„Auswirkungen der künstlichen Belüftung auf den

Stoffhaushalt eines deponiebürtigen Sees“

Diplomarbeit

zur Erlangung des akademischen Grades einer

Diplom-Umweltwissenschaftlerin

an der Universität Koblenz-Landau

Fachbereich 3: Mathematik / Naturwissenschaften

Vorgelegt von

Sabine Neulen

aus Grünenborn

Koblenz, 2008

„Auswirkungen der künstlichen Belüftung auf den

Stoffhaushalt eines deponiebürtigen Sees“

Diplomarbeit

zur Erlangung des akademischen Grades einer

Diplom-Umweltwissenschaftlerin

an der Universität Koblenz-Landau

Fachbereich 3: Mathematik / Naturwissenschaften

Vorgelegt

am 30. September 2008

von Sabine Neulen

geb. am 01. März 1972

Referent: Prof. Dr.-Ing. habil Martin Wagner (apl)

Koreferent: Dr.-Ing. Heiko Gerdes

Im Rahmen dieser Diplomarbeit geht mein Dank an:

Prof. Martin Wagner für die freundliche Übernahme des Referats –

Dr. Heiko Gerdes für das Koreferat und die Vergabe des Themas –

Marion Kapp für die intensive Betreuung und stets freundschaftliche

Hilfe – Tobias Günkel für eine Einführung in die Abwassertechnik und

wertvolle Literaturtipps – Barbara Neulen für ihre großartige Hilfe und

Ausgeglichenheit – Maria Schauer und Heinz Landwehr für ihre enorme

Unterstützung – Mark, Finn und Elin für viel Geduld und Abwechslung

Inhaltsverzeichnis

1  EINLEITUNG .................................................................................................................. 1 

1.1  Einführung / Ziel der Diplomarbeit ....................................................................... 1 

1.2  Beschreibung des Untersuchungsgebietes ............................................................. 3 

1.2.1 Geographischer Überblick ..................................................................................... 3 

1.2.2 Historischer Überblick ........................................................................................... 6 

2  GRUNDLAGEN ............................................................................................................... 9 

2.1  Abiotische Bedingungen im See ........................................................................... 9 

2.1.1 Wärmehaushalt ...................................................................................................... 9 

2.1.2 Stoffhaushalt ........................................................................................................ 13 

2.1.3 Morphometrie ...................................................................................................... 24 

2.1.4 Trophiestufen und Eutrophierung ........................................................................ 25 

2.2  Sauerstoffeintrag .................................................................................................. 26 

3  STOFFHAUSHALT: AUSGANGSSITUATION .................................................................. 32 

3.1  Ausgangssituation Seewasser .............................................................................. 32 

3.2  Ausgangssituation Schlamm ............................................................................... 50 

4  SAUERSTOFFEINTRAG ................................................................................................ 57 

4.1  Künstliche Belüftung ........................................................................................... 57 

4.2  Der Sauerstoffeintrag über die Belüftungsteller .................................................. 63 

4.3  Der Sauerstoffeintrag über die Wasseroberfläche ............................................... 68 

5  STOFFHAUSHALT: VERÄNDERUNGEN DURCH DIE KÜNSTLICHE BELÜFTUNG .......... 71 

5.1  Veränderungen im Seewasser .............................................................................. 71 

5.2  Veränderung der Schlammschicht ....................................................................... 89 

6  BILANZIERUNG DER STICKSTOFFFRACHT ................................................................. 93 

7  DISKUSSION UND AUSBLICK ....................................................................................... 99 

8  ABBILDUNGSVERZEICHNIS ....................................................................................... 103 

9  TABELLENVERZEICHNIS ........................................................................................... 105 

10  LITERATURVERZEICHNIS ......................................................................................... 106 

Einleitung

1

1 Einleitung

1.1 Einführung / Ziel der Diplomarbeit

Die Haldendeponie “Monte Scherbelino” liegt im Frankfurter Stadtwald. Sie nahm von

1925 bis zu ihrer Schließung 1968 den größten Teil des in Frankfurt a. M. anfallenden

Haus- und Industriemülls sowie Bauschutt auf. Der „Monte Scherbelino“ wurde 1972

abgedeckt und rekultiviert. Da eine Verlagerung deponiebürtiger Stoffe über das

Sickerwasser in das Grundwasser vorlag, wurde die Altablagerung zur Altlast erklärt. Im

Jahr 1995 wurde der gesamte Deponiekörper mit einer Dichtwand umschlossen, um einen

weiteren Eintrag in das Grundwasser zu vermeiden. Im Mai 2003 wurde mit der

hydraulischen Sanierung der Schadstofffahne begonnen. Zur Sickerwasserminimierung

wird derzeit die Oberfläche der Deponie abgedichtet.

Eine Sonderrolle beim Abbau und Rückhalt von deponiebürtigen Stoffen im Grundwasser

kommt dem unmittelbar an die Deponie angrenzenden „Scherbelinoweiher“ zu, der Ende

der 60er Jahre als Löschteich eingerichtet wurde. Dieser See legt das abstromige

Grundwasser offen und wird von diesem durchströmt. Bei einer Oberfläche von 10800 m²

und einer mittleren Wassertiefe von 3,2 m hat der Scherbelinoweiher abhängig vom

Grundwasserspiegel ein Wasservolumen zwischen ca. 35000 m³ und 40000 m³.

Im Rahmen des BMBF-Förderschwerpunktes KORA „Kontrollierter natürlicher Rückhalt

und Abbau von Schadstoffen bei der Sanierung kontaminierter Grundwässer und Böden“

untersucht das Ingenieurbüro BGS UMWELT in Darmstadt gemeinsam mit dem Institut

für Angewandte Geowissenschaften der TU Berlin exemplarisch am Scherbelinoweiher die

„Auswirkungen offener Grundwasserflächen auf den natürlichen Abbau und Rückhalt von

Schadstoffen im Grundwasser“ sowie die „Belüftung als ENA-Maßnahme (Enhanced

Natural Attenuation) bei deponiebürtigen Stoffen“.

Ziel des Projektes ist die fundierte Bewertung der Auswirkungen des Scherbelinoweihers

auf das abstromige Grundwasser. Dabei wird untersucht, ob durch künstlichen

Sauerstoffeintrag das Rückhalte- und Abbauvermögen des Scherbelinoweihers deutlich

vergrößert und damit die Schadstoffbelastung des abstromigen Grundwassers signifikant

reduziert werden kann.

Der Seekörper wies vor der Belüftung bereits etwa 2 m unterhalb der Wasseroberfläche ein

anaerobes Milieu auf. Die Gesamtstoffgehalte nahmen vertikal bis zur Schlammschicht am

Einleitung

2

Seeboden bei -5 m auf eine maximale spezifische elektrische Leitfähigkeit von etwa

10 mS/cm zu.

Seit November 2006 wird eine Belüftung des Seewassers durch sechs am Seegrund

befestigte Membranteller betrieben, denen Luftsauerstoff über PE-Schläuche zugeführt

wird. Hierdurch wird eine Durchmischung und nahezu gleichmäßige Sauerstoffverteilung

im gesamten See erreicht.

Neben den Untersuchungen des An- und Abstrombereichs wurde vor Inbetriebnahme der

Belüftung eine „Nullbeprobung“ des Schlamms und des Seewassers aus verschiedenen

Tiefen durchgeführt und die Schlammmächtigkeit an über 80 Messpunkten ermittelt, um

später den Einfluss der Belüftung auf das Seewasser sowie auf den Schlamm bestimmen zu

können.

Eine wesentliche Grundlage zur sachgerechten Bewertung der Wechselwirkungen

zwischen See und Grundwasser ist die Analyse des Stoffhaushaltes im See. Im Rahmen der

Diplomarbeit wird untersucht, inwiefern sich der Lufteintrag auf das Rückhalte- und

Abbauvermögen des Scherbelinoweihers auswirkte und die Schadstoffbelastung reduziert

werden konnte.

Dabei sollen folgende Aspekte untersucht werden:

1. Durch die künstliche Belüftung wird das Seewasser durchmischt. Dabei kommt es neben

dem künstlichen Sauerstoffeintrag auch zu einem verstärkten Eintrag von Sauerstoff über

die Wasseroberfläche.

Die Diplomarbeit soll ermitteln, wie groß der Sauerstoffeintrag insgesamt ist.

2. Die Diplomarbeit soll die Veränderungen des Stoffhaushaltes des Seewassers sowie

mögliche stattfindende Reaktionen während der Belüftung anhand der verschiedenen

Messergebnisse dokumentieren und interpretieren.

3. Aufgrund der Ergebnisse aus den Punkten 1. und 2. sollen die bisher umgesetzten

Frachten ermittelt werden und exemplarisch am Stickstoff-Komplex eine Bilanzierung

durchgeführt werden. Diese soll zeigen wie viel Fracht durch den eingetragenen Sauerstoff

umgesetzt wurde.

Einleitung

3

1.2 Beschreibung des Untersuchungsgebietes

1.2.1 Geographischer Überblick

Die Deponie Monte Scherbelino befindet sich 10 km südlich der Stadt Frankfurt am Main.

Im Süden und Osten grenzt sie an mehrere Bundesstrassen und das Offenbacher

Autobahnkreuz, im Norden und Westen schließt sich der Frankfurter Stadtwald an. Am

nordwestlichen Rand der Deponie befindet sich der Scherbelinoweiher.

Abb. 1.1: Blick von der Deponie Monte Scherbelino nach Norden auf den Scherbelinoweiher und die Stadt Frankfurt (Quelle: BGS Umwelt)

Im Bereich der Deponie liegt ein ebenes Relief vor. Der Stadtwald liegt auf einem flachen

Höhenzug zwischen 100 und 145 m über dem Meeresspiegel. Westlich der drei Halden

(Nord-, Süd- und Westhalde) weist die Geländeoberfläche Höhen von 125 m bis 127,5 m

über NN auf.

Das Gebiet ist durch die gemäßigte Klimazone geprägt, mit warmen Sommern und milden

Wintern. Die Jahresdurchschnittstemperatur beträgt 9,6 °C. Die durchschnittliche

Temperatur in der Vegetationsperiode beträgt 17,5 °C (www.frankfurt.de, 22.04.2008).

Der durchschnittliche jährliche Niederschlag liegt bei 603 mm. Die Hauptwindrichtung ist

Süd-West.

Einleitung

4

Aus geologischer Sicht befindet sich die Deponie Monte Scherbelino am nördlichen Rand

der W-E verlaufenden Neu-Isenburger Quersenke (Fach 2006). Die durch den ehemaligen

Mainverlauf, im Pliozän und Altpleistozän, dort abgelagerten Sedimente bilden den

Grundwasserleiter. Diese sind durchsetzt mit Buntsandsteingeschiebe, welches der Urmain

von seinem Durchbruch zwischen Odenwald und Spessart hierher transportierte. Die

Stürme im Jungdiluvium haben das feinere Material mehrmals verfrachtet und als ost-

westlich verlaufende Dünenzüge abgelagert.

Im östlichen Teil des Stadtwaldes befinden sich Kalkschichten aus dem Tertiär,

Ablagerungen eines großen Binnensees, der weite Teile der Rhein-Main-Ebene bedeckte.

Diese Kalkschichten sind in verschiedener Mächtigkeit von Braunerden und Sanddünen

überlagert. Nacheiszeitlichen Ursprungs sind die Böden der im eigentlichen Maintal

gelegenen Waldflächen. Es handelt sich um Auelehm, der als Überflutungssubstrat des

Mains dort vor 6000 – 10000 Jahren abgelagert wurde.

Ein gering durchlässiger tertiärer Cyrenenmergel bildet die Aquiferbasis. Dieser setzt sich

hauptsächlich aus mittel- bis grobsandigen Sedimenten zusammen. Im Bereich des „Monte

Scherbelino“ befindet sich ein flacher quartärer Porenaquifer, dessen maximale

Mächtigkeit östlich der Deponie 10 m beträgt. Nach Nordwesten hin keilt der Aquifer aus.

Dadurch erreichen etwa 1 km westlich der Deponie tertiäre Schichten die

Geländeoberkante.

Der Grundwasserleiter im Nahbereich weist einen mittleren Durchlässigkeitsbeiwert kf von

10-4 m/s auf. Die den Grundwasserleiter an der Basis begrenzende Cyrenen Mergelschicht

wird aufgrund der hydraulischen Leitfähigkeit von 10-11 m/s bis 10-7 m/s als

Grundwassernichtleiter angesehen.

Die großräumige Fließrichtung des Grundwassers ist auf den ca. 4 km nördlich gelegenen

Main als Hauptvorfluter hin gerichtet. Eine Grundwasserscheide liegt im Osten der Halde.

Im lokalen Bereich um die Deponie strömt das Grundwasser von der Deponie aus nach

Westen.

Einleitung

5

Abb. 1.2: Grundwassergleichenplan auf Basis von Daten zu den Grundwasserständen vom 02. August 2006 (Quelle: BGS Umwelt)

Der Scherbelinoweiher bildet eine Grundwasserblänke, die das abstromige Grundwasser

der Deponie freilegt und von ihm durchflossen wird. Weitere Zu- oder Abflüsse gibt es

nicht.

Im Süden des Scherbelinoweihers befindet sich der Hegwaldgraben (Abb. 1.2). Dieser

entwässert als Vorfluter den gesamten Grundwasserabstrom der Deponie.

Der See ist ca. 180 m lang und 110 m breit und nimmt eine Fläche von ca. 10800 m² ein.

Die durchschnittliche Tiefe beträgt 3,2 m, die maximale 5,4 m. Im nordöstlichen Bereich

des Sees befindet sich eine Insel von etwa 40 m Länge und 32 m Breite, die die

Strömungsverhältnisse im See beeinflusst.

Das Wasservolumen des Scherbelinoweihers liegt abhängig vom Grundwasserspiegel

zwischen ca. 35000 m³ und 40000 m³, der jährliche Zustrom beträgt 10000 m³/a, so dass

eine Aufenthaltszeit des Wassers im See von mindestens 3,5 Jahren vorliegt.

Einleitung

6

Die Wasserspiegellinie im See liegt im Mittel bei 125,32 m ü NN. In der Abb. 1.3 sind die

absoluten Werte der Höhe des Seegrundes (m ü NN) eingetragen. Das Ufer fällt überall

rasch bis auf eine Seetiefe von 2 m ab.

Abb. 1.3: Tiefenprofil des Scherbelinoweihers (Quelle: BGS Umwelt)

1.2.2 Historischer Überblick

In den Jahren 1925 bis 1968 wurden auf der Deponie „Monte Scherbelino“ ca. 20 Mio. m³

der in Frankfurt am Main anfallenden Abfälle abgelagert. Vorrangig handelte es sich um

Hausmüll, untergeordnet auch Sperrmüll und Bauschutt. Nach dem zweiten Weltkrieg

wurde hier auch Trümmerschutt abgelagert (Fach 2006). Die Ablagerungsfläche ist ca.

220000 m² groß und gliedert sich in drei Halden mit Höhen von 35 bis 40 m (Abb. 1.4).

Die Südhalde ist die älteste der drei Halden. Die Nordhalde, die teilweise ins Grundwasser

hineinreicht, besteht überwiegend aus Hausmüll, in die Westhalde wurde hauptsächlich

Sperrmüll eingelagert.

Einleitung

7

Abb. 1.4: Luftbild mit den drei Halden des Monte Scherbelinos und dem Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt)

Als Ende der 60er Jahre in der Nähe eine Müllverbrennungsanlage entstand, wurde die

Deponie überflüssig. Im Anschluss an die Ablagerungsphase wurde ihre Oberfläche von

1968 - 1971 mit einer 5 m mächtigen Rekultivierungsschicht aus tertiären Mergeln, Löss,

Lehm und lehmigen Sand abgedeckt. Weitere technische Maßnahmen zur Sanierung oder

Begrenzung des Austritts deponiebürtiger Stoffe wurden zu dem Zeitpunkt nicht

durchgeführt (Fach et al. 2007).

Die Stadtverwaltung ließ den Berg begrünen und mit Bäumen bepflanzen. Ein großer

Spielplatz wurde darauf errichtet und zahlreiche Grillplätze angelegt.

Im Jahr 1967 begann das bis heute laufende Monitoringprogramm. Seitdem wird

beobachtet, inwiefern das Grundwasser in der Umgebung durch deponiebürtige Stoffe

beeinflusst wird.

In den Jahren 1984-1986 erfolgten weitere Untersuchungen insbesondere von organischen

Parametern mit dem Ergebnis, dass erhöhte Konzentrationen an gelösten Salzen (TDS -

total dissolved solids), adsorbierbaren organisch gebundene Halogenen (AOX) sowie

anderen organischen Substanzen vorlagen.

Einleitung

8

Mit dem Einbau einer Dichtwand 1995, die die gesamte Deponie umschließt und bis zu

10 m unterhalb des Grundwasserleiters reicht, wurde die Emissionsquelle nach 70 Jahren

vom Grundwasserleiter isoliert.

Mit der Erweiterung des Analysespektrums um mehrere organische Parameter, sowie

zusätzlichen Bodenuntersuchungen und Gasanalysen kam es 1998 zur Einstufung des

Monte Scherbelinos als Altlast (Fach 2006).

Im Jahr 2003 wurde eine Anlage zur Aufbereitung des anfallenden Sickerwassers in

Betrieb genommen und zwei Brunnen zur Sanierung des kontaminierten

Grundwasserleiters gebaut. Im gleichen Jahr begann der Bau der Abdeckung der

Oberfläche der Deponie. Mit einer Kombination aus Deckschicht und Kapillarsperre

werden die Niederschläge über Rigolen und Gräben abgeleitet und tragen somit nicht mehr

zum Sickerwasser der Deponie bei.

Bei dem sich direkt im Abstrom der Deponie befindlichen Scherbelinoweiher, der im Jahr

1960 als Löschteich angelegt wurde, wurde im Jahr 1981 das Seewasser sowie der sich am

Seegrund abgesetzte Schlamm genauer untersucht. Hierbei wurde festgestellt, dass der

Haldenweiher eine Schadstoffsenke bildet und sich die Schadstoffkonzentration zur Basis

hin steigert (Fach 2006).

Grundlagen

9

2 Grundlagen

2.1 Abiotische Bedingungen im See

2.1.1 Wärmehaushalt

Die Wärmeaufnahme eines Sees erfolgt durch Absorption von Strahlungsenergie in den

obersten Wasserschichten (Schwoerbel 2005). Die Verteilung der Wärmeenergie in tiefere

Wasserschichten geschieht wegen der sehr geringen Wärmeleitfähigkeit des Wassers fast

ausschließlich durch mechanische Energie. In einem See der gemäßigten Klimazone mit

kalten Wintern und warmen Sommern ist der Motor für die Verfrachtung des im Frühjahr

erwärmten Oberflächenwassers in die Tiefe der Wind, der an der Wasseroberfläche durch

Reibung eine Strömung erzeugt, die an den Ufern umbiegt und in tieferen Schichten in

entgegengesetzter Richtung zurückläuft.

Geschwindigkeit und Tiefenausdehnung dieser oberflächigen Stromwalze hängen von der

Windgeschwindigkeit, der Windrichtung und der Temperatur des Oberflächenwassers ab.

Je wärmer dieses ist, desto weniger tief kann der Wind das warme Wasser unterpflügen.

Die Wärmeverfrachtung bleibt daher im Sommer auf eine warme, thermisch mehr oder

weniger homogene Oberflächenschicht beschränkt, dem Epilimnion. Darunter liegt eine

Schicht mit einem steilen Temperaturgradienten, die Sprungschicht oder auch Metalimnion

genannt. Über die Sprungschicht hinaus findet wenig Wärmetransport in die Tiefe statt, so

dass im Tiefenwasser unterhalb des Metalimnions, im Hypolimnion, die Temperatur bei

etwa 4 °C über das ganze Jahr hinweg konstant ist. Bei einer Temperatur von 4 °C hat

Wasser sein Dichtemaximum. Dieser Zustand der stabilen thermischen Schichtung wird

Sommerstagnation genannt.

In Seen mit zu geringer Tiefe kann sich kein Hypolimnion ausbilden, so dass das

Metalimnion mit höheren Temperaturen bereits den Seeboden berührt. Diese flacheren

aber dennoch thermisch geschichteten Seen nennt man Metalimnische Seen.

Temperaturmessungen im Scherbelinoweiher im Juli 1973 ergaben, dass der See im

Sommer deutlich thermisch geschichtet ist (Abb. 2.1). Die Temperatur ist im Sommer am

Seegrund jedoch höher als in einem 4 °C kühlen Hypolimnion. Es wurden Temperaturen

von 7 - 10 °C in 4 m Tiefe gemessen. Diese verhältnismäßig hohen Temperaturen lassen

Grundlagen

10

sich auf das den See durchströmende Grundwasser zurückführen, dass im Zustrom stets

eine Temperatur von 8 – 13 °C hat.

Abb. 2.1: Temperaturmessungen im Scherbelinoweiher im Juli 1973 in verschiedenen Tiefen an vier Messpunkten.

Mittels modellhafter Berechnung nach Patalas (1984) (in Schwoerbel 2005) kann die

Epilimniontiefe auch theoretisch ermittelt werden anhand der Formel

E = 4,6 * F0,41

mit

E: Dicke des Epilimnions (m),

F: Mittel aus größter Länge + größter Breite (km)

Für den Scherbelinoweiher, dessen größte Länge 0,18 km und größte Breite 0,11 km

beträgt, ergibt dies eine theoretische Epilimniontiefe von ca. 2,1 m Tiefe, was gut mit den

gemessenen Werten im Sommer 1973 übereinstimmt (Abb. 2.1). Zu diesem Zeitpunkt

befand sich die Sprungschicht in einer Tiefe von ca. 2 - 3 m.

Im Herbst kühlt das Oberflächenwasser ab, verdichtet sich und sinkt in die Tiefe. Mit ihm

senkt sich auch die zunehmend engräumigere Temperatursprungschicht. Unterstützt durch

die Herbststürme kommt es zur Vollzirkulation.

Im Winter sinkt die Temperatur des Oberflächenwassers unter 4 °C und verliert damit an

Dichte. Es entwickelt sich eine instabile inverse Temperaturverteilung, da unter 4 °C kaltes

Oberflächenwasser über wärmerem Tiefenwasser liegt. Wenn Eis die Seeoberfläche

bedeckt, wird die Temperaturschichtung stabilisiert.

0

1

2

3

4

5

5 10 15 20

Tie

fe (m

)

T (°C)

Wassertemperatur Sommer 1973

407/1

407/2

408/1

408/2

Grundlagen

11

Temperaturmessungen des Scherbelinoweihers im Winter 1973 ergaben auch hier eine

deutliche Schichtung (Abb. 2.2). Jedoch liegt das „schwere“ 4 °C warme Wasser über

„leichterem“ Tiefenwasser von bis zu 10 °C.

Abb. 2.2: Temperaturmessungen im Scherbelinoweiher im Winter 1973 in verschiedenen Tiefen an zwei Messpunkten.

Dieser Zustand kann nur entstehen, wenn weitere Faktoren wie z.B. die Höhe der

Salzkonzentration die Dichte des Wassers bestimmen. Aufgrund von chemisch bedingten

Dichteunterschieden kann es, ähnlich der Temperaturschichtung, ebenfalls zur Ausbildung

einer stabilen Schichtung kommen, wodurch eine Durchmischung erschwert wird.

Demnach müsste das Wasser am Seegrund eine höhere Salzkonzentration aufweisen als

das Oberflächenwasser. Dieser Umstand wird in Kapitel 3.1 diskutiert.

Seen, die mindestens einmal im Jahr eine vollständige Durchmischung erfahren, gehören

zum holomiktischen Typ (Schwoerbel 2005). Es liegen keine Daten vom

Scherbelinoweiher vor, die belegen, dass während des Frühjahrs oder Herbsts eine

vollständige Zirkulation stattfindet, die auch die tiefen Wasserbereiche erfasst. Sollten von

einer Durchmischung nur die oberen Meter erfasst werden, so könnte es sich beim

Scherbelinoweiher auch um einen meromiktischen See handeln. In meromiktischen Seen

findet nie ein Austausch des Wassers oberhalb des Seegrundes statt (Schwoerbel 2005).

Dieses so genannte Monimolimnion ist dadurch immer frei von Sauerstoff. Dass die

Temperatur zwischen drei und vier Meter Tiefe im See im Sommer und Winter mit ca.

10 °C konstant ist, würde für diese Theorie sprechen.

0

1

2

3

4

5

2 4 6 8 10 12

Tie

fe (m

)

T (°C)

Wassertemperatur Winter 1973

407/1

408/1

Grundlagen

12

Abb. 2.3: Schematischer Ablauf der thermischen Verhältnisse im See (Bick 1999)

In der Terminologie unterscheidet man zwischen einem stets durchmischten Weiher und

einem See, der mindestens einmal im Jahr über längere Zeit geschichtet ist (Schwoerbel

2005). Aufgrund seiner thermischen Schichtung handelt es sich daher bei dem

Scherbelinoweiher im Gegensatz zu seinem Namen nicht um einen Weiher sondern um

einen See.

Grundlagen

13

2.1.2 Stoffhaushalt

Der Wärmehaushalt ist ein wichtiger regulierender Faktor für den Stoffhaushalt eines Sees.

Die Temperatursprungschicht in der Sommerstagnationsperiode ist eine Grenze für den

Austausch gelöster und schwebender Stoffe (Kummert & Stumm 1992). Dabei breiten sich

horizontale Strömungen und Durchmischungen in einem See relativ rasch aus, während

vertikale Strömungen äußerst schwach und langsam sind.

Außerdem findet ein Stoffaustausch mit den sich in jedem stehenden Gewässer am Grund

bildenden mehr oder weniger mächtigen Schlammschichten statt. Diese setzen sich aus

einem Gemisch von mineralischen Stoffen wie Ton, Sand und Geröll und zusätzlich

organischen Stoffen, bestehend aus verwesenden tierischen oder pflanzlichen

Bestandteilen, zusammen.

Der Stoffhaushalt im komplexen Ökosystem See ist die Summe des Stoff- und

Energieumsatzes. Die Untersuchung des Stoffhaushaltes misst die gelösten Inhaltsstoffe,

ihre räumliche Schichtung und zeitliche Verteilung. Darüber hinaus nehmen die

vorhandenen Organismen Stoffe auf, wandeln sie zur Speicherung oder Gewinnung von

Energie um, scheiden sie aus, geben sie an andere Organismen weiter und unterliegen

schließlich selbst dem chemischen und mikrobiellen Abbau.

Die Grundlagen des Stoffhaushaltes der Gewässer sind demnach (Schwoerbel 2005):

1. das Wasser als Lösungsmittel,

2. die gelösten und partikulären Stoffe im Wasser,

3. die Organismen im Wasser.

Für die Betrachtung der im Scherbelinoweiher gelösten und partikulären Stoffe müssen die

verschiedenen Wege der Stoffein- und -austräge sowie die Besonderheit des

Deponiestandorts berücksichtigt werden.

Der Scherbelinoweiher unterlag bis zum Bau der Dichtwand 1995 dem Anstrom des durch

Deponiesickerwasser beeinflussten Grundwassers. Auf diesem Wege wurden ihm

deponiebürtige Stoffe zugeführt. Seit dem Bau der Dichtwand werden ihm weiterhin

deponiebürtige Stoffe durch das bereits kontaminierte Grundwasser zugeführt, allerdings in

geringerem Umfang. Weitere Stoffaustausche erfährt er durch Niederschlagsereignisse,

durch Verdunstung und Gasaustausch über die Seeoberfläche sowie durch Fixierungen im

und Rücklösungen aus dem Sediment. Ein Zu- bzw. Abstrom über oberirdische Gewässer

Grundlagen

14

besteht nicht. Daher ist die Aufenthaltsdauer des Wassers im See mit 3,5 Jahren relativ

lang.

Nach dem Bau der Dichtwand und der Abkapselung der Schadstoffquelle kamen nur noch

vergleichsweise wenige deponiebürtige Stoffeinträge mit dem bereits kontaminierten

Grundwasser in den See, so dass die aktuelle Schadstoffbelastung des Scherbelinoweihers

nicht gravierend verschlechtert wird, sondern auch heute noch von dem vor dem Bau der

Dichtwand mit dem Sickerwasser eingetragenen deponiebürtigen Stoffen herrührt.

Die Qualität des Sickerwassers einer Deponie wird zum einen von der Zusammensetzung

der Siedlungsabfälle und zum anderen vom Deponiealter bestimmt (Bischofsberger et al.

2004). Im Deponiekörper laufen chemische, physikalische und biologische Prozesse ab.

Bei Hausmülldeponien ist vor allem die organische Belastung von Bedeutung. Die

organischen Inhaltsstoffe werden im Deponiekörper stufenweise abgebaut. In einer kurzen

ersten Phase nach der Ablagerung werden organische Bestandteile des Abfalls aerob durch

den noch vorhandenen Luftsauerstoff in Kohlenstoffdioxid und Wasser umgewandelt.

Daraufhin tritt eine saure Gärung ein, die mehrere Monate andauern kann. Hierbei sinkt

der pH-Wert der Sickerwässer auf 6,1 bis 5,5 ab und es werden durch den Abbau von

Proteinen, Fetten und Kohlenhydraten vorwiegend organische Säuren und Alkohole

produziert, die die Ausgangsprodukte für die nächste Phase bilden. Die Produkte dieser

Phase, die 20 Jahre und länger anhalten kann, sind Methan und Kohlendioxid (Tabarasan

1999).

