Untersuchungen zur Nutzbarkeit aufbereiteter Salzschlacke ... · Danksagung Danksagung Allen...

Fachgebiet Landschaftsökologie und Naturschutz am Fachbereich Landwirtschaft, Internationale Agrarentwicklung

und Ökologische Umweltsicherung der Universität Gesamthochschule Kassel

Untersuchungen zur Nutzbarkeit aufbereiteter Salzschlacke der Sekundäraluminium-

Industrie als Rekultivierungsmaterial einer Kali-Rückstandshalde

Inaugural-Dissertation zur Erlangung des akademischen Grades eines

Doktor – Ingenieur (Dr.-Ing.)

vorgelegt von

Tobias Scheer aus Berlin

Datum der Einreichung: 14. November 2000

1. Gutachter: Prof. Dr. Helge Schmeisky

Danksagung

Danksagung Allen Menschen, die an der Arbeit direkt oder indirekt beteiligt waren, hier erwähnt oder nachlässiger Weise vergessen, möchte ich herzlich danken.

Bedanken möchte ich mich bei meinem Doktorvater Professor Dr. Helge Schmeisky für die Überlassung des Themas, den Ansporn, Neues zu entwickeln und das Vertrauen, das er in mich gesetzt hat.

Ferner gilt mein Dank Herrn Professor Dr. Günter Spatz für die Übernahme des Korreferats, sowie den Herren Professor Dr. Christian Richter und Professor Dr. Ulrich Braukmann für die Begleitung der Arbeit als Kommissionsmitglieder.

Der Kali und Salz GmbH, insbesondere Herrn Dr. Ralf Diekmann und Herrn Klaus Rickens sei gedankt für ihren Innovationsgeist, der der Motor des ganzen Projektes war und ist und die gute und erfolgreiche Zusammenarbeit.

Ein großer Dank gebührt auch der Gesellschaft für die Aufbereitung und Verwertung von Reststoffen mbH, besonders den Herren Dres. J. Demmich und E. Weißflog, die entscheidend zum Gelingen des Projektes beigetragen haben.

Für die mühevolle Spurenelement-Analytik sei Herrn Rest und seinen freundlichen und hilfsbereiten Mitarbeitern und Mitarbeiterinnen des Kaliforschungs-Instituts herzlich gedankt.

Mein besonderer Dank gilt den Kolleginnen und Kollegen des Fachgebiets, die bei einer Promotion immer zu kurz kommen: Ihr habt alle den Ehrendoktor verdient!

Danke Manfred, Peter, Elsa und Irmela.

Bei Herrn Dr. Günter Podlacha möchte ich mich für sein „Anschieben“ des Projektes zu Beginn und seinen freundschaftlichen Beistand bedanken. Ebenso danke ich Herrn Dr. Volko Wöhler für fruchtbare Diskussionen zum Thema Rekal

Hubertus Hofmann ist ein Kollege, der nicht nur redet sondern auch mal unangenehme Arbeiten übernimmt, wenn die Zeit eng wird – herzlichen Dank.

Frau Dr. Caroline Müller sei herzlich für ihre spontane fremdsprachliche Hilfe gedankt.

Frau Dr. Elke Zippel vom Institut für Botanik der Freien Universität Berlin danke ich für die Bestimmung der Moose.

Maike danke ich für Schreibarbeiten, Korrekturlesen und die Geduld, die sie mit mir hatte.

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Inhaltsverzeichnis

1 Einleitung ______________________________________________5

2 Problemstellung und zu beantwortende Fragenkomplexe _________8

3 Die potenziellen Rekultivierungsmaterialien – Herkunft, Eigenschaften und Verwendungen _____________________________________10

3.1 Rekal-Rückstand_________________________________________10

3.2 Nebenprodukte aus der Steinkohleverbrennung unter besonderer Berücksichtigung von SAV-Stabilisat und ähnlichen Reststoffen_____14

4 Der gesetzliche Rahmen zur Beurteilung der eingesetzten Materialien _____________________________________________________20

5 Gewächshausversuche __________________________________26

5.1 Material und Methoden ____________________________________26 5.1.1 Bestimmung chemisch-physikalischer Parameter _________________ 26 5.1.2 Verwendete Materialien zur Herstellung der Pflanzsubstrate ________ 28 5.1.3 Verwendete Dünger ________________________________________ 29 5.1.4 Gefäßversuche____________________________________________ 30

5.1.4.1 Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand _________________________ 30 5.1.4.2 Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen _______ 31 5.1.4.3 Gefäßversuch zur Nährstoffoptimierung ______________________ 31

5.1.5 Keim- und Aufwuchsversuche ________________________________ 32

5.2 Ergebnisse und deren Diskussion____________________________33 5.2.1 Gewinnung salzfreien Materials_______________________________ 33

