Auswirkungen des Sommerhochwassers 2002 auf landwirtschaftlich genutzte Flächen an der Mulde

Untersuchungen zum Zusammenhang zwischen Korngrößenverteilung und Schwermetallbelastung des Hochflutsediments


Diplomarbeit, 2003

174 Seiten, Note: 1,3


Leseprobe

Inhalt

Abbildungsverzeichnis

Tabellenverzeichnis

Abkürzungsverzeichnis

1 Einleitung
1.1 Problemstellung und Ziel der Arbeit
1.2 Flächenauswahl

2 Schwermetalle in Böden unter besonderer Berücksichtigung von Auenböden
2.1 Herkunft und Gehalte von Schwermetallen in Böden
2.2 Eigenschaften und Verhalten
2.2.1 Bindungsformen
2.2.2 Mobilisierung und Demobilisierung
2.2.3 Mobilitätssteuernde Einflussfaktoren
2.2.4 Spezifische Eigenschaften der einzelnen Schwermetalle
2.3 Schwermetalle in Auenböden
2.4 Bodenschutz

3 Das Flusssystem der Mulde
3.1 Natürliche Bedingungen
3.1.1 Geographie
3.1.2 Geologie
3.1.3 Böden
3.1.4 Klima und Hydrologie
3.2 Nutzung
3.3 Belastungssituation der Mulde
3.4 Hochwasser 2002

4 Untersuchungsmethoden
4.1 Bodenkundliche Kartierung
4.2 Probennahme und Probenaufbereitung
4.3 Analyseverfahren
4.4 Auswertungsmethoden

5 Ergebnisse
5.1 Die Untersuchungsstandorte
5.2 Die Untersuchungsfläche 1 in Glaucha
5.2.1 Charakterisierung des Bodens am Standort
5.2.2 Sediment- und Korngrößenverteilung
5.2.3 Stoffgehalte der Sedimente und des Oberbodens
5.3 Die Untersuchungsfläche 2 in Pausitz
5.3.1 Charakterisierung des Bodens am Standort
5.3.2 Sediment- und Korngrößenverteilung
5.3.3 Stoffgehalte der Sedimente und des Oberbodens

6 Auswertung und Diskussion
6.1 Die Untersuchungsfläche 1 in Glaucha
6.1.1 Ökologische Bewertung des Bodens am Standort anhand der Profildaten und der Bohrstockuntersuchungen
6.1.2 Bewertung der Eigenschaften und Nährstoffgehalte des
Sediments und des Oberbodens
6.1.3 Bewertung der Schwermetallgehalte in Sediment und Oberboden
6.2 Untersuchungsfläche 2 Pausitz
6.2.1 Ökologische Bewertung des Bodens am Standort anhand der Profildaten und der Bohrstockuntersuchungen
6.2.2 Bewertung der Eigenschaften und Nährstoffgehalte des
Sediments und des Oberbodens
6.2.3 Bewertung der Schwermetallgehalte in Sediment und Oberboden
6.3 Zusammenhang zwischen Korngrößenverteilung und Schwermetallbelastung
6.3.1 Das Sediment
6.3.2 Der Oberboden
6.4 Einfluss des pH-Werts auf pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte

7 Abschließende Bewertung
7.1 Schlussfolgerungen für Schadstoffuntersuchungen auf Auenböden

8 Zusammenfassung

9 Summary

10 Literatur- und Quellenverzeichnis

Anhang

Abbildungsverzeichnis

Abbildung 1: Das Flussgebiet der Mulde

Abbildung 2: Die Entstehung des Erzgebirges

Abbildung 3: Klimadiagramm Fichtelberg

Abbildung 4: Klimadiagramm Chemnitz

Abbildung 5: Klimadiagramm Leipzig

Abbildung 6: Vereinigte Mulde bei Bad Düben am 15.08.2002

Abbildung 7: Lage der Untersuchungsstandorte

Abbildung 8: Korngrößenverteilung Profil 1

Abbildung 9: aktuelle pH-Werte Profil 1

Abbildung 10: Kationenaustauschkapazität Profil 1

Abbildung 11: Humusgehalte Profil 1

Abbildung 12: Lage der Bohrpunkte und Profilgrube in Glaucha

Abbildung 13: Die Untersuchungsfläche in Glaucha

Abbildung 14: Sedimentation auf der Untersuchungsfläche 1 durch das Hochwasser im August 2002

Abbildung 15: Beprobungsraster Glaucha

Abbildung 16: aktuelle pH-Werte in Glaucha

Abbildung 17: Kationenaustauschkapazität in Glaucha

Abbildung 18: Humusgehalte in Glaucha

Abbildung 19: Gesamtgehalte Arsen in Glaucha

Abbildung 20: Gesamtgehalte Cadmium in Glaucha

Abbildung 21: Gesamtgehalte Chrom in Glaucha

Abbildung 22: Gesamtgehalte Kupfer in Glaucha

Abbildung 23: Gesamtgehalte Nickel in Glaucha

Abbildung 24: Gesamtgehalte Blei in Glaucha

Abbildung 25: Gesamtgehalte Zink in Glaucha

Abbildung 26: Pflanzenverfügbares Cadmium in Glaucha

Abbildung 27: Pflanzenverfügbares Kupfer in Glaucha

Abbildung 28: Pflanzenverfügbares Nickel in Glaucha

Abbildung 29: Pflanzenverfügbares Blei in Glaucha

Abbildung 30: Pflanzenverfügbares Zink in Glaucha

Abbildung 31: Korngrößenverteilung Profil 2

Abbildung 32: aktuelle pH-Werte Profil 2

Abbildung 33: Kationenaustauschkapazität Profil 2

Abbildung 34: Humusgehalte Profil 2

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

Abbildung 36: Die Untersuchungsfläche 2 in Pausitz

Abbildung 37: Hochwassersediment auf der Untersuchungsfläche Pausitz

Abbildung 38: Sedimentation auf der Untersuchungsfläche 2 durch das Hochwasser im
August 2002

Abbildung 39: Beprobungsraster Pausitz

Abbildung 40: aktuelle pH-Werte in Pausitz

Abbildung 41: Kationenaustauschkapazität in Pausitz

Abbildung 42: Humusgehalte in Pausitz

Abbildung 43: Gesamtgehalte Arsen in Pausitz

Abbildung 44: Gesamtgehalte Cadmium in Pausitz

Abbildung 45: Gesamtgehalte Chrom in Pausitz

Abbildung 46: Gesamtgehalte Kupfer in Pausitz

Abbildung 47: Gesamtgehalte Nickel in Pausitz

Abbildung 48: Gesamtgehalte Blei in Pausitz

Abbildung 49: Gesamtgehalte Zink in Pausitz

Abbildung 50: Pflanzenverfügbares Cadmium in Pausitz

Abbildung 51: Pflanzenverfügbares Kupfer in Pausitz

Abbildung 52: Pflanzenverfügbares Nickel in Pausitz

Abbildung 53: Pflanzenverfügbares Blei in Pausitz

Abbildung 54: Pflanzenverfügbares Zink in Pausitz

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

Abbildung 56: Cadmiumgehalte in Abhängigkeit vom Tongehalt

Tabellenverzeichnis

Tabelle 1: Normale Schwermetallgehalte in Böden

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

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

Tabelle 4: Prüf- und Maßnahmenwerte nach BBodSchG für den Schadstoffübergang Boden- Nutzpflanze in Hinblick auf die Pflanzenqualität

Tabelle 5: Prüfwerte nach BBodSchG für den Schadstoffübergang Boden-Pflanze auf Ackerbauflächen im Hinblick auf Wachstumsbeeinträchtigungen bei Kulturpflanzen

Tabelle 6: Vorsorgewerte für Metalle

Tabelle 7: Kenngrößen der Teilabschnitte der Mulde

Tabelle 8: Hintergrundwerte für Schwermetalle in landwirtschaftlich genutzten Böden in
Sachsen

Tabelle 9: Schwermetallgehalte im Flusssediment in den Teilsystemen der Mulde im
Zeitraum von September 1991 bis September 1993

Tabelle 10: Igeo-Klassen der Schwermetallgehalte in Flusssedimenten (Fraktion <20µm) und Schwebstoffen der Mulde im Herbst 1992

Tabelle 11: Korngrößenverteilung Profil 1

Tabelle 12: Lagerungsdichte und Wassergehalte Profil 1

Tabelle 13: Nährstoffgehalte Profil 1

Tabelle 14: Schwermetallgehalte Profil 1

Tabelle 15: Ergebnisse der Bohrstockuntersuchungen in Glaucha

Tabelle 16: Korngrößenverteilung in Glaucha

Tabelle 17: Nährstoffgehalte in Glaucha

Tabelle 18: Gesamtschwermetallgehalte in Glaucha

Tabelle 19: Pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte in Glaucha

Tabelle 20: Korngrößenverteilung Profil 2

Tabelle 21: Lagerungsdichte und Wassergehalt Profil 2

Tabelle 22: Nährstoffgehalte Profil 2

Tabelle 23: Schwermetallgehalte Profil 2

Tabelle 24: Ergebnisse der Bohrstockuntersuchungen in Pausitz

Tabelle 25: Korngrößenverteilung in Pausitz

Tabelle 26: Nährstoffgehalte in Pausitz

Tabelle 27: Gesamtschwermetallgehalte in Pausitz

Tabelle 28: Pflanzenverfügbare Schwermetallgehalte in Pausitz

Tabelle 29: Gruppierung der Sedimentproben der Untersuchungsfläche Glaucha

Tabelle 30: Gesamtschwermetallgehalte im Sediment in Glaucha und normale Schwermetallgehalte in Böden

Tabelle 31: Gesamtschwermetallgehalte im Oberboden in Glaucha und normale Schwermetallgehalte in Böden

Tabelle 32: Grenzwertüberschreitungen nach BBodSchV auf der Untersuchungsfläche
Glaucha

Tabelle 33: Gesamtschwermetallgehalte im Sediment in Pausitz und normale
Schwermetallgehalte in Böden

Tabelle 34: Gesamtschwermetallgehalte im Oberboden in Pausitz und normale Schwermetallgehalte in Böden

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

Tabelle 36: Spannweite der pflanzenverfügbaren Schwermetallgehalte in Sediment
und Oberboden in Pausitz

Tabelle 37: Grenzwertüberschreitungen nach BBodSchV auf der Untersuchungsfläche
Pausitz in Pausitz (Ackerfläche)

Tabelle 38: Spannweiten der Ton-, Humus- und Schwermetallgehalte im Sediment
der Standorte Glaucha und Pausitz

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

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

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

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

Tabelle 43: Spannweiten der Ton- und Schwermetallgehalte im Oberboden der
Standorte Glaucha und Pausitz

Tabelle 44: Korrelation von Ton- bzw. Humus- und Schwermetallgehalten im
Oberboden des Standorts Glaucha

Tabelle 45: Korrelation von Ton- bzw. Humus- und Schwermetallgehalten im Oberboden
des Standorts Pausitz

Tabelle 46: pH-Werte, Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare
Schwermetallgehalte im Sediment von Glaucha

Tabelle 47: pH-Werte, Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare
Schwermetallgehalte im Oberboden von Glaucha

Tabelle 48: pH-Werte, Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare
Schwermetallgehalte im Sediment von Pausitz

Tabelle 49: pH-Werte, Schwermetallgesamtgehalte und pflanzenverfügbare
Schwermetallgehalte im Oberboden von Pausitz

Abkürzungsverzeichnis

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1 Einleitung

1.1 Problemstellung und Ziel der Arbeit

Das Hochwasser im August 2002 hat in Sachsen verheerende Schäden angerichtet. 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 Schadstoffen 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 Hochwassersedimente an einigen Standorten vor allem entlang der Freiberger Mulde und der Vereinigten Mulde erhöhte Gehalte der Schwermetalle Arsen, Cadmium und Blei auf.

Als Schwermetalle wird eine Gruppe von Elementen mit einer Dichte > 5 g/cm3 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.

Böden sind im ökosystemaren Kreislauf sowohl Senke als auch effektives Puffer- und Filtersystem, welches den Übergang gebundener Metalle in gelöste Bindungsformen kontrolliert (SCHIMMING 1992). Kommt es durch hohe Anteile bioverfügbarer Schwermetallverbindungen zu einem Transfer Boden-Organismus, können bei erhöhter Aufnahme essentieller wie nichtessentieller Schwermetalle Stoffwechselstörungen auftreten. Schadbilder bei Pflanzen ähneln oft denen von Spurenelementmangel, Vergiftungssymptome bei Vieh denen einer Tetanie. Menschen sind weniger durch akute als vielmehr durch schleichende chronische Vergiftungen gefährdet. Beispielsweise führen chronische Cadmiumvergiftungen bei Menschen und Tieren zu Cadmiumanreicherungen in der Niere und zu einem Austausch 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 betroffen? 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 Hochwassers 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 feinkörnigen 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 Hochwassersedimente 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?

Ziel der vorliegenden Arbeit ist es, oben genannte Fragen zu beantworten. Zu diesem 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 Hochwasser herzustellen zu können, werden außerdem Proben des Oberbodens gezogen, die auf dieselben Parameter untersucht werden. Um eine genauere Einschätzung 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 Bewertung der Gesamtschwermetallgehalte die Königswasserextraktion und für den Wirkungspfad Boden – Pflanze die Ammoniumnitratextraktion durchgeführt. Orientierend an den Untersuchungsergebnissen des LfUG werden die Boden- und Sedimentproben auf folgende Schwermetalle untersucht: Arsen (As), Blei (Pb), Cadmium (Cd), Kupfer (Cu), Nickel (Ni), Chrom (Cr) und Zink (Zn). Um eine aussagekräftige Bewertung der Schwermetallbelastung anstellen zu können, müssen außerdem weitere bodenkundliche Parameter wie pH-Wert und Kationenaustauschkapazität untersucht werden. Möglicherweise bestehen Abhängigkeiten zwischen einzelnen Parametern und der Schadstoffbelastung.

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 genutzte Flächen entlang der Vereinigten Mulde ausgewählt.

Auf vielen vom Hochwasser betroffenen Flächen wurden Sedimentschichten beseitigt oder durch Bodenbearbeitung untergemischt. Für die Auswahl der Untersuchungsflächen war es besonders wichtig, dass die Landschaft nach dem Hochwasser 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 bodenzoologische 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.

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 überwiegend 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)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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

Ein wesentlicher Anteil des Schwermetalleintrags in Böden ist jedoch nicht natürlichen 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 moderner Gesellschaften haben zu einem verstärkten Abbau natürlicher Metallressourcen geführt. Durch die Metallverhüttung und der anschließenden industriellen Weiterverarbeitung werden Stoffe in Produkte umgewandelt, bei deren Herstellung, 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.

Zur Deckung des Energiebedarfs des Menschen werden weltweit erhebliche Metallmengen durch die Verbrennung fossiler Energieträger emittiert. Auf diese Weise gelangen Metalle, die ursprünglich in lokal begrenzten Lagerstätten und fossilen 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 metallischen 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 Müllverbrennungsanlagen 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 Schwermetallgehalte 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 Klärschlämme belastet der Kraftfahrzeugverkehr die Umwelt mehr flächenhaft. (SCHIMMING 1992)

Der Erzbergbau und die Verhüttung stellen eine weitere wichtige Schwermetallquelle dar. Es findet ein Metalleintrag in die Umwelt durch Wind- und Wassererosion 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 Stoffe 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 Kläranlagen 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 erheblichen Schwermetallbelastungen von Böden kommen. Auenböden entlang belasteter 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 werden können. (SCHIMMING 1992)