Entsprechend ihrer Produkte werden die beiden Phasen auch als „Saure Phase“ und

„Methanphase“ bezeichnet. In der sauren Phase werden mit dem Sickerwasser organische

Säuren ausgetragen, wodurch sich ein niedriger pH-Wert, hohe TOC1- und CSB2-Werte

sowie erhöhte Metallkonzentrationen ergeben, da viele Metalle durch den niedrigen pH-

Wert von 6,1 - 5,5 in Lösung gehen. In der Methanphase enthält das Sickerwasser schwer

abbaubare Stoffe wie organische Stickstoffverbindungen sowie Ammoniumstickstoff und

verminderte Metallkonzentrationen. Tab. 2.1 zeigt eine Übersicht der Inhaltsstoffe des

Sickerwassers, deren Konzentrationen abhängig vom jeweiligen biochemischen Einfluss

des Deponiekörperzustands sind, getrennt nach den beiden beschriebenen Phasen:

1 TOC: Total Organic Carbon (Gesamter organischer Kohlenstoff) 2 CSB: Chemischer Sauerstoffbedarf

Grundlagen

15

Parameter Saure Phase Methanphase

Mittelwert Bereich Mittelwert Bereich

pH 6,1 4,5 - 7,5 8 7,5 - 9

BSB5 [mg/l] 13000 4000 - 40000 180 20 - 250

CSB [mg/l] 22000 6000 - 60000 3000 500 - 4500

BSB5 / CSB 0,58 0,06

SO42- [mg/l] 500 70 - 1750 80 10 - 420

Ca [mg/l] 1.200 10 - 2500 60 20 - 600

Mg [mg/l] 470 50 - 1150 180 40 - 350

Fe [mg/l] 780 20 - 2100 15 3 - 280

Mn [mg/l] 25 0,3 - 65 0,7 0,03 - 45

Zn [mg/l] 5 0,1 - 120 0,6 0,03 - 4

Sr [mg/l] 7 0,5 - 15 1 0,3 - 7

Tab. 2.1: Mittelwerte und Bereiche von Sickerwasserinhaltstoffen mit signifikanten Unterschieden zwischen saurer Phase und Methanphase (Bischofsberger et al. 2004)

Dagegen verhalten sich die Sickerwasserinhaltstoffe Chlorid, Gesamtphosphor, Natrium,

Kalium, Arsen, Blei, Cadmium, Chrom, Kupfer und Nickel unabhängig von der jeweiligen

Abbauphase der Deponie.

Für ein grundlegendes Verständnis für die Prozesse im Scherbelinoweiher werden im

Folgenden zunächst wichtige Prozesse in einem See kurz dargestellt.

Sauerstoffhaushalt

Sauerstoff gelangt über die Atmosphäre und über Photosynthese in Gewässer. Dort wird er

durch Atmung, sowie für den Abbau und die Mineralisation organischer Stoffe wieder

verbraucht. Außerdem geht ein Teil über die Atmosphäre verloren. Demnach ist die

Sauerstoffbilanz eines Sees umso schlechter, je geringer der Eintrag an Sauerstoff ist und

je intensiver die Stoffwechselleistungen der Organismen sind.

Grundlagen

16

Abb. 2.4: Sauerstoffgehalt im Scherbelinoweiher während der Sommerstagnation 2006

Der fehlende Wasseraustausch zwischen Hypolimnion und Epilimnion während der

Stagnationsperiode und die vorwiegend im Epilimnion stattfindende Algenentwicklung

führen in einem mäßig eutrophierten See zu der obigen klinograden Sauerstoffverteilung,

bei der im Epilimnion vergleichsweise hohe Sauerstoffkonzentrationen auftreten, die dann

im Metalimnion rapide abnehmen (Abb. 1.4) (Schwoerbel 2005).

Während sich das Wasser der epilimnischen Schicht, die sich in einer ständig

windbedingten Umwälzung befindet, mit Sauerstoff sättigt, weist das Wasser des Meta-

und Hypolimnions als Folge der hier stattfindenden sauerstoffverbrauchenden

Abbauprozesse der gebildeten Biomasse ein Sauerstoffdefizit auf. Seine Größe hängt im

Wesentlichen von dem Umfang der Sauerstoffzehrungsprozesse ab. Der endgültige Abbau

der gebildeten organischen Substanzen findet am Gewässergrund statt (ATV-M 250).

Übersteigt das Produktionsvermögen eines Sees seine Mineralisierungskapazität

wesentlich, so kommt es während der Stagnationsperiode zur Sauerstofffreiheit am

Gewässergrund und der unmittelbar darüber liegenden Wasserschicht. Dann treten anstelle

aerober Zersetzungsprozesse in zunehmendem Maße Faulungsprozesse auf. Dies führt zur

Festlegung der durch Reduktion gebildeten Fe2+ -Ionen als Eisensulfid.

Damit verliert der Gewässergrund seine Fähigkeit, die bei dem Abbau des abgestorbenen

Planktons hier freiwerdenden Phosphationen zu binden, da reduziertes Eisen eine geringere

Rückhaltekapazität für Phosphor hat als oxidiertes Eisen (Hoffmann-Riem 2002). Diese

Phosphationen werden daher wieder in die Freiwasserzone verfrachtet und stehen

0

1

2

3

4

0 1 2 3 4 5

Tief

e (m

)

mg/l

Sauerstoffgehalt an vier Messstellen während der Sommerstagnation 2006

Grundlagen

17

zusätzlich zu den Phosphorverbindungen, die dem Gewässer laufend über seine Zuflüsse

zugeführt werden, als Nährstoffe für erneute, umfangreichere Algenentwicklungen zur

Verfügung.

Kohlendioxidkreislauf

Eng verbunden mit dem Sauerstoffhaushalt ist auch der Kohlendioxidhaushalt. Er ist durch

die CO2-Zufuhr durch Diffusion aus der Luft, durch Eintrag mit den Niederschlägen und

Zuläufen sowie durch Freisetzung bei Atmungsprozessen gesteuert. Bei der Photosynthese

wird CO2 verbraucht.

Kohlendioxid besitzt eine sehr hohe effektive Löslichkeit im Wasser. Es liegt dabei als

physikalisch gelöstes CO2, als Karbonat (CO32-), als Hydrogenkarbonat (HCO3

-) und als

undissoziierte Kohlensäure (H2CO3) vor. In welchem Verhältnis CO2, CO32- und HCO3

- im

Wasser vorkommen, hängt vom jeweiligen pH-Wert ab: bei pH < 4 ist nur CO2, zwischen

pH 7-10 fast nur HCO3- und bei pH > 10 überwiegend CO3

2- vorhanden (Schwoerbel

2005).

Große biologische Bedeutung kommt den ausgezeichneten Puffereigenschaften von

Kohlensäure-Calciumhydrogenkarbonat-Gemischen zu. Gewässer mit geringem

Kalkgehalt reagieren meist sauer, können aber durch biogenen Entzug des CO2 einen pH-

Anstieg bis über 9 erfahren, weil sie kaum gepuffert sind. In kalkreichen Gewässern

dagegen liegt der pH-Wert um 7 - 8 und durch Zerfall von Calciumhydrogenkarbonat wird

der biogene CO2-Verbrauch immer wieder ausgeglichen.

CaCO3 + CO2 + H2O ↔ Ca(HCO3)2

Im See liegt unter normalen Umständen eine gewisse Menge Calciumhydrogenkarbonat

(Ca(HCO3)2) gelöst vor. Dieser Zustand bleibt so lange erhalten, wie eine bestimmte

Menge CO2, als „Gleichgewichtskohlensäure“ vorhanden ist. Sinkt der Gehalt an CO2

durch Diffusion oder Verbrauch von Pflanzen, so fällt Calciumkarbonat (CaCO3) aus und

lagert sich als Seekreide am Boden ab.

Kohlenstoffkreislauf

In Gewässern erfolgt der Aufbau des organischen Materials durch Photosynthese. Bei

diesem Prozess werden auch Nährstoffe wie Phosphat, Stickstoff und Spurenelemente

gebunden. Des Weiteren kann es zu einer Mineralisation des organischen Materials

Grundlagen

18

kommen. Zum einen erfolgt der Prozess der vollständigen Mineralisation zum

anorganischen Kohlenstoff, zum anderen können Zwischenprodukte (organische

Verbindungen mit unterschiedlichen Strukturen) während des Abbaus des organischen

Materials entstehen (Sigg & Stumm 1996). Diese sind teilweise im Wasser gelöst. Die

entstandenen Humin- und Fulvinsäuren tragen zur Konzentration an gelöstem organischem

Kohlenstoff (DOC – Dissolved Organic Carbon) bei. Das unvollständig abgebaute

Material liegt in partikulärer Form als Detritus vor oder ist auf mineralisierten Partikeln

adsorbiert. Eine weitere Erhöhung des gelösten und gesamten organischen

Kohlenstoffgehaltes (TOC – Total Organic Carbon) erfolgt durch die Auswaschung des

organischen Materials aus Böden und durch eingebrachte organische Verbindungen wie

beim Scherbelinoweiher z. B. aus Deponiesickerwässern. Durch Sedimentationsprozesse

erfolgt die Einlagerung von organischem Material im Sediment, wo es mineralisiert wird.

Mikroorganismen decken ihren Energiebedarf durch Oxidations- und Reduktionsprozesse,

wobei ein Elektronentranfer erfolgt. Beim Abbau organischer Schadstoffe werden diese

oxidiert, sie dienen als Elektronendonator. Dabei werden als Elektronenakzeptoren

entsprechend der Redoxsequenz (Abb. 2.5) räumlich als auch zeitlich aufeinander folgend

zuerst Sauerstoff verbraucht und danach Nitrat zu elementaren Stickstoff (Denitrifikation)

oder weiter zu Ammonium reduziert (Nitratreduktion). Neben der anschließenden

Manganreduktion erfolgt die Eisenreduzierung. Hierbei wird gut lösliches zweiwertiges

Eisen freigesetzt. Weiterhin erfolgt die Reduzierung von Sulfat zu Sulfid. Am Ende der

gesamten Redoxsequenz kann es zur Bildung von Methan kommen.

Grundlagen

19

Abb. 2.5: Redox-Oxidation-Diagramm ( Sigg & Stumm1996)

Stickstoffkreislauf

Die wichtigsten anorganischen Stickstoffverbindungen im Gewässer sind Nitrat (NO3-) und

Ammonium (NH4+). Nitrit (NO2

-) ist gewöhnlich nur in geringen Mengen im Wasser

nachweisbar, da es je nach der Aktivität der Mikroorganismen mehr oder weniger rasch

verwertet wird.

Die Stickstoffverbindungen spielen eine zentrale Rolle im chemischen Haushalt von

Gewässern. Der Stickstoffhaushalt ist eng mit dem Sauerstoffhaushalt gekoppelt. Bei der

Nitrifikation werden 3,56 mg Sauerstoff pro mg Ammonium verbraucht (Kölle 2003).

Grundlagen

20

In den Stoffhaushalt der Stickstoffverbindungen greifen Mikroorganismen in vielfältiger

Form ein. Im gesamten Stickstoffkreislauf stellen die Nitrifikation, Denitrifikation und

Ammonifikation entscheidende Prozesse dar (Abb. 2.6).

Abb. 2.6: Stickstoffkreislauf

Unter aeroben Bedingungen kann Ammonium in Böden und Gewässern durch Nitrifikation

über Nitrit zu Nitrat oxidiert werden. Die nitrifizierenden Bakterien gewinnen ihre Energie

durch die zweistufige Oxidation des Ammoniums bzw. Nitrits zu Nitrat (Fritsche 2002).

Dieser Prozess kann mit folgenden Reaktionsgleichungen dargestellt werden:

NH4+ + 1,5 O2 → NO2

- + H2O + 2H+

NO2- + 0,5 O2 → NO3

-

Eine Nitrifikation ist im eutrophen See während der Stagnation im anaeroben Bereich nicht

möglich und Ammonium reichert sich unterhalb der Sprungschicht an, während Nitrat hier

verschwindet (Schwoerbel 2005).

Der Prozess der Denitrifikation läuft unter anaeroben Bedingungen ab. Es erfolgt die

Umwandlung von Nitrat über Nitrit zu Lachgas (N2O) und molekularen Stickstoff (N2):

2 NO3− + 4 H+ + 4 e− → 2 NO2

− + 2 H2O

2 NO2− + 4 H+ + 2 e− → 2 NO + 2 H2O

2 NO + 2 H+ + 2 e− → N2O + H2O

N2O + 2 H+ + 2 e− → N2 + H2O

Grundlagen

21

Die Denitrifikation wird auch als Nitratatmung bezeichnet, da anstelle von Sauerstoff

Nitrat als Wasserstoffakzeptor verwendet wird.

Ein weiterer Teilprozess des Stickstoffkreislaufes ist die Ammonifikation. Der Prozess

läuft unter aeroben und anaeroben Bedingungen ab. Die Mineralisation des Stickstoffs

beschreibt die Fähigkeit von Destruenten Ammoniak (NH3+) aus organischen

Stickstoffverbindungen abzuspalten. Wenn Ammoniak im Wasser gelöst vorliegt entstehen

Ammoniumionen (Sigg & Stumm 1996).

NH3+ + H2O → NH4

+ + OH-

Nitrat und Ammonium stellen die wichtigsten Lieferanten für photoautrophe Pflanzen dar.

Sind beide aufgezehrt, dient freiwerdendes Ammonium durch Zersetzung organischer

Reste den Pflanzen als Ammoniumquelle (Schwoerbel 2005). Dabei läuft die biologische

Mineralisierung des in der Biomasse und Humus organisch gebundenen Stickstoffs

folgendermaßen ab (Kölle 2003):

R-NH2 + H20 → NH3 + R-OH

Das entstehende Ammoniak steht dann wiederum zur Ammonifikation bereit.

Phosphorkreislauf

Der Phosphorkreislauf im See ist biologisch und geochemisch gesteuert. In natürlichen

Gewässern kommen Phosphatverbindungen nur in relativ geringen Anteilen in gelöster

Form vor. Der natürliche anorganische Phosphatgehalt stammt aus Niederschlägen sowie

aus phosphathaltigen Gesteinen (Apatit). Die natürliche Konzentration von Phosphor in

limnischen Systemen liegt zwischen 1 und 50 µg/l (Schwoerbel 2005).

In Seen kommen stets drei Phosphatfraktionen nebeneinander vor (Schwoerbel 2005).

Hierbei handelt es sich um anorganisch gelöstes Phosphat als Orthophosphat (PO4), sowie

um organisch gelöstes Phosphat und organisch partikuläres Phosphat (Organismen oder

Detritus).

Im Epilimnion wird durch photoautotrophe Produzenten anorganisches Phosphat

aufgenommen und organisch gebunden. Ein Teil des partikulär gebundenen Phosphats

sedimentiert. Ein größerer Anteil wird bereits im Epilimnion wieder abgegeben und erneut

aufgenommen.

Grundlagen

22

Phosphat kann unter aeroben Bedingungen an Sedimentoberflächen adsorbiert oder als

Eisenphosphat ausgefällt werden. Es wird hier auch von der so genannten Phosphatfalle

gesprochen. Unter anaeroben Bedingungen wird Phosphat aus den Eisenverbindungen

wieder freigesetzt. Die Mobilisierung des Phosphats kann bereits bei einer

Sauerstoffsättigung kleiner 10% und einem Redox-Potential kleiner 200 mV erfolgen

(Schwoerbel 2005). Zusätzlich kann mit Hilfe von Bakterien Phosphat freigesetzt werden,

zum Beispiel durch die Mineralisation organischer Substanz, die Zehrung von Sauerstoff

oder durch die Reduktion oxidierender Eisenverbindungen.

Weiterhin ist die Adsorption von Phosphat am Sediment abhängig vom pH-Wert. Bei

pH > 9 kann Phosphat zum Beispiel durch den Austausch mit OH-Ionen aus Metall-

Hydroxiden freigesetzt werden (Spieker 2002).

Schwefelhaushalt

Die im Gewässer überwiegend auftretende anorganische Verbindung des Schwefels ist das

Sulfat (SO42-). Ein wesentlicher rein chemischer Ablauf im Schwefelhaushalt von

Gewässern ist die Oxidation von Schwefelwasserstoff (H2S) zu Schwefel (S) durch

molekularen Sauerstoff, sowie die Bildung von Sulfiden, besonders Eisensulfid im

Sediment (Schwoerbel 2005).

Bedeutsamer ist die Tätigkeit der Mikroorganismen im Schwefelkreislauf. Bei dem

mikrobiellen Abbau organischer Reste entsteht aerob Sulfat, anaerob Schwefelwasserstoff.

Der gesamte Schwefelkreislauf ist von den Sauerstoff- und Strahlungsverhältnissen im See

abhängig. Grundsätzlich wird Schwefelwasserstoff über elementaren Schwefel zu Sulfat

oxidiert bzw. Sulfat zu Schwefelwasserstoff reduziert.

Die wichtigsten Umwandlungsprozesse des Schwefels im See sind zusammengefasst

folgende: Sulfat wird von obligat anaeroben Bakterien, so genannten Desulfurikanten zu

Schwefelwasserstoff (H2S) und Sulfiden sowie in beträchtlichem Ausmaß zu organisch

gebundenem Schwefel reduziert (Bramkamp & Pfeiffer 1995). Sowohl die Sulfide als auch

der organisch gebundene Schwefel werden im Sediment abgelagert. Auch durch den

mikrobiellen Abbau von Eiweißkörpern entsteht H2S, welches von verschiedenen

Bakterien über molekularen Schwefel zu Sulfat oxidiert wird.

Schwefelwasserstoff bildet in abiotischen Reaktionen mit Schwermetallionen (Fe2+-Ionen)

Schwermetallsulfide. Die Schwermetallsulfide können durch eisen- und sulfatoxidierende

Grundlagen

23

Bakterien und unter Oxidation des Sulfids mit Sauerstoff oder Nitrat wieder aufgelöst

werden. Die Schwermetallionen werden als Ionen gelöst.

Eisen und Mangan

Eisen und Mangan kommen in natürlichen Gewässern meist nur in Spuren vor. Sie liegen

aufgrund spezifischer Lösungseigenschaften in Oberflächengewässern selten in gelöster

Form vor. Hingegen sind organische Komplexe oder Oxide häufiger. Fe2+ und Fe3+ bzw.

Mn2+ und Mn4+ stellen Redoxpaare dar. Das Gleichgewicht zwischen Fe2+ und Fe3+ (Mn2+

und Mn4+) ist abhängig vom Redox-Potential, welches wiederum abhängig ist vom

Sauerstoffgehalt sowie von oxidierbaren organischen Stoffen.

4 Fe2+ + O2 + 10 H2O → 4 Fe(OH)3 + 8 H+

Die Verbindungen des dreiwertigen Eisens sind fast ganz unlöslich im Wasser

(Schwoerbel 2005). Eisen bleibt daher nur unter Reduktionsbedingungen in zweiwertiger

Verbindung, meist als Hydrogenkarbonat Fe(HCO3)2 in Lösung. In sauerstoffarmen

Gewässern ist mit einer höheren Konzentration an zweiwertigem Eisen zu rechnen. Die

Bedingungen, unter denen Fe2+-Verbindungen in Lösung bleiben, sind Sauerstoffsättigung

unter 50%, Vorhandensein von zersetzbarem organischem Material, hoher Gehalt an CO2

und ein pH-Wert unter 7,5. Diese Bedingungen sind im Hypolimnion eines Sees gegeben.

Kommt Fe2+ - Carbonat mit Sauerstoff in Berührung, so fällt das Eisen als Fe3+ - Hydroxid

Fe(OH)3 und FeO(OH) aus.

Die Eisen- und Mangan-Freisetzung ist auch für die Anreicherung von anderen

Schwermetallen im Hypolimnion von Bedeutung.

Eine große Bedeutung kommt Eisen im Sediment zu. An der Ausfällung und

Sedimentation des Eisens und Mangans sind in erheblichem Ausmaß eisenoxidierende

Bakterien beteiligt. Diese Organismen oxidieren Fe2+ zu Fe3+ bzw. Mn2+ zu Mn4+.

In oxischen Sedimentschichten sind überwiegend Verbindungen des dreiwertigen Eisen

enthalten. Hierzu zählen unter anderem Fe3+- Hydroxid (Fe(OH)3), Fe3+- Phosphat (FePO4)

sowie die Fe3+ - Oxide Goethit (FeOOH) und Hämatit (Fe2O3). In anoxischen

Sedimentschichten sind vorwiegend reduzierte Eisenverbindungen anzutreffen, wie zum

Beispiel Fe2+-Hydroxid (Fe(OH)2), Eisensulfide oder Fe2+- Phosphat (Fe3(PO4)2) * 8 H2O).

Aufgrund von Adsorbenseigenschaften können beim Ausfällen des Fe3+-Hydroxids weitere

Stoffe wie Phosphat und Schadstoffe gebunden werden.

Grundlagen

24

In einer reduzierenden Umgebung besteht die stabile Form des Eisens im Wesentlichen aus

unlöslichen Eisensulfiden. Erhöhte Konzentrationen von gelöstem Fe2+ oder Fe3+

beobachtet man im Allgemeinen nur bei vorübergehenden, durch anthropogene Ursachen

ausgelösten Ungleichgewichten.

Gelöstes dreiwertiges Eisen kann aus der Verwitterung von Eisensulfiden unter

Sauerstoffeinfluss stammen.

Gelöstes zweiwertiges Eisen kann durch Oxidation von Eisensulfiden durch Nitrat in das

Wasser gelangen. Dabei verläuft der erste Reaktionsschritt nach der folgenden

Reaktionsgleichung:

14 NO3- + 5 FeS2 + 4 H+ → 7 N2 + 10 SO4

2- + 5 Fe2+ + 2 H2O

Die freigesetzten Fe2+-Ionen können durch Nitrat zu Fe3+ - Oxidhydrat weiteroxidiert

werden:

NO3- + 5 Fe2+ + 7 H2O → ½ N2 + 5 FeOOH + 9 H

Gleichzeitig bedeutet eine hohe Konzentration an Hydrogenkarbonat eine gute

Voraussetzung für die Ausfällung von Fe2+ als Carbonat:

Fe2+ + HCO3- → FeCO3 + H+

Die beiden letztgenannten Reaktionen haben den Effekt, dass das nach der ersten Reaktion

freigesetzte Fe2+ wieder aus dem Wasser entfernt wird.

Im Gegensatz zum Eisen wird Mangan bereits bei Sauerstoffgehalten von 4,5 – 3,5 mg/l im

überstehenden Wasser aus den Sedimentoberschichten freigesetzt, wobei es ebenfalls zu

steilen Konzentrationsgradienten kommt.

2.1.3 Morphometrie

Neben der Nährstoffsituation ist die Morphometrie eines Sees entscheidend für seine

Einstufung in das Trophiesystem, da die äußere Form des Seebeckens einen großen

Einfluss auf Thermik und Schichtung besitzt (Zumbroich 1998). Die gleiche

Nährstoffbelastung führt bei einem flachen See wie dem Scherbelinoweiher in der Regel

zu einem höheren Trophiegrad als in einem tiefen See (Spieker 2002).

Grundlagen

25

Morphometrische Daten eines Sees sind zum Beispiel Angaben zur Oberfläche,

Beckenlänge, Uferlänge, dem Verhältnis von Tiefe zu Oberfläche, dem Verhältnis von

Volumen zur Oberfläche und die Umfangsentwicklung.

Letztere ist ein wichtiges Maß für die horizontale Gliederung der Wasserfläche. Sie stellt

den Quotienten aus Uferlinie und Umfang eines Kreises mit gleichem Flächeninhalt dar.

Langgestreckte Rinnenseen haben zum Beispiel eine große Umfangsentwicklung im

Gegensatz zu runden Seen. Die Größe der Umfangsentwicklung spiegelt den Anteil von

Flachwasserzonen im See wider. Hier findet häufig eine große Primärproduktion statt, da

günstige Bedingungen für das Pflanzenwachstum (Lichtverhältnisse, Turbulenzen)

gegeben sind. Durch ihre nächtliche Abkühlung setzen sie horizontale Wasserbewegungen

in Gang und ihr mit Nährstoffen angereichertes Wasser fließt in tiefere Schichten ab.

Der Scherbelinoweiher gehört seiner Form nach zu den „runden Seen“ (siehe Abb. 1.3)

und hat daher eher eine kleine Umfangsentwicklung mit wenigen Flachwasserzonen.

2.1.4 Trophiestufen und Eutrophierung

In der Limnologie versteht man unter Trophie die Intensität der pflanzlichen Produktion.

Die Trophie wird in verschiedenen Stufen angegeben – von Oligotrophie über Mesotrophie

und Eutrophie zu Polytrophie (Schwoerbel 2005).

Unter Eutrophierung versteht man die Zunahme der Primärproduktion aufgrund einer

Zunahme der Nährstoffe, vor allem an Phosphor und Stickstoffverbindungen. Eutroph

sind Gewässer mit hoher Produktion von Biomasse, bevorzugt von Grün- und Blaualgen,

die das Wasser trüben. Dadurch erhalten die am Gewässerboden lebenden Pflanzen nicht

mehr genug Licht zur Photosynthese Das Hypolimnion eutropher Gewässer wird im

Sommer sehr sauerstoffarm. Der Grund des Gewässers ist mit einer anaeroben

Faulschlammschicht bedeckt.

Die Abgrenzung der verschiedenen Trophiestufen lässt sich anhand verschiedener

Parameter durchführen. Als gängige Methoden werden der jeweilige Jahresgang des

Sauerstoffhaushaltes, der Chlorophyll-a-Konzentration, der Sichttiefe und des

Phosphathaushaltes benutzt. Dabei wird auf sehr verschiedene Modelle und statistische

Methoden zurückgegriffen (Zumbroich 1998).

Grundlagen

26

Beim Scherbelinoweiher handelt es sich um einen See, der sich in einem eutrophen

Zustand befindet (Zienert 2007). Dafür spricht auch die klinograde Kurve der vertikalen

Sauerstoffverteilung während der Sommerstagnation (Schwoerbel 2005).

2.2 Sauerstoffeintrag

Löslichkeit von Sauerstoff im Wasser

An der Grenzfläche zwischen Gasen und Flüssigkeiten kommt es zur Diffusion von

Gasmolekülen zwischen dem Gasraum und dem Lösungsraum. Die Löslichkeit gibt die

Menge eines Stoffes an, die unter gegebenen Bedingungen wie Temperatur und Druck

maximal in einer bestimmten Menge der Lösung lösbar ist.

Es gibt zwei idealisierte Extremfälle, mit denen man modellhaft die Wechselwirkungen der

atmosphärischen Gase mit Wasser in der Natur beschreiben kann (Bliefert 1997). Das

geschlossene System - bei dem Wasser nur mit einer beschränkten Menge an Gasen in

Kontakt tritt - kann zum Beispiel bei der Betrachtung von Grundwasser zur Anwendung

kommen. Bei einem offenen System ist Wasser in Kontakt mit einer unbeschränkten

Gasmenge. Der Partialdruck des Gases wird durch den Übergang des Gases in Wasser

nicht verändert, ist also praktisch konstant. Auf diese Weise lässt sich das Lösen von

Gasen in Oberflächengewässern beschreiben, beispielsweise von Sauerstoff in einem See

(Bliefert 1997).

Im Labor stellt sich bei einem gegebenen Wasservolumen bei einer gewissen Temperatur

und nach einer bestimmten Zeit zwischen der Luft und dem im Wasser gelösten Gas ein

Gleichgewicht ein. Natürliche Gewässer stehen dagegen nur selten im

Lösungsgleichgewicht mit der Atmosphäre und weichen vom Sättigungswert durch

biogene Sauerstoffproduktion nach oben (Übersättigung) oder häufiger, infolge einer

Sauerstoffzehrung durch Wasserverunreinigungen, nach unten ab (ATV–M 250).

Nach dem Gesetz von Henry Dalton gilt für die Löslichkeit von Gasen in Wasser:

CS = HiT * pi

CS: max. Sättigungskonzentration (g/m³ bar)

Hi: Henry-Konstante des Gases in Reinwasser (g/m³ bar)

pi: Partialdruck des Gases i (barabs)

Grundlagen

27

Die Henry-Konstante ist abhängig von der Temperatur. In Tab. 2.2 sind die Henry-

Konstante für die wichtigsten Gase der Luft N2, O2 und CO2 bei verschiedenen

Temperaturen wiedergegeben.

Temperatur (°C) H [g/m³ * bar]

N2 O2 CO2

0 29,0 68,7 3340,9

5 25,7 60,2 2771,1

10 23,0 53,6 2324,5

15 20,8 48,2 1970,0

20 19,1 43,7 1693,6

25 17,7 40,0 1470,9

30 16,6 36,9 1281,7

Tab. 2.2: Werte der Henry-Konstante bei verschiedenen Temperaturen für Stickstoff-, Sauerstoff- und Kohlendioxidgas

Die Henry-Konstante bzw. die O2-Sättigungskonzentration von reinem Sauerstoff bei

einem Sauerstoffpartialdruck von 1 bar beträgt bei 15 °C Wassertemperatur z.B. 48,2 g/m³

Für den Partialdruck eines idealen Gases gilt allgemein:

pi = pges * yi

pi: Partialdruck des Gases i (barabs)

pges: Gesamtdruck (barabs)

yi: Volumenanteil des Gases im Gasgemisch (z.B. Luft)

Bei Gasgemischen, wie der Luft, verteilt sich das Aufnahmevermögen des Wassers zum

Lösen auf die einzelnen Gase nach einem bestimmten mathematischen Schlüssel (Prexl

2007)

Stickstoff, Sauerstoff und Kohlendioxid verteilen sich in der Luft in etwa in den folgenden

Volumenanteilen (yi):

N2: = 78 %

O2: = 21 %

CO2: = 0,03 %

Jedem dieser Gase ist demnach ein entsprechender Partialdruck zuzuordnen. Die Summe

der Partialdrücke der einzelnen Gaskomponenten ist gleich dem Gesamtdruck pges.

Grundlagen

28

Der Partialdruck des Sauerstoffs in der Luft ist deshalb bei einem Gesamtdruck von 1 bar

nur 0,21 bar bzw. der von Stickstoff 0,78 bar. So ergibt sich der Sättigungswert von

Luftsauerstoff bei 10 °C Wassertemperatur und 1 barabs:

CSL = HO210 * pges * yO2

= 53,6 * 1 * 0,21

= 11,3 [gO2/m³]

Die max. Sättigungskonzentration für Luftstickstoff, Luftsauerstoff und Kohlendioxid in

der Luft bei einem Gesamtdruck von 1 barabs und einer Wassertemperatur von 15 °C sind

aus Tab. 2.3 zu ersehen.

Gase in der Luft H15 [g/m³ bar] pi [bar] CS [g/m³]

Stickstoff 20,8 0,78 16,2

Sauerstoff 48,2 0,21 10,1

Kohlendioxid 1970,0 0,0003 0,6

Tab. 2.3: Sättigungskonzentration für Luftstickstoff, Luftsauerstoff und Kohlendioxid in der Luft bei einem Gesamtdruck von 1barabs und einer Wassertemperatur von 15 °C.

Je kälter das Wasser ist, desto mehr Sauerstoff kann es lösen. Eine Tabelle in der DIN

38408 – Teil 23 gibt die Standard-Sauerstoffsättigungswerte CSS,T an, die

Sauerstoffkonzentration in mg/l von luftgesättigtem Wasser im Gleichgewicht mit

wasserdampfgesättigter Luft bei einem Atmosphärendruck von 1,013 hPa. Während bei

0 °C bis zu 14,6 mg/l Sauerstoff aufgenommen werden können, kann das gleiche Wasser

mit 10 °C nur noch maximal 11,3 mg/l und bei 20 °C nur noch 9,1 mg/l Sauerstoff lösen.

Anorganische Salze, insbesondere Chloride, verringern die Löslichkeit des Sauerstoffs im

Wasser. Je salzhaltiger das Wasser ist, desto weniger Sauerstoff wird gelöst (Prexl 2007).

Rechnerisch wird dies durch den „Salzfaktor“ β erfasst (ATV 1997). Es gilt:

β = CS Salzwasser / CS Reinwasser

Überschlägig kann β mit Hilfe des TDS - Wertes (Total Dissolved Solids), dem

Gesamtgehalts an Salzen, berechnet werden (ATV 1997).

β = 1,00 – 0,01 * TDS

Grundlagen

29

Der TDS-Wert kann anhand der Messung der elektrischen Leitfähigkeit abgeleitet werden.

Dabei entspricht ein Wert von 3 mS/cm elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C einem TDS-

Wert von 2 g/l (DWA–M 209). Die im Herbst 2006 im Scherbelinoweiher gemessenen

Werte der elektrischen Leitfähigkeit bei 25 °C von durchschnittlich 5,5 mS/cm entsprechen

daher einem TDS-Wert von ca. 3,7 g/l.

Dies ergibt einen Salzfaktor β für den Scherbelinoweiher von 0,96, so dass sich in seinem

Wasser aufgrund des Salzgehaltes bei 0 °C 14,0 mg/l, bei 10 °C 10,8 mg/l und bei 20 °C

8,7 mg/l theoretisch maximal lösen lassen.

Die Löslichkeit von Sauerstoff in Wasser ist überdies abhängig vom Luftdruck, jedoch ist

diese Abhängigkeit nur geringfügig. Während der atmosphärische Normaldruck 1013 hPa

beträgt, beträgt er in einer Höhe von 125 m üNN, auf der der Scherbelinoweiher sich

befindet, nur noch 998 hPa (ATV-M 250).

Im Wasser verändern die gelösten Gase der Luft ihre Gehalte dadurch, dass sich der Anteil

des inerten Stickstoffgases kaum verändert, während Kohlendioxid und Sauerstoff durch

die Aufnahme von Flora und Fauna abnehmen. Stickstoff kann so bei Temperaturerhöhung

seinen theoretischen Anteil im Wasser vergrößern und steht somit der Lösung von

Sauerstoff aus der Luft entgegen (Prexl 2007).

Sauerstoffübergang aus der Gasphase ins Wasser

Im Allgemeinen kann der Sauerstoffaustausch als ein dreistufiges Phänomen betrachtet

werden (Härtel & Pöpel 1988):

1. Sauerstofftransport innerhalb der Gasphase

2. Sauerstofftransport durch die Grenzfläche Gas/Wasser

3. Transport des gelösten Sauerstoffs innerhalb des Wasserkörpers

Es wird davon ausgegangen, dass für Gase mit geringer Löslichkeit, wie Sauerstoff, die

Konzentration an der Gas-Wasser-Zwischenschicht dem Sauerstoffsättigungswert

entspricht, so dass der Sauerstofftransport innerhalb der Gasphase nicht limitierend ist

(www.hydromech.uni-hannover.de, 20.09.2008).

Grundlagen

30

Der Sauerstofftransport durch die Grenzfläche Gas/Wasser wird durch die Fick'sche

Diffusion beschrieben:

dM / dt = p D F dc / dx

mit

dM / dt: diffundierte Sauerstoffmasse pro Zeiteinheit

p: Dichte des Wassers

D: Diffusionskoeffizient

F: Kontaktfläche zwischen Gas und Wasser

dc / dx: Sauerstoffkonzentrationsgradient an der Gas-Wasser-Zwischenschicht

Es wird weiter angenommen, dass die Sauerstoffkonzentration näherungsweise von dem

Sättigungswert CS bis zur vorhandenen Konzentration C im Wasser über einen dünnen

Film der Dicke L linear abnimmt, d.h.

dM / dt = p D F (CS - C) / L

Die zeitliche Änderung der Sauerstoffkonzentration im Wasservolumen V ist deswegen

dc / dt = p D F / V L * (CS - C) = KL * F / V * (CS - C)

Der Stoffübergangskoeffizient KL ist ein Maß dafür, wie oft der dünne Film an der

Grenzfläche Gas/Wasser erneuert wird und dadurch sauerstoffgesättigtes Wasser innerhalb

des Wasserkörpers weiter transportiert wird (Phase 3). Im praktischen Fall wird das

Produkt KL F/V empirisch bestimmt.

Die Verbesserung des Verhältnisses der Fläche zum Volumen F/V, kann z.B. durch

Turbulenz an der Wasseroberfläche oder durch die Verwendung von feinen gegenüber

großen Blasen bei der Druckbelüftung erreicht werden.

Für Wasser mit gegebener Sauerstoffkonzentration C kann (CS - C) nur durch eine

Erhöhung des Sauerstoffsättigungswertes CS

zustande gekommen. Da CS

nach dem

Henri'schen Gesetz bei konstanter Temperatur proportional zum Sauerstoffpartialdruck des

sich im Wasserkörper befindenden Gases ist, kann CS durch erhöhten Außendruck oder

durch die Anwendung von reinem Sauerstoff vergrößert werden.

Grundlagen

31

Der Einfluss von Wasserinhaltsstoffe auf den Sauerstoffeintrag

Wasserinhaltsstoffe können durch die folgenden Faktoren den Sauerstoffeintrag

beeinflussen (www.hydromech.uni-hannover.de, 20.09.2008):

1. Änderung der Oberflächenspannung des Wassers

2. Änderung des Sauerstoffsättigungswertes

3. Änderung der Viskosität

4. Änderung der Strömungsverhältnisse

Der Gesamteinfluss der Wasserqualität auf den Sauerstoffeintrag ergibt sich aus einer

Wechselwirkung dieser Einflüsse, welcher durch einen α-Faktor bezeichnet wird:

α = Sauerstoffeintrag unter Betriebsbedingungen / Sauerstoffeintrag in reinem

Wasser

Es besteht eine große Streuung in den α-Werten, die sowohl von der Wasserqualität als

auch von der Art der Belüftung abhängt. Der α-Wert steigt mit steigenden Gehalten an

Neutralsalzen insbesondere bei der Druckbelüftung in sehr tiefen Becken wegen der

Verringerung der Blasenkoaleszenz (DWA–M 209). Durch eine Erniedrigung der

Oberflächenspannung aufgrund von z. B. tensidhaltigen Substanzen kommt es zu einer

Adsorption von oberflächenaktiven Substanzen, die die Erneuerung der Grenzfläche und

damit die Diffusion von Sauerstoff aus der Luft in die Grenzschicht erschwert. Eine

Verringerung der Belüftungskonstante ist die Folge.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

32

Dichtwandbau

3 Stoffhaushalt: Ausgangssituation

3.1 Ausgangssituation Seewasser

Vor 2006

Im Rahmen des seit 1967 kontinuierlich durchgeführten halbjährlichen

Grundwassermonitorings am „Monte Scherbelino“ wurde auch der Scherbelinoweiher

regelmäßig beprobt. Das Analysespektrum umfasste physiko-chemische Parameter, die

Hauptanionen und -kationen, Schwermetalle und organische Summenparameter. Es ist

davon auszugehen, dass die Proben im See oberflächennah geschöpft wurden. In Abb. 3.1

sind exemplarisch die Entwicklung der Chloridgehalte sowie der Elektrischen Leitfähigkeit

für den Zeitraum von 1968 - 2006 dargestellt. Die Ganglinien zeigen, dass der

Dichtwandbau im Jahr 1994/1995 zu einem deutlichen Rückgang der Konzentrationen im

Seewasser führte.

Abb. 3.1: Chloridgehalte und Elektrische Leitfähigkeit im Haldenweiher von 1968 – 2007 (Quelle: BGS Umwelt)

Aus den Jahren 1970 – 1973, 1981 und 1986 stehen ergänzend Analysen aus

verschiedenen Tiefen des Sees zur Verfügung, die eine deutliche vertikale Differenzierung

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

33

des Redoxpotentials, der Leitfähigkeit und der Gehalte an Sauerstoff und organischen

Schadstoffen belegen. Während die Leitfähigkeit zu allen Messzeitpunkten mit der Tiefe

deutlich stieg, nahmen Redoxpotential und Sauerstoffgehalt mit der Tiefe ab. Dagegen

stieg der Gehalt an gelöstem Schwefelwasserstoffe mit der Tiefe stark an. Es zeigt sich,

dass der Weiher zu allen Messzeitpunkten geschichtet war.

2006

Vor Inbetriebnahme der Belüftung wurde am 12. Juli 2006 eine Beprobung mehrerer

Parameter an vier unterschiedlichen Messpunkten im See (siehe Abb. 3.2) in

verschiedenen Tiefen durchgeführt. In diesem Kapitel werden die Ergebnisse vorgestellt

und diskutiert.

Abb. 3.2: Lage der Messpunkte im Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt)

Die Messstellen T 407/1 und T 407/2 befinden sich im östlichen Teil des

Scherbelinoweihers, an den die Deponie grenzt. Hier wurden in den Tiefen ein, zwei und

drei Meter Seewasserproben entnommen. An den Messstellen T 408/1 und T 408/2 im

westlichen Teil des Sees entstammen die Proben aus ein und drei Metern Tiefe. Die

Messstelle T 408/3 wurde nicht beprobt.

Vergleicht man die Daten untereinander, so ist zu beobachten, dass die Werte der meisten

Parameter in den verschiedenen Tiefen stark differierten während sich die Werte der

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

34

gleichen Tiefe an den unterschiedlichen Messstellen im See kaum unterschieden. Dies

deutet auf eine Schichtung des Sees hin, wobei eine horizontale Durchmischung innerhalb

der verschiedenen Schichten erfolgte, aber der vertikale Austausch behindert war.

Tendenziell war bei einigen Parametern wie z. B. dem Redox-Potential die Differenz der

Werte in ein und drei Meter Tiefe an den Messstellen T 407/1 und T 407/2 größer als bei

den Messstellen T 408/1 und T 408/2. Folgende Faktoren könnten für diese Beobachtung

ursächlich sein:

Die Seetiefe ist im östlichen Teil des Scherbelinoweihers ca. einen Meter geringer als im

westlichen Teil, so dass die drei Meter Probennahmen der Messpunkte T 407/1 und

T 407/2 näher am abgesetzten Schlamm genommen wurden. Gleichzeitig grenzt die

Deponie, die ehemalige Schadstoffquelle an den östlichen Rand des Scherbelinoweihers,

so dass die Konzentrationen hier in der Tiefe höher waren als im westlichen Teil, wo

Verdünnungseffekte auftraten. Als dritter Umstand könnten auch unterschiedliche Wind-

und Strömungsverhältnisse zu den etwas höheren Werten der Messpunkte T 407/1 und

T 407/2 beigetragen haben. Sie lagen näher an der kleinen Insel des Scherbelinoweihers

und könnten dadurch windgeschützter gewesen sein, so dass die horizontale

Durchmischung dort zusätzlich erschwert wurde.

Aufgrund der geringen horizontalen Differenz der Werte im Vergleich zur vertikalen

Differenz werden im Folgenden zur besseren Übersicht und Verständlichkeit bei einigen

Parametern die Mittelwerte der gleichen Tiefe der vier Messstellen gebildet und

dargestellt.

Um die verschiedenen Konzentrationen und deren Einfluss auf den Scherbelinoweiher

besser bewerten zu können, werden an geeigneter Stelle die Grenzwerte der

Trinkwasserverordnung hinzugezogen.

Physiko-chemische Parameter

Betrachtet man die physiko-chemischen Parameter, so lassen sich bei jedem große

Abweichungen mit zunehmender Tiefe feststellen. In Abb. 3.3 sind die Veränderungen in

der Tiefe für einen besseren Überblick in Prozent dargestellt. Dabei wurde der in ein Meter

Tiefe gemessene Wert als Bezugsgröße gewählt und auf 0 % gesetzt.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

35

Abb. 3.3: Prozentuale Veränderung einiger physiko-chemischer Parameter und des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) mit der Tiefe am 12.07.2006. Der Messwert in einem Meter Tiefe wurde auf 0 % gesetzt.

Zu erkennen ist, dass die Wassertemperatur, der pH-Wert, der Sauerstoffgehalt und das

Redoxpotential mit der Tiefe geringer wurden, während die Leitfähigkeit und der CSB-

Wert in größerer Seetiefe zunahmen.

Die Wassertemperatur betrug in ein Meter Tiefe im Mittelwert 25,6 °C. Mit der Tiefe

wurde die Temperatur geringer. In drei

Meter Tiefe betrug sie nur noch

12,8 °C.

Ähnlich wie bei der Messung im Juli

1973 war auch im Juli 2006 eine

deutliche Temperaturschichtung im

Scherbelinoweiher während der

Sommerstagnation zu erkennen. Das

Wasser des Scherbelinoweiher wird

hauptsächlich vom zufließenden Grundwasser gespeist, welches zu jeder Jahreszeit eine

Temperatur zwischen 8 und 13 °C aufweist. Daher war die Wassertemperatur am Seegrund

stets deutlich über 4 °C.

Der pH-Wert nahm mit der Tiefe stetig ab. Bei einem Meter Tiefe lag er bei

durchschnittlich 8,5, in drei Meter Tiefe betrug er nur noch 7,6. Die leicht alkalischen pH-

Werte entsprechen den Werten, die seit 1971 im Scherbelinoweiher gemessen werden. Sie

Wassertemperatur (°C)

0

1

2

3

4

10 15 20 25 30

Tie

fe (

m)

Abb. 3.4: Wassertemperatur (°C) am 12.7.2006

0

1

2

3

4

-150 -100 -50 0 50 100

Tie

fe (m

)

Veränderung in %

Veränderungen der physiko-chemischen Parameter mit der Tiefe in %

Wasser T (°C) O2 (mg/l) Red-Ox-Pot. (mV)

Leitfähigkeit (µS/cm) pH-Wert CSB (Cr) (mg/l)

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

36

sind typisch für Sickerwässer einer sich in der Methanphase befindlichen Deponie (siehe

Kapitel 2.1.2). Kurz nach Beendigung

der Ablagerungen auf der Deponie

wurden 1970 im Scherbelinoweiher

dagegen noch leicht saure pH-Werte in

der Tiefe gemessen.

Diese niedrigeren pH-Werte lassen auf

Sickerwässer schließen, die aus der zu

diesem Zeitpunkt noch partiell in der

sauren Phase befindliche Deponie

ausgetreten sind.

Auch wenn seit dem Bau der Dichtwand 1995 keine weiteren Sickerwässer in das

Grundwasser und somit in den See gelangen, hat sich der pH-Wert seit 1971 bis 2006 nicht

verändert.

Mit den Lösungsgleichgewichten von CO2, H2CO3, HCO3- und CO3

2- steht ein natürliches

Puffersystem zur Verfügung, das die Wasserstoffionenkonzentration, den pH-Wert in Seen

weitgehend konstant hält (Matschullat et al. 1997). Diese Pufferkapazität gegenüber

Säuren wird als Alkalinität bzw. Karbonathärte bezeichnet. Für den Zeitraum vor der

Inbetriebnahme der Belüftung liegen keine Daten über die Karbonathärte bzw. den Gehalt

an Hydrogenkarbonat vor. Die gemessenen pH-Werte zwischen 7,5 und 8,5 weisen aber

auf eine hohe Karbonathärte hin, da mäßig hohe pH-Werte in hydrogenkarbonatreichen

Wässern vorkommen (Mattheß 1994). Der photosynthetische CO2-Verbrauch kann durch

die Lösung von Calciumhydrogenkarbonat ausgeglichen werden, so dass der pH-Wert

zwischen 7 und 8 nahezu konstant bleibt und nur in seltenen Fällen (z.B. hohe

Photosyntheseraten) größeren Schwankungen unterliegt. Gleichzeitig kommt es zur

endogenen Calcitfällung.

Aufgrund der thermischen Schichtung während der Sommerstagnation und der extremen

Sauerstoffzehrung durch mikrobielle Abbauprozesse unterhalb der Thermokline wird

CaCO3 im CO2-reichen Wasser gelöst. Dieser Umstand und der anaerobe Abbau

organischer Substanz führen zu einem Anstieg der Alkalinität am Seegrund sowie zu einer

Zunahme der Ca2+- bzw. H+-Konzentration. Daher ist der pH-Wert in der Tiefe niedriger

als im Epilimnion. Die hohe Alkalinität des Sees verhinderte ein Absinken des pH-Werts

unter 7.

0

1

2

3

4

7 7,5 8 8,5 9

Tie

fe (m

)

pH-Wert

Abb. 3.5: pH-Wert am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

37

Bedeutung des pH-Wertes für die Löslichkeit:

Der pH-Wert bestimmt die Löslichkeit vieler Elemente. Nur einige Ionen, wie die Na+-,

K+-, NO3-- und Cl--Ionen, bleiben über die ganze Breite der pH-Werte in normalen

Grundwässern in Lösung (Mattheß 1994). Die meisten Metallionen sind in sauren Wässern

als Kationen löslich, fallen aber als Hydroxide oder basische Salze aus, wenn der pH-Wert

zunimmt. Bei einigen Elementen wirkt der Ausfällung die Bildung von Kolloiden

entgegen, die länger im Wasser verbleiben können.

Gelöste Stoffe ändern gewöhnlich den pH-Wert, da einige Ionen sich mit den H+- oder den

OH-- Ionen verbinden und so das chemische Gleichgewicht verschieben. Calciumkarbonat

z.B. verschiebt das Gleichgewicht in den basischen Bereich. Salze von Eisen haben eine

saure Reaktion, erreichen jedoch selten die hohen Konzentrationen, die den pH-Wert

natürlicher Wässer beeinflussen könnten.

Bei Lösung starker Basen und Entfernung von Säureresten aus der Lösung, z.B. durch

Entweichen von CO2, gehen OH-- Ionen in Lösung und erhöhen den pH-Wert.

Der Kurvenverlauf des Sauerstoffgehalts zeigt deutlich, dass es sich um einen

geschichteten See handelte. In ein Meter

Tiefe waren noch 4,6 mg/l Sauerstoff

gelöst, was bezogen auf die Temperatur

und den Salzgehalt einer

Sauerstoffsättigung von 58 % entsprach.

In zwei Meter Tiefe waren 0,7 mg/l O2

gelöst und in drei Meter Tiefe nur noch

0,4 mg/l. Hier betrug die

Sauerstoffsättigung nur 4 %. Wie schon

in Kapitel 2.1.2 besprochen, zeigt die klinograde Kurve der Sauerstoffverteilung im

Scherbelinoweiher, dass er sich in einem eutrophen Zustand befand. Das Metalimnion

befand sich ungefähr in 1,5 bis 3 Meter Tiefe.

Im Vergleich zum Sauerstoffgehalt nahm das Redox-Potential erst unterhalb von zwei

Metern rapide ab. Während der Mittelwert in zwei Meter Tiefe mit 182 mV nur wenig

geringer als der Wert in ein Meter Tiefe von 215 mV war, nahm er weiter unterhalb stark

ab. In drei Meter Tiefe lag er bei durchschnittlich -73 mV.

Sauerstoffgehalt (mg/l)

0

1

2

3

4

0 1 2 3 4 5

Tie

fe (

m)

Abb. 3.6: Sauerstoffgehalt (mg/l) am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

38

Untersuchungen von Grundwasserbelastungen die aufgrund von Deponiensickerwasser

verursacht werden, haben gezeigt,

dass sich durch einen

Verunreinigungsherd wie z.B. einer

Deponie eine Reduktionszone im

Unterstrom der Deponie bildet

(Bischofsberger 2004). Die

Entstehung der Reduktionszone kann

mit dem Einfluss reduzierender

Substanzen aus der Deponie erklärt

werden.

Im natürlichen Grundwassersystem ist eine Abfolge von Redoxreaktionen in Abhängigkeit

vom Redoxpotential Eh festzustellen (Hölting & Coldewey 2005).

Die Redoxprozesse setzen demnach in folgender Reihefolge ein:

Oxidierendes Milieu Eh > 400 mV

Nitratreduktion Eh +600 mV bis +300 mV

Manganreduktion Eh +500 mV bis +220 mV

Eisenreduktion Eh +400 mV bis +180 mV

Sulfatreduktion Eh +100 mV bis -200 mV

Methanbildung Eh -150 mV bis -280 mV

Die im Sommer 2006 im Scherbelinoweiher gemessenen Werte zeigen, dass gemäß des

gemessenen Redox-Potentials in den oberen Metern des Sees Eisen und Mangan reduziert

wurden, während in drei Meter Tiefe bereits eine Sulfatreduktion stattfand. Vom Redox-

Potential weiter unterhalb liegen keine Daten vor, so dass nicht klar ist ob am Seegrund die

Verhältnisse noch strenger anaerob waren, so dass sich Methan bilden konnte.

0

1

2

3

4

-200 -100 0 100 200 300

Tie

fe (m

)

Redox-Potential bei pH 0 (mV)

Abb. 3.7: Redox-Potential bei pH 0 (mV) am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

39

Die elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C stieg mit zunehmender Tiefe. In einem Meter Tiefe

betrug sie im Durchschnitt 4100 µS/cm,

in zwei Meter Tiefe 4590 µS/cm und in

drei Meter Tiefe 6118 µS/cm.

Die spezifische elektrische Leitfähigkeit

einer wässrigen Lösung setzt sich aus

den Leitfähigkeits-Teilbeträgen der

einzelnen Kationen und Anionen

zusammen (Mattheß 1994). Sie beruht

auf der Fähigkeit der im Wasser

gelösten Ionen, elektrischen Strom zu transportieren. Die elektrische Leitfähigkeit

entspricht einer unspezifischen, pauschalen Aussage über die Gesamtkonzentration der in

einem Wasser enthaltenen Inhaltsstoffe, soweit diese in Ionen dissoziiert sind. Der

chemische Informationsgehalt der Leitfähigkeitsmessung ist daher gering (Kölle 2003). Ihr

Vorteil liegt darin, dass mit einfachen Mitteln räumliche und zeitliche Veränderungen

erkannt werden können.

Die spezifische elektrische Leitfähigkeit von Regenwasser reicht gewöhnlich von ungefähr

5 - 30 µS/cm, süßes Grundwasser von 30 - 2000 µS/cm, Meerwasser von 45000 -

55000 µS/cm (Mattheß 1994). Der Grenzwert der Trinkwasserverordnung vom Mai 2001

für die elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C liegt bei 2790 µS/cm.

Die im Scherbelinoweiher gemessenen Werte lagen alle über 4000 µS/cm. Sie stiegen mit

der Tiefe bis auf 6300 µS/cm an. Dies bedeutete eine Anreicherung gelöster Kationen und

Anionen in Richtung Seeboden.

Elektrische Leitfähigkeit bei 25°C (µS/cm)

0

1

2

3

4

4000 5000 6000 7000

Tie

fe (

m)

Abb. 3.8: Elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C (µS/cm) am 12.07. 2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

40

Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB)

Während der Sauerstoffgehalt und das Redox-Potential mit der Tiefe sanken, so stieg der

Chemische Sauerstoffbedarf (CSB)

gleichzeitig an. Er vergrößerte sich von

durchschnittlich 330 mg/l in einem

Meter Tiefe auf 630 mg/l in drei Meter

Tiefe.

Nicht alle organischen Inhaltsstoffe sind

mikrobiell abbaubar (Fritsche 2002).

Um alle organischen Stoffe zu

ermitteln, die im Abwasser vorliegen,

wird der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) in mg/l ermittelt. Er ist definiert als die auf

Sauerstoff umgerechnete Masse an Oxidationsmitteln (Kaliumdichromat), die bei der

Oxidation organischer Wasserinhaltsstoffe unter festgelegten Bedingungen benötigt wird

(Kummert & Stumm 1992).

Der CSB-Wert umfasst neben den leicht abbaubaren Verbindungen auch die schwer

abbaubaren Naturstoffe und die Xenobiotika, die nicht auf biologischem Wege

synthetisiert worden sind. Er lag zwischen 300 und 650 mg/l und damit am unteren Ende,

des von für Sickerwasser einer Deponie in der Methanphase ermittelten Werte zwischen

500 und 4500 mg/l (siehe Tab. 2.1) (Tabarasan 1999).

Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC)

Die Konzentration des Summenparameters DOC nahm ebenfalls zum Seegrund hin zu. Er

stieg von 125 mg/l auf 215 mg/l an.

Der DOC-Wert umfasst den gelösten

organischen Kohlenstoff. Zusammen mit

dem ungelösten Anteil POC (Partikulärer

Organischer Kohlenstoff) und dem

flüchtigen organischen Kohlenstoff VOC

bildet er den TOC-Wert, den gesamten, in

organischen Molekülen gebundenen

Kohlenstoff. Der TOC-Wert umfasst

Chemischer Sauerstoffbedarf (mg/l)

0

1

2

3

4

300 400 500 600 700

Tie

fe (

m)

Abb. 3.9: Chemischer Sauerstoffbedarf (mg/l) am 12.07.2006

DOC (mg/l)

0

1

2

3

4

100 150 200 250 300

Tie

fe (

m)

Abb. 3.10: Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC) (mg/l) am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

41

sowohl organische Stoffe aus natürlichen Verbindungen, wie z.B. Huminsäuren als auch

anthropogen entstandene Verbindungen aus z.B. industriellen Abwässern (Marr et al.

1988). Er gilt neben dem CSB-Wert als Richtwert für die Belastung mit organischen

Substanzen. Saubere Gewässer weisen einen TOC-Gehalt von 1-2 mg/l auf.

Die im Scherbelinoweiher gemessenen DOC-Werte von 125 bis 215 mg/l verdeutlichen

die starke Belastung des Sees mit organischem Material, das durch organische Säuren über

das Sickerwasser der Deponie in den See gelangt war. Ein gesunder Fluss sollte z.B. nicht

mehr als 2 mg/l DOC enthalten (Kummert & Stumm, 1992). Dieser Wert wurde im

Scherbelinoweiher um ein Vielfaches überschritten.

Sulfat

Der Sulfatgehalt (SO4²-) im See lag zwischen 240 und 340 mg/l. Der Grenzwert der

Trinkwasserverordnung vom Mai 2001

beträgt 240 mg/l. Hiervon ausgenommen

sind Wässer aus calciumsulfathaltigem

Untergrund. Für diese gilt ein

Ausnahmewert von 500 mg/l.

Im Scherbelinoweiher hat die hohe

Konzentration jedoch keinen natürlichen

Ursprung sondern ist deponiebedingt, da

das Grundwasser im Zustrom der Deponie

Sulfatgehalte von nur 80 - 100 mg/l aufwies. Die Konzentration im Zustrom des Weihers

lag mit 400 mg/l deutlich höher.

Die hohe Belastung durch Sulfat war bezeichnend für die Lösung von Schwefelspezies aus

Bauschutt und Aschen auf der Deponie, teilweise auch für die Zersetzung organischer

Substanzen.

Ein weiterer Anteil wurde durch die Denitrifikation von Eisensulfiden gebildet. Dabei wird

der in den Sulfiden enthaltene Schwefel zu Sulfat oxidiert (Kölle 2003). Gleichzeitig wird

Sulfat (SO4²-) von desulfierenden Bakterien als Sauerstoffdonator benutzt (Kummert &

Stumm 1992). Hierbei werden Sulfid (S²-) bzw. Schwefelwasserstoff (H2S) gebildet. Der

Schwefel durchläuft bei dieser Redoxreaktion einen Kreislauf vom Eisensulfid zum Sulfat

und wieder zurück und das Eisen einen Kreislauf vom Eisensulfid zum gelösten Fe2+ und

wieder zurück.

Sulfat (mg/l)

0

1

2

3

4

200 250 300 350

Tie

fe (

m)

Abb. 3.11: Sulfatgehalt (mg/l) am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

42

Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid

Die Konzentrationen der Alkali- und Erdalkalimetalle Natrium, Kalium, Magnesium und

Calcium sowie der Gehalt an Chlorid nahmen mit der Tiefe leicht zu (Abb. 3.12).

Abb. 3.12: Die unterschiedlichen Gehalte einiger Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006.