5.2.1.1 Entsalzung von Rekal-Material in PE-Containern_______________ 33 5.2.1.1.1 Ergebnisse der Wasseruntersuchungen___________________ 33 5.2.1.1.2 Ergebnisse der Material-Untersuchungen _________________ 35 5.2.1.1.3 Verbesserte Vorgehensweise zur Entsalzung in Containern ___ 37 5.2.1.1.4 Entsalzung von Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen_____ 38 5.2.1.1.5 Ergebnisse der Sickerwasseruntersuchungen ______________ 38 5.2.1.1.6 Ergebnisse der Materialuntersuchungen __________________ 41

5.2.2 Makronährelemente in den verwendeten Substraten und deren Vergleich mit natürlichen Böden ______________________________________ 43

5.2.2.1 Stickstoff ______________________________________________ 43 5.2.2.2 Phosphor______________________________________________ 45 5.2.2.3 Kalium ________________________________________________ 46 5.2.2.4 Magnesium ____________________________________________ 46 5.2.2.5 Schwefel ______________________________________________ 46 5.2.2.6 Calcium _______________________________________________ 47

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Inhaltsverzeichnis

5.2.3 Mikronährelemente und weitere Elemente in den verwendeten Substraten und deren Vergleich mit natürlichen Böden ______________________ 47

5.2.4 Ergebnisse der Biomasse-Untersuchungen aus Gefäßversuchen mit Rekal-Rückstand und mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen ___ 50

5.2.4.1 Trockenmasse__________________________________________ 50 5.2.4.2 Aschegehalt der Pflanzen _________________________________ 52 5.2.4.3 Makronährelemente in der oberirdischen Biomasse_____________ 54

5.2.4.3.1 Stickstoff ___________________________________________ 54 5.2.4.3.2 Phosphor___________________________________________ 57 5.2.4.3.3 Kalium _____________________________________________ 60 5.2.4.3.4 Magnesium _________________________________________ 62

5.2.4.4 Mikronährelemente in der oberirdischen Biomasse _____________ 64 5.2.4.4.1 Chlor ______________________________________________ 64 5.2.4.4.2 Eisen ______________________________________________ 66 5.2.4.4.3 Mangan ____________________________________________ 67 5.2.4.4.4 Silicium ____________________________________________ 69 5.2.4.4.5 Chrom _____________________________________________ 71 5.2.4.4.6 Nickel _____________________________________________ 71 5.2.4.4.7 Blei _______________________________________________ 71 5.2.4.4.8 Zink _______________________________________________ 72 5.2.4.4.9 Cadmium___________________________________________ 73 5.2.4.4.10 Kupfer ____________________________________________ 73

5.2.5 Ergebnisse der Biomasse-Untersuchungen des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung _______________________________________ 77

5.2.5.1 Trockenmasse__________________________________________ 78 5.2.5.2 Makronährstoffe ________________________________________ 81

5.2.5.2.1 Phosphor___________________________________________ 81 5.2.5.2.2 Calcium ____________________________________________ 83 5.2.5.2.3 Schwefel ___________________________________________ 83 5.2.5.2.4 Stickstoff, Kalium, Magnesium __________________________ 85

5.2.5.3 Mikronährelemente ______________________________________ 86 5.2.5.3.1 Kupfer _____________________________________________ 86 5.2.5.3.2 ____ Chlor, Eisen, Mangan, Silicium, Chrom, Nickel, Blei, Zink und Cadmium ___________________________________________________ 88 5.2.5.3.3 Bor________________________________________________ 89

5.3 Keim- und Aufwuchsversuche auf Rekal-Rückstand und Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat- Mischung__________________________92

5.3.1 Keimversuch auf Rekal-Rückstand ____________________________ 92 5.3.2 Keimversuch auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat _______________ 100

5.4 Zusammenfassung der Ergebnisse aus dem Gewächshaus ______103 - 3 -

Inhaltsverzeichnis

6 Feldversuche _________________________________________105

6.1 Material und Methoden ___________________________________105 6.1.1 Geländeklimatologische Untersuchungen ______________________ 105 6.1.2 Lysimeter _______________________________________________ 106

6.2 Ergebnisse und Diskussion________________________________110 6.2.1 Geländeklimatologische Untersuchungen ______________________ 110

6.2.1.1 Das Klima im Untersuchungsraum _________________________ 110 6.2.1.2 Lufttemperatur und Niederschlag __________________________ 111 6.2.1.3 Die Niederschlagsmessungen auf dem Lysimeterfeld __________ 114 6.2.1.4 Windgeschwindigkeit____________________________________ 115 6.2.1.5 Bodentemperaturen ____________________________________ 116

6.2.2 Folgerungen aus den klimatischen Verhältnissen auf die anzustrebende Vegetation ______________________________________________ 119