2.2 Eigenschaften und Verhalten

Für Bewertung der Schwermetallgehalte in Böden hinsichtlich ihrer möglichen Toxizität für Pflanzen, Tiere und Menschen ist es notwendig, die chemischen Eigenschaften 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 Bindungsformen, die in die Bodenlösung überführbar (mobilisierbar) sind (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998). Die immobile Fraktion, die bei manchen Schwermetallen wie z.B. Nickel und Chrom hohe Anteile am Gesamtgehalt im Boden 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 Sickerwasser verlagerbar. Diese Fraktion der Metalle kann daher sowohl in die Nahrungskette als auch ins Trinkwasser gelangen. Die mobilisierbare Fraktion stellt die reaktive Reservefraktion dar, aus der Metalle durch verschiedene Mobilisierungsvorgänge 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 Schwermetall im Boden vorliegt, ist von seinen elementspezifischen chemischen Eigenschaften und den physikalischen und chemischen Eigenschaften des Stoffbestandes des Bodens abhängig. Das chemische Verhalten der einzelnen Elemente variiert in charakteristischer Weise mit der Stellung im Periodensystem. Die chemisch-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), gelöst im Bodenwasser oder an Feststoffe gebunden vorliegen, wobei die gasförmigen Bindungsformen eine untergeordnete Rolle spielen. In der Feststoffphase können sie im Kristallgitter von primären Silikaten und sekundären Mineralen gebunden sein. In primären Silikaten ersetzen Schwermetalle bevorzugt als isomorpher Ersatz vergleichbar große Ionen im Kristallgitter. Von großer Bedeutung sind die an verschiedene Bodenbestandteile adsorbierten Schwermetallanteile. Partikulär gebundene Metallverbindungen, wie dispers gelöste Kolloide oder suspendierte Huminstoffe bzw. Tonminerale gehören zur Übergangsgruppe im Grenzbereich zwischen Feststoffen und Lösung. Zu den gelösten Bindungsformen zählen hydratisierte Ionen, anorganische Ionenpaare, Hydroxoverbindungen sowie gelöste organische und anorganische Komplexverbindungen (SCHIMMING 1992; CALMANO 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 Veränderungen unterliegen. In Abhängigkeit von den Bedingungen im Boden, Menge und elementspezifischen Eigenschaften bestimmen Adsorptions- und Desorptionsprozesse bzw. Lösungs- und Fällungsprozesse die Verteilung des Metalls zwischen Feststoffphase und gelösten Anteilen. In der Regel finden diese Prozesse an der Oberfläche von Bodenpartikeln statt. Für die Adsorption von Schwermetallen im Boden sind in erster Linie Tonminerale, Huminstoffe sowie Metalloxide verantwortlich, wobei die Bindungsstärke variieren kann (SCHIMMING 1992). Die Bindungskapazität der Tonminerale für Schwermetalle ist geringer als die der pedogenen 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 adsorbierter und gelöster Metallmenge lässt sich durch Adsorptionsisothermen beschreiben.

Die Prozesse, welche Löslichkeit und Mobilität von Metallen durch deren Freisetzung aus der Feststoffphase erhöhen, verstärken im Allgemeinen auch die biologische Verfügbarkeit und Toxizität. Auf der anderen Seite können mobile Schwermetalle 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 von Schwermetallen maßgeblich durch spezifische und unspezifische Adsorptions- 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 äquivalente Menge von Ionen von den Bodenteilchen desorbiert und tritt in die Bodenlösung 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 Oxide (ALLOWAY 1999; SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL 1998).