Dabei waren die Gehalte von Chlorid mit durchschnittlich 749 mg/l in ein Meter Tiefe und

1006 mg/l in drei Meter Tiefe absolut am höchsten. Der Gehalt an Natrium steigerte sich

von 509 mg/l auf 602 mg/l in drei Meter Tiefe. Die Kaliumkonzentration betrug in ein

Meter Tiefe rund 324 mg/l und in drei Meter Tiefe 434 mg/l. Magnesium und Calcium

erfuhren eine Zunahme in der Tiefe von 44 mg/l auf 57 mg/l bzw. von 73 mg/l auf 95 mg/l.

Die Trinkwasserverordnung vom Mai 2001 beinhaltet Grenzwerte für Chlorid (250 mg/l)

und für Natrium (200 mg/l). Grenzwerte für Kalium, Magnesium und Calcium gibt es in

der aktuellen Fassung nicht. Die Trinkwasserverordnung vom Dezember 1990 enthielt

noch Grenzwerte für Kalium von 12 mg/l (geogen bedingte Überschreitungen bis 50 mg/l)

und für Magnesium von 50 mg/l (geogen bedingte Überschreitungen bis 120 mg/l).

Die Chlorid-, Natrium- und Kaliumkonzentrationen im Scherbelinoweiher waren

gegenüber diesen Grenzwerten um ein Vielfaches erhöht. Diese erhebliche Salzbelastung

konnte bereits anhand der hohen elektrischen Leitfähigkeit beobachtet werden.

Die Höhe der Salzkonzentration beeinflusste auch die Dichte des Wassers. Aufgrund von

chemisch bedingten Dichteunterschieden konnte es, ähnlich der Temperaturschichtung

-100

100

300

500

700

900

1100

Na+ K+ Mg2+ Ca2+ Cl-

mg

/l

Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid

1m Tiefe

2m Tiefe

3m Tiefe

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

43

ebenfalls zur Ausbildung einer stabilen chemischen Schichtung kommen, wodurch eine

Durchmischung erschwert wurde.

Eine hohe Salzfracht ist charakteristisch für Hausmülldeponien, die vor allem durch die

Hauptionen Cl-, Na+, K+, Ca2+, Mg2+, SO42-, NO3

- sowie NH4+ gebildet wird.

Natriumchlorid ist zum Beispiel der Rohstoff für fast alle Natriumverbindungen z.B. Soda,

Natronlauge und Seife sowie für Chlor und alle Chlorverbindungen wie z.B. Salzsäure und

Polyvinylchlorid (PVC).

Die Alkalimetalle Natrium und Kalium sowie Chlorid repräsentieren den „konservativen“

Elementtyp, dessen Verteilung keine signifikante Konzentrationsänderung mit der

Wassertiefe aufweist. Sie sind kaum partikelreaktiv (Matschullat et al., 1997). Dabei ist der

Kaliumgehalt, dessen regionale Verteilung dem des Natriums entspricht, durchweg

wesentlich geringer als der Natrium- oder Chloridgehalt (Mattheß 1994).

Chloridionen kommen in der Natur überwiegend in Gesellschaft mit Natrium-, Kalium-

und Magnesiumionen vor. Das Äquivalentverhältnis ([K+]+[Na+])/[Cl-] ist ein Hinweis auf

die Salzbelastung (Kölle 2003). In anthropogen weitgehend unbelasteten Wässern liegt das

Verhältnis nahe bei 1. Im Scherbelinoweiher lag das Verhältnis bei 1,46. Chloridionen

waren demnach im Vergleich zu den Alkalimetallionen unterrepräsentiert.

Chemisch gesehen ist der Calcium- und Magnesiumgehalt des Wassers ein Maß für die

Wasserhärte. Die Summe der Erdalkalien ergibt die „Gesamthärte“ des Wassers. Dabei ist

in Deutschland 1 °dH (Deutscher Härte) definiert als 0,178 mmol/l Summe Erdalkalien.

Aufgrund der hohen Konzentration der Erdalkalimetalle war das Wasser des

Scherbelinoweihers mit 23 °dH bzw. 4,1 mmol/l sehr hart.

Die Quelle für dieses „harte“ Wasser war wiederum die Deponie. Während die

Gesamthärte in ihrem Zustrom zwischen 1986 und 1995 nur bei 5 - 7 °dH lag, wiesen das

Grundwasser zur gleichen Zeit direkt am Deponierand eine Gesamthärte von 120 °dH und

im Zustrom zum Scherbelinoweiher noch 50 °dH auf.

Schwermetalle und Arsen

Auch die Konzentrationen der Schwermetalle Eisen, Mangan, Kupfer, Nickel, Chrom und

Zink und des Halbmetalls Arsen konnten im Seewasser nachgewiesen werden. Ihre

Konzentrationen nahmen grundsätzlich mit der Tiefe zu (Abb. 3.13). Eine Ausnahme

bildete Kupfer, welches mit der Tiefe leicht abnahm. Allerdings bewegten sich alle Werte

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

44

für Kupfer um die Nachweisgrenze von 0,005 mg/l, so dass diese vermeintliche Abnahme

auch aufgrund von Messfehlern entstanden sein könnte.

In der Trinkwasserverordnung vom Mai 2001 werden folgende Grenzwerte genannt:

Eisen: 0,20 mg/l

Mangan: 0,05 mg/l

Kupfer: 2,00 mg/l

Nickel: 0,02 mg/l

Chrom: 0,05 mg/l

Zink: kein Grenzwert

Arsen: 0,01 mg/l

Während der Grenzwert für Kupfer in den Wasserproben in allen Tiefen weit

unterschritten wurde, lagen die Konzentrationen von Chrom und Nickel in allen Tiefen und

Arsen in drei Meter Tiefe über ihrem jeweiligen Grenzwert für Trinkwasser.

Der Mangangehalt überschritt den zulässigen Grenzwert für Trinkwasser in zwei Meter

Tiefe um ein Fünffaches und in drei Meter Tiefe sogar um das 23fache. Der Grenzwert für

Eisen wurde nur in drei Meter Tiefe um den Faktor drei überschritten.

Alle Seeproben wurden ebenfalls auf Cadmium und Blei untersucht. Diese Elemente

konnten jedoch nicht nachgewiesen werden.

Abb. 3.13: Die unterschiedlichen Gehalte einiger im Seewasser gelöster Schwermetalle und Arsen in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006

0,001

0,01

0,1

1

10

Fe ges. Mn ges. Cu ges. Ni Cr ges. Zn As

mg

/l (L

og

arit

hm

isch

e S

kalie

run

g!)

Schwermetalle und Arsen

1m Tiefe

2m Tiefe

3m Tiefe

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

45

Die größte sowohl absolute als auch relative Zunahme mit der Tiefe verzeichneten Mangan

und Eisen. Der Manganwert stieg von ein bis drei Meter Tiefe von durchschnittlich

0,05 mg/l um 2270 % auf 1,17 mg/l. Gleichzeitig stieg der Gesamtgehalt an Eisen von

0,05 mg/l auf 0,57 mg/l.

An Bodenmaterial oder an suspendierten Feststoffen können gelöste Stoffe adsorbieren

und auch wieder desorbieren. Die Konzentrationen von Schwermetallionen werden durch

solche Prozesse reguliert (Kummert & Stumm 1992). Die Übergangsmetallkationen Eisen,

Mangan und Chrom bilden stabile Hydroxokomplexe oder Phosphatkomplexe in fester

oder gelöster Form.

Quecksilber, Cadmium, Zink und Blei bilden stabile Komplexe mit Carbonaten, schwefel-

und chlorhaltigen und vor allem organischen Liganden.

Wie schon in Kapitel 2.1.2 erläutert, kommen Eisen und Mangan im Boden häufig, aber im

Wasser in natürlicher Umgebung nur in sehr geringen Konzentrationen vor. Sie bilden mit

Sauerstoff Reduktions-Oxidations-Systeme und erscheinen als Oxide und Hydroxide.

Unter aeroben Bedingungen sind sie als Fe3+ bzw. Mn4+ in wenigen µg/l in Lösung

möglich.

Höhere Konzentrationen haben anthropogene Ursachen als Auslöser und sind nur in

zweiwertiger Form möglich (Kölle 2003). Dabei lösen sich Fe2+-Ionen in einer

Reduktionszone am sauerstoffarmen Seegrund bei gleichzeitiger Kohlensäureentwicklung

aus dem Bodenkörper. Damit Fe3+ zu Fe2+ reduziert werden kann, muss das Redox-

Potential < 400 mV sein (Hölting & Coldewey 2005). Mn4+ wird schon bei einem Redox-

Potential von < 500 mV zu Mn2+ reduziert. Im Scherbelinoweiher war das Redox-Potential

bei pH 0 ab einer Tiefe von einem Meter < 300 mV, so dass sowohl Eisen als auch

Mangan in reduzierter Form vorlagen.

Kommt es als Folge des Überwiegens von Reduktionsvorgängen zur völligen

Sauerstofffreiheit des Wassers am Gewässergrund, so treten in zunehmendem Maße

Faulungsprozesse auf. Häufig werden durch Reduktion der Sulfationen Sulfidionen

gebildet. Dies führt zur Festlegung der durch Reduktion gebildeten Fe2+-Ionen als

Eisensulfid bzw. der Mn2+-Ionen als Mangansulfid (ATV-M 250).

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

46

Stickstoffverbindungen

Eine zentrale Bedeutung für die Analyse des Stoffhaushaltes des Scherbelinoweihers

kommt den Stickstoffverbindungen zu. Sie verzeichneten mit zunehmender Tiefe die

größten Konzentrationsunterschiede (Abb. 3.14). Während der Ammoniumgehalt von

einem Meter bis drei Meter Seetiefe von 1,1 mg/l auf 128 mg/l um fast 11000 % stieg,

nahmen Nitrat und Nitrit gleichzeitig mit der Tiefe stark ab.

Nitrat sank dabei von einem Gehalt von 36 mg/l in einem Meter Tiefe auf unter die

Nachweisgrenze von < 0,5 mg/l in drei Meter Tiefe während der Nitritgehalt in den

gleichen Tiefen von 5,6 mg/l auf 0,23 mg/l abfiel.

Abb. 3.14: Die unterschiedlichen Konzentrationen der Stickstoffverbindungen Ammonium, Nitrat und Nitrit in verschiedenen Tiefen am 12.07.2006

Stickstoff liegt deponienah hauptsächlich als Ammonium vor. In der Methanphase einer

alten Deponie enthält das Sickerwasser viel Ammoniumstickstoff (Tabarasan 1999). 2006

lag die Ammonium-Konzentration des Grundwassers im Zustrom des Scherbelinoweihers

bei 400 mg/l. Ammonium wird durch Kalifeldspäte, Glimmer und Tonminerale zum Teil

am Seegrund adsorbiert und steht zum Teil in einem Austauschgleichgewicht mit der

Bodenlösung. Ein anderer Teil ist irreversibel fixiert (Scheffer/Schachtschabel et al. 1998).

Wie schon in Kapitel 2.1.2 zum Thema Stickstoffkreislauf erläutert, war aufgrund des

eutrophen Zustands des Sees und der sich am Seegrund gebildeten Reduktionszone

während der Sommerstagnation eine Nitrifikation nicht möglich und Ammonium reicherte

sich hier im anaeroben Bereich an, während Nitrat verschwand. Gleichzeitig oxidierten

aerobe Nitrifikanten im Epilimnion das bei der Eiweißzersetzung frei werdende

Ammonium zu Nitrit, das von Nitratbakterien weiter zu Nitrat oxidiert wurde.

0

20

40

60

80

100

120

140

Ammonium Nitrat Nitrit

mg

/l

Stickstoffverbindungen

1m Tiefe

2m Tiefe

3m Tiefe

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

47

Die Trinkwasserverordnung vom Mai 2001 schreibt einen Grenzwert für Ammonium von

0,5 mg/l (geogen bedingte Überschreitungen werden bis 30 mg/l toleriert), für Nitrat von

50 mg/l und für Nitrit von 0,5 mg/l vor.

Unbelastete Oberflächengewässer weisen in der Regel Ammoniumstickstoffgehalte unter

0,1 mg/l und Nitratstickstoffgehalte bis zu 1 - 2 mg/l auf (www.wasser-wissen.de,

20.05.2008).

Die gemessenen Werte wiesen die extreme Belastung des Scherbelinoweihers durch

Ammonium im Bereich unterhalb zwei Meter Tiefe auf. Da Ammonium bei seiner

Oxidation extrem viel Sauerstoff verbraucht, war es maßgeblich an der Entstehung der

Reduktionszone im Scherbelinoweiher beteiligt.

Kohlenwasserstoffe

Die Kohlenwasserstoffe Benzol und Trichlorethen ließen sich erst in drei Meter Tiefe

nachweisen. In allen Proben, die aus ein und zwei Metern Tiefe entnommen wurden, lagen

die Gehalte unterhalb der Nachweisgrenze (Abb. 3.15). In drei Meter Tiefe lag der

Benzolgehalt bei 2,2 µg/l. Trichlorethen wurde nur an den Messpunkten T 407/1 und

T 407/2 in drei Meter Tiefe mit einer Konzentration von 0,2 µg/l gemessen.

Abb. 3.15: Verschiedene Kohlenwasserstoffe und ihre Gehalte in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006

Während der Benzol-Wert damit den Grenzwert der Trinkwasserverordnung vom Mai

2001 von 1 µg/l überschritt, lag der Gehalt an Trichlorethen unterhalb des Grenzwertes für

Trinkwasser von 10 µg/l. Da die Summenparameter BTEX und LHKW die gleichen Werte

0,01

0,1

1

10

Benzol BTEX, Summe Tri (C2HCl3) LHKW, Summe Phenol-Index

µg/l

(Lo

gar

ith

mis

che

Ska

lieru

ng

!)

Kohlenwasserstoffe

1m Tiefe

2m Tiefe

3m Tiefe

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

48

wie die beiden Einzelparameter aufwiesen, ist davon auszugehen, dass nur diese beiden

Kohlenwasserstoffe im See vorkamen.

Benzol ist der einfachste aller aromatischen Kohlenwasserstoffe und gilt als karzinogen. Er

kommt in Rohölen, Kraftstoffen und Lösungsmitteln vor und dient als Rohstoff für die

Synthese anderer organischer Stoffe, die auf der Deponie abgelagert wurden.

Trichlorethen ist giftig, karzinogen und stark narkotisierend. Es war eines der

gebräuchlichsten Reinigungs-, Entfettungs- und Extraktionsmittel. Es fand beispielsweise

Verwendung in der Metall- und Glasindustrie, bei der Chemischen Reinigung und in der

Textilbearbeitung.

Die Seeproben wurden zusätzlich auf folgende Kohlenwasserstoffe hin untersucht, die

jedoch in keiner der Proben nachgewiesen werden konnten:

BTEX: Toluol, Ethylbenzol, m,p-Xylol, o-Xylol

LHKW: Dichlormethan, Trichlormethan (Chloroform), Tetrachlormethan,

1,1,1 Trichlorethan, Chlorethen, cis-1,2-Dichlorethen, trans-1,2-Dichlorethen,

Tetrachlorethen

Phenole

Der Phenol-Index konnte in ein und zwei Meter Tiefe nicht nachgewiesen werden. In drei

Meter Tiefe wurde er an allen Messstellen mit einem durchschnittlichen Wert von

17,5 µg/l gemessen. Gegenwärtig wird in Anlehnung an die „Hollandliste“ häufig ein

Orientierungswert von 50 µg/l zur Sanierungsbewertung angesetzt (Licha et al 2001).

Phenole sind weit verbreitete Grundwasserkontaminanten, die vorwiegend in

Deponiesickerwässern vorkommen. Zur Klasse der Phenole werden alle jene organischen

Verbindungen gezählt, bei denen mindestens ein Wasserstoffatom am Benzolring durch

eine Hydroxylgruppe substituiert ist. Neben dem einfachen Phenol mit nur einer

Hydroxylgruppe besitzen besondere Bedeutung für die Altlastenerkundung die

Phenolhomologegruppen „Halogenierte Phenole“, „Nitrophenole“ und „Alkylphenole“

(Beyer & Walter 2004).

In der Altlastenerkundung und -überwachung in Deutschland basieren bisherige

Untersuchungen auf dem standardisierten Summenparameter Phenolindex, welcher

ursprünglich als Kontrollparameter für die Abwassergüte entwickelt wurde.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

49

Untersuchungen verschiedener Deponiestandorte haben allerdings ergeben, dass sich die in

Verkokungsprozessen entstehenden Alkylphenole mit dem Phenolindex schlecht

quantifizieren lassen (Licha et al 2001). Außerdem zeigte sich, dass neben den Phenolen

weitere Verbindungen zum Phenolindex beitragen. Damit könnten bei einem derzeitigen

Orientierungswert von 50 µg/l tatsächliche Konzentrationen zwischen der Nachweisgrenze

und 250 µg/l vorliegen.

Halogene

Unter AOX versteht man an Aktivkohle adsorbierbare organisch gebundene Halogene. Der

AOX-Wert ist ein Maß für die

Summe aller organischen

Halogenverbindungen in einem

Wasser (Bliefert 1997). Diese

Verbindungen sind schlecht abbaubar

und ökotoxikologisch.

Wenngleich der AOX-Wert nichts

über die Struktur einzelner chlorierter

Spezies aussagt, fungiert er

gleichermaßen als Sonde, um an

organisches Material in Wässern, Böden und Sedimenten gebundenes Halogen anzuzeigen

(Matschullat et al. 1997).

In einem Meter Tiefe wurden AOX-Werte zwischen 0,09 und 0,25 mg/l gemessen. In drei

Meter Tiefe reichte die Spannweite von 0,05 bis 0,32 mg/l.

Dies lässt keine signifikante Veränderung mit zunehmender Tiefe erkennen, obwohl

gerade die hohe Dichte der Chlorkohlenwasserstoffe bewirkt, dass sie im leichteren Wasser

absinken.

Organische Chlorverbindungen, die als AOX erfasst werden, können in Abfällen der

chemischen Industrie enthalten sein, und über das Sickerwasser der Deponie in den See

gelangt sein.

AOX (mg/l)

0

1

2

3

4

0 0,1 0,2 0,3 0,4

Tie

fe (

m)

Abb. 3.16: Adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX) (mg/l) am 12.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

50

Zuordnungswert

Z 0 Z 1.1 Z 1.2 Z 2 Z 3 Z 4

1 pH-Wert --- 5,5-8,0 5,5-8,0 5,5-9,0 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

2 EOX mg/kg 1 3 10 15 --- --- <2 ? --- ? --- ? --- ? <2 ?

3 Kohlenwasserstoffe mg/kg 100 300 500 1.000 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

4 Σ BTEX mg/kg < 1 1 3 5 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

5 Σ LHKW mg/kg < 1 1 3 5 --- --- 3,5 Z 2 --- ? --- ? --- ? --- ?

6 Σ PAK n. EPA mg/kg 1 5 15 20 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

7 Σ PCB mg/kg 0,02 0,1 0,5 1 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

8 Arsen mg/kg 20 30 50 150 --- --- 19 Z 0 18 Z 0 15 Z 0 8 Z 0 5 Z 0

9 Blei mg/kg 100 200 300 1.000 --- --- 67 Z 0 52 Z 0 53 Z 0 41 Z 0 29 Z 0

10 Cadmium mg/kg 0,6 1 3 10 --- --- 1,3 Z 1.2 1,3 Z 1.2 2 Z 1.2 1,5 Z 1.2 0,8 Z 1.1

11 Chrom, gesamt mg/kg 50 100 200 600 --- --- 37 Z 0 19 Z 0 28 Z 0 61 Z 1.1 42 Z 0

12 Kupfer mg/kg 40 100 200 600 --- --- 34 Z 0 28 Z 0 35 Z 0 38 Z 0 27 Z 0

13 Nickel mg/kg 40 100 200 600 --- --- 29 Z 0 16 Z 0 18 Z 0 55 Z 1.1 39 Z 0

14 Quecksilber mg/kg 0,3 1 3 10 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

15 Thallium mg/kg 0,5 1 3 10 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

16 Zink mg/kg 120 300 500 1.500 --- --- 198 Z 1.1 174 Z 1.1 151 Z 1.1 127 Z 1.1 98 Z 0

17 Cyanide, gesamt mg/kg 1 10 30 100 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

18 pH-Wert --- 6,5-9,0 6,5-9,0 6,0-12,0 5,5-12,0 5,5-13,0 5,5-13,0 8,5 Z 0 --- ? 8,4 Z 0 8,4 Z 0 8,4 Z 0

19 Elektrische Leitfähigkeit µS/cm 500 500 1.000 1.500 10.000 50.000 1777 Z 3 1474 Z 2 1.630 Z 3 1710 Z 3 1507 Z 3

20 Chlorid mg/l 10 10 20 30 --- --- 218 > Z 2 162 Z 3 195 > Z 2 202 > Z 2 169 > Z 2

21 Sulfat mg/l 50 50 100 150 --- --- 71,6 Z 1.2 30 Z 0 24,3 Z 0 28,8 Z 0 29,6 Z 0

22 Cyanide, gesamt µg/l < 10 10 50 100 --- --- 31.000 > Z 2 7.400 Z 3 11.600 > Z 2 36.000 Z 3 6.600 Z 3

23 Phenol-Index µg/l < 10 10 50 100 200 50.000 140 Z 3 160 Z 3 700 Z 4 100 Z 2 150 Z 3

24 Arsen µg/l 10 10 40 60 200 500 2 Z 0 12 Z 1.2 1 Z 0 21 Z 1.2 19 Z 1.2

25 Blei µg/l 20 40 100 200 200 1.000 <50 Z 1.1 <50 Z 1.1 <50 Z 1.1 50 Z 1.2 <50 Z 1.1

26 Cadmium µg/l 2 2 5 10 50 100 <10 Z 1.2 <10 Z 1.2 <10 Z 1.2 <10 Z 1.2 <10 Z 1.2

27 Chrom, gesamt µg/l 15 30 75 150 --- --- <10 Z 0 40 Z 1.2 40 Z 1.2 111 Z 2 60 Z 1.2

28 Kupfer µg/l 50 50 150 300 1.000 5.000 40 Z 0 <10 Z 0 <10 Z 0 60 Z 1.2 60 Z 1.2

29 Nickel µg/l 40 50 150 200 200 1.000 40 Z 0 50 Z 1.1 20 Z 0 80 Z 1.2 40 Z 0

30 Quecksilber µg/l 0,2 0,2 1 2 5 20 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

31 Thallium µg/l < 1 1 3 5 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

32 Zink µg/l 100 100 300 600 2.000 5.000 10 Z 0 50 Z 0 40 Z 0 70 Z 0 20 Z 0

33 TOC mg/l --- --- --- --- 20 100 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

34 Chrom VI mg/l --- --- --- --- 0,05 0,1 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

35 Fluorid mg/l --- --- --- --- 5 25 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

36 Ammonium-N mg/l --- --- --- --- 4 200 109 Z 4 59 Z 4 73,1 Z 4 131 Z 4 84,7 Z 4

37 Cyanide, leicht freisetzbar mg/l --- --- --- --- 0,1 0,5 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

38 AOX mg/l --- --- --- --- 0,3 1,5 0,3 Z 3 0,3 Z 3 0,3 Z 3 0,0 Z 3 0,1 Z 3

39 Wasserlöslicher Anteil % --- --- --- --- 3 6 --- ? --- ? --- ? --- ? --- ?

40 Einstufung (Nr. 1 bis Nr. 32) Z 3 Z 3 Z 4 Z 3 Z 3

41 Einstufung (Nr. 1 bis Nr. 39) Z 4 Z 4 Z 4 Z 4 Z 4

407 (1986) 408/2 (1986)407/2 (1986) 408 (1986) 408/3 (1986)

Elu

at

Nr. Parameter Einheit

Fes

tsto

ff

3.2 Ausgangssituation Schlamm

Vor 2006

Im November 1972 wurden drei und im November 1986 fünf Schlammproben im

Scherbelinoweiher genommen und auf mehrere Parameter im Feststoff oder/und Eluat

analysiert.

Als Orientierung für die Schwermetallbelastung im Feststoff wurden die Grenzwerte für

das Aufbringen von Klärschlamm aus der Klärschlammverordnung (AbfKlärV 1992)

herangezogen. Diese wurden deutlich unterschritten (BGS Umwelt & TU Berlin 2008). In

Tab. 3.1 ist die Auswertung der Schlammproben aus dem Jahr 1986 nach LAGA Boden

(Feststoff und Eluat) dargestellt. Demnach würden alle Schlammproben aufgrund der

hohen Ammoniumstickstoffgehalte zwischen 59 und 131 mg/l im Eluat als Z4 Material

eingestuft. Weiterhin hätten auch die hohen Konzentrationen im Eluat an Chlorid (162 -

218 mg/l), Cyanid (7 - 36 mg/l) und AOX (bis 0,3 mg/l) sowie die hohen Elektrischen

Leitfähigkeiten (1.470 – 1.770 µS/cm) zu einer Einstufung von mindestens Z3 Material

geführt.

Tab. 3.1: Bewertung der Schlammproben von 1986 nach LAGA

* Einstufung Z3 bei Nr. 33 bis 39 nur dann, wenn bei Nr. 40 Einstufung > Z2, sonst ohne Einstufung

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

51

2006

Um die Zusammensetzung des abgesetzten Schlamms am Seegrund vor Inbetriebnahme

der Belüftung zu kennen, wurden am 31.07.2006 vier Schlammproben entnommen. Sie

wurden mittels eines Schlammbaggers (Abb. 3.17) an den gleichen Messstellen wie die

Seewasserproben entnommen (siehe Abb. 3.2).

Abb. 3.17: Schlammbagger (Quelle: BGS Umwelt)

Um einen Vergleich der verschiedenen Parameter mit den im Seewasser gemessenen

Konzentrationen durchführen zu können, wurden die Eluatwerte zusätzlich anhand des

Trockensubstanzgehaltes und einer angenommenen, für Mineralböden typischen

Trockensubstanzdichte von 1,5 g/cm³ auf die Konzentrationen im ursprünglich

entnommenen Schlammwassergemisch umgerechnet.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

52

Physiko-chemische Parameter

Der pH- Wert der entnommenen Schlammproben lag bei 8,2 und war somit etwas höher

als der gemessene pH-Wert von 7,5 in drei Meter Seetiefe.

Bei allen Schlammproben erhöhte sich von 1986 zu 2006 die elektrische Leitfähigkeit bei

25°C von ca. 1500 - 1750 µS/cm im Eluat auf ca. 2500 - 3100 µS/cm. Rechnet man den

Eluatwert auf die Originalkonzentration des entnommenen Schlamm-Wassergemischs um,

so erhält man Werte zwischen 8470 und 11080 µS/cm. Diese Werte lagen

erwartungsgemäß über den Werten, die in drei Meter Seetiefe gemessen wurden (siehe

Kapitel 3.1).

Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB)

Auch der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) im Eluat lag mit ca. 530 mg/l über den

Werten von 1986 von ca. 250 mg/l. Umgerechnet auf die Konzentrationen im

Schlammwassergemisch ergaben sich Werte von ca. 1.832 mg/l, die um den Faktor 3 höher

lagen als der CSB-Wert in drei Meter Wassertiefe.

Gesamter organischer Kohlenstoff (TOC)

Der gesamte organische Kohlenstoffgehalt (TOC) lag im Mittelwert bei 185 mg/l. Zu

diesem Wert gibt es keine Vergleichswerte von früheren Beprobungen und auch keine

Konzentrationswerte des Seewassers zum gleichen Zeitpunkt.

Sulfat

Die Sulfatkonzentrationen der vier Schlammproben im Eluat waren recht heterogen und

lagen zwischen 16 mg/l (Probe S 408/1) und 120 mg/l (Probe S 407/2). Sie entsprachen

den Werten der Beprobung 1986 von ca. 24 - 70 mg/l. Die Konzentrationen in den

Schlammwassergemischen bewegten sich zwischen 64 und 470 mg/l, was den

Konzentrationen des Seewassers in 3 Meter Tiefe entsprach.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

53

Chlorid

Der Chloridgehalt der vier Schlammproben lag bei durchschnittlich 365 mg/l im Eluat, was

eine Verdopplung des Wertes von 1986 (190 mg/l) bedeutet. Bei der Umrechnung auf die

Konzentration des ursprünglichen Schlammwassergemisches erhält man mit 1260 mg/l

einen etwas höheren Wert als im drei Meter tiefen Wasser.

Alkali- und Erdalkalimetalle

Die Alkali- und Erdalkalimetalle Natrium, Kalium, Magnesium und Calcium wurden mit

großen Konzentrationen sowohl in der Trockensubstanz des Schlamms als auch in dessen

Eluat nachgewiesen (Abb. 3.18). In der Trockensubstanz lagen alle vier Parameter im g/kg

Bereich, wobei Calcium die höchsten Konzentrationen von 24 – 130 g/kg aufwies. Im

Eluat überwiegten die beiden Alkalimetalle Natrium und Kalium mit jeweils

durchschnittlich 280 und 200 mg/l gegenüber den Erdalkalimetallen Magnesium (8,5 mg/l)

und Calcium (14 mg/l).

Diese hohe Salzbelastung wurde auch schon bei der Seewasseranalyse festgestellt

(Kapitel 3.1).

Abb. 3.18: Konzentrationen einiger Alkali- und Erdalkalimetalle im Schlamm in der Trockensubstanz (mg/kg) und im Eluat (mg/l) am 31.07.2006

1

10

100

1000

10000

100000

Natrium Kalium Magnesium Calcium

Lo

gar

ith

mis

che

Ska

lieru

ng

!

Alkali- und Erdalkalimetalle im Schlammin der Trockensubstanz und im Eluat

Trockensubstanz (mg/kg) Eluat (mg/l)

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

54

0,0001

0,001

0,01

0,1

1

10

100

1000

10000

Lo

gar

ith

mis

che

Ska

lieru

ng

!