6.2.3 Ergebnisse und Diskussion der Lysimeteruntersuchungen _________ 121 6.2.3.1 Niederschlag und Sickerwassermengen_____________________ 122 6.2.3.2 pH-Wert______________________________________________ 127 6.2.3.3 Chlorid_______________________________________________ 129 6.2.3.4 Stickstoff-Verbindungen _________________________________ 131 6.2.3.5 Kupfer _______________________________________________ 135 6.2.3.6 Zink _________________________________________________ 142 6.2.3.7 Nickel _______________________________________________ 147 6.2.3.8 Chrom _______________________________________________ 148 6.2.3.9 Cadmium_____________________________________________ 149

6.2.4 Die Lysimeter bei Beendigung des Versuches __________________ 150 6.2.4.1 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit und Chlorid-Gehalt in den

Materialien____________________________________________ 150 6.2.4.2 Begrünung auf den Lysimetern____________________________ 157

6.3 Zusammenfassung der Ergebnisse aus den Lysimeterversuchen __159

7 Schlussbetrachtung ____________________________________161

8 Zusammenfassung_____________________________________163

9 Summary ____________________________________________165

10 Literatur _____________________________________________167

11 Anhang ____________________________________________182

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Einleitung

1 Einleitung

In Deutschland wird seit etwa 145 Jahren Kalibergbau betrieben. Bei den hauptsächlich am Aufbau der Kalilager beteiligten Minerale handelt es sich um Steinsalz (NaCl), Sylvin (KCl), Kieserit (MgSO4 * H2O) und Carnallit (KCl * MgCl2 * 6H2O) (STAHL 1996).

Nach dem untertägigen Abbau von Rohsalzen verbleiben bei deren Aufbereitung Rückstände über Tage, die nicht wieder in die Hohlräume unter Tage verbracht werden können. Aufgrund der abbau- und aufbereitungsbedingten Auflockerung des Materials, dem hohen Wassergehalt und der Notwendigkeit, Hohlräume für Fahrstrecken, Werkstätten usw. freizuhalten, entstehen große Mengen Bergematerials, die aufgehaldet werden. Dabei handelt es sich zum weitaus größten Teil um Steinsalz mit Beimischungen von Sylvin, Kieserit, Anhydrit, Gips, eventuell Ton und weiteren Salzen.

Diese Rückstandshalden der Kaliindustrie stellen weithin sichtbare bergbauliche Wahrzeichen im Landschaftsbild dar, so dass im Werra-Fulda-Revier der Begriff des „Landes der weißen Berge“ geprägt wurde.

Niederschläge, die auf derartige Rückstandshalden fallen, führen sofort zu einer Lösung von Steinsalz. Für die Verdunstungsleistung derartiger Haldenoberflächen liegen bislang keine gesicherten Zahlen vor, WÖHLER (1999) schätzt die Verdunstung auf ca. 18 % des jährlichen Niederschlags. Der verbleibende Rest sickert in die Halde bis zu einer Tiefe von etwa 10 m ein oder fließt oberflächlich ab (SCHMEISKY & LENZ 1998). Da bei vielen vor allem sehr alten Salzhalden keine Basisdichtung vorhanden ist, können diese Salzwässer zu einer Verunreinigung von Grundwasser und angrenzenden Oberflächengewässern führen. Ein Großteil der Haldenabwässer wird in der Regel in einem Ringgraben aufgefangen und kontrolliert in nahegelegene geeignete Vorfluter abgegeben. Die Aufnahmekapazität dieser Gewässer ist jedoch beschränkt und die Einleitung nach dem Abwasserabgabengesetz (AbwAG) für den Betreiber gebührenpflichtig.

Eine deutliche Reduzierung der Haldenabwässer ist folglich sowohl im Interesse des Umweltschutzes als auch im Interesse des jeweiligen Betreibers.

Grundsätzlich ist eine Verringerung der an der Halde entstehenden Salzlösung nur durch eine wie auch immer geartete Kapselung der Halde möglich.

Versuche, dieses Ziel mit rein mechanischen Barrieresystemen zu erreichen, schlugen bisher fehl, eine Zusammenfassung zu diesem Themenbereich liefern SCHMEISKY ET AL. (1993) und SCHMEISKY & LENZ (1998). Die Gründe für die Misserfolge liegen vor allem in der Dynamik der Salzhalden, der die verwendeten Abdeckmaterialien nicht in ausreichendem Maße nachgeben konnten. In der Folge kam es zu Rissen in der Barriere und dort zu punktuellem Zutritt des Niederschlagswassers, was wiederum eine starke Lösung des Salzrückstandes nach sich zog. Die Abdeckung wurde unterhöhlt und brach zusammen.

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Einleitung

Als erfolgreicher erwiesen sich bislang die Ansätze einer biologischen Versiegelung. Diesem Ansatz liegt die Idee zu Grunde, die Rückstandshalden mit einem begrünbaren Substrat zu ummanteln. Dieses Material sollte langfristig über ein ausreichendes Nährstoffangebot verfügen, muss das Niederschlagswasser möglichst schnell aufnehmen und speichern sