAK bei zunehmen- den pH-Wert und Schwermetalle können vermehrt adsorbiert werden. (BLUME 1992; SCHIMMING 1992) Im Allgemeinen sind Oxide bei pH < 7 wenig an der KAK von Böden beteiligt, ent- wickeln aber dafür eine Anionenaustauschkapazität in sauren Böden. Dafür trägt das organische Material wegen seiner hohen Adsorptionsfähigkeit bei pH-Werten über 5 wesentlich zur KAK bei (ALLOWAY 1999). Doch selbst bei pH-Werten um 3 können noch beträchtliche Anteile an Blei und Kupfer von organischem Material

gebunden werden. Offensichtlich besitzen organische Substanzen eine weitaus höhere Bindungskapazität für Schwermetalle als mineralische Bodenbestandteile (HERMS und BRÜMMER 1983 nach CALMANO 1989).

Mit zunehmendem pH-Wert steigt der Anteil der als Hydroxokomplexe gebunde- nen Schwermetalle und somit auch die spezifische Adsorption. Je niedriger der pH-Wert, desto höher sind in der Regel auch die unspezifisch gebunden Metallan- teile. Mit zunehmendem Anteil unspezifisch gebundener Schwermetalle steigt auch deren Pflanzenverfügbarkeit (SCHIMMING 1992; BRÜCK 1995).

Der pH-Wert hat auch einen Einfluss auf die Bindungsformen zwischen Schwer- metallen und organischer Substanz. Bei pH > 7 können Metalle in Form von gelös- ten organischen Komplexen mobilisiert werden. Dieser Prozess erfolgt umso aus- geprägter, je höher die Stabilität der metallorganischen Bindungsformen ist. Daher

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 21

gehen Kupfer und Blei bei alkalischer Bodenreaktion eher lösliche Komplexe ein als Zink und Cadmium. Bei pH-Werten unter 7 kommt es analog zur Höhe der KAK zu einer Festlegung von Schwermetallen durch organische Substanz. Je sau- rer die Bodenlösung, desto geringer ist die KAK und somit auch die Bindung an organische Substanz. Somit spielt die Mobilisierung von Schwermetallen durch organische Substanz bei den meisten Böden kaum eine Rolle, weil die pH-Werte selten im alkalischen Bereich liegen. (SCHIMMING 1992) Kommt es zu einer Senkung des pH-Werts im Boden, sind die Freisetzungseffekte umso höher, je höher die Metallgehalte sind (CALMANO 1989). Dieser Effekt kann sich durch eine geringe Pufferkapazität des Bodens noch verstärken.

Neben dem pH-Wert üben auch die Redoxverhältnisse im Boden einen Einfluss auf die Mobilität von Schwermetallen aus. Ein sauerstoffreicher Boden besitzt ein hohes Redoxpotential von über 500 mV, ein sauerstoffarmer bis –freier Boden ein niedriges bis negatives Potential. Unter reduzierenden Bedingungen können Schwermetalle in sulfidhaltigen Böden in schwerlösliche Sulfide überführt werden. Wenn infolge reduzierender Bedingungen wasserhaltige Eisen-, Mangan- und A- luminiumoxide in Lösung gehen, können Schwermetalle, die an diese Oxide ge- bunden sind, ebenfalls in die Bodenlösung freigesetzt werden. (DVWK 1988; AL- LOWAY 1999) Neben den chemisch-physikalischen Bedingungen im Boden spielt auch die Her- kunft der Schwermetalle bezüglich ihres Mobilisierungsverhaltens eine Rolle. Schwermetalle anthropogener Herkunft sind gegenüber geogenen Metallanteilen, die häufig sehr fest in die Mineralsubstanz des Bodens eingebunden sind, deutlich mobiler und stellen somit eine potentielle Gefahr für Pflanzen und Grundwasser dar (KUNTZE et al. 1991 nach PLUQUET 2002).

Unter Berücksichtung der beschriebenen Bindungsmechanismen im Boden lässt sich zusammenfassend folgendes festhalten: Schwermetalle können umso mehr im Boden gebunden werden, je höher der Gehalt an Ton, organischer Substanz und Oxiden ist. Die Immobilisierung von Schwermetallen nimmt mit steigenden pH-Werten (gilt für pH< 7) im Boden zu. Einen weiteren Einfluss auf Mobilität und Verfügbarkeit haben Herkunft und das spezifische Löslichkeitsverhalten der Metal- le (PLUQUET 2002).