Verschiedene Metalle im Schlamm in der Trockensubstanz und im Eluat

Trockensubstanz (mg/kg) Eluat (mg/l)

Stickstoffverbindungen

Von den drei im Eluat der Schlammproben analysierten anorganischen

Stickstoffverbindungen Ammonium, Nitrat und Nitrit war aufgrund der anaeroben

Verhältnisse nur Ammonium von Bedeutung. Nitrat konnte in keiner Probe nachgewiesen

werden und Nitrit nur in der Probe S 408/2 mit 0,27 mg/l.

Die gemessenen Ammoniumstickstoffgehalte im Eluat von ca. 100 mg/l entsprachen in der

Größenordnung den Konzentrationen der Proben von 1986.

Bei der Umrechnung auf die Konzentration im entnommenen Schlammwassergemisch

erhielt man einen durchschnittlichen Wert von ca. 369 mg/l. Dieser Wert ist ungefähr das

3,5fache von dem in drei Meter Seetiefe gemessenen Wert von 99 mg/l und ein Vielfaches

von dem in ein Meter Tiefe gemessenem Wert von 0,9 mg/l. Dies bestätigt die gemachten

Aussagen (Kapitel 2.1.2 und 3.1), dass sich das Ammonium aufgrund der anaeroben

Verhältnisse am Seegrund im Faulschlamm anreicherte.

Schwermetalle und Arsen

Von den gefundenen Schwermetallen im Schlamm war Eisen in der Trockensubstanz mit

durchschnittlich 27 g/kg mit Abstand am stärksten vertreten, gefolgt von Mangan mit 0,44

bis 2,2 g/kg. Alle weiteren gefundenen Metalle traten in geringeren Konzentrationen von

einigen mg/kg auf (Abb. 3.19). Sie entsprachen in der Größenordnung den gemessenen

Werten der Probennahme von 1986.

Abb. 3.19: Konzentrationen verschiedener Metalle im Schlamm in der Trockensubstanz (mg/kg) und im Eluat (mg/l)am 31.07.2006

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

55

Kohlenwasserstoffe

Die Summenparameter der Kohlenwasserstoffe BTEX und LHKW konnten in der

Trockensubstanz nicht nachgewiesen werden.

Phenole

Ein Phenol-Index von durchschnittlich 0,07 mg/l war in allen Proben vorhanden und lag

damit über dem Orientierungswert zur Sanierungsbewertung der „Hollandliste“ von

0,05 mg/l. Er lag jedoch unter den Werten von 1986 als der Phenolindex noch 0,1 -

0,7 mg/l betrug.

Halogene

Adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX) wurden in jeder Probe mit 80 –

90 mg/kg analysiert.

Stoffhaushalt: Ausgangssituation

56

Zuordnung zu LAGA

Die Schlammproben vom Juli 2006 wurden wiederum nach LAGA Boden (Feststoff und

Eluat) ausgewertet (siehe Tab. 3.2). Aufgrund der hohen TOC-Gehalte wurden alle vier

Schlammproben als > Z4 Material eingestuft. Weiterhin führten auch die hohen

Konzentrationen an Chlorid sowie die hohen Elektrischen Leitfähigkeiten im Eluat zu

einer Einstufung von > Z2 bzw. Z3 Material.

Tab. 3.2: Bewertung der Schlammproben von 2006 nach LAGA

* Einstufung Z3 bei Nr. 33 bis 39 nur dann, wenn bei Nr. 40 Einstufung > Z2, sonst ohne Einstufung

Zuordnungswert

Z 0 Z 1.1 Z 1.2 Z 2 Z 3 Z 4

1 pH-Wert --- 5,5-8,0 5,5-8,0 5,5-9,0 --- --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

2 EOX mg/kg 1 3 10 15 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

3 Kohlenwasserstoffe mg/kg 100 300 500 1.000 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

4 Σ BTEX mg/kg < 1 1 3 5 --- --- n.n. Z 0 n.n. Z 0 n.n. Z 0 n.n. Z 0

5 Σ LHKW mg/kg < 1 1 3 5 --- --- n.n. Z 0 n.n. Z 0 n.n. Z 0 n.n. Z 0

6 Σ PAK n. EPA mg/kg 1 5 15 20 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

7 Σ PCB mg/kg 0,02 0,1 0,5 1 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

8 Arsen mg/kg 20 30 50 150 --- --- 42 Z 1.2 11 Z 0 14 Z 0 15 Z 0

9 Blei mg/kg 100 200 300 1.000 --- --- 180 Z 1.1 51 Z 0 59 Z 0 65 Z 0

10 Cadmium mg/kg 0,6 1 3 10 --- --- 2,6 Z 1.2 0,5 Z 0 0,8 Z 1.1 1 Z 1.2

11 Chrom, gesamt mg/kg 50 100 200 600 --- --- 40 Z 0 75 Z 1.1 65 Z 1.1 61 Z 1.1

12 Kupfer mg/kg 40 100 200 600 --- --- 53 Z 1.1 47 Z 1.1 66 Z 1.1 70 Z 1.1

13 Nickel mg/kg 40 100 200 600 --- --- 22 Z 0 60 Z 1.1 50 Z 1.1 46 Z 1.1

14 Quecksilber mg/kg 0,3 1 3 10 --- --- 0,4 Z 1.1 0,1 Z 0 0,1 Z 0 0,2 Z 0

15 Thallium mg/kg 0,5 1 3 10 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

16 Zink mg/kg 120 300 500 1.500 --- --- 260 Z 1.1 150 Z 1.1 180 Z 1.1 200 Z 1.1

17 Cyanide, gesamt mg/kg 1 10 30 100 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

18 pH-Wert --- 6,5-9,0 6,5-9,0 6,0-12,0 5,5-12,0 5,5-13,0 5,5-13,0 8,2 Z 0 8,1 Z 0 8,2 Z 0 8,1 Z 0

19 Elektrische Leitfähigkeit µS/cm 500 500 1.000 1.500 10.000 50.000 2720 Z 3 2530 Z 3 2770 Z 3 3.120 Z 3

20 Chlorid mg/l 10 10 20 30 --- --- 380 > Z 2 330 > Z 2 350 > Z 2 400 > Z 2

21 Sulfat mg/l 50 50 100 150 --- --- 65 Z 1.2 120 Z 2 16 Z 0 37 Z 0

22 Cyanide, gesamt µg/l < 10 10 50 100 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

23 Phenol-Index µg/l < 10 10 50 100 200 50.000 90 Z 2 60 Z 2 70 Z 2 60 Z 2

24 Arsen µg/l 10 10 40 60 200 500 10 Z 0 25 Z 1.2 70 Z 3 79 Z 3

25 Blei µg/l 20 40 100 200 200 1.000 5 Z 0 5 Z 0 5 Z 0 6 Z 0

26 Cadmium µg/l 2 2 5 10 50 100 1 Z 0 1 Z 0 1 Z 0 1 Z 0

27 Chrom, gesamt µg/l 15 30 75 150 --- --- 52 Z 1.2 55 Z 1.2 69 Z 1.2 81 Z 2

28 Kupfer µg/l 50 50 150 300 1.000 5.000 5 Z 0 5 Z 0 5 Z 0 5 Z 0

29 Nickel µg/l 40 50 150 200 200 1.000 63 Z 1.2 51 Z 1.2 67 Z 1.2 69 Z 1.2

30 Quecksilber µg/l 0,2 0,2 1 2 5 20 0,2 Z 0 0,2 Z 0 0,2 Z 0 0,2 Z 0

31 Thallium µg/l < 1 1 3 5 --- --- --- ? --- ? --- ? --- ?

32 Zink µg/l 100 100 300 600 2.000 5.000 --- ? --- ? --- ? --- ?

33 TOC mg/l --- --- --- --- 20 100 160 > Z 4 190 > Z 4 210 > Z 4 180 > Z 4

34 Chrom VI mg/l --- --- --- --- 0,05 0,1 --- ? --- ? --- ? --- ?

35 Fluorid mg/l --- --- --- --- 5 25 --- ? --- ? --- ? --- ?

36 Ammonium-N mg/l --- --- --- --- 4 200 100 Z 4 93 Z 4 110 Z 4 120 Z 4

37 Cyanide, leicht freisetzbar mg/l --- --- --- --- 0,1 0,5 --- ? --- ? --- ? --- ?

38 AOX mg/l --- --- --- --- 0,3 1,5 --- ? --- ? --- ? --- ?

39 Wasserlöslicher Anteil % --- --- --- --- 3 6 --- ? --- ? --- ? --- ?

40 Einstufung (Nr. 1 bis Nr. 32) Z 3 Z 3 Z 3 Z 3

41 Einstufung (Nr. 1 bis Nr. 39) > Z 4 > Z 4 > Z 4 > Z 4

Elu

at

Nr. Parameter Einheit

Fes

tsto

ff

407 408407/2 408/2

Sauerstoffeintrag

57

4 Sauerstoffeintrag

4.1 Künstliche Belüftung

Verfahrensprinzip

Zur Restaurierung von Seen gibt es verschiedene Verfahren. Dazu gehören Maßnahmen

am Wasserkörper, Maßnahmen am Sediment sowie Eingriffe in die Biozönosen. Welche

Verfahren zum Einsatz kommen ist abhängig von den spezifischen Problemen des

jeweiligen Sees, von seiner Nutzung und dem Ziel der Restaurierungsmaßnahme. Der

Vielfalt an Ursachen und Problemen stehen ebenso vielfältige Restaurierungsmethoden

gegenüber, von denen die meisten auf dem Einsatz von Technik beruhen (Spieker 2002).

Die Sauerstoffanreicherung stehender Oberflächengewässer dient dem Zweck, die

Entwicklung eines anaeroben Milieus im Bereich der Schlamm-Wasser-Kontaktzone

während der temperaturbedingten Stagnation im Sommer zu verhindern. Mit

Sauerstoffkonzentrationen > 4 mg/l in der Kontaktzone werden Bedingungen geschaffen,

die eine weitgehende Mineralisierung der im Wasser und am Seegrund vorhandenen

organischen Substanzen gewährleisten (ATV-M 250).

Um den Sauerstoffgehalt eines Sees zu erhöhen, gibt es verschiedene Möglichkeiten. Die

technische Lösung der künstlichen Belüftung eines Gewässers mit Druckluft und erzeugter

Vollumwälzung hat den Vorteil, dass sie sehr einfach ist und nur geringer Investitionen

bedarf. Sie wird bereits seit den 80er Jahren an verschiedenen Seen durchgeführt (u.a.

Schaumburg 1995, Stadelmann et al. 1997).

Die in der Tiefe austretenden Luftblasen haben im Gemisch mit dem Wasser ein geringeres

spezifisches Gewicht als das Umgebungswasser (Klapper 1992). Die aufsteigenden

Luftblasen erzeugen einen senkrecht nach oben gerichteten Wasserstrom und bilden einen

kegelförmig ausgebildeten Luft-Wasser-Körper, dessen Durchmesser zur

Wasseroberfläche hin zunimmt (Abb. 4.1).

Sauerstoffeintrag

58

Abb. 4.1: Schematische Darstellung des kegelförmigen Luft-Wasser-Körpers durch eine künstliche Belüftung und der induzierten Wasserströmung im See (Quelle: ATV-Fachausschuss 1977)

Das mit Hilfe der aufsteigenden Luftblasen an die Seeoberfläche verfrachtete Tiefenwasser

fließt seitlich ab. In etwa der Entfernung der fünffachen Steighöhe taucht es schließlich ab

und sinkt bis auf die Tiefe, in der sich Wasser gleicher Dichte befindet (ATV-M 250). Ein

Teil des Wassers wird erneut in den aufsteigenden Luft-Wasser-Strom eingesogen, ein Teil

fließt horizontal ab. Im unteren Teil des Kegels wird kaltes, meistens sauerstoffarmes

Wasser angesogen. Es entsteht eine sich langsam drehende Wasserwalze.

Seitlich an dieser zirkulierenden Wasserwalze bildet sich im anschließenden

Gewässerbereich eine gegenläufige Sekundärwalze. Oberflächlich strömen die beiden

Bereiche aufeinander zu, um auf der Linie des Aufeinandertreffens in die Tiefe

abzutauchen. Diese Linie ist als Schaumstreifen auf der Wasseroberfläche deutlich sichtbar

(Klapper 1992).

Allmählich kommt es zur Durchmischung des ganzen Sees bei gleichzeitigem

Temperaturaustausch zwischen dem Epilimnion und dem Meta- bzw. Hypolimnion. Durch

diese so genannte Destratifikation wird die temperaturbedingte Dichteschichtung zerstört

und eine vollständige Zirkulation kann erfolgen.

Sauerstoffeintrag

59

Das beschriebene Verfahren der Druckbelüftung an der tiefsten Stelle des Sees bewirkt

gleich mehrere Effekte, die zur Sauerstoffanreicherung im Seewasser beitragen:

- Aus den eingeblasenen Luftbläschen wird beim Aufsteigen an die Oberfläche ein

Teil des Luftsauerstoffs im Wasser gelöst.

- Durch die ständig aufsteigenden Luftblasen wird eine vertikale Verfrachtung

sauerstoffarmen Tiefenwassers an die Seeoberfläche bewirkt. Der Kontakt dieses

Wassers mit der Atmosphäre bedingt einen diffusionsbedingten Sauerstoffeintrag

- Gleichzeitig bewirken die aufsteigenden Luftblasen und die Zirkulation des

Seewassers eine verstärkte Strömung an der Wasseroberfläche und dadurch einen

turbulenzbedingten weiteren Luftsauerstoffeintrag.

- Durch das Erreichen des Temperaturausgleiches, der Homothermie, kann der Wind

ebenso tief wirken wie während der beiden Vollzirkulationen im Frühjahr und

Herbst (Klapper 1992).

- Aufgrund der Zirkulation werden Planktonalgen passiv mitgeführt und in größere

Tiefen verfrachtet. Die schlechteren Lichtverhältnisse dort wirken hemmend auf die

weitere Algenentwicklung.

Führt man dieses Belüftungsverfahren jedoch in Seen durch, die bereits weitgehend

eutrophiert sind und eine umfangreiche Faulschlammschicht am Gewässerboden besitzen,

so besteht die Gefahr, dass im Tiefenwasser freigesetzte Nährstoffe an die Oberfläche

verfrachteten werden. Dort regen sie aufgrund der besseren Lichtverhältnisse die

Bioproduktion im See zusätzlich an und die Eutrophierung wird noch verstärkt (ATV-M

250).

Da eine im Sommerhalbjahr durchgeführte künstliche Umwälzung des Wasserkörpers zur

Erwärmung des Wassers in der Tiefe führt, ist zu berücksichtigen, dass es zu einer

Beschleunigung der biochemischen Reaktionen im Bereich des Sedimentes kommt, was

zumindest zeitweise eine weitere Erhöhung der Nährstofffreisetzung zur Folge haben kann

und in jedem Falle zu einer Vergrößerung des Sauerstoffbedarfs führt.

Außerdem kann besonders in kleinen Seen die Verfrachtung großer Mengen

sauerstoffarmen Wassers an die Oberfläche dazu führen, dass die im Gewässer lebenden

größeren Organismen in allen Tiefen sauerstoffarmes Wasser vorfinden und an

Sauerstoffmangel verenden.

Sauerstoffeintrag

60

Dies tritt vor allem dann ein, wenn der Sauerstoffeintrag in das an die Oberfläche

verfrachtete Wasser aufgrund geringer Kontaktzeit nicht ausreicht.

Detritus-Partikel, die durch den vertikalen Wasserstrom vom Sediment nach oben

verfrachtet und dabei unter Sauerstoffverbrauch mineralisiert werden, führen zu einer

zusätzlichen Sauerstoffzehrung im Wasserkörper.

Der Zeitraum unerwünscht hoher Sauerstoffzehrung kann je nach Gehalt an organischen

Substanzen im Sediment und dem angrenzenden Wasser viele Jahre andauern (ATV-M

250).

Belüftung des Scherbelinoweihers

Zur Belüftung des Scherbelinoweihers kommt eine Gewässerbelüftungsanlage der Fa.

„UTECH-Umwelttechnik“ zum Einsatz, welche am 11.11.2006 installiert und direkt

anschließend in Betrieb genommen

wurde. Diese besteht aus insgesamt sechs

Belüftungsmembrantellern der Marke

Roeflex®-Tellerbelüfter, welche auf dem

Seeboden aufliegen. Über einen

Niederdruckverdichter wird Luft aus der

Umgebung komprimiert und über PE-

Schläuche mit einem Durchmesser von

20 mm den Membrantellern zugeführt.

Diese wurden bei der Installation auf den

Seegrund abgelassen. An den PE-

Schläuchen wurden in regelmäßigen

Abständen Pflasterverbundsteine

befestigt, so dass die Schläuche nicht

aufschwimmen und bei geringen

Lufttemperaturen nicht zufrieren können.

An den Membrantellern (Abb. 4.2) öffnen sich bei Luftzufuhr dünne Schlitze in der

elastischen Membran und feine Luftblasen werden in das Wasser eingetragen. Nach

Abstellen der Luftzufuhr schließen sich die Schlitze vollständig. Das Ventil für die

Luftzufuhr zu einem Teller öffnet insgesamt 5 Sekunden, wobei jeweils während der ersten

und der letzten Sekunde eine Überschneidung mit dem Öffnen der Ventile des

Abb. 4.2: Membranteller (Quelle: BGS Umwelt)

Sauerstoffeintrag

61

vorhergehenden bzw. nachfolgenden Membrantellers auftritt, so dass der Anfangsimpuls

nicht so stark ist und die Luftblasen sich nicht zu schnell an die Oberfläche bewegen. Die

Wassersäule drückt die Membran fest auf den Stützkörper, so dass die Lufteintrittsöffnung

abgedichtet wird. Der Luftvolumenstrom beträgt insgesamt ca. 9,1 m³/h. Jeweils zwei

Membranteller werden der Reihe nach wechselweise angesteuert.

Die Belüftung ist seitdem fast kontinuierlich 24 Stunden am Tag in Betrieb. Lediglich vom

26.11.2007 bis zum 18.12.2007 wurde die Anlage aufgrund von Wartungsarbeiten außer

Betrieb genommen. Anschließend waren bis zum 04.02.2008 ebenfalls aufgrund von

Wartungsarbeiten nur 3 Membranteller in Betrieb.

Abb. 4.3: Lageplan Belüftungsteller und Messpunkte im Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt)

Abb. 4.3 zeigt die ungefähre Lage der Belüftungsteller im Scherbelinoweiher (T 1 – T 6).

Sie liegen über die Seefläche verteilt in einer Tiefen von 3,4 bis 5,1 m. Die Einblastiefe

liegt durchschnittlich bei 4,0 m. Weiterhin ist dargestellt an welchen Messpunkten (MP 1 –

MP 3) im Verlauf des Projektes die physiko-chemischen Vor-Ort-Parameter (siehe Kapitel

5.1) bestimmt wurden. Die Lage der bereits vor Inbetriebnahme der Seebelüftung gesetzten

Rammfilterlanzen (RFL 1 - RFL 6) sowie zwei im Juli 2006 im Abstrom des Sees

Sauerstoffeintrag

62

niedergebrachten tiefendifferenzierten Doppelgrundwassermessstellen (GWM 1 und

GWM 2) ist ebenfalls zu erkennen.

Abb. 4.4 zeigt die Wasseroberfläche des Scherbelinoweihers. Die roten Bojen markieren

die Lage der Membranteller. Der Schaumstreifen, an dem die zirkulierende Wasserwalze

und die gegenläufige Sekundärwalze aufeinander treffen ist zu erkennen.

Abb. 4.4: Wasseroberfläche des Scherbelinoweihers mit sichtbarem Schaumstreifen (Quelle: BGS Umwelt)

Als spezifischen Luftbedarf für den sicheren Abbau der Temperaturdifferenzen zwischen

Oberflächen- und Tiefenwasser ermittelten Lorenzen und Fast (1977) einen auf die

Seefläche bezogenen Luftdurchsatz von 9,2 m³/min * km². Für den Scherbelinoweiher mit

einer Oberfläche von 10800 m² bedeutet das einen erforderlichen Luftbedarf von ca.

6 m³/h. Dieser wird von der errichteten Anlage mit 9,1 m³/h Luftvolumenstrom

überschritten. So ist gesichert, dass alle Bereiche des Sees weitgehend durchmischt

werden.

Sauerstoffeintrag

63

Der durch die zugeführte Luft insgesamt vertikal transportierte Wasserstrom QW kann

(vereinfacht nach Kobus 1973) nach folgenden Gleichungen abgeschätzt werden (DWA–

M 606):

Punktförmige Luftquelle:

QW = 0,3 * H1,5 * QL0,4 [m³/s]

und daraus die (theoretische) Zeitdauer bis zu einer Vollumwälzung

Tu = 11,6 * V/ QW [d]

mit

QL: Luftstrom in Nm³/s

H: Wassertiefe an der Düse in m

QW: transportierter Wasserstrom in m³/s

V: Seevolumen in hm³

Tu: Zeitdauer bis zur Vollumwälzung in Tagen

Zum Zeitpunkt der Inbetriebnahme der Belüftung hatte der Scherbelinoweiher einen

Wasserstand von 125,42 m üNN, was einem Wasservolumen von ca. 35000 m³

(= 0,035 hm³) entspricht. Die Membranteller wurden in einer durchschnittlichen

Wassertiefe von 4,25 m abgesetzt. Mit einem Luftvolumenstrom von 9,1 Nm³/h

(= 0,0025 Nm³/s) ergibt dies eine Zeitdauer von ca. 1,7 Tagen bis die durch die Belüftung

verursachte Wasserwalze den gesamten See erreicht hatte und dieser vollständig

durchmischt war.

4.2 Der Sauerstoffeintrag über die Belüftungsteller

Bei der Druckluftbelüftung wird Druckluft in das Gewässer eingeblasen. Aufgrund des

vorhandenen Sauerstoffkonzentrationsgefälles diffundieren Sauerstoffmoleküle aus den

aufsteigenden Gasblasen in das umgebende sauerstoffarme Wasser (ATV-M 250).

Günstige Voraussetzungen sind hierfür eine niedrige Wassertemperatur, ein hoher Druck,

eine genügend lange Kontaktzeit zwischen den aufsteigenden Luftblasen und dem Wasser

und eine ständig turbulenzbedingte Erneuerung der Grenzfläche Gas/Wasser (ATV-M

250). Die Blasen werden durch den Außendruck kleiner, wodurch deren

Aufstiegsgeschwindigkeit vermindert wird und sich ihre Kontaktzeit mit dem Wasser

erhöht. Alle diese Effekte führen zu einem höheren Sauerstoffeintrag als unter

atmosphärischen Bedingungen (Kobus 1973). Je tiefer ein See ist, desto mehr werden diese

günstigen Voraussetzungen verstärkt und desto höher ist der Sauerstoffeintrag.

Sauerstoffeintrag

64

Der Wirkungsgrad des Sauerstoffaustauschs, definiert als das Verhältnis des ins Wasser

diffundierten zum eingebrachten Sauerstoff, kann nach Kobus (1973) näherungsweise

beschrieben werden als:

η = diffundierter Sauerstoff / eingebrachter Sauerstoff

= k * (h / vb) * (Cs – C)

mit

k: mittlerer Austauschkoeffizient

h: Einblastiefe

vb: mittlere Blasenaufstiegsgeschwindigkeit

Der Term h/vb kann als die mittlere Aufenthaltszeit t der Blasen im Wasserkörper und

demzufolge als die für den Sauerstoffaustausch maßgebende Kontaktzeit betrachtet

werden. Je größer h/vb ist, desto länger ist die Aufenthaltszeit der Blasen im Wasser und

desto größer ist der Sauerstoffaustausch. Der Austauschkoeffizient nimmt mit steigendem

Blasendurchmesser ab (Kobus 1973).

Zwischen der durchgesetzten Luftmenge, der Druckhöhe sowie der Anzahl und dem

Durchmesser der Düsen besteht eine enge Abhängigkeit (DVGW - AW 161). Die

Sauerstoffausnutzung der Luft und der Sauerstoffertrag nehmen ab, je größer die

eingebrachten Luftblasen sind (DVGW - AW 161). In der Praxis der Druckbelüftung von

Oberflächengewässern machen sich diese Unterschiede jedoch kaum bemerkbar (ATV-M

250). Größeren Einfluss auf die Ausnutzung haben die Fließgeschwindigkeit und die

Luftmenge.

Unter Sauerstoffeintrag wird in der Belüftungstechnik das Lösen einer bestimmten Masse

an Sauerstoff durch eine Belüftungseinrichtung in einer Stunde verstanden (DWA-M 209).

Wird der Sauerstoffeintrag unter so genannten Standardbedingungen gemessen, spricht

man von der Sauerstoffzufuhr SOTR (Standard Oxygen Transfer Rate). Die

Sauerstoffzufuhr ist die Masse an Sauerstoff, die beim Sauerstoffgehalt von 0 mg/l, bei

einer Wassertemperatur von 20 °C und einem atmosphärischen Normaldruck (1013 hPa) in

einer Stunde in einem Becken bestimmter Größe gelöst wird.

Sauerstoffeintrag

65

Sie wird berechnet als:

SOTR = V * kLa20 * CS,20 / 1000

mit

V: Beckenvolumen (m³)

kLa20: Belüftungskoeffizient bei der Standardtemperatur 20 °C (1/h)

CS,20: Sauerstoffsättigungswert für Standardbedingungen (mg/l)

Der Belüftungskoeffizient zur Berechnung der Sauerstoffzufuhr wird in der

Abwassertechnik nicht berechnet, sondern durch Auswertung eines

Sauerstoffzufuhrversuches in Reinwasser bei einer bestimmten Belüftungseinstellung und

einer bestimmten Temperatur ermittelt (DIN 12255-15 2004).

In Abb. 4.5 sind der Einfluss von Luftvolumenstrom und Einblastiefe auf die

Sauerstoffzufuhr (SOTR ehemals OC) in Reinwasser graphisch dargestellt.

Abb. 4.5: Einfluss von Luftvolumenstrom und Einblastiefe auf die Sauerstoffzufuhr (SOTR ehemals OC) in Reinwasser (Quelle: Cornel 2005)

Zur sicheren Nitrifikation ist in einem Belebungsbecken eine Sauerstoffzufuhr in

Reinwasser von etwa 100 g O2/m3 * h ausreichend (www.wasser-wissen.de, 20.05.2008).

Versuche gemäß DIN 12255 - 15 zur Bestimmung der Sauerstoffzufuhr mit Reinwasser im

gleichen Becken sind in der Natur nicht möglich. Die Angaben für den Sauerstoffeintrag,

Sauerstoffeintrag

66

die in Kläranlagen bei voller Belegung des Beckenbodens mit Druckbelüftern unter idealen

Strömungsbedingungen erreichbar sind, können nicht auf natürliche Gewässer übertragen

werden.

Setzt man in die Abb. 4.5 den Luftvolumenstrom des Scherbelinoweihers von 9,1 mN³/h

bzw. von 0,00024 mN³/(m³ h) bei einer Einblastiefe von 4,6 m ein, so erkennt man, dass die

Sauerstoffzufuhr aufgrund von Diffusion aus den eingetragenen Luftblasen gegen Null

geht.

Die spezifische Standard-Sauerstoffausnutzung SSOTE (Specific Standard Oxygen

Transfer Efficency) gibt an, wie viel Prozent Sauerstoff pro Meter Einblastiefe der

Druckluftbelüftungselemente im Wasser gelöst wird. Sie wird berechnet als:

SSOTE = 100 * SOTR / (hD * QA * 0,299)

mit

SOTR: Standard-Sauerstoffzufuhr (kg/h)

hD: Einblastiefe (m)

QA: Norm-Luftvolumenstrom bei Standardbedingungen (m³/h)

Aufgrund der Auswertung gemessener Eintragswerte kann man bei Flüssen bei einem

Sauerstoffausgangsdefizit von 100 % und geringen Tiefen bei Verwendung von Luft eine

Sauerstoffausnutzung von ca. 2 % pro m Eintragstiefe annehmen (ATV-M 250). Bei

Flussstauen kann man bei einem Sauerstoffdefizit von 50 % mit einer

Sauerstoffausnutzung um 1 %/m Einblastiefe rechnen (DVGW-AW 161).

Ähnliche Erfahrungswerte für die Sauerstoffausnutzung bei der Druckbelüftung von Seen

liegen nicht vor. Aufgrund der Zirkulation und mäßigen Fließgeschwindigkeit sind die

Verhältnisse in einem flachen See am ehesten mit einem Flussstau zu vergleichen, so dass

im Folgenden versucht wird die Sauerstoffzufuhr anhand einer Sauerstoffausnutzung

(SSOTE) von 1 %/m Einblastiefe zu berechnen.

Das Sauerstoffdefizit lag am 9.11.2006 kurz vor der Inbetriebnahme der Belüftung in den

oberen drei Meter des Seewassers bei 46 %. Weiter unterhalb am Seegrund stieg das

Sauerstoffdefizit dann im anaeroben Bereich auf 90 % an (siehe Kapitel 3.1). Während der

Belüftungsphase betrug das Sauerstoffdefizit im gesamten durchmischten See im Mittel

75 %, so dass der Sauerstoffübergang aus der Luft ins defizitäre Wasser etwas höher liegen

dürfte als die in der Literatur angesetzten 50 %.