Bei der spezifischen Adsorption ist die Bindungsstärke durch Ausbildung von teilweise kovalenten Bindungen im Vergleich zur unspezifischen Adsorption wesentlich stärker. Bei der spezifischen Adsorption ziehen Sesquioxide (Eisen-, Aluminium- und Manganoxide) mit hydroxylierten Oberflächen nach Deprotonierung der OH-Gruppen bevorzugt Hydroxokomplexe der Metalle an. Metalle, die stark zur Bildung von Hydroxokomplexen (Me2++ H2O 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 bedecken. 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 Reihenfolge Zn < Cd < Ni << Pb << Cu zu. Eine hohe Bindungskapazität besitzen die Huminsäuren (DVWK 1988; SCHIMMING 1992). Es kann jedoch auch zu einer Mobilisierung durch gelöste organische Substanz kommen. Vor allem niedermolekulare 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 Anwesenheit bestimmter Ionen in der Bodenlösung kommen, wenn das Löslichkeitsprodukt schwerlöslicher Verbindungen überschritten wurde (ALLOWAY 1999). Durch eine Änderung chemischer Bedingungen wie pH-Wert oder Redoxbedingungen 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 Porenlösung. Die H+-Ionen befinden sich im dynamischen Gleichgewicht mit den Metallkationen, die an den negativ geladenen Oberflächen der Bodenpartikel gebunden sind. Allerdings können die Protonen andere Kationen von den Sorbenten verdrängen, 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 Schwermetalle aufgeführt.

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

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Die Unterschiede ergeben sich aus den chemisch-physikalischen Eigenschaften der einzelnen Elemente. Bei gleicher Lösungskonzentration sind die an den Feststoffen 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 erhöhten 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 höheren pH-Werten im Boden mehr Bindungspositionen für kationisch gebundene Schwermetalle frei als bei niedrigem pH. Also steigt auch die KAK bei zunehmenden 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, entwickeln 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 gebundenen Schwermetalle und somit auch die spezifische Adsorption. Je niedriger der pH-Wert, desto höher sind in der Regel auch die unspezifisch gebunden Metallanteile. 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 Schwermetallen und organischer Substanz. Bei pH > 7 können Metalle in Form von gelösten organischen Komplexen mobilisiert werden. Dieser Prozess erfolgt umso ausgeprägter, je höher die Stabilität der metallorganischen Bindungsformen ist. Daher 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 saurer 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 Aluminiumoxide in Lösung gehen, können Schwermetalle, die an diese Oxide gebunden sind, ebenfalls in die Bodenlösung freigesetzt werden. (DVWK 1988; ALLOWAY 1999)

Neben den chemisch-physikalischen Bedingungen im Boden spielt auch die Herkunft 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 Metalle (PLUQUET 2002).

2.2.4 Spezifische Eigenschaften der einzelnen Schwermetalle

Arsen (As)

Arsen wird aufgrund seiner Eigenschaften als Halbmetall bezeichnet. Die Aufnahme 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 Pflanzen ist in der Regel nicht sehr groß. Die Bindung von Blei im Boden erfolgt in erster 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 unspezifische 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 mobil. Unter normalen Umständen ist es für Menschen ungiftig. Da Cu ein essentielles Element für Pflanzen und für Tiere ist, kann auch ein Mangel auftreten. Schafe sind besonderes empfindlich gegenüber Cu in Weidegräsern, so dass auf Schafweideflächen 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 vermehrt an organische Substanz gebunden. Bei pH-Werten > 7 kommt es zu einer vermehrten Bindung an Mangan- und Eisenoxide. Da Zink wie Kupfer ein essentielles 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 Konzentration im Boden wider, d.h. je höher die Gesamtmengen im Boden, desto mehr Nickel geht in Lösung und wird anschließend von den Pflanzen aufgenommen.

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 periodisch 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 Erstentwässerung folgt zu einem gewissen Grad die Mineralisation der organischen Substanz des Sediments. Dann folgen weitere pedogene Prozesse wie Oxidation, Gefügebildung, Redoximorphose. Durch Bioturbation erfolgt eine Durchmischung des Sediments mit dem ehemaligen Oberboden (SCHWARTZ 1999).