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 22

2.2.4 Spezifische Eigenschaften der einzelnen Schwermetalle

Arsen (As)

Arsen wird aufgrund seiner Eigenschaften als Halbmetall bezeichnet. Die Aufnah- me durch Pflanzen ist als eher gering einzuschätzen. Organische As- Verbindungen sind meist weniger toxisch als anorganische As-Verbindungen. Zu einer erhöhten Löslichkeit kann es unter reduzierenden Bedingungen kommen. Durch Mikrobenaktivität ist die Bildung flüchtiger Arsenverbindungen möglich.

Blei (Pb)

Blei ist im Boden sehr immobil. Es wird erst bei sehr niedrigen pH-Werten (< 4-4,5) mobilisiert. Der Einfluss des Boden-pH-Werts auf die Pb-Aufnahme durch Pflan- zen ist in der Regel nicht sehr groß. Die Bindung von Blei im Boden erfolgt in ers- ter Linie durch spezifische Adsorption. Metallorganische Komplexe mit Blei weisen eine hohe Stabilität auf.

Cadmium (Cd)

Cadmium ist schon in geringen Konzentrationen sehr toxisch für Mensch und Tier. Unter aeroben Bedingungen wird das Verhalten durch spezifische und unspezifi- sche Adsorption bestimmt. Cadmium kann im Gegensatz zu Blei im Bodenprofil nach unten wandern. Die Aufnahme von Cadmium durch Pflanzen ist stark vom pH-Wert abhängig. Die Löslichkeit nimmt schon im schwach sauren Bodenmilieu stark zu.

Kupfer (Cu)

Kupfer ist in der Regel spezifisch adsorbiert und daher im Boden sehr wenig mo- bil. Unter normalen Umständen ist es für Menschen ungiftig. Da Cu ein essentiel- les Element für Pflanzen und für Tiere ist, kann auch ein Mangel auftreten. Schafe sind besonderes empfindlich gegenüber Cu in Weidegräsern, so dass auf Schaf- weideflächen auf hohe Kupfergehalte zu achten ist. Bei pH-Werten < 6 wird Cu bevorzugt an organische Substanz gebunden.

Zink (Zn)

Der Gehalt an austauschbaren Zink im Boden ist bei pH-Werten > 6 in der Regel sehr gering. Auf belasteten Böden wird Zn stark an Oxide, auf unbelasteten Böden

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 23

vermehrt an organische Substanz gebunden. Bei pH-Werten > 7 kommt es zu ei- ner vermehrten Bindung an Mangan- und Eisenoxide. Da Zink wie Kupfer ein es- sentielles Element ist, kann auch ein Mangel auftreten. Hohe Phosphor-Gehalte können Verfügbarkeit und Aufnahme durch Pflanzen herabsetzen (Antagonismus).

Nickel (Ni)

Nickel wird bei manchen Tieren als essentielles Element angesehen. Die Mobilität ist in erster Linie vom pH-Wert abhängig. Ni-Gehalte in Pflanzen spiegeln die Kon- zentration im Boden wider, d.h. je höher die Gesamtmengen im Boden, desto mehr Nickel geht in Lösung und wird anschließend von den Pflanzen aufgenom- men.

Chrom (Cr)

Chrom ist für Pflanzen wahrscheinlich entbehrlich, für Mensch und Tier dagegen essentiell. Die Gehalte an wasserlöslichen und austauschbaren Cr sind in der Regel sehr niedrig. Sie steigen erst im stark sauren Bereich. Chrom ist schwach löslich und deshalb für Pflanzen kaum verfügbar.

(ALLOWAY 1999; SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998)

2.3 Schwermetalle in Auenböden

Auenböden entstehen aus Sedimenten der Fluss- und Bachauen. Sie werden pe- riodisch überflutet, sofern Deiche dieses nicht verhindern, wobei feste und gelöste Stoffe zugeführt und teilweise auch abgeführt werden. Die Bodenentwicklung wird also durch Sedimentation und/oder Erosion unterbrochen. Demzufolge liegt ein geschichtetes Ausgangsgestein vor (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998).

Durch Überflutungsereignisse frisch in den Auen abgelagerte Sedimente können nicht als Boden angesprochen werden, da sie noch nicht an den verschiedenen bodenbildenden Prozessen beteiligt waren. Nach der Ablagerung und Erstentwäs- serung folgt zu einem gewissen Grad die Mineralisation der organischen Substanz des Sediments. Dann folgen weitere pedogene Prozesse wie Oxidation, Gefüge- bildung, Redoximorphose. Durch Bioturbation erfolgt eine Durchmischung des Se- diments mit dem ehemaligen Oberboden (SCHWARTZ 1999).

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 24

Ist ein Fluss mit Schwermetallen belastet, erhalten die von regelmäßigen Über- schwemmungen betroffenen Auenböden über das Flusswasser sowohl gelöste als auch mit der Sedimentation von Schwebstoffen verbundene Schwermetalleinträ- ge. Das Ausmaß der Schwermetallzufuhr in Auenböden hängt von der Belastung des Flusses selbst ab. Eine weitere Rolle spielen Überschwemmungshäufigkeit, Lage und Oberflächenbeschaffenheit der betroffenen Flächen. Eine Schwerme- tallanreicherung findet jedoch nur statt, wenn die abgesetzten Flusssedimente stärker belastet sind als die Auenböden (WILCKE und DÖHLER 1995).

Um das Gefährdungspotential des Schwermetalleintrags durch abgelagerte Sedi- mente bewerten zu können, muss auch das Verhalten von Schwermetallen in Flüssen berücksichtigt werden. Eine wichtige Rolle spielen die Transportmecha- nismen.

Natürliche Wassersysteme bestehen wie Böden aus einer Lösungsphase und ei- ner Feststoffphase. Die Feststoffphase lässt sich zusätzlich aufteilen in das Schwebgut und in die Flussbettfracht, die rollend, springend oder gleitend trans- portiert wird. Die Flussbettfracht umfasst im Wesentlichen die Sand- und Kiesfrak- tion. Das Schwebgut besteht fast ausschließlich aus Partikeln der Ton- und Schlufffraktion und aus organischen Bestandteilen. Bezüglich der Mengenverhält- nisse macht die Flussbettfracht – auch bei relativ rasch fließenden Gewässern – meist nur wenige Prozent des gesamten Feststofftransports aus. Es besteht eine Abhängigkeit zwischen Fließgeschwindigkeit bzw. Abflussmenge und Schweb- stoffmenge. Bei einem Anstieg der Fließgeschwindigkeit kommt es zu einer expo- tentiellen Zunahme der transportierten Schwebmenge. Abnehmende Fließge- schwindigkeiten führen zur Sedimentation von Schwebstoffen auf dem Flussbett. Zunächst werden die grobkörnigeren Schwebstoffpartikel abgelagert. Kommt es durch Überflutung flussnaher Flächen zu einer Sedimentablagerung, lässt sich häufig eine Sortierung nach Korngröße feststellen. Je langsamer die Fließge- schwindigkeit, meist bei zunehmender Entfernung zum ursprünglichen Flussbett, desto feinkörniger wird das abgelagerte Material. (FÖRSTNER und MÜLLER 1974) Die Bindungsmechanismen und -formen von Schwermetallen an Feststoffe in Ge- wässern unterscheiden sich nicht wesentlich von denen in Böden. Metalle können an mineralische oder organische Substanz gebunden sein oder in gelöster Form vorliegen (CALMANO 1989).

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 25

Vorwiegend akkumulieren Metalle an Feststoffpartikeln, d.h. an Schwebstoffen und Flusssedimenten. Der gelöste Anteil ist im Vergleich dazu in der Regel sehr gering (STEFFEN und RISCHBIETER 1998). An Schwebstoffe gebundene Schwermetallmengen, die an ein und derselben Station in kurzen zeitlichen Ab- ständen gemessen werden, sind großen Schwankungen unterworfen. Dem ge- genüber sind die im Flussbett abgelagerten Sedimente ein geeigneter Gradmes- ser für die Belastung eines Gewässers mit Schwermetallen. Die Flusssedimente spiegeln als sogenanntes „Langzeitgedächtnis“ die Entwicklungsgeschichte eines Gewässers einschließlich seiner Verschmutzung wider (FÖRSTNER und MÜLLER 1974; STEFFEN und RISCHBIETER 1998).

Schwermetalle lagern sich in Gewässern wie im Boden sehr viel stärker an fein- körnige als an die groben Feststoffe an. Bei Untersuchungen von Flusssedimen- ten wird aus diesem Grund häufig eine Korngrößenkorrektur vorgenommen, d.h. es wird nur die Fraktion < 60 µm (oder < 20 µm) bezüglich ihrer Schwermetallge- halte untersucht. Die Fraktion > 60 µm wird dabei als Belastungsträger vernach- lässigt. Dieses analytische Vorgehen ermöglicht einen besseren Vergleich von Schwermetallbelastungen in verschiedenen Gewässern. Auch der Transport von Metallen in Gewässern erfolgt hauptsächlich über die Ton- und Schlufffraktion und nur geringfügig über die Sandfraktion (HELLMANN 1992).

Bei Hochwasser werden Schwebstoffe verschiedener Herkunft transportiert. Zum einen kommt es zum Eintrag von erodiertem Material. Die Erosionsschwebstoffe stammen aus überfluteten Niederungen oder abgespülten Äckern. Infolge stärke- rer Transportkraft bei Hochwasser werden ältere Flussbett- und Talbodensedi- mente resuspendiert. Es werden sowohl Partikel höherer Korndurchmesser als auch eine wesentlich größere Gesamtfracht transportiert. Bei anlaufendem Hoch- wasser, allgemein ausgelöst durch heftige Niederschläge, kommt es zu einem „Räumeffekt“ (HELLMANN 1993). Bei Trockenwetter in Abwassersammlern liegen gebliebene schlammige Sedimente und Straßenstaub werden nun abtransportiert. Die Hauptmenge (90-95%) aller Schwebstoffe wird in den Ästuarien und den Wat- tengebieten abgelagert. Die restlichen 5-10% verbleiben im Binnenland und kön- nen als Hochflutsedimente in den Auen abgesetzt werden (HELLMANN 1993). Bei Überflutung von Auenbereichen nimmt die Fließgeschwindigkeit mit zuneh- mender Entfernung vom Fluss ab. In den uferfernen Bereichen werden deshalb nur noch feine und feinste Schwebstoffpartikel transportiert. Da aber gerade diese

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 26

Partikel eine hohe Bindungskapazität für Metalle haben, kann es dazu führen, dass uferferne Bereiche stärker mit Schwermetallen belastet werden als ufernahe Zonen.

Für den Fall, dass in den Hochflutsedimenten reduzierende Bedingungen herr- schen, können gebundene Schwermetalle durch den Sedimentationsprozess mo- bilisiert werden. Eine Oxidation mit Luftsauerstoff führt zu einer Veränderung der partikulären Metallbindungen und – bei schwach gepufferten Sedimenten – zu ei- ner nachhaltigen Absenkung des pH-Werts, die wiederum zu einer erhöhten Mobi- lität der meisten Schwermetalle zur Folge hat (CALMANO, HONG und FÖR- STNER 1992).

2.4 Bodenschutz

Im Jahr 1999 sind das Bundes-Bodenschutzgesetz (BBodSchG) und die Bundes- Bodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV) in Kraft getreten. Damit wird der Boden als elementarer Bestandteil des Ökosystems und drittes wichtiges Um- weltmedium neben Wasser und Luft geschützt. Zweck des BBodSchG ist die nachhaltige Sicherung bzw. Wiederherstellung der Funktionen des Bodens durch Abwehr schädlicher Bodeneinwirkungen, Vorsorge gegen nachteilige Einwirkun- gen sowie Sanierung von Altlasten. Die Bundesbodenschutz- und Altlastenverord- nung konkretisiert die Anforderungen an den Bodenschutz und die Altlastensanie- rung und regelt den bundeseinheitlichen Vollzug des Gesetzes. Das Gesetz bein- haltet Grenzwerte für Gehalte an Schwermetallen und organischen Schadstoffen in Böden, wobei in Maßnahmen-, Prüf- und Vorsorgewerte unterschieden wird. Bei den Vorsorgewerten handelt es sich um Werte, die zunächst keine direkten Maß- nahmen nach sich ziehen, bei deren Überschreitung jedoch die Besorgnis einer schädlichen Bodenveränderung besteht. Vorsorgewerte berücksichtigen auch die unterschiedliche Empfindlichkeit verschiedener Bodentypen. Bei Überschreitung können Vorschriften zur Verminderung der Stoffeinträge erlassen werden. Prüf- werte sind Werte, bei deren Überschreitung eine genauere Untersuchung des Ge- fährdungspotentials erforderlich ist. Bei Überschreiten der Maßnahmenwerte ist in der Regel von einer schädlichen Bodenveränderung auszugehen, so dass Maß- nahmen erforderlich werden. Prüf- und Maßnahmenwerte berücksichtigen die von der Nutzung abhängigen Wirkungspfade Boden – Mensch, Boden – Pflanze und Boden – Grundwasser. In Tab. 3 sind die Prüfwerte für Schwermetallkonzentratio- nen im Boden aufgeführt, die für den direkten Kontakt Boden – Mensch gelten.