Sauerstoffeintrag

67

Da in einem Normkubikmeter Luft 299 g Sauerstoff enthalten sind, lässt sich aus der

spezifischen Sauerstoffausnutzung (%/m), dem Luftvolumenstrom QL (m3N/h) und der

Eintauchtiefe der Belüftungselemente (m) der theoretische Sauerstoffeintrag SOTR

(kg O2/h) berechnen:

SOTR = (SSOTE * hD * (QL,ST * 0,299 kg)) / 100

= (1 %/m * 4,0 m * (9,1 m3N/h * 0,299 kg)) / 100

= 0,109 kg/h

Aufgrund dieser Rechnung wird angenommen, dass im Scherbelinoweiher ein

Sauerstoffeintrag in der Größenordnung von ungefähr 0,1 kg/h durch die eingeblasene Luft

ins Wasser erfolgte. Die Betriebszeit bis zum 16.April 2008 betrug 11663 Stunden, so dass

der Sauerstoffeintrag direkt aus den eingeblasenen Luftblasen bis zu diesem Tag insgesamt

ca. 1166 kg O2 betrug.

Die spezifische Sauerstoffaufnahme (SSA) gibt an, welche Menge an Sauerstoff (g O2) pro

Normkubikmeter in das Belebungsbecken eingeblasene Luft (m3N/h) und Meter

Eintauchtiefe der Belüftungselemente im Wasser gelöst wird.

SSA = (1000 * SOTR) / (QL * de)

= (1000 * 0,1 kg/h) / (9,1 m³/h * 4,0 m)

= 2,747 g/m³*m

Von denen in einem Normkubikmeter enthaltenen 299 g Sauerstoff lösen sich daher

während der 4 m Aufstieg nur ca. 11 g Sauerstoff im Wasser.

Bei der Druckbelüftung eines flachen Sees wie dem Scherbelinoweiher ist der direkte

Sauerstoffeintrag über die Luftblasen aufgrund der relativ kurzen Kontaktzeit eher

zweitrangig. Vergleicht man die Größenordnung mit der einer Kläranlage wird dies

deutlich. Dort müssen zur Sicherstellung einer ausreichenden Sauerstoffversorgung der

Mikroorganismen zur Nitrifikation bei Druckluftbelüftungssystemen in Reinwasser ein

Luftvolumenstrom von etwa 1 m³N pro Kubikmeter Belebungsbeckenvolumen und Stunde

aufgebracht werden (d.h. 1 m³N / m³ * h). Dies würde für den Scherbelinoweiher bedeuten,

dass statt 9,1 m³/h Luftvolumenstrom rund 38000 m³/h eingeblasen werden müssten.

Sauerstoffeintrag

68

4.3 Der Sauerstoffeintrag über die Wasseroberfläche

Wasserzirkulation und Sauerstoffhaushalt sind eng miteinander verbunden. Wenn

sauerstoffarmes Wasser an die Oberfläche transportiert wird, kommt das Sauerstoffdefizit

als Triebkraft für die Sauerstoffaufnahme zur Wirkung (ATV-M 250). Durch die

Druckbelüftung und die dadurch entstehende Wasserwalze erhöht sich die

Fließgeschwindigkeit an der Wasseroberfläche. Der Sauerstoff gelangt durch Diffusion

über die Gewässeroberfläche in den Wasserkörper und wird im chemischen Gleichgewicht

im Wasser gelöst. Dieser Vorgang ist im Wesentlichen abhängig von der Temperatur, dem

Salzgehalt, dem Verhältnis von Seeoberfläche zur Seetiefe, den Turbulenzen, der

Oberflächenspannung und dem Sättigungsgrad des Wassers (Prexl 2007).

Die Geschwindigkeit der Grenzflächenerneuerung ist maßgebend für die Geschwindigkeit

der Sauerstoffaufnahme. Die Lösungsgeschwindigkeit des Luftsauerstoffs in der

Grenzschicht Luft – Wasser ist sehr groß, die Diffusionsgeschwindigkeit dagegen sehr

klein. Die mit Sauerstoff gesättigte Grenzschicht muss daher möglichst schnell erneuert

werden, wofür eine große Turbulenz im Wasser förderlich ist.

Der Radius der Kontaktflächen, die von den entstehenden Wasserwalzen mit der

Seeoberfläche gebildet werden, beträgt ungefähr das Fünffache der Steighöhe (ATV-M

250). Im Falle des Scherbelinoweihers, bei dem die Membranen der Belüftungsteller in

einer durchschnittlichen Tiefe von ca. 4,0 m liegen, würde dies einem Radius von ca. 20 m

entsprechen.

Von der BGS Umwelt wurden im Mai 2008 mit einem Flügelrad Fließgeschwindigkeit an

der Oberfläche des Scherbelinoweihers bestimmt. Da die Messungen von einem Boot

erfolgten, das durch die Strömung immer wieder abgetrieben wurde, konnten nur oberhalb

der Wasserwalze verlässliche Messwerte genommen werden, indem das Boot an den Bojen

befestigt wurde, die die Lage der Membranteller markieren. Hier wurden

Fließgeschwindigkeiten zwischen 0,02 und 0,18 m/s gemessen.

Die Messungen der gelösten Parameter im Seewasser (siehe Kapitel 5.1) ergaben, dass das

Seewasser durch die künstliche Belüftung nahezu vollständig durchmischt wird. Die sechs

Konvektionswalzen und Sekundärwalzen sorgen dafür, dass das Wasser in Bewegung ist

und erzeugen überall eine Strömung. Aufgrund der radialen Bewegung ist die

Fließgeschwindigkeit direkt oberhalb der Belüftungsteller am größten und nimmt nach

außen hin ab. Geht man vorsichtig von einer durchschnittlichen Fließgeschwindigkeit an

Sauerstoffeintrag

69

der Seeoberfläche von 0,05 bis 0,1 m/s aus, so kann nach Abb. 4.6 die Sauerstoffaufnahme

über die Wasseroberfläche bei 20 °C und einem Sauerstoffdefizit von 100 % abgelesen

werden. Die durchschnittliche Wassertemperatur des Scherbelinoweihers betrug von

November 2006 bis September 2008 12,2 °C und das Sauerstoffdefizit im gleichen

Zeitraum durchschnittlich 75 %. Die mit Hilfe des Diagramms ermittelten Werte

repräsentieren nicht die reellen Zahlen für die Sauerstoffaufnahme des Scherbelinoweihers

über die Wasseroberfläche, sondern geben eine Größenordnung an, mit der zu rechnen ist.

Abb. 4.6: Sauerstoffaufnahme durch die Wasseroberfläche in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit und der Wassertiefe bei 20 °C und 100 % Sauerstoffdefizit. Aus ATV-M 250

Bei einer mittleren Wassertiefe des Scherbelinoweihers von 3,2 m ergibt dies eine

Sauerstoffaufnahme zwischen 2,5 und 4 gO2/(m²d). Bezogen auf die Wasseroberfläche von

10800 m² lässt sich eine Sauerstoffzufuhr in der Größenordnung von ca. 1,1 bis 1,8 kg/h

berechnen.

Naturmessungen zeigen, dass nicht nur die Turbulenzvorgänge an der Grenzschicht und

innerhalb des Wasserkörpers einen großen Einfluss auf die Wiederbelüftungsvorgänge

haben, sondern dass auch die Strömungsverhältnisse, die durch Wind verursacht werden

als entscheidender Faktor nicht vernachlässigt werden dürfen (Härtel & Pöpel 1988).

4 2,5

Sauerstoffeintrag

70

Bei einer jährlichen Windgeschwindigkeit in Frankfurt von 2,0 bis zu 4,0 m/s

(www.dfld.de, 22.09.2008), ist mit einem weiteren Anstieg der Sauerstoffzufuhr von 50 bis

170 % zu rechnen (Härtel & Pöpel 1988). Der Scherbelinoweiher liegt jedoch zwischen der

Deponie und dem Stadtwald sehr windgeschützt, so dass die zusätzlichen

Sauerstoffeinträge aufgrund der Windgeschwindigkeit vermutlich nicht ganz so hoch sind.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass der Sauerstoffeintrag über die Wasseroberfläche

um den Faktor 10 bis 20 höher liegt als die Sauerstoffzufuhr über die eingetragenen

Luftblasen. Während letztere ca. 0,1 kg O2/h beträgt, wird über die Oberfläche bei

Windstille ca. 1,1 bis 1,8 kg O2/h eingetragen. Bei einer windigen Wetterlage gibt es einen

zusätzlichen Sauerstoffeintrag über die Oberfläche.

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

71

5 Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

5.1 Veränderungen im Seewasser

Nach Inbetriebnahme der Belüftung am 11. November 2006 wurden die physiko-

chemischen Parameter mindestens alle vier Wochen vor Ort überwacht und an weiteren

sechs Terminen Seewasserproben entnommen, um die Konzentrationen der anderen

Parameter messen zu können. Diese wurde teilweise vor Ort, teilweise zeitnah im Labor

analysiert. Die Messungen und Probennahmen fanden jeweils an mehreren Stellen in

verschiedenen Tiefen statt.

Die Messungen ergaben, dass über die gesamte Tiefe des Sees das Seewasser nach

Inbetriebnahme der Belüftung sowohl horizontal als auch vertikal fast gänzlich

durchmischt wurde. Die Messwerte der verschiedenen Parameter waren an jedem Messtag

sowohl an den verschiedenen Messpunkten als auch in den verschiedenen Tiefen nahezu

identisch mit vereinzelt geringfügigen Abweichungen.

In Abb. 5.1 wurde exemplarisch die Veränderung dreier Leitparameter mit der Tiefe an

zwei verschiedenen Zeitpunkten dargestellt. Hierzu wurden zum einen die Analysendaten

vom unbelüfteten See im September 2006 und zum anderen die vom belüfteten See im

September 2007 verwendet. Die Daten vom September 2006 zeigen, dass der

Scherbelinoweiher im unbelüfteten Zustand auch im Spätsommer 2006 noch geschichtet

war. Sowohl die Temperatur als auch der Sauerstoffgehalt nahmen ab zwei Meter Tiefe

schlagartig ab, während die elektrische Leitfähigkeit im gleichen Maße anstieg (Abb. 5.1).

Im September 2007, im gleichen Monat ein Jahr später, findet man in einem Meter Tiefe

eine fast identische Wassertemperatur und Leitfähigkeit wie im September 2006 vor.

Allerdings setzten sich die gemessenen Werte aller drei Parameter in die Tiefe fort. Es war

weder eine thermische noch eine chemische Schichtung im belüfteten See mehr

festzustellen.

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

72

Abb. 5.1: Vergleich der Veränderung der Leitparameter Wassertemperatur, gelöster Sauerstoff und der elektrischen Leitfähigkeit bei 25 °C mit der Tiefe im unbelüfteten See im September 2006 mit den Werten des belüfteten Sees im September 2007.

Als Folge dessen wird für eine bessere Übersicht und Verständlichkeit in den

nachfolgenden Beschreibungen für die physiko-chemischen Parameter jeweils nur ein

Wert pro Messtag repräsentativ für das gesamte Seewasser dargestellt.

Die Konzentrationen der anderen Parameter werden an den einzelnen Messtagen in den

verschiedenen Tiefen dargestellt. Dafür werden für jeden Messtag in jeder Tiefe

Mittelwerte gebildet. Zusätzlich sind in den Diagrammen teilweise die Analysedaten vom

Juli 2006 (siehe Kapitel 3.1) vor Inbetriebnahme der Belüftung grafisch mit aufgenommen.

Die Konzentrationen fast aller Parameter waren vor der Belüftung in den verschiedenen

Tiefen sehr heterogen, indessen sie während der Belüftung in den unterschiedlichen Tiefen

fast identisch waren.

Physiko-chemische Parameter

Die physiko-chemischen Parameter Wassertemperatur, Sauerstoffgehalt, Redox-Potential,

Leitfähigkeit und pH-Wert des Scherbelinoweihers wurden einmal im Monat an drei

Stellen im See (MP1 - MP3 siehe Abb. 4.3) in verschiedenen Tiefen gemessen.

Der Sauerstoffgehalt wurde in den Tiefen 0,1 m, 0,5 m, 1,0 m, 1,5 m, 2,0 m, 2,5 m und 3 m

gemessen. Betrug der durchschnittliche Sauerstoffgehalt im Wasser des

Scherbelinoweihers am 9.11.2006, kurz vor der Belüftung noch im Durchschnitt 5,1 mg/l,

so fiel er mit Inbetriebnahme der Belüftung am 11.11.2006 innerhalb von wenigen Tagen

-5

-4

-3

-2

-1

0

0 5 10 15 20 25

See

tiefe

(m)

Vergleich physiko-chemischer Parameter im unbelüfteten und belüfteten See

Temperatur (°C) Sept. 2006 Sauerstoff gel. (mg/l) Sept. 2006 Leitfähigkeit (mS/cm) Sept. 2006

Temperatur (°C) Sept. 2007 Sauerstoff gel. (mg/l) Sept. 2007 Leitfähigkeit (mS/cm) Sept. 2007

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

73

rapide auf 0,3 mg/l zurück (Abb. 5.2). Danach stieg er langsam bis auf 7 mg/l im Januar

2007 an. Von Januar bis März 2007 sank der Sauerstoffgehalt wieder bis auf 0,3 mg/l ab

und blieb den ganzen Frühling und Sommer 2007 auf diesem niedrigen Niveau mit nur

geringfügigen Schwankungen. Ab September 2007 begann der Sauerstoffgehalt wieder

anzusteigen und erreichte ein zweites Maximum mit 5,3 mg/l im April 2008. Danach sank

er analog zu der Kurve in 2007 bis zum Juli 2008 ab, um danach wieder anzusteigen. Im

Gegensatz zu den im Sommerhalbjahr 2007 gemessenen Werten blieben die

Sauerstoffgehalte aber auf einem relativ hohen Niveau. Das Minimum im Juli 2008 lag bei

2,8 mg/l und bei der letzten Messung im September 2008 wurde ein Wert von 5,7 mg/l

gemessen.

Abb. 5.2: Veränderung des Sauerstoffgehalts, der Wassertemperatur und der daraus errechneten Sauerstoffsättigung im Seewasser seit Beginn der Belüftung

Betrachtet man den Verlauf der Wassertemperatur im selben Zeitraum, so ist zunächst eine

gegenläufige Entwicklung zum Sauerstoffgehalt zu erkennen (Abb. 5.2). Zu Beginn der

Belüftung betrug die Wassertemperatur 9,2 °C und sank dann bis Januar 2007 auf 4,2 °C

ab. Danach stieg die Wassertemperatur konstant an, bis sie im Juni 2007 ihr Maximum mit

23 °C erreichte. Mit sinkender Lufttemperatur und geringerer Sonneneinstrahlung sank

auch die Wassertemperatur bis Ende Dezember 2007 auf 2,5 °C ab, um danach bis August

2008 wieder auf 23,1 °C anzusteigen.

Dieses gegenläufige Verhalten von Wassertemperatur und Sauerstoffgehalt beruhte zum

Teil auf der unterschiedlichen Sauerstoffsättigung von Wasser bei verschiedenen

0

2

4

6

8

10

0

10

20

30

40

50

60

70

Nov 06 Jan 07 Mrz 07 Mai 07 Jul 07 Sep 07 Nov 07 Jan 08 Mrz 08 Mai 08 Jul 08 Sep 08m

g/l

°C b

zw. %

Sauerstoffgehalt des Seewassers im Vergleich zur Wassertemperatur

Wasser T (°C) Sauerstoffsättigung (%) O2 gelöst (mg/l)

Inbetriebnahme Belüftung 11.11.06

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

74

Temperaturen (siehe Kapitel 2.2). Hauptsächlich wurde das verstärkte Sauerstoffdefizit bei

höheren Wassertemperaturen aber aufgrund der Tatsache verursacht, dass sowohl die

sauerstoffzehrenden chemischen als auch biologischen Prozesse wie z.B. die Nitrifikation

durch höhere Wassertemperaturen angekurbelt wurden (Pfaff et al. 2007).

Wie bereits in Kapitel 4.1 erörtert, besteht die Gefahr der Druckbelüftung von flachen

eutrophierten Seen und Vollzirkulation darin, dass hierdurch die anaerobe

Faulschlammschicht am Seegrund durch die Belüftung aufgewirbelt wurde. Solange die

Sedimente als feste, kompakte und vom darüber liegenden Wasserkörper getrennte Schicht

am Gewässerboden lagerten war der Stoffaustausch zwischen Sediment und Seewasser

gering. Als die in hohem Maße chemisch reduzierten Sedimente aufgewühlt wurden,

vermischten sie sich mit dem darüber stehenden Wasser und die Sauerstoffzehrung begann.

Innerhalb der ersten Stunden der Sedimentumlagerung erfolgte die Sauerstoffzehrung

durch chemische Oxidation anorganischer, reduzierter Ionen wie Sulfide, Fe2+ - und Mn2+-

Ionen. Da Sulfid neben gelöstem Sauerstoff keinen Bestand hat, erfolgt die Sulfidzehrung

sehr schnell und ist früh abgeschlossen (Prexl 2007). Erkennbar war dies beim

Scherbelinoweiher neben dem plötzlichen drastischen Rückgang der

Sauerstoffkonzentration im Wasser von 5,1 auf 0,3 mg/l auch durch einen starken Geruch

nach Schwefelwasserstoff kurz nach Inbetriebnahme der Belüftung. Dieser Prozess war

bereits nach wenigen Stunden soweit abgeschlossen, dass kein Schwefelgeruch mehr

wahrzunehmen war.

Die biologische Sauerstoffzehrung verläuft langsamer und braucht mehrere Tage (Prexl

2007). Aus dem aufgewirbelten Schlamm wurden Nährstoffe freigesetzt, die

Bioproduktion wurde angeregt und organisches Material unter Sauerstoffverbrauch von

Bakterien mineralisiert.

Eine weitere Art der Sauerstoffzehrung ist die Nitrifikation (siehe Kapitel 2.1.2). Dieser

Prozess ist stark temperaturabhängig und setzt erst bei Wassertemperaturen von > 5 °C ein

(Prexl 2007). Da im Januar und Februar 2007 die Wassertemperaturen unter 5 °C lagen,

konnte die Nitrifikation in diesen Monaten nicht stattfinden und der Sauerstoffgehalt im

Wasser stieg bis auf einen Wert von 7 mg/l an. Erst als das Wasser im März 2007 wieder

wärmer wurde, setzte die Nitrifikation ein, der Sauerstoffgehalt sank wieder und blieb bei

sehr niedrigen Werten während der warmen Sommermonate, in denen sich die

Nitrifikanten verstärkt vermehren konnten. Erst als die Wassertemperatur im Herbst und

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

75

Winter 2007 wieder niedriger wurde, verlangsamte sich die Nitrifikation und der

Sauerstoffgehalt stieg wieder an.

Auch im Jahr 2008 verhielten sich Wassertemperatur und Sauerstoffgehalt in der Tendenz

gegenläufig zueinander, jedoch erreichte der Sauerstoffgehalt ein viel höheres Niveau als

2007. Auch während der warmen Sommermonate 2008 lag er stets über dem für die

Nitrifikation benötigten Wert von 2 mg/l (Bever et al. 2002). Die Kurve der

Sauerstoffsättigung stieg bis September 2008 auf 66,4 % an und lag damit erstmals höher

als der Wert von 58 %, der vor der Inbetriebnahme der Belüftung im Epilimnion gemessen

wurde.

Es ist davon auszugehen, dass der sauerstoffzehrende Prozess der Nitrifikation

abgeschlossen ist und das Ammonium im Schlamm zum größten Teil mineralisiert wurde

(siehe hierzu die Ausführungen zu den Stickstoffverbindungen unten und Kapitel 5.2).

Das Redox-Potential wurde parallel zum Sauerstoffgehalt in den Tiefen 0,1 m, 0,5 m, 1,0

m, 1,5 m, 2,0 m, 2,5 m und 3 m an den drei Messpunkten im Scherbelinoweiher gemessen.

Lag das Redox-Potential bei pH 0 im Dezember 2006 noch bei 409 mV, sank es danach

mit kleineren Schwankungen bis Ende Mai 2007 auf 317 mV ab, um dann bis September

auf ein weiteres Maximum von 419 mV anzusteigen (Abb. 5.3). Danach sank es bis März

2008 auf 338 mV ab und schwankte danach stark. Zunächst hatte es drei Wochen später

wiederum ein Maximum von 422 mV. Einen Monat später im Mai 2008 lag der Wert dann

nur bei 347 mV, um direkt bei der nächsten Messung im Juni erneut mit 399 mV relativ

hoch zu liegen.

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

76

Abb. 5.3: Veränderung des Redox-Potentials bei pH 0 (mV) im Vergleich zum Sauerstoffgehalt während der Belüftungsphase.

Betrachtet man die Veränderungen des Redox-Potentials im Vergleich zum

Sauerstoffgehalt während der Belüftung, so ist zu erkennen, dass die beiden Kurven nicht

parallel zueinander verlaufen (Abb. 5.3). Während der Sauerstoffgehalt des Seewassers in

den Sommermonaten 2007 bis September auf ein absolutes Minimum sank, stieg das

Redox-Potential ab Juni 2007 wieder an. Der niedrige Sauerstoffgehalt zeigt, dass der

durch die künstliche Belüftung eingetragene Sauerstoff bis zu diesem Zeitpunkt noch nicht

ausreichte das Sauerstoffsättigungsdefizit zu verringern. Das steigende Redox-Potential ist

jedoch ein Anzeichen dafür, dass Oxidationsprozesse von Eisen-, Mangan-, Schwefel-,

Stickstoff- und Kohlenstoffverbindungen stattfanden, denen im vorher reduzierten

hypolimnischen Wasserkörper Sauerstoff entzogen wurde.

Ab Januar 2008 verhielten sich beide Kurven zunächst kohärent zueinander, um dann im

Sommer 2008 wieder gegenläufig zu verlaufen. Während der Sauerstoffgehalt sank, stieg

das Redox-Potential an.

Der pH-Wert wurde seit Dezember regelmäßig an den drei oben genannten Messstellen in

den Tiefen 0,2 m, 0,5 m und 1 m bestimmt. Zusätzlich wurde im April und Juni 2007 der

pH-Wert in zwei und drei Meter Tiefe gemessen. Hierbei ergaben die Werte, dass an allen

drei Messstellen auch in größeren Tiefen aufgrund der Durchmischung des Seewassers der

gleiche pH-Wert wie an der Oberfläche vorlag. Somit können die Werte bis ein Meter

Tiefe repräsentativ für den gesamten See angesehen werden.

Redox-Potential im Vergleich zum Sauerstoffgehalt

0

2

4

6

8

Nov 06 Jan 07 Mrz 07 Mai 07 Jul 07 Sep 07 Nov 07 Jan 08 Mrz 08 Mai 08 Jul 08 Sep 08

mg/

l

300

350

400

450

mV

O2 gelöst (mg/l) Redox-Potential bei pH 0 (mV)

Inbetriebnahme Belüftung 11.11.06

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

77

Abb. 5.4: Veränderung des pH-Wertes während der Belüftungsphase.

Während der gesamten Belüftungsperiode lag der pH-Wert leicht im alkalischen Bereich

mit Werten zwischen 7,9 und 9. Die meiste Zeit blieb er konstant zwischen 8 und 8,5. Ende

Mai 2007 lag ein Maximum von 8,9 vor. Im April 2007, im Oktober 2007 und im April

2008 sank der pH-Wert kurzfristig unter 8.

Als Folge der Zufuhr von Sauerstoff und der Erhöhung der Wassertemperatur während des

Sommers wurden die am Gewässergrund angereicherten algenbürtigen organischen

Substanzen im verstärkten Maße oxidiert. Dabei entstand Kohlendioxid. In Seen mit

weichem Wasser führt dies zur Verschiebung des pH-Wertes vom alkalischen zum

neutralen bis schwach sauren Bereich, die sich durch die erzwungene Vollzirkulation bis in

die oberen Wasserschichten auswirken kann (ATV-M 250).

Das Wasser im Scherbelinoweiher ist jedoch sehr hart und dadurch gut gepuffert (siehe

Kapitel 3.1). Der pH-Wert verblieb im alkalischen Bereich und stieg sogar leicht im

Sommer 2007. Dies ist auf die verstärkte Photosynthese im Epilimnion zurückzuführen.

Diese bewirkte eine Kohlendioxidzehrung, welche zu einem Ansteigen des pH-Wertes und

dadurch auch zu einem Anstieg der Carbonatkonzentration führte, welche eine Ausfällung

von Calcit mit gelöstem Calcium bewirken kann. (Kummert und Stumm 1992).

Die elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C wurde seit Inbetriebnahme der Belüftung

regelmäßig an den drei beschriebenen Messpunkten in den Tiefen 0,1 m, 0,5 m und 1 m

gemessen. Zusätzlich fanden an einigen Messtagen Messungen bis in fünf Meter Tiefe

statt. Alle Messungen ergaben an dem jeweiligen Messtag an allen drei Messpunkten in

allen Tiefen den nahezu gleichen Messwert mit einer Abweichung von höchstens

0,09 mS/cm.

7,5

8,0

8,5

9,0

Nov 06 Jan 07 Mrz 07 Mai 07 Jul 07 Sep 07 Nov 07 Jan 08 Mrz 08 Mai 08 Jul 08 Sep 08

pH-Wert des Seewassers

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

78

Im September 2006 – vor Inbetriebnahme der Belüftung und der daraus resultierenden

Durchmischung – wurden noch Werte von 14,8 mS/cm in 4,5 Meter Tiefe direkt oberhalb

des Schlamms gemessen, während an der gleichen Stelle in einem Meter Tiefe nur eine

Leitfähigkeit von 4,2 mS/cm vorlag.

Während die Leitfähigkeit im Grundwasserzustrom des Weihers ca. 6 - 6,5 mS/cm betrug

sank sie im gesamten See nach Beginn der Belüftung stetig mit nur geringen

Schwankungen von 5,5 mS/cm bis auf 3,5 mS/cm (Abb. 5.5).

Abb. 5.5: Veränderung der elektrischen Leitfähigkeit bei 25 °C während der Belüftungsphase

Vergleicht man die Werte mit dem jeweiligen Wasserstand im See, so lässt sich die

Abnahme der Leitfähigkeit teilweise mit dem gleichzeitigen Anstieg des

Seewasserspiegels und dem daraus resultierendem Verdünnungseffekt erklären.

Das Abfallen der elektrischen Leitfähigkeit ist aber hauptsächlich auf die

Konzentrationsabnahme gelöster Nährstoffe zurückzuführen. Diese wurden durch Atmung,

Abbau bzw. Mineralisation der organischen Substanzen und Verluste an die Atmosphäre,

sowie durch die Nährstoffaufnahme des Phytoplanktons verursacht.

Dass der absolute Salzgehalt im Wasserkörper sank, wird durch die letzten Werte im

Sommer 2008 bestätigt, als die elektrische Leitfähigkeit trotz niedrigem Wasserstand

weiter abfiel.

Im Juli 2006 nahm der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) im unbelüfteten geschichteten

See mit der Tiefe stark zu. Lag er bei einem Meter Seetiefe bei 330 mg/l, so wurde in drei

Meter Tiefe ein Wert von 630 mg/l gemessen. Im belüfteten See war ab April 2007 ein

kontinuierlicher Rückgang des chemischen Sauerstoffbedarfs zu erkennen. Betrug der

Leitfähigkeit des Seewassers

3

4

5

6

Nov06

Jan07

Mrz 07 Mai 07 Jul 07 Sep07

Nov07

Jan08

Mrz 08 Mai 08 Jul 08 Sep08

mS

/cm

125,3

125,6

125,9

126,2

m ü

NN

Leitfähigkeit, elektr. bei 25°C Wasserstand

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

79

durchschnittliche CSB-Wert im April noch 510 mg/l so sank er kontinuierlich bis zur

letzten Messung im April 2008 auf 381 mg/l (Abb. 5.6).

Abb. 5.6: Der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) und der gesamte organische Kohlenstoff (TOC) gemessen in mg/l

Für die Konzentration des gesamten organischen Kohlenstoffs (TOC) liegen für die

„Nullbeprobung“ im Juli 2006 keine Daten vor. Hier wurde jedoch der DOC-Wert

analysiert, der zusammen mit dem POC und VOC den TOC-Wert bildet (siehe

Kapitel 3.1). Der TOC-Wert ist demnach größer oder zumindest gleich dem DOC-Wert.

Dieser betrug im Juli 2006 in den oberen drei Metern im Durchschnitt 160 mg/l.

In den darauf folgenden Messungen ging der TOC-Wert stetig leicht zurück und hatte im

April 2008 noch einen durchschnittlichen Wert von 146 mg/l. Einzige Ausnahme war die

Messung im April 2007, die durchschnittlich 115 mg/l ergab. Dieser verhältnismäßig

niedrige Wert, war wahrscheinlich auf den hohen Wasserstand in diesem Monat und den

dadurch entstehenden Verdünnungseffekt zurückzuführen (siehe unten Ausführungen zu

Chlorid).

Insgesamt war nur ein geringer Abbau der Gehalte an organischem Kohlenstoff während

der Belüftungsphase zu verzeichnen. Ähnliche Beobachtungen wurden bei Batchversuchen

im Sommer 2006 vor Inbetriebnahme der Belüftung gemacht. Hierbei wurden unter

anderem Seewasser- und Schlammproben des Scherbelinoweihers in Batchreihen mit

Sauerstoff belüftet und der Abbau der deponiebürtigen Schadstoffe experimentell

untersucht (Kurth 2007). In allen Proben erfolgte nur eine geringe Abnahme des TOC-

Wertes durch die Sauerstoffzufuhr. Mit einer LC-OCD (Liquid Chromatography with

-100

0

100

200

300

400

500

600

700

Juli 2006 (unbelüftet)

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

mg

/l

Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB) und der gesamte organische Kohlenstoff (TOC)

CSB 1m CSB 2m CSB 3m TOC 1m TOC 2m TOC 3m DOC 1m DOC 2m DOC 3m

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

80

Organic Carbon Detection) Analyse durch das Institut für Wasserreinhaltung der

Technischen Universität Berlin konnten die einzelnen Kohlenstoff-Fraktionen des

Summenparameters TOC charakterisiert werden. Getrennt nach Molekülgröße wurden

dabei nacheinander die einzelnen Fraktionen auf ihren Kohlenstoffanteil analysiert. Diese

Analyse ergab, dass abbauresistente Huminstoffe die dominierende Fraktion innerhalb der

TOC-Gesamtheit bilden.