Ist ein Fluss mit Schwermetallen belastet, erhalten die von regelmäßigen Überschwemmungen betroffenen Auenböden über das Flusswasser sowohl gelöste als auch mit der Sedimentation von Schwebstoffen verbundene Schwermetalleinträge. 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 Schwermetallanreicherung 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 Sedimente bewerten zu können, muss auch das Verhalten von Schwermetallen in Flüssen berücksichtigt werden. Eine wichtige Rolle spielen die Transportmechanismen.

Natürliche Wassersysteme bestehen wie Böden aus einer Lösungsphase und einer Feststoffphase. Die Feststoffphase lässt sich zusätzlich aufteilen in das Schwebgut und in die Flussbettfracht, die rollend, springend oder gleitend transportiert wird. Die Flussbettfracht umfasst im Wesentlichen die Sand- und Kiesfraktion. Das Schwebgut besteht fast ausschließlich aus Partikeln der Ton- und Schlufffraktion und aus organischen Bestandteilen. Bezüglich der Mengenverhältnisse 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 Schwebstoffmenge. Bei einem Anstieg der Fließgeschwindigkeit kommt es zu einer expotentiellen Zunahme der transportierten Schwebmenge. Abnehmende Fließgeschwindigkeiten 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 Fließgeschwindigkeit, 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 Gewässern unterscheiden sich nicht wesentlich von denen in Böden. Metalle können an mineralische oder organische Substanz gebunden sein oder in gelöster Form vorliegen (CALMANO 1989).

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 Abständen gemessen werden, sind großen Schwankungen unterworfen. Dem gegenüber sind die im Flussbett abgelagerten Sedimente ein geeigneter Gradmesser 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 feinkörnige als an die groben Feststoffe an. Bei Untersuchungen von Flusssedimenten wird aus diesem Grund häufig eine Korngrößenkorrektur vorgenommen, d.h. es wird nur die Fraktion < 60 µm (oder < 20 µm) bezüglich ihrer Schwermetallgehalte untersucht. Die Fraktion > 60 µm wird dabei als Belastungsträger vernachlässigt. 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 stärkerer Transportkraft bei Hochwasser werden ältere Flussbett- und Talbodensedimente resuspendiert. Es werden sowohl Partikel höherer Korndurchmesser als auch eine wesentlich größere Gesamtfracht transportiert. Bei anlaufendem Hochwasser, 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 Wattengebieten abgelagert. Die restlichen 5-10% verbleiben im Binnenland und können als Hochflutsedimente in den Auen abgesetzt werden (HELLMANN 1993).

Bei Überflutung von Auenbereichen nimmt die Fließgeschwindigkeit mit zunehmender Entfernung vom Fluss ab. In den uferfernen Bereichen werden deshalb nur noch feine und feinste Schwebstoffpartikel transportiert. Da aber gerade diese 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 herrschen, können gebundene Schwermetalle durch den Sedimentationsprozess mobilisiert werden. Eine Oxidation mit Luftsauerstoff führt zu einer Veränderung der partikulären Metallbindungen und – bei schwach gepufferten Sedimenten – zu einer nachhaltigen Absenkung des pH-Werts, die wiederum zu einer erhöhten Mobilität der meisten Schwermetalle zur Folge hat (CALMANO, HONG und FÖRSTNER 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 Umweltmedium 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 Einwirkungen sowie Sanierung von Altlasten. Die Bundesbodenschutz- und Altlastenverordnung konkretisiert die Anforderungen an den Bodenschutz und die Altlastensanierung und regelt den bundeseinheitlichen Vollzug des Gesetzes. Das Gesetz beinhaltet 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 Maßnahmen 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. Prüfwerte sind Werte, bei deren Überschreitung eine genauere Untersuchung des Gefährdungspotentials erforderlich ist. Bei Überschreiten der Maßnahmenwerte ist in der Regel von einer schädlichen Bodenveränderung auszugehen, so dass Maßnahmen 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 Schwermetallkonzentrationen im Boden aufgeführt, die für den direkten Kontakt Boden – Mensch gelten.