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 27

Tabelle 3: Prüfwerte nach §8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 1 des BBodSchG für den Wirkungspfad Bo-

den – Mensch (direkter Kontakt)

1) In Haus- und Kleingärten, die sowohl als Aufenthaltsbereiche für Kinder als auch für den Anbau

von Nahrungspflanzen genutzt werden, ist für Cadmium der Wert von 2,0 mg/kg TM als Prüfwert

anzuwenden.

Tab. 4 fasst Prüf- und Maßnahmenwerte für den Wirkungspfad Boden- Pflanze

unter Berücksichtigung der jeweiligen Nutzung zusammen. Dabei wird nach den

Aufschlussverfahren im Königswasserextrakt und im Ammoniumnitratextrakt un-

terschieden. Mit Königswasser aufgeschlossene Schwermetallgehalte repräsentie-

ren den Gesamtgehalt. Im Ammoniumnitratextrakt gelöste Mengen spiegeln pflan-

zenverfügbare Gehalte im Boden wider.

Tabelle 4: Prüf- und Maßnahmenwerte nach §8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 1 und 2 des BBodSchG für

den Schadstoffübergang Boden- Nutzpflanze in Hinblick auf die Pflanzenqualität

(in mg/kg Feinboden)

1) Bei Böden mit zeitweise reduzierenden Verhältnissen gilt ein Prüfwert von 50 mg/kg Trocken-

masse

2) Auf Flächen mit Brotweizenanbau oder Anbau stark Cadmium-anreichernder Gemüsearten gilt

als

Maßnahmenwert 0,04 mg/kg Trockenmasse; ansonsten gilt als Maßnahmenwert 0,1 mg/kg Tro-

ckenmasse

3) Bei Grünlandnutzung durch Schafe gilt als Maßnahmenwert 200 mg/kg Trockenmasse

Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden 28

Für ackerbaulich genutzte Böden sind die Prüfwerte für den Wirkungspfad

Boden – Pflanze in Tab. 5 aufgeführt.

Tabelle 5: Prüfwerte nach § 8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 1 des BBodSchG für den Schadstoffüber-

gang Boden-Pflanze auf Ackerbauflächen im Hinblick auf Wachstumsbeeinträch-

tigungen bei Kulturpflanzen (in mg/kg TM Feinboden, im Ammoniumnitrat-

Extrakt)

Tab. 6 zeigt die Vorsorgewerte für Metallgehalte im Boden auf. Dabei wird auch

nach Bodenart unterschieden, die bei den Prüf- und Maßnahmenwerten keine Be-

rücksichtigung finden. Erhöhte Hintergrundgehalte im Boden, welche die Vorsor-

gewerte überschreiten, gelten als unbedenklich, soweit die Schadstoffe nicht frei-

gesetzt werden oder zusätzliche Einträge nachteilige Auswirkungen auf den Bo-

den haben können.

Tabelle 6: Vorsorgewerte für Metalle (in mg/kg Trockenmasse Feinboden, Königswasserauf-

schluss)

Die in Tab. 3-6 aufgeführten Werte sind Grundlage für die nachfolgende Bewer-

tung der Schwermetallgehalte in den Böden der Untersuchungsflächen. Allerdings

sind im BBodSchG nicht für alle zu untersuchenden Schwermetalle Vorsorge-,

Prüf- und Maßnahmewerte festgelegt. Für die betreffenden Elemente wird – wenn

möglich – eine eigene Bewertung bezüglich ihres Gefährdungspotentials ange-

stellt.

Das Flusssystem der Mulde 29

3 Das Flusssystem der Mulde

3.1 Natürliche Bedingungen

3.1.1 Geographie

Das Flusssystem der Mulde besteht aus der Freiberger und der Zwickauer Mulde, die bei Sermuth südöstlich von Leipzig zur Vereinigten Mulde zusammenfließen. Das Einzugsgebiet der Mulde umfasst eine Fläche von ca. 7600 km 2 (MEYER 1997). Im Süden wird das Gebiet vom Erzgebirgskamm, im Norden von der Stadt Dessau, im Westen von Zwickau und im Osten von Freiberg begrenzt. Die Nord- Süd-Ausdehnung beträgt 166 km, die maximale Ost-West-Ausdehnung 95 km (MEYER 1997). Das Flusssystem der Mulde befindet sich zum größten Teil in Sachsen und bildet das Hauptentwässerungssystem des Erzgebirges nach Nor- den. Südöstlich von Bitterfeld fließt die Vereinigte Mulde von Sachsen über die Bundeslandgrenze nach Sachsen-Anhalt, wo sie bei Dessau in die Elbe mündet. Abb. 1 zeigt das Flussgebiet der Mulde.