Huminstoffe sind biologisch resistentes, hochmolekulares, nicht einheitlich aufgebautes

Material, welches in Böden oder Gewässern vorkommt. Gebildet werden die Huminstoffe

durch mikrobiellen Abbau und teilweise Neusynthese aus pflanzlichen und tierischen

Stoffen in einem komplexen Zweiphasengemisch. Huminsäuren, ein Teil der Huminstoffe,

liegen bei einem pH-Wert von 7 in gelöstem Zustand vor (Kummert und Stumm 1992).

Der hohe Gehalt an gelösten Huminsäuren im Scherbelinoweiher war auch optisch gut an

der rot-bräunlichen Färbung des Wassers zu erkennen (Abb. 5.7).

Abb. 5.7: Wasser des Scherbelinoweihers im Juli 2007

Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid

Während des Belüftungszeitraums veränderten sich die Gehalte der Alkali- und

Erdalkalimetalle sowie der Chloridgehalt kaum. Da es sich um „konservative“

Elementtypen handelt, die kaum partikelreaktiv sind (Matschullat et al. 1997), war eine

Konzentrationsänderung durch die künstliche Belüftung auch nicht zu erwarten.

Auffällig ist jedoch die Messung im April 2007, bei der alle fünf gemessenen Parameter

viel niedrigere Werte aufwiesen (Abb. 5.8)

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

81

Abb. 5.8: Darstellung der Gehalte im Seewasser gelöster Alkali- und Erdalkalimetallen und Chlorid.

Vergleicht man die gemessenen Werte mit dem jeweiligen Wasserstand im Weiher, so

lässt sich erkennen, dass dieser im April 2007 nach ausgiebigen Niederschlägen relativ

hoch war. Wie man auch an den Daten vom April 2008 erkennen kann ist der daraus

resultierende Verdünnungseffekt jedoch nicht so groß, dass er die extrem niedrigen Werte

vollständig erklären könnte.

Stickstoffverbindungen

Die Konzentrationen der Stickstoffverbindungen Ammonium, Nitrat und Nitrit nahmen

während der Belüftung einen sehr unterschiedlichen Verlauf (Abb. 5.9).

Der Ammoniumgehalt war vor der Belüftung im Juli 2006 aufgrund der reduzierten

Verhältnisse in der Tiefe stark angereichert, konnte aber im Epilimnion kaum

nachgewiesen werden. Beim Nitratgehalt verhielt es sich dagegen genau umgekehrt (siehe

Kapitel 3.1). Nach der Durchmischung des Seewassers durch die künstliche Belüftung,

sank der Ammoniumgehalt im gesamten Seewasser von durchschnittlich 66 mg/l im April

2007 auf 2,6 mg/l gemessen im November 2007, um danach bis April 2008 wieder leicht

auf 5,2 mg/l anzusteigen.

Während im April 2007 lediglich 6,1 mg/l Nitrat im Seewasser gemessen wurden, stieg der

Gehalt bis Juni 2007 auf 55 mg/l an. Danach sank er wieder über das Winterhalbjahr bis

April 2008 auf einen Wert von 12,5 mg/l.

125,0

125,2

125,4

125,6

125,8

126,0

0

200

400

600

800

1000

Juli 2006 (unbelüftet)

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

m Ü

NN

mg

/l

Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid

Chlorid Natrium Kalium Calcium Magnesium Wasserstand

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

82

Der Gehalt an Nitrit sank innerhalb eines Jahres drastisch von 3,8 mg/l im April 2007 auf

0,1 mg/l im April 2008.

Abb. 5.9: Darstellung der Konzentrationen der Stickstoffverbindungen während der Belüftung

Der gesamte anorganische Stickstoffgehalt der oberen drei Meter stieg zunächst nach

Inbetriebnahme der Belüftung von 42,3 mg/l im Juli 2006 auf 53,6 mg/l im April 2007.

Danach reduzierte er sich bis auf 6,9 mg/l im April 2008. Dabei war die Verringerung

zwischen der Probennahme im Juni 2007 bis zu der im September 2007 besonders auffällig

(siehe Abb. 5.9). Dies ist auf die verstärkte Nitrifikation während der warmen

Sommermonate zurückzuführen (siehe oben die Ausführungen zum Sauerstoffgehalt).

Nach Beginn der Belüftung war der anorganische Stickstoffgehalt im Wasser zunächst um

ca. 27 % gestiegen. Der Grund hierfür lag in der Aufwirbelung des Schlamms. Der meiste

Stickstoff war zu dem Zeitpunkt noch in Form von Ammonium gebunden, das sich vor der

Belüftung bei reduzierten Verhältnissen im Schlamm und den unteren sauerstofffreien

Wasserschichten des Weihers angereichert hatte. Der Anteil des Ammoniumstickstoffs am

anorganischen Stickstoffgehalt betrug im Juli 2006 86,6 %. Aufgrund der Aufwirbelung

des Schlamms und einer geringen Nitrifikation während der kalten Wintermonate stieg

sein Anteil bis April 2007 bis auf 95,3 %.

0

20

40

60

80

100

120

140

Juli 2006 (unbelüf tet)

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

mg

/l

Stickstoffverbindungen

Ammonium 1m Ammonium 2m Ammonium 3m

Nitrat 1m Nitrat 2m Nitrat 3m

Nitrit 1m Nitrit 2m Nitrit 3m

Gesamtstickstoff (anorganisch)

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

83

Im Zuge der fortschreitenden Belüftung und dem Anstieg der Wassertemperatur begann

eine verstärkte Nitrifikation und die Verhältnisse verschoben sich zu Gunsten des Nitrats.

Während der prozentuale Anteil von Ammonium am anorganischen Stickstoffgehalt durch

die Nitrifikation sank, stieg der Nitratanteil bis zum September 2007 an. Zu diesem

Zeitpunkt lagen nur noch 31,4 % des anorganischen Stickstoffgehalts als

Ammoniumstickstoff vor, während der Anteil des Nitratstickstoffs von 2,6 % im April

2007 auf 66,8 % im September 2007 extrem anstieg. Gleichzeitig sank der absolute Gehalt

an Nitrat, da es zum Teil durch Denitrifikation als N2 ausgaste und zum Teil für andere

Prozesse als Sauerstoffdonator verbraucht wurde (siehe Kapitel 2.1.2).

Mit Beginn der Wintermonate und kälteren Wassertemperaturen verlangsamte sich die

Nitrifikation wieder und der Anteil des Ammoniumstickstoffs stieg bis auf 58,6 % im April

2008 an. Im gleichen Zeitraum sank der Anteil des Nitratstickstoffs auf 41,1 %.

Der starke Rückgang der Nitrit-Konzentration ist ein Hinweis für eine fortgeschrittene

Nitri- und Denitrifikation. Da Nitrit ein Zwischenprodukt beider Prozesse ist, enthalten

Wässer die ausreagiert sind kein Nitrit (Kölle 2003). Eine Bilanz der absoluten

Stickstofffrachten während der Belüftung findet sich in Kapitel 6.

Phosphat

Für die Phosphatkonzentration im Seewasser liegen keine Daten von 2006 vor. Eine

durchgeführte Messung im September 1981 ergab aber einen Phosphatgehalt in ein Meter

Tiefe von 0,6 mg/l, in zwei Meter Tiefe von 0,9 mg/l und in drei Meter Tiefe von 3,1 mg/l.

Der Phosphatgehalt stieg demnach im unbelüfteten See mit der Tiefe stark an. Nach

Inbetriebnahme der Belüftung nahm der Gesamtgehalt an Phosphat im Laufe der

Belüftungsmonate von durchschnittlich 2,2 mg/l im April 2007 auf 0,15 mg/l ab (Abb.

5.10).

Abb. 5.10: Darstellung der Konzentrationen von Phosphat gesamt während der Belüftung

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

mg

/l

Phosphat gesamt

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

84

Die Abnahme des Phosphatgehalts im Wasser ist der typische und gewollte Prozess für die

künstliche Belüftung eines eutrophierten Sees. Primärer Auslöser für die Eutrophierung ist

die Zufuhr von Phosphat. Als Folge der dadurch gesteigerten Nährstoffkonzentration und

Biomasseproduktion, kommt es zu einer hohen Sedimentationsrate organischer Reste und

der O2 - Zehrung durch den mikrobiellen Abbau. Unter aeroben Bedingungen adsorbiert

ein Teil des Phosphats an den Sedimentteilchen oder wird als Eisenphosphat ausgefällt

(siehe Kapitel 2.1.2). Unter anaeroben Bedingungen, wie sie vor der Belüftung am

Seegrund herrschten, erfolgt die Phosphat-Freisetzung ins Wasser, was wiederum die

Eutrophierung weiter fördert.

Durch die künstliche Belüftung und die Erhöhung des Redoxpotential wird sowohl die

Reduktion von Sulfat zu Schwefelwasserstoff verhindert, als auch die Remobilisierung von

Phosphat aus dem Sediment vermindert (Knopf & Ulrich 1995). Das Phosphat wurde

fixiert und sein Gehalt sank im Seewasser. Dieser Prozess benötigte O2-Konzentration von

> 1mg/l bzw. ein Redoxpotential von > 200mV. Im Sommer 2007, als der Sauerstoffgehalt

< 1 mg/l betrug, war auch ein leichter Anstieg des gelösten Phosphats im Seewasser zu

beobachten, der sich mit Zunahme des Sauerstoffgehalts wieder verlor.

Sulfat

Der Sulfatgehalt schwankte bis November 2007 zwischen 230 mg/l und 330 mg/l, um dann

bis April 2008 auf 148 mg/l abzusinken (Abb. 5.11: Darstellung der Konzentrationen von

Sulfat während der Belüftung).

Abb. 5.11: Darstellung der Konzentrationen von Sulfat während der Belüftung

Die Schwankungen des Sulfatgehalts bis November 2007 hängen vermutlich mit dem

Stickstoffkreislauf zusammen. Bei der Denitrifikation durch Eisensulfide wird der in den

Sulfiden enthaltene Schwefel zu Sulfat oxidiert (Kölle 2003). Der Schwefel durchläuft bei

dieser Redoxreaktion einen Kreislauf vom Eisensulfid zum Sulfat und wieder zurück.

0

100

200

300

400

Juli 2006 (unbelüftet)

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

mg

/l

Sulfat

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

85

14 NO3- + 5 FeS2 + 4 H+ ↔ 7 N2 + 10 SO4

2- + 5 Fe2+ + 2 H2O

Mit der Sauerstoffanreicherung im Wasser wird diese Redoxreaktion vermindert und die

Sulfate werden ähnlich wie die Phosphate zum größten Teil wieder vom Boden

zurückgehalten (Marr et al. 1988). Dieser Effekt würde den Rückgang der

Sulfatkonzentration im Seewasser ab November 2007 erklären.

Schwermetalle und Arsen

Die Schwermetalle Chrom, Nickel, Kupfer und Arsen wurden vor der Belüftung im Juli

2006 und in der letzten Beprobung im April 2008 analysiert. Ihre Konzentrationen nahmen

während der Belüftungsperiode geringfügig ab, so dass Chrom, Kupfer und Arsen

unterhalb des jeweiligen Grenzwertes der Trinkwasserverordnung vom Mai 2001 lagen.

Der Grenzwert für Nickel (0,02 mg/l) wurde mit gemessenen 0,053 mg/l immer noch

überschritten.

Die Parameter Mangan (gesamt) und Eisen (gesamt) gelöst im Seewasser wurden zwischen

Juli 2006 und April 2008 mehrmals untersucht, wobei ihre Analyse mit einigen

Schwierigkeiten verbunden ist. Sobald Sauerstoff in die Probe bei der Probennahme oder

im Labor gelangt, flockt ein Teil des gelösten Mangans bzw. Eisens aus und das Ergebnis

wird verfälscht. Dies muss bei der Betrachtung der verschiedenen Messwerte

berücksichtigt werden.

Der gemessene Gehalt an gelöstem Mangan (gesamt) im Seewasser stieg während der

Belüftungsphase leicht von durchschnittlich 0,2 mg/l im April 2007 auf 0,31 mg/l im

September 2007 (vom Juni 2007 liegen keine Daten vor) an. Bei den folgenden Messungen

blieb er auf diesem Niveau.

Der Gehalt an gelöstem Eisen (gesamt) stieg zunächst bis zum April 2007 auf 0,52 mg/l

von durchschnittlich 0,27 mg/l im Juli 2006 vor der Belüftung. Danach sank er auf ein

Minimum von 0,3 mg/l im Juni 2007, um danach stetig bis April 2008 auf 0,57 mg/l

anzusteigen (Abb. 5.12).

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

86

Abb. 5.12: Konzentrationen von Eisen (gesamt) und Mangan (gesamt) während der Belüftungsphase

Mangan wurde kaum abgebaut, weil es erst bei höheren Redoxverhältnissen als

Ammonium oxidiert wird (siehe Abb. 5.12) und eine zuverlässige und vollständige

biologische Entmanganung nicht möglich ist, solange noch Ammonium vorhanden ist

(Kölle 2003)

Die Schwankungen der Eisenkonzentration während der Belüftungsphase könnte

folgenden Ursachen haben:

Im ehemals reduzierten Milieu am Seegrund dominierten Eisensulfide. Sie sind in Wasser

praktisch unlöslich (Kölle 2003). Durch die Sauerstoffzufuhr und die beginnende

Nitrifikation entstand Nitrat, welches die Eisensulfide im Schlamm oxidierte. Dabei

entstanden in den Wintermonaten 2006/2007 neben Sulfat gelöste Fe2+- Ionen.

14 NO3- + 5 FeS2 + 4 H+ → 7 N2 + 10 SO4

2- + 5 Fe2+ + 2 H2O

Im Frühjahr 2007 sank der Sauerstoffgehalt und an manchen Stellen im See existierten

wieder anaerobe Verhältnisse. Bei der daraus resultierenden Denitrifikation gaben die

Eisensulfide als Reaktionspartner Eisen (und eventuell Mangan) an das Wasser ab,

während die Nitratkonzentration sank und die Sulfatkonzentration stieg (siehe

entsprechende Werte für April 2007).

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

0,0

0,2

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

Juli 2006 (unbelüftet)

April 2007 Juni 2007 Sept. 2007 Nov. 2007 Jan. 2008 April 2008

mg

/l

mg

/l

Eisen und Mangan

Eisen ges. 1m Eisen ges. 2m Eisen ges 3m Mangan ges. 1m

Mangan ges. 2m Mangan ges. 3m Sauerstoffgehalt

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

87

Aufgrund der höheren Wassertemperaturen im Sommer 2007 erfolgte eine verstärkte

Nitrifikation und das dabei entstehende Nitrat könnte die freigesetzten Fe2+-Ionen weiter

zu unlöslichen Fe3+ - Oxidhydraten oxidiert haben:

NO3- + 5 Fe2+ + 7 H2O → ½ N2 + 5 FeOOH + 9 H

Gleichzeitig könnte durch die hohe Konzentration an Hydrogenkarbonat ein Teil der Fe2+-

Ionen als Carbonat ausgefallen sein:

Fe2+ + HCO3- → FeCO3 + H+

Beide Reaktionen hätten den beobachteten Effekt, dass das im Winter freigesetzte Fe2+ im

Sommer 2007 wieder aus dem Wasser entfernt wurde.

Ab Juni 2007 sank der Nitratgehalt während sowohl die Sauerstoffkonzentration als auch

der Gehalt an gelöstem Eisen im Wasser anstieg. Die Eisensulfide wurden nun vermutlich

direkt vom Sauerstoff anstatt von Nitrat oxidiert und die Fe2+-Ionen blieben in Lösung. Sie

bestimmten jetzt vollständig den gemessenen Wert für Eisen (gesamt), denn im oxidiertem

Milieu liegt dreiwertiges Eisen als Fe3+-Oxidhydrate vor und diese sind bei pH-Werten

oberhalb vier praktisch unlöslich (Kölle 2003).

Mangan verhält sich in vieler Beziehung wie Eisen. So können Mangansulfide ebenfalls

durch Nitrat oxidiert werden:

8 NO3- + 5 MnS + 8 H+ → 4 N2 + 5 SO4

2- + 5 Mn2+ + 4 H2O

Sie können jedoch nicht analog zum Eisen durch Nitrat weiteroxidiert werden, da die

gelösten Mn2+-Ionen sich nur mit gelöstem Sauerstoff oxidieren lassen (Kölle 2003).

Mangan kann daher nach seiner Mobilisierung in der Regel nicht mehr oxidiert werden.

Kohlenwasserstoffe

In der „Nullbeprobung“ von Juli 2006 konnten die Kohlenwasserstoffe Benzol und

Trichlorethen bzw. ihre Summenparameter BTEX und LHKW sowie der Phenol-Index in

drei Meter Tiefe in sehr geringen Konzentrationen nachgewiesen werden, während sie

weiter oberhalb nicht bestimmbar waren (siehe Kap. 3.1).

Bei der nächsten Probennahme im April 2007, fünf Monate nach Inbetriebnahme der

Belüftung, waren diese geringen Vorkommen auch in drei Meter Tiefe nicht mehr

nachweisbar. Bei dieser Probennahme wurden außerdem mehrere Leitparameter des

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

88

Summenparameters PAK analysiert. Auch diese lagen alle unterhalb der

Bestimmungsgrenze.

Eine weitere Analyse einzelner Leitparameter der Summenparameter BTEX, LHKW und

PAK in drei Meter Tiefe im September 2007 zeigte keine Veränderungen. Alle lagen

unterhalb der Bestimmungsgrenze.

Sowohl Benzol als auch Trichlorethen sind außerordentlich flüchtig und die geringen

Gehalte wahrscheinlich mit den aufsteigenden Luftblasen der künstlichen Belüftung in die

Atmosphäre entwichen.

Halogene

Auch Bromid- und Fluoridionen sowie der Summenparameter der adsorbierbaren

organisch gebundenen Halogene (AOX) wurden analysiert.

Der Bromidionengehalt veränderte sich zwischen April und September 2007 kaum und

stieg nur leicht von durchschnittlich 3,3 auf 3,6 mg/l an. Der Fluoridionengehalt betrug im

April 2007 5,2 mg/l.

Der AOX-Gehalt sank von April bis September 2007 von 0,3 auf 0,15 mg/l.

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

89

5.2 Veränderung der Schlammschicht

Nach 12 Monaten künstlicher Belüftung wurde der Schlamm des Scherbelinoweihers im

November 2007 beprobt. Zum Einsatz für die Schlammkern-Probenahme kam eine

manuell bedienbare Vorrichtung zur Kerngewinnung von Gewässersohlen (UWITEC-

Corer®). Dadurch wurde die Gewinnung von bis zu 1 m Linern möglich (Abb. 5.13). Die

Liner wurden in den Laboren der Fachgruppe Hydrogeologie der Technischen Universität

Berlin vermessen und für weitere Untersuchungen präpariert.

Abb. 5.13: Schlammprobennahme im November 2007 (Quelle: BGS Umwelt & TU Berlin 2008)

Zusammenfassend ergaben sich folgende Ergebnisse (BGS Umwelt & TU Berlin 2008):

Eine schwarze unkonsolidierte und stark wasserhaltige oberste Schlammschicht war bis auf

den nahen Uferbereich im ganzen See vorhanden (vgl. Liner 2 in Abb. 5.14). Diese oberste

Auflage betrug 1 bis 15 cm, während die gesamte organische Schlammschicht

durchschnittlich 40 bis 50 cm mächtig war, darunter folgte grauer Mittelsand.

Im Uferbereich waren die Schlammauflagen geringer und der Seeboden ging direkt in

mittelsandige, teilweise grobsandige und schluffige Sedimente des Grundwasserleiters

über. Die Uferböschung fiel unter Wasser relativ steil zur Seemitte hin ab.

Im Nordosten des Sees befand sich mehr Pflanzendetritus, vorwiegend Blätter, in der

hellen Auflage. Hier waren außerdem im Bereich der Schlammoberfläche rote Würmer

und ihre Fressbauten zu erkennen.

Im westlichen direkten Uferbereich wurden hellere und gröbere obere Schlammlagen

beobachtet. Mittelsandige bis grobsandige Sedimente wurden meist als Basisschicht am

Seeboden angetroffen; zum Teil jedoch nur siltiger Ton. Es bestand generell ein hoher

mineralischer Tonanteil in den Schlammkernen.

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

90

Die Glühverluste, die den Anteil an organischer Substanz darstellen, lagen bei den meisten

Proben zwischen 5 bis 10 %. Bei einigen Proben wurden in der oberen unkonsolidierten

Schlammauflage Glühverluste zwischen 25 und 30 % gemessen.

Abb. 5.14: Präparation Schlammliner im November 2007 (Quelle: BGS Umwelt & TU Berlin 2008)

Zur Ermittlung des chemischen Stoffhaushaltes wurden von der Fachgruppe

Hydrogeologie der Technischen Universität Berlin Versuche durchgeführt, durch

Zentrifugieren Porenwasserproben aus einzelnen Schlammhorizonten zu gewinnen. Die

Komposition aus organischem und mineralischem Schlamm ließ jedoch weder die

gravitative noch die zentrifugale Gewinnung hinreichender Menge und Qualität von

Wasserproben zu. Die geringen Mengen, die gewonnen wurden, hatten im Verlauf der

Aufbereitung Kontakt mit sauerstoffhaltiger Umgebungsluft. Die dennoch

vorgenommenen Analysen wiesen eine Zusammensetzung gelöster Inhaltsstoffe in den

Schlamm-Porenwässern ähnlich der Wasserqualität im Hypolimnion nach (BGS Umwelt

& TU Berlin 2008).

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

91

Rückgang der Schlammmächtigkeit

Im Oktober 2006 wurden von der BGS Umwelt an knapp 100 Messpunkten die

Wassertiefe und die Schlammtiefe im Scherbelinoweiher gemessen, so dass das

Schlammvolumen vor Inbetriebnahme der Belüftung bestimmt werden konnte. Die

Messungen erfolgten von einem Boot aus durch Abloten eines Messgestänges. Die

Schlammschicht war zu diesem Zeitpunkt maximal 1,5 m und im Durchschnitt 0,5 m

mächtig. Das gesamte Schlammvolumen betrug ca. 5460 m³ (Abb. 5.15).

Im September 2007 erfolgte eine weitere Vermessung der Schlammschicht. Die

Messungen ergaben nun ein Schlammvolumen von nur noch ca. 3990 m3, was einen

Rückgang um 30% seit Oktober 2006 bedeutet. Insbesondere in den Bereichen um die

Belüftungsteller am Seeboden wurden geringer mächtige Schlammschichten beobachtet

(Abb. 5.16). Dort wurde die Schlammschicht direkt von den Konvektionswalzen der

Belüftung erfasst und ging in Suspension.

Die beträchtliche Abnahme der Schlammmächtigkeit ist auf mehrere Faktoren

zurückzuführen:

Durch die Aufwirbelung des Schlammes findet eine Entgasung der Faulgase CO2, H2S und

CH4 statt und führte zu einer Kompaktierung des Sediments (Spieker 2002).

Außerdem verringerte sich das Sedimentvolumen durch die biologische Mineralisierung

des organischen Sedimentanteils. Dieser bindet große Mengen Wasser, so dass auch bei

einem nur geringen mikrobiellen Abbau der Sedimenttrockensubstanz das gesamte

Sedimentvolumen durch den gleichzeitigen Wasserverlust stark vermindert werden kann

(Gerecke et al. 1997). Im Schlamm des Scherbelinoweihers waren sowohl der organische

Anteil mit einem gemessenen Glühverlust von bis zu 30 % als auch der Wassergehalt mit

ca. 70 Gew.-% sehr hoch.

Durch die aeroben Bedingungen am Seegrund wurde zusätzlich die Häufigkeit des

Auftretens von Insektenlarven und anderen Macro-Invertebraten stark erhöht. Auch dies

begünstigt den Abbau organischer Substanzen im Sediment (ATV-M 250).

Den größten Anteil an der Sedimentvolumenreduktion hatte aber vermutlich die

Nitrifikation des relativ immobilen und sich im Schlamm abgesetzten Ammoniums. Dass

sich bei der Nitrifikation bildende Nitrat bzw. Nitrit ist im Gegensatz zu Ammonium

besser wasserlöslich und ging aus dem Schlamm ins Seewasser über. Aufgrund von

Stoffhaushalt: Veränderungen durch die künstliche Belüftung

92

lokalen und temporären Sauerstoffdefiziten im See wurde das Nitrat denitrifiziert und gaste

als N2 beziehungsweise N2O aus, wobei dieser Stickstoffanteil dem See vollständig

entzogen wurde.

Abb. 5.15: Vermessung der Schlammschicht im Oktober 2006 (Quelle: BGS Umwelt)

Abb. 5.16: Vermessung der Schlammschicht im September 2007 (Quelle: BGS Umwelt)

▲ Messpunkt

▲ Messpunkt

+ Belüftungsteller

Bilanzierung der Stickstofffracht

93

6 Bilanzierung der Stickstofffracht

Vor Inbetriebnahme der Belüftung herrschten am Seegrund anaerobe Verhältnisse. Dabei

wurde nach Verbrauch des gelösten Sauerstoffs der Abbau organischer Stoffe unter

Nutzung von Nitratsauerstoff, danach unter Nutzung von Sulfatsauerstoff fortgesetzt.

Unter streng anaeroben Bedingungen im Sediment setzen methanogene Bakterien die am

stärksten reduzierte Kohlenstoffverbindung CH4 frei, für dessen Veratmung zu CO2 und

H2O die methanotrophen Bakterien 4g Sauerstoff je g CH4 benötigen (Klapper 1992).

Während die Sulfatreduktion im Scherbelinoweiher nachgewiesen wurde ist nicht bekannt,

ob die Redoxverhältnisse im Scherbelinoweiher so niedrig waren, dass auch Methan

gebildet wurde.

Der Sauerstoff-Fehlbetrag im reduzierten hypolimnischen Wasserkörper umfasst also

neben dem Sauerstoffsättigungsdefizit auch noch jenen Sauerstoffbetrag, der den Eisen-,

Mangan-, Schwefel-, Stickstoff- und Kohlenstoffverbindungen entzogen worden ist, bzw.

der erforderlich ist, um diese Verbindungen wieder zu oxidieren (Klapper 1992).

Nachstehend sind die verschiedenen Sauerstoffverbrauchswerte für jeweils 1 mg der zu

oxidierenden Komponente aufgeführt (Kölle 2003):

Methan (CH4) 4,00 mg O2

Ammonium (NH4+) 3,65 mg O2

Schwefelwasserstoff (H2S) 1,882 mg O2

Mangan (Mn2+) 0,291 mg O2

Eisen (Fe2+) 0,143 mg O2

Erst als alle diese Komponenten oxidiert waren, konnte sich der Sauerstoff im Wasser des

Scherbelinoweihers merklich anreichern. Während die Oxidation von Schwefelwasserstoff

und möglicherweise Methan nach Inbetriebnahme der künstlichen Belüftung und Zufuhr

von Sauerstoff als erstes erfolgte und innerhalb von Stunden bzw. Tagen abgeschlossen

war (siehe Kapitel 5.1), trat die Oxidation von Fe2+, NH4+ und Mn2+ erst danach ein.

Aufgrund der hohen Konzentrationen dieser drei letztgenannten Parameter im Seewasser

und insbesondere im Schlamm bedurfte es zehn Monate stetiger Belüftung, bis im

September 2007 die Fe2+- und NH4+-Gehalte im Wasser deutlich geringer wurden und der

Sauerstoffgehalt wieder anstieg. Die Mangankonzentrationen haben sich im Seewasser

bisher nicht wesentlich verändert, da Mn2+ erst bei höheren Redoxwerten als Fe2+ und

NH4+oxidiert (siehe Abb. 2.5).

Bilanzierung der Stickstofffracht

94

Anhand der Konzentrationsänderung des Ammoniumgehalts im See während der

Belüftung und des ermittelten Sauerstoffeintrags soll im Folgenden eine Bilanzierung der

Oxidation des Ammoniums erfolgen, um die Fracht zu ermitteln, die durch den

eingetragenen Sauerstoff umgesetzt wurde. Auf eine ähnliche Bilanzierung mit Eisen und

Mangan wird verzichtet, da sie nicht in vergleichbar hoher Konzentration im Seewasser

vorkamen, wesentlich weniger Sauerstoff bei der Oxidation verbrauchen und außerdem

komplexe Redoxreaktionen auch mit anderen Parametern als Sauerstoff wie z.B. Sulfat

eingehen.

Da die letzte Probennahme der Stickstoffverbindungen im Seewasser im April 2008

durchgeführt wurde, erfolgt die Bilanzierung für den Zeitraum von Beginn der Belüftung

am 11. November 2006 bis zur letzten Probennahme am 15. April 2008. Zur Bilanzierung

wird im Folgenden die Konzentrationsänderung des Ammoniums im Seewasser, der

Abbau des Ammoniums im Schlamm und die Differenz der Konzentration des

Ammoniums im zuströmenden sowie abströmenden Grundwassers gegenüber dem

Sauerstoffeintrag bilanziert.

Seewasser

Die „Nullbeprobung“ des Seewassers erfolgte bereits am 12. Juli 2006. Aufgrund des

geringen Zustroms des Sees wurde davon ausgegangen, dass zu Beginn der Belüftung am

11.11.2006 noch die gleichen Ammoniumkonzentrationen bestanden, wie zur Zeit der

Probennahme.