Tabelle 3: Prüfwerte nach §8 Abs. 1 Satz 2 Nr. 1 des BBodSchG für den Wirkungspfad Boden – Mensch (direkter Kontakt)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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 unterschieden. Mit Königswasser aufgeschlossene Schwermetallgehalte repräsentieren den Gesamtgehalt. Im Ammoniumnitratextrakt gelöste Mengen spiegeln pflanzenverfügbare 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)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

1) Bei Böden mit zeitweise reduzierenden Verhältnissen gilt ein Prüfwert von 50 mg/kg Trockenmasse
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 Trockenmasse
3) Bei Grünlandnutzung durch Schafe gilt als Maßnahmenwert 200 mg/kg Trockenmasse

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 Schadstoffübergang Boden-Pflanze auf Ackerbauflächen im Hinblick auf Wachstumsbeeinträchtigungen bei Kulturpflanzen (in mg/kg TM Feinboden, im Ammoniumnitrat-Extrakt)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

Tab. 6 zeigt die Vorsorgewerte für Metallgehalte im Boden auf. Dabei wird auch nach Bodenart unterschieden, die bei den Prüf- und Maßnahmenwerten keine Berücksichtigung finden. Erhöhte Hintergrundgehalte im Boden, welche die Vorsorgewerte überschreiten, gelten als unbedenklich, soweit die Schadstoffe nicht freigesetzt werden oder zusätzliche Einträge nachteilige Auswirkungen auf den Boden haben können.

Tabelle 6: Vorsorgewerte für Metalle (in mg/kg Trockenmasse Feinboden, Königswasseraufschluss)

Abbildung in dieser Leseprobe nicht enthalten

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

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 km2 (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 Norden. 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 in dieser Leseprobe nicht enthalten

Abbildung 1: Das Flussgebiet der Mulde

Naturräumlich wird das Gebiet nach absteigenden Höhenlagen in folgende Landschaften 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 Quellgebiete des Flusssystems befinden sich hauptsächlich in den Kammregionen des Erzgebirges. Die Zwickauer Mulde entspringt in 759 m über NN auf der Hochfläche bei Schöneck und legt bis zur Vereinigten Mulde eine Fließstrecke von 166 km zurück. Das mittlere Gefälle beträgt 4 Promille. Die Freiberger Mulde entspringt 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 Erzgebirges 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 Wende vom Oberoligozän zum Miozän im Tertiär rissen südlich des heutigen Erzgebirges SW-NO streichende Spalten auf, an denen der Egertalgraben einsank. Die nördliche Erzgebirgsscholle wurde um mehr als 1000 m gehoben und nach Nordwest schräg gestellt. So erklärt sich die noch heute vorhandene pultförmige Gestalt 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 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 erscheint das Erzgebirge ähnlich wie andere deutsche Mittelgebirge als eine Hochfläche mit tief eingeschnittenen Flusstälern. Im Nordosten wird die Sächsische Pultscholle von der Elbtalzone abgeschnitten. (DILLMANN 2002)

[...]

Ende der Leseprobe aus 174 Seiten

Details

Titel
Auswirkungen des Sommerhochwassers 2002 auf landwirtschaftlich genutzte Flächen an der Mulde
Untertitel
Untersuchungen zum Zusammenhang zwischen Korngrößenverteilung und Schwermetallbelastung des Hochflutsediments
Hochschule
Hochschule Osnabrück
Note
1,3
Autor
Jahr
2003
Seiten
174
Katalognummer
V89269
ISBN (eBook)
9783638030779
Dateigröße
3645 KB
Sprache
Deutsch
Schlagworte
Auswirkungen, Sommerhochwassers, Flächen, Mulde
Arbeit zitieren
Babette Kuhfahl (Autor), 2003, Auswirkungen des Sommerhochwassers 2002 auf landwirtschaftlich genutzte Flächen an der Mulde, München, GRIN Verlag, https://www.grin.com/document/89269

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