Abbildung 1: Das Flussgebiet der Mulde

Das Flusssystem der Mulde 30

Naturräumlich wird das Gebiet nach absteigenden Höhenlagen in folgende Land- schaften gegliedert:

• Erzgebirge mit West-, Mittel- und Osterzgebirge,

• Erzgebirgisches Becken,

• Nordsächsisches Hügelland und

• Dahlen – Dübener Heidelandschaft.

Die höchste Erhebung ist der Keilberg mit 1244 m über NN. Der tiefste Punkt mit 56 m über NN liegt an der Mündung der Mulde in die Elbe bei Dessau. Die Quell-

gebiete des Flusssystems befinden sich hauptsächlich in den Kammregionen des Erzgebirges. Die Zwickauer Mulde entspringt in 759 m über NN auf der Hochflä- che bei Schöneck und legt bis zur Vereinigten Mulde eine Fließstrecke von 166 km zurück. Das mittlere Gefälle beträgt 4 Promille. Die Freiberger Mulde ent- springt im oberen Osterzgebirge auf einer Höhe von 826 m über NN. Auf ihrem 124 km langen Lauf bis zur Vereinigten Mulde hat sie ein Gefälle von 5,5 Promille. Nach der Vereinigung dieser beiden Flüsse sinkt das Gefälle bis zur Mündung in die Elbe auf 0,7 Promille (MEYER 1997).

3.1.2 Geologie

Das Erzgebirge, das Quellgebiet der Mulde, ist der Südostteil der sächsischen Pultscholle. Das Gebirge ist vor allem aus kristallinen Schiefern aufgebaut. Die Pultscholle wurde nur im Süden emporgehoben und neigt sich nach Nordwesten bis in den Raum Leipzig. Nach Süden fällt das Erzgebirge steil ab. Der Charakter der heutigen Landschaft wird von den Strukturen des alten Varistischen Gebirges bestimmt (WAGENBRETH und STEINER 1990). Das Gebiet des heutigen Erzge- birges ist während der Varistischen Gebirgsbildung im Paläozoikum vor etwa 400 Mio. Jahren zu Sätteln und Mulden geformt worden. Seit dem Perm vor etwa 280 Mio. Jahren war das Varistische Gebirge der Abtragung ausgesetzt. An der Wen- de vom Oberoligozän zum Miozän im Tertiär rissen südlich des heutigen Erzge- birges SW-NO streichende Spalten auf, an denen der Egertalgraben einsank. Die nördliche Erzgebirgsscholle wurde um mehr als 1000 m gehoben und nach Nord- west schräg gestellt. So erklärt sich die noch heute vorhandene pultförmige Ges- talt des Erzgebirges. Die Hebung des Erzgebirges erfolgte in mehreren Schüben vom mittleren bis zum jüngsten Tertiär, dauerte also über einen Zeitraum von etwa 30 Millionen Jahren an. Zeitweise, besonders in den Anfangsstadien, war der

Das Flusssystem der Mulde 31

Hebungsprozess von basaltischem Vulkanismus begleitet. Davon zeugen noch heute die Basaltkuppen im Erzgebirge. Im Quartär entstand das gegenwärtige Landschaftsbild des Erzgebirges. Nach der letzten Hebungsphase schnitten die nun der Nordabdachung des Erzgebirges folgenden Flüsse ihre Täler ein. So er- scheint das Erzgebirge ähnlich wie andere deutsche Mittelgebirge als eine Hoch- fläche mit tief eingeschnittenen Flusstälern. Im Nordosten wird die Sächsische Pultscholle von der Elbtalzone abgeschnitten. (DILLMANN 2002) In Abb. 2 ist die Entstehung des Erzgebirges graphisch dargestellt.