Für die Gesamtkonzentration von Ammonium im unbelüfteten geschichteten See im Juli

2006 wurden den Messwerten in den drei Tiefen drei Schichten des Sees zugeordnet und

die Konzentration einer Tiefe auf das Volumen der entsprechenden Schicht bezogen. Die

Summe dieser absoluten Konzentrationen ergab den Ausgangswert von 1642 kg

Ammonium im Seewasser. Zu diesem Zeitpunkt betrug das Wasservolumen ca. 34860 m³.

Aufgrund steigender Grundwasserstände betrug das Wasservolumen im April 2008 ca.

42000 m³. Bei einer durchschnittlich gemessenen Konzentration zu diesem Zeitpunkt im

ungeschichteten See von 5,2 mg/l bzw. g/m³ ergibt dies einen absoluten Gehalt von nur

noch 218 kg Ammonium. Die Differenz von ca. 1424 kg Ammonium, die ursprünglich im

Seewasser enthalten waren, wurden abgebaut.

Bilanzierung der Stickstofffracht

95

Schlamm

Auch die „Nullbeprobung“ des Schlamms wurde bereits im Juli 2006 durchgeführt. Auch

hier wird analog davon ausgegangen, dass die gemessenen Werte sich bis zum

Belüftungsbeginn im November 2006 nicht veränderten.

Für den Ausgangswert im Schlamm liegen vom Ammoniumgehalt nur Eluatwerte vom Juli

2006 vor. Ammonium ist nicht sehr mobil, weil es stark zur Adsorption an Tonminerale

und andere Bodenbestandteile neigt (Kölle 2003). Daher ist es möglich, dass nicht alles

Ammonium eluiert wurde und die Gehalte im Schlamm insgesamt noch höher waren.

Der Mittelwert der vier Proben betrug 137,5 mg/l im Eluat. Bei einem durchschnittlichen

Trockensubstanzgehalt von 31 Gew.% und einer angenommen Trockensubstanzdichte von

ca. 1,5 g/cm³, wie sie für Mineralböden typisch ist, ergibt dies im Schlamm-Wasser-

Gemisch einen ursprünglichen Ammoniumgehalt von ca. 475 mg/l bzw. g/m³.

NH4+ (mg/l Schlamm) = 137,5 mg/l / (100 / 31 %) * (100 - 31 %) + (100 / 1,5 g/cm³) /1000

= 475 mg/l

Umgerechnet auf das Schlammvolumen vom Oktober 2006 von 5460 m³ ergibt dies einen

absoluten Ammoniumgehalt im Schlamm von ca. 2600 kg.

Erneute Messungen des Schlamms nach 10 Monaten Belüftung ergaben im September

2007 ein Volumen von ca. 3990 m3, was eine Minderung um 30 % bedeutet.

Konzentrationsanalysen für Ammonium zu diesem Zeitpunkt liegen nicht vor. Im

Seewasser steigt der Ammoniumgehalt nach Inbetriebnahme der Belüftung zunächst an

und geht dann zwischen der Probennahme im April 2007 bis September 2007 um 96 %

zurück, während der Nitratgehalt im gleichen Zeitraum um 213 % ansteigt.

Im reduzierten Zustand sind Stickstoffverbindungen wie das Ammonium weitgehend

immobil. In oxidiertem Zustand, als Nitrat, ist der Stickstoff äußerst mobil. Es wird davon

ausgegangen, dass das immobile Ammonium nachdem der Schlamm aufgrund der

Belüftung in Suspension ging, aus dem Schlamm geschwemmt und in wasserlöslicheres

Nitrat nitrifiziert wurde. Unklar ist wie viel Ammonium aus dem Schlamm oxidiert wurde.

Rechnet man nur den gemessenen Anteil von 475 mg/l auf die 30 % Schlammvolumen um,

die abgebaut wurden, so erhält man eine Fracht von mindestens 700 kg. Da die

Schlammreduktion aber maßgeblich von der Ammoniumoxidation herrührt, ist der Anteil

des Ammoniums im abgebauten Schlamm sehr viel höher.

Bilanzierung der Stickstofffracht

96

Die Nitrifikation scheint zum Zeitpunkt der zweiten Schlammmächtigkeitsmessung im

September 2007 nahezu abgeschlossen zu sein (siehe Kapitel 5.1), so das man auch

schließen könnte, dass das gesamte Ammonium im Schlamm vollständig aufoxidiert wurde

und die ursprünglichen 2600 kg in die Bilanz übernommen werden müssten. Die

Lineranalysen vom November 2007 zeigen jedoch, dass unterhalb der unkonsolidierten

Schlammschicht, die in Suspension gegangen ist weiterhin konsolidierter Schlamm

vorkommt, in dem ein unbekannter Teil an Ammonium immer noch fixiert ist.

Die reale Fracht an oxidiertem Ammonium aus dem Schlamm liegt also zwischen 700 und

2600 kg. Um den Fehler in beide Richtungen möglichst klein zu halten wird für die Bilanz

der Mittelwert von ca. 1650 kg genommen.

Zustrom/Abstrom

Bei der Bilanzierung über einen so großen Zeitraum müssen auch die Ammoniumeinträge

durch den Zustrom bzw. die Austräge mit dem Abstrom mit berücksichtigt werden.

Während die Messstellen 406, KB 601 und KB 624 (Abb. 3.2) die Zustromdaten lieferten,

wurden für den Abstrom die Analysedaten der Doppelgrundwassermesstellen GWM 1 und

2 (Abb. 4.3) genommen. Da die drei Messstellen im Zustrom in unterschiedlichen Tiefen

verfiltert sind und teilweise im stärksten Kontaminationsherd der Deponie liegen, teilweise

eher unbelastetes Grundwasser führten, wurde anhand des von der BGS Umwelt erstellten

Grundwasserströmungsmodell die Konzentrationswerte interpoliert. Für den Zustrom

ergab dies über den betrachteten Zeitraum von November 2006 bis April 2008

näherungsweise einen Konzentrationswert für Ammonium von durchschnittlich 118 mg/l.

Im direkten Abstrom des Sees wurden Werte von durchschnittlich 95 mg/l gemessen. Die

Differenz Zustrom / Abstrom betrug daher 23 mg/l bzw. g/m³ Ammonium.

Der Zustrom des Scherbelinoweihers beträgt ca. 10000 m³ Wasser pro Jahr, so dass im

betrachteten Zeitraum von 522 Tagen ca. 14300 m³ Wasser den See durchflossen.

Multipliziert mit der oben ermittelten Differenz ergibt dies 329 kg Ammonium die

zusätzlich abgebaut wurden.

Bilanzierung der Stickstofffracht

97

Die Summe der oxidierten Fracht an Ammonium während der ersten 17 Monate der

künstlichen Belüftung berechnet sich aus:

Oxidiertes Ammonium

= (NH4+ im Seewasser Juli 2006 –NH4

+ im Seewasser April 2008)

+ oxidiertes NH4+ aus dem Schlamm

+ (mittl. Konz. NH4+ im Zustrom Nov. 2006 - April 2008 – mittl.

Konz. NH4+ im Abstrom zwischen Nov. 2006 - April 2008)

= (1642 kg - 218 kg) + 1650 kg +(1688 – 1359 kg)

= 1424 kg + 1650kg + 329 kg

= 3403 kg

Insgesamt wurden im Scherbelinoweiher ca. 3400 kg Ammonium zwischen November

2006 und April 2008 oxidiert

Um ein Milligramm Ammonium zu oxidieren sind 3,65 mg Sauerstoff nötig, daher werden

für die Oxidation von 3400 kg Ammonium 12410 kg Sauerstoff verbraucht.

Die Betriebszeit der Belüftungsanlage betrug bis zum 16. April 2008 11663 Stunden, so

dass ein Sauerstoffeintrag von 1,06 kg/h allein für die Oxidation von Ammonium

verbraucht wurde.

Dieser Wert deckt sich mit dem Sauerstoffeintrag, der in Kapitel 4 ermittelt wurde.

Während die direkte Sauerstoffzufuhr über die eingeblasene Luft höchstens 0,1 kg/h

ausmachte, wurden über die Seeoberfläche zwischen ca. 1,1 und 1,8 kg O2 /h gelöst. Der

„Sauerstoffüberschuss“ stand für die anderen Oxidationsprozesse zu Verfügung.

Bilanzierung der Stickstofffracht

98

Bilanzierung von Ammonium-Stickstoff mit Nitrat-Stickstoff

Bei der Nitrifikation von 1 kg Ammonium-Stickstoff (NH4+-N) entsteht 1 kg Nitrat-

Stickstoff (NO3- -N). Während im Seewasser der Gehalt an Ammonium-Stickstoff

zwischen der Probennahme im Juli 2006 und April 2008 von 36,6 mg/l auf 4,0 mg/l sank,

stieg der Gehalt an Nitrat-Stickstoff im gleichen Zeitraum von 4,8 mg/l auf 12,5 mg/l.

Umgerechnet auf das jeweilige Wasservolumen ergibt das einen Abbau an Ammonium-

Stickstoff von 1107 kg während die Zunahme an Nitrat-Stickstoff nur 360 kg beträgt. Dies

ergibt einen Fehlbetrag von 746 kg Stickstoff.

Von der Schlammzusammensetzung liegen nur Analysen aus der Zeit vor Beginn der

Belüftung im Oktober 2006 vor. Daher kann nicht mit abschließender Genauigkeit gesagt

werden, wie sich die Gehalte an Ammonium- bzw. Nitrat-Stickstoff im Schlamm durch die

Belüftung veränderten. Es ist jedoch davon auszugehen, dass sowohl die ermittelten

2014 kg NH4+-N als auch die 12 kg NO3

- -N eher geringer geworden sind. Dies resultiert

aus der Tatsache, dass das Ammonium oxidiert wurde und das entstehende Nitrat aufgrund

seiner hohen Wasserlöslichkeit leichter ins Wasser übergegangen ist.

Da auch die Nitrit-Gehalte im Wasser sehr gering sind, lässt sich der Fehlbetrag an Nitrat-

Stickstoff nur durch eine weitere Denitrifikation des Nitrats zu N2 erklären. Zum Teil gast

N2 in die Atmosphäre aus, zum Teil wird er aber auch in Wasser gelöst. Wasser kann bei

Atmosphärendruck und 0 °C im Gleichgewicht mit Luft 22,6 mg/l N2 lösen. Der im Wasser

gelöste Stickstoff N2 tritt im Allgemeinen nicht in Erscheinung und wurde auch nicht

gemessen.

Diskussion und Ausblick

99

7 Diskussion und Ausblick

Die in dieser Diplomarbeit gemachten Ergebnisse können wie folgt kurz skizziert werden:

Vor Inbetriebnahme der Belüftung war der Scherbelinoweiher im Sommer und Winter ein

sowohl thermisch als auch, aufgrund seines hohen Salzgehalts, chemisch geschichteter

See. Die Leitfähigkeit erreichte am Seegrund Werte bis zu 10 mS/cm.

Während der Sauerstoffgehalt im Epilimnion ca. 5 mg/l betrug, lagen in der Tiefe anaerobe

Verhältnisse und ein so niedriges Redoxpotential vor, dass es zur Sulfatreduktion und

eventuell auch zur Methanbildung kam. Wegen der reduktiven Verhältnisse im unteren

Bereich des Sees und am Seegrund reicherten sich dort unter anderem Ammonium,

reduziertes Eisen und Mangan an. Über Jahrzehnte bildete sich eine bis zu 1,5 m mächtige

Faulschlammschicht mit einem Volumen von 5460 m³ aus.

Ein hoher Hydrogenkarbonatgehalt sorgte für eine gute Pufferung des Sees, so dass die

pH-Werte stets im leicht alkalischen Bereich lagen.

Aufgrund der Druckbelüftung erfolgte eine Destratifikation der Schichtung und das

Seewasser wurde nahezu vollständig durchmischt. Die obersten Dezimeter des

Faulschlamms gingen in Suspension und die im hohen Maße reduzierten Sedimente

reagierten mit dem eingetragenen Sauerstoff. Der Sauerstoffgehalt sank im gesamten See

auf ein Minimum von 0,3 mg/l. Die beginnende sauerstoffzehrende Nitrifikation des

Ammoniums verhinderte, dass sich der Sauerstoffgehalt im Wasser merklich anreicherte.

Nur im Winter 2006/2007 brach der Prozess aufgrund niedriger Temperaturen zugunsten

steigender Sauerstoffgehalte kurzzeitig ab. Die Oxidation des Ammoniums war im

September 2007 nahezu abgeschlossen. Seine Konzentration ging im Seewasser stark

zurück. Das Schlammvolumen hatte sich um 30 % auf 3990 m³ verringert. Seitdem stieg

der im Wasser gelöste Sauerstoffgehalt allmählich an und erreichte im September 2008

einen Wert von 5,7 mg/l und eine Sauerstoffsättigung von 66,4 %.

Wegen des erhöhten Sauerstoffgehalts im Tiefenwasser reicherten sich dort keine

reduzierten Substanzen mehr an. Sowohl der im Wasser gelöste Phosphat- als auch der

Sulfatgehalt sanken. Der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) und der Gehalt an

organischen Kohlenstoff (TOC) verringerten sich dagegen kaum. Laborversuche zeigten,

dass der organische Kohlenstoff zum größten Teil in abbauresistenten Huminsäuren

gebunden war.

Diskussion und Ausblick

100

Eine durchgeführte Bilanzierung der Stickstofffracht ergab, dass seit Belüftungsbeginn im

November 2006 bis April 2008 3400 kg Ammonium von rund 12400 kg Sauerstoff im See

oxidiert wurden. Dafür wurde ein Sauerstoffeintrag von ca. 1 kg/h benötigt.

Der durch die künstliche Belüftung verursachte direkte und indirekte Sauerstoffeintrag

liegt in der Größenordnung von 1 – 2 kg O2/h. Davon werden nur ca. 5 – 10 % direkt aus

den Luftblasen gelöst. Der weitaus größere Teil wird über die Wasseroberfläche

eingetragen und zwar zum einen per Diffusion aufgrund des Sauerstoffdefizits und zum

anderen durch die Turbulenz an der Oberfläche. Obwohl die künstlich eingebrachte Luft

selbst keinen maßgeblichen Sauerstoffeintrag ins Seewasser bringt, ist sie dennoch wichtig

und kann nicht durch eine rein mechanische Zirkulationshilfe gleichwertig ersetzt werden,

denn durch die austretenden Luftblasen am Seegrund und deren Aufstieg wird die

Effizienz des vertikalen Transportes deutlich gesteigert und eine aufwärtsgerichtete

Wasserbewegung erzeugt. Sauerstoffarmes Tiefenwasser gelangt dadurch an die

Seeoberfläche und nimmt per Diffusion mehr Sauerstoff aus der Luft auf als das

sauerstoffreichere Oberflächenwasser.

Da die Oxidationsprozesse im See annähernd abgeschlossen zu sein scheinen und der

Sauerstoffgehalt ansteigt, kann darüber nachgedacht werden, ob auch ein geringerer

Luftvolumenstrom oder der Betrieb einer geringeren Zahl von Belüftungstellern ausreichen

würde, um die gewünschten Effekte zu erhalten. Dabei müssen aber Optimierungskriterien

– die gleichmäßige Verteilung des Sauerstoffs im See, die Aufrechterhaltung der

Destratifikation und ein mengenmäßig ausreichender Sauerstoffeintrag – gewährleistet

sein. Es sollten möglichst die Belüftungsteller weiter verwendet werden, die an den tiefsten

Stellen des Sees installiert wurden, damit der gesamte Wasserkörper erfasst wird.

Anderenfalls bildet sich in den tiefer liegenden Wasserschichten, die durch die Belüftung

nicht beeinflusst werden, eine stagnierende Zone sauerstofffreien Wassers trotz

andauernder Belüftung aus.

In diesem Zusammenhang muss auch geklärt werden welcher Sauerstoffgehalt im Wasser

erreicht und gehalten werden soll. Mehrere Versuche mit kommunalem Abwasser zeigten

zum Beispiel, dass ab einem bestimmten Sauerstoffgehalt von 1,5 bis 2 mg/l die

Reinigungsleistung nicht weiter ansteigt, so dass der Betrieb mit Sauerstoffgehalten über

2 mg/l in Kläranlagen als unwirtschaftlich erachtet wird (ATV 1997). Eine andere Vorgabe

geben Fischgewässer, bei denen ein Mindestsauerstoffgehalt von 4 mg/l stets eingehalten

werden muss (Prexl 2007).

Diskussion und Ausblick

101

Bei solchen Überlegungen muss außerdem bedacht werden, dass vielleicht ein bestimmter

Sauerstoffgehalt für die gewünschten Effekte im See ausreichend ist, aber dieser eventuell

nicht ausreicht, um das Projektziel, den Sauerstoffgehalt im abstromigen Grundwasser

anzureichern, zu erfüllen.

Dass der Sauerstoffeintrag im See Auswirkungen auf das abstromige Grundwasser hat,

lässt sich an den Sauerstoff- und Stickstoffkonzentrationen der im direkten Abstrom

gelegenen Doppelgrundwassermessstellen GWM 1 und 2 erkennen (Abb.3.2).

Mit Beginn der Belüftung sank der Sauerstoffgehalt in den Grundwassermessstellen von

durchschnittlich 0,8 mg/l auf 0,2 mg/l und befand sich bis zur letzten Probennahme im

April 2008 auf einem sehr niedrigen Niveau. Dass trotzdem Oxidationsprozesse

stattfanden, zeigten die Stickstoffverbindungen. Der Ammoniumgehalt sank in den beiden

unteren Messstellen GWM 1.2 und GWM 2.2 von 290 mg/l vor der Belüftung auf 38 mg/l

im April 2008. Die Nitratwerte sind in Abb. 7.1 im Vergleich zu den Nitratgehalten im

Seewasser während der Belüftung aufgeführt.

Abb. 7.1: Der Nitratgehalt (mg/l) im Seewasser und in den Doppelgrundwassermessstellen GWM 1 und 2 während der Belüftung

Hier ist gut zu erkennen, dass das Nitrat in den unteren beiden Messstellen GWM 1.2 und

2.2 zeitversetzt zum Nitrat im Seewasser anstieg und wieder absank. Im See fand während

der Sommermonate 2007 eine intensive Nitrifikation statt, die zur Bildung einer großen

Menge Nitrat und zur Minimierung des im Wasser gelösten Sauerstoffgehalts führte. Im

Abstrom des Scherbelinoweihers begann der gleiche Prozess erst ab September 2007,

nachdem das meiste Ammonium im See oxidiert war und der Sauerstoffgehalt im

0

10

20

30

40

50

60

Sep 06 Apr 07 Jun 07 Sep 07 Jan 08 Apr 08

mg

/l

Nitrat

Seewasser GWM 1.1 und 2.1 GWM 1.2 und 2.2

Diskussion und Ausblick

102

Seewasser wieder leicht anstieg. Erst danach konnte sauerstoffreicheres Wasser aus dem

See in das abstromige Grundwasser gelangen und auch hier eine Nitrifikation bewirken,

die ihr Maximum im Winter 2007/2008 hatte. Da das Grundwasser im Gegensatz zum

Seewasser immer eine Temperatur mehr als 5 °C hat, kam es zu keiner

temperaturbedingten Verlangsamung der Nitrifikation. Diese dauerte während der letzten

Probennahme im April 2008 noch an, da der Sauerstoffgehalt im Wasser zu diesem

Zeitpunkt mit durchschnittlich 0,2 mg/l noch immer minimal war. Inzwischen sollte die

Nitrifikation im direkten Abstrom des Sees aber auch weitgehend abgeschlossen sein.

Daher ist anzunehmen, dass der Gehalt an gelöstem Sauerstoff bei der nächsten

Probennahme eine Zunahme zeigen wird.

Zusammenfassend lässt sich sagen, dass die künstliche Belüftung des Scherbelinoweihers

eine positive Auswirkung auf den natürlichen Abbau und den Rückhalt der

deponiebürtigen Schadstoffe im See hat. Dabei zeichnet sich ab, dass nun nachdem die

Faulschlämme im See weitestgehend mineralisiert sind, diese positiven Effekte in Zukunft

auch verstärkt im abstromigen Grundwasser sichtbar werden.

Abbildungsverzeichnis

103

8 Abbildungsverzeichnis

Abb. 1.1: Blick von der Deponie Monte Scherbelino nach Norden auf den Scherbelinoweiher und die Stadt Frankfurt (Quelle: BGS Umwelt) ...................................................................................................... 3 

Abb. 1.2: Grundwassergleichenplan auf Basis von Daten zu den Grundwasserständen vom 02. August 2006 (Quelle: BGS Umwelt) ...................................................................................................................... 5 

Abb. 1.3: Tiefenprofil des Scherbelinoweihers (Quelle: BGS Umwelt) ........................................................... 6 

Abb. 1.4: Luftbild mit den drei Halden des Monte Scherbelinos und dem Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt) ............................................................................................................................................. 7 

Abb. 2.1: Temperaturmessungen im Scherbelinoweiher im Juli 1973 in verschiedenen Tiefen an vier Messpunkten. ................................................................................................................................... 10 

Abb. 2.2: Temperaturmessungen im Scherbelinoweiher im Winter 1973 in verschiedenen Tiefen an zwei Messpunkten. ................................................................................................................................... 11 

Abb. 2.3: Schematischer Ablauf der thermischen Verhältnisse im See (Bick 1999) ...................................... 12 

Abb. 2.4: Sauerstoffgehalt im Scherbelinoweiher während der Sommerstagnation 2006 .............................. 16 

Abb. 2.5: Redox-Oxidation-Diagramm ( Sigg & Stumm1996) ...................................................................... 19 

Abb. 2.6: Stickstoffkreislauf ........................................................................................................................... 20 

Abb. 3.1: Chloridgehalte und Elektrische Leitfähigkeit im Haldenweiher von 1968 – 2007 (Quelle: BGS Umwelt) ........................................................................................................................................... 32 

Abb. 3.2: Lage der Messpunkte im Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt) ............................................ 33 

Abb. 3.3: Prozentuale Veränderung einiger physiko-chemischer Parameter und des chemischen Sauerstoffbedarfs (CSB) mit der Tiefe am 12.07.2006. Der Messwert in einem Meter Tiefe wurde auf 0 % gesetzt. ................................................................................................................................ 35 

Abb. 3.4: Wassertemperatur (°C) am 12.7.2006 ............................................................................................. 35 

Abb. 3.5: pH-Wert am 12.07.2006 ................................................................................................................. 36 

Abb. 3.6: Sauerstoffgehalt (mg/l) am 12.07.2006 ........................................................................................... 37 

Abb. 3.7: Redox-Potential bei pH 0 (mV) am 12.07.2006 ............................................................................. 38 

Abb. 3.8: Elektrische Leitfähigkeit bei 25 °C (µS/cm) am 12.07. 2006 ......................................................... 39 

Abb. 3.9: Chemischer Sauerstoffbedarf (mg/l) am 12.07.2006 ...................................................................... 40 

Abb. 3.10: Gelöster organischer Kohlenstoff (DOC) (mg/l) am 12.07.2006 .................................................. 40 

Abb. 3.11: Sulfatgehalt (mg/l) am 12.07.2006 ............................................................................................... 41 

Abb. 3.12: Die unterschiedlichen Gehalte einiger Alkali- und Erdalkalimetalle und Chlorid in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006. ............................................................................................. 42 

Abb. 3.13: Die unterschiedlichen Gehalte einiger im Seewasser gelöster Schwermetalle und Arsen in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006 .............................................................................................. 44 

Abb. 3.14: Die unterschiedlichen Konzentrationen der Stickstoffverbindungen Ammonium, Nitrat und Nitrit in verschiedenen Tiefen am 12.07.2006 .......................................................................................... 46 

Abb. 3.15: Verschiedene Kohlenwasserstoffe und ihre Gehalte in den verschiedenen Tiefen am 12.07.2006 ......................................................................................................................................................... 47 

Abb. 3.16: Adsorbierbare organisch gebundene Halogene (AOX) (mg/l) am 12.07.2006 ............................. 49 

Abb. 3.17: Schlammbagger (Quelle: BGS Umwelt) ....................................................................................... 51 

Abb. 3.18: Konzentrationen einiger Alkali- und Erdalkalimetalle im Schlamm in der Trockensubstanz (mg/kg) und im Eluat (mg/l) am 31.07.2006 .................................................................................. 53 

Abb. 3.19: Konzentrationen verschiedener Metalle im Schlamm in der Trockensubstanz (mg/kg) und im Eluat (mg/l)am 31.07.2006 .............................................................................................................. 54 

Abbildungsverzeichnis

104

Abb. 4.1: Schematische Darstellung des kegelförmigen Luft-Wasser-Körpers durch eine künstliche Belüftung und der induzierten Wasserströmung im See (ATV-Fachausschuss 1977) .................... 58 

Abb. 4.2: Membranteller (Quelle: BGS Umwelt) ........................................................................................... 60 

Abb. 4.3: Lageplan Belüftungsteller und Messpunkte im Scherbelinoweiher (Quelle: BGS Umwelt) .......... 61 

Abb. 4.4: Wasseroberfläche des Scherbelinoweihers mit sichtbarem Schaumstreifen (Quelle: BGS Umwelt) ......................................................................................................................................................... 62 

Abb. 4.5: Einfluss von Luftvolumenstrom und Einblastiefe auf die Sauerstoffzufuhr (SOTR ehemals OC) in Reinwasser (Quelle: Cornel 2005) ................................................................................................... 65 

Abb. 4.6: Sauerstoffaufnahme durch die Wasseroberfläche in Abhängigkeit von der Fließgeschwindigkeit und der Wassertiefe bei 20 °C und 100 % Sauerstoffdefizit. Aus ATV-M 250 .............................. 69 

Abb. 5.1: Vergleich der Veränderung der Leitparameter Wassertemperatur, gelöster Sauerstoff und der elektrischen Leitfähigkeit bei 25 °C mit der Tiefe im unbelüfteten See im September 2006 mit den Werten des belüfteten Sees im September 2007. ............................................................................. 72 

Abb. 5.2: Veränderung des Sauerstoffgehalts, der Wassertemperatur und der daraus errechneten Sauerstoffsättigung im Seewasser seit Beginn der Belüftung.......................................................... 73 

Abb. 5.3: Veränderung des Redox-Potentials bei pH 0 (mV) im Vergleich zum Sauerstoffgehalt während der Belüftungsphase. .............................................................................................................................. 76 

Abb. 5.4: Veränderung des pH-Wertes während der Belüftungsphase. ......................................................... 77 

Abb. 5.5: Veränderung der elektrischen Leitfähigkeit bei 25 °C während der Belüftungsphase ................... 78 

Abb. 5.6: Der Chemische Sauerstoffbedarf (CSB) und der gesamte organische Kohlenstoff (TOC) gemessen in mg/l .............................................................................................................................................. 79 

Abb. 5.7: Wasser des Scherbelinoweihers im Juli 2007 ................................................................................. 80 

Abb. 5.8: Darstellung der Gehalte im Seewasser gelöster Alkali- und Erdalkalimetallen und Chlorid. ......... 81 

Abb. 5.9: Darstellung der Konzentrationen der Stickstoffverbindungen während der Belüftung .................. 82 

Abb. 5.10: Darstellung der Konzentrationen von Phosphat gesamt während der Belüftung .......................... 83 

Abb. 5.11: Darstellung der Konzentrationen von Sulfat während der Belüftung ........................................... 84 

Abb. 5.12: Konzentrationen von Eisen (gesamt) und Mangan (gesamt) während der Belüftungsphase ........ 86 

Abb. 5.13: Schlammprobennahme im November 2007 (Quelle: BGS Umwelt & TU Berlin 2008) .............. 89 

Abb. 5.14: Präparation Schlammliner im November 2007 (Quelle: BGS Umwelt & TU Berlin 2008) ......... 90 

Abb. 5.15: Vermessung der Schlammschicht im Oktober 2006 (Quelle: BGS Umwelt) ............................... 92 

Abb. 5.16: Vermessung der Schlammschicht im September 2007 (Quelle: BGS Umwelt) ........................... 92 

Abb. 7.1: Der Nitratgehalt (mg/l) im Seewasser und in den Doppelgrundwassermessstellen GWM 1 und 2 während der Belüftung .................................................................................................................. 101 

Tabellenverzeichnis

105

9 Tabellenverzeichnis

Tab. 2.1: Mittelwerte und Bereiche von Sickerwasserinhaltstoffen mit signifikanten Unterschieden zwischen saurer Phase und Methanphase (Bischofsberger et al. 2004) ........................................................... 15 

Tab. 2.2: Werte der Henry-Konstante bei verschiedenen Temperaturen für Stickstoff-, Sauerstoff- und Kohlendioxidgas .............................................................................................................................. 27 

Tab. 2.3: Sättigungskonzentration für Luftstickstoff, Luftsauerstoff und Kohlendioxid in der Luft bei einem Gesamtdruck von 1barabs und einer Wassertemperatur von 15 °C. ................................................ 28 

Tab. 3.1: Bewertung der Schlammproben von 1986 nach LAGA .................................................................. 50 

Tab. 3.2: Bewertung der Schlammproben von 2006 nach LAGA .................................................................. 56 

Literaturverzeichnis

106

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Gesetzliche Verordnungen

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Klärschlammverordnung (AbfKlärV) (1992): Klärschlammverordnung vom 15. April 1992 (BGBl. I S. 912), zuletzt geändert durch Artikel 4 der Verordnung vom 20. Oktober 2006 (BGBl. I S. 2298)

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Erklärung

Hiermit erkläre ich, dass ich die vorliegende Arbeit selbständig verfasst und keine

anderen als die angegebenen Hilfsmittel und Quellen verwendet habe.

Grünenborn, den 30. September 2008

___________________________

Mit der Weitergabe meiner Diplomarbeit durch die Universität Koblenz-Landau an

Dritte (z.B. Bibliotheken, Behörden, Unternehmen, interessierte Privatpersonen)

erkläre ich mich einverstanden.

Grünenborn, den 30. September 2008