Abbildung 2: Die Entstehung des Erzgebirges (WAGENBRETH und STEINER 1990)

Das Flusssystem der Mulde 32

Seinen Namen erhielt das Gebirge aufgrund des außerordentlichen Erzreichtums. Die Erzlagerstätten zeichnen sich durch eine große Vielfalt aus. Von großer Be- deutung sind die Lagerstätten, die mit den magmatischen und tektonischen Vor- gängen der varistischen Gebirgsbildung verknüpft sind. Ein Teil der Erzvorkom- men ist direkt an die Granitintrusionen gebunden, an deren Randpartien oder Kon- taktzonen sie auftreten. Für die polymetallischen Ganglagerstätten ist eine Bezie- hung zu den Granitintrusionen nur teilweise gegeben. Im Spätstadium der varisti- schen Gebirgsbildung sind in Verbindung mit bruchtektonischen Vorgängen Blei-, Zink-, Silber- und Uranvererzungen entstanden. Die erzbringenden Lösungen sol- len aus größeren Tiefen der Magmenkammern der Granite aufgestiegen sein. In einer noch späteren Etappe, im Zeitraum jüngere Trias bis Tertiär, ist es u.a. zu Wismut-Kobalt-Nickel-Silber-Mineralisationen gekommen. Dabei wurden ältere Vererzungen teilweise umlagert. Bei den polymetallischen Vererzungen handelt es sich um die bekannten Gang-Lagerstätten des Erzgebirges. Mehr als tausend die- ser Gänge durchziehen die Gneise des östlichen Erzgebirges bei Freiberg. Weite- re Reviere befinden sich im Westerzgebirge z.B. bei Johanngeorgenstadt. (KAT- ZUNG und HENNINGSEN 1998; WAGENBRETH und STEINER 1990) Nordwestlich des Erzgebirges – von Zwickau bis Chemnitz – erstreckt sich das Erzgebirgische Becken. Es ist eine mit Abtragungsschutt des Varistischen Gebir- ges gefüllte Muldenzone. Der Verwitterungsschutt in Form grauer Sedimente stammt aus der Zeit des Oberkarbon während rote Konglomerate, Sandsteine und Schiefertone ihren Ursprung in der Periode des Rotliegenden haben. Die Land- schaft des Erzgebirgischen Beckens liegt verhältnismäßig tief und hat einen flachwelligen Charakter (WAGENBRETH und STEINER 1990).

Nördlich des Erzgebirger Beckens von Glauchau über Waldheim-Mittweida bis Roßwein folgt das Granulitgebirge, das wie das Erzgebirge ein Komplex kristalli- ner Schiefer ist. Das Granulitgebirge breitet sich als schwach wellige Hochebene aus. Größere Täler sind meist eng und steilwandig in die festen widerstandsfähi- gen Metamorphite eingeschnitten (WAGENBRETH und STEINER 1990).

An diese Landschaft schließt sich weiter Richtung Norden der Nordsächsische Vulkanitkomplex an. In diesem Hügelland streichen zwischen quartiären und terti- ären Ablagerungen mächtige vulkanische Gesteine des Rotliegenden aus. In der Umgebung von Wurzen bilden Granitporphyre mächtige Intrusivstöcke (KATZUNG und HENNINGSEN 1998). Die Gesteine gehen in ältere Lagen unter den tertiären

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und pleistozänen Lockergesteinen des Leipzig – Bitterfelder Raumes über (WA- GENBRETH und STEINER 1990).

Der westliche Teil des Flussgebiets der Mulde wird von der Leipziger Tieflands- bucht begrenzt. Die Leipziger Tieflandsbucht ist ein weites flaches Senkungsbe- cken, welches im Tertiär mit Sedimenten – vorwiegend Sand, Kies und Ton – auf- gefüllt wurde (WAGENBRETH und STEINER 1990).

Der nördliche Teil des Muldegebiets wurde durch die Saalekaltzeit im Pleistozän geformt. In der Saalekaltzeit drang das Inlandeis zweimal vor. Die durch den ers- ten Vorstoß entstandene Endmoräne, die sich vom Harzrand über Zeitz – Alten- burg – Oschatz bis an den Nordrand des Lausitzer Bergrand zieht, ist heute stark abgetragen. Eine nördlichere Eisrandlage der Saalekaltzeit hat die Endmoränen und die mit Kiefern bewachsenen Sanderflächen der Dübener und der Dahlener Heide geschaffen. Die breite Talaue der Mulde bei Bad Düben bis nach Dessau kann als das zur Dübener Heide gehörende Urstromtal aufgefasst werden. Einen noch heute gut erkennbaren Endmoränenzug bilden die Schwarzen Berge zwi- schen Taucha und Eilenburg, der im Petersberger Stadium der Saaleeiszeit ge- formt wurde. (WAGENBRETH und STEINER 1990)

3.1.3 Böden

Das Gebiet des Muldesystems lässt sich neben der naturräumlichen Gliederung auch in Bodenregionen unterteilen, die wiederum aus mehreren Bodenlandschaf- ten zusammengesetzt sind. Das Erzgebirge – Quellgebiet der Zwickauer und Frei- berger Mulde – ist von Böden der Berg- und Hügelländer mit hohem Anteil an Magmatiten und Metamorphiten geprägt. Die Zwickauer Mulde durchquert weiter südlich das Erzgebirgische Becken, die Freiberger Mulde das Mittelsächsische Lößhügelland bis zum Mulde – Lößhügelland, wo sich beide Flüsse vereinen. Die Vereinigte Mulde bildet die Grenze zwischen Leipziger Lößtiefland und Nordsäch- sischem Lößhügelland. In diesen Bodenregionen befinden sich – wie die Namen schon vermuten lassen – Böden der Löß- und Sandlößlandschaften. Im Norden Sachsens durchquert die Mulde die Düben – Dahlener Heide, die von Böden der Altmoränenlandschaften geprägt ist. (LFUG 1996) Detaillierte Informationen zu den Böden einer bestimmten Region liefern die Leit- bodengesellschaften, die Auskunft über die flächenmäßig vorherrschenden Bo- denformen zusammen mit den regelhaft vergesellschafteten Begleitbodenformen

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geben (AG BODEN 1994). Das Westerzgebirge – Quellgebiet der Zwickauer Mul- de – wird von zwei Leitbodengesellschaften geprägt: Podsol-Braunerde aus Hang- lehm über basenarmem metamorphem Festgestein und Braunerde-Podsol über basenarmem magmatischem oder metamorphem Festgestein. Entlang der Frei- berger Mulde im Osterzgebirge dominiert Braunerde aus Hanglehm über mäßig basenreichem metamorphem oder magmatischem Festgestein. In den Flusstälern der Mulde nördlich des Erzgebirges sind quartiäre Auenböden und Gleye aus flu- viatilen Sedimenten in Form von Vega, Gley oder Auengley aus Fluviton, -lehm, -schluff oder -sand über Fluvigeröll entstanden.

Als Auenböden – auch Schwemmlandböden bzw. alluviale Böden – werden Bö- den holozäner Talebenen der Flüsse bezeichnet (SCHEFFER und SCHACHT- SCHABEL 1998). Charakteristische Prozesse, die zur Bildung von Auenböden führen und daraus folgende typische Merkmale sind:

• periodische Überflutungen,

• sauerstoffreich und daher Vorherrschen von Oxidationsprozessen,

• geschichtetes Ausgangsgestein,

• Stoffeintrag und Stoffverlagerung während der Überflutungsphasen,

• häufig sehr nährstoffreich mit hoher biologischer Aktivität (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998).

Im Erzgebirgsvorland sind vor allem Pseudogleye aus Löß zu finden. Neben den Auenböden in den Flusstälern nehmen Pseudogleye bevorzugt die Ebenen ein (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998). Weiter nördlich entlang des Fluss- tals der Vereinigten Mulde treten Parabraunerden aus Sandlöß auf, die in der Re- gel als gute Ackerstandorte genutzt werden (LFUG 1996).

3.1.4 Klima und Hydrologie

Klima

Das Flussgebiet der Mulde liegt in der gemäßigten Klimazone. Es herrscht Über- gangsklima zwischen maritimem Westseitenklima und kühlem Kontinentalklima. Nach Osten nimmt der Einfluss des Kontinentalklimas zu (NEEF nach DIERCKE 1996).

Im Muldegebiet hat das Relief einen großen Einfluss auf die Temperatur- und Nie- derschlagsverteilung. Die NO-SW-Ausrichtung des Erzgebirges führt bei West- bis Nordwestwetterlagen zu Stauerscheinungen an der Nordabdachung des

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Gebirges. Die Stauwetterlagen verstärken die Niederschläge über das höhenab- hängige Maß hinaus. Auf dem Erzgebirgskamm kommt es zu jährlichen Nieder- schlägen zwischen 1000 und 1200 mm. In Richtung Norden nehmen die jährlichen Niederschläge ab. An der Muldemündung in Dessau liegen sie bei 300-500 mm pro Jahr (MEYER 1997). Die Abnahme der Niederschläge von Süden nach Nor- den wird in den Klimadiagrammen (Abb. 3-5) deutlich. Der Jahresniederschlag in Leipzig beträgt nur etwa die Hälfte des Jahresniederschlags auf dem Fichtelberg.

Abbildung 3: Klimadiagramm Fichtelberg (MÜHR 2002)

Abbildung 4: Klimadiagramm Chemnitz (MÜHR 2002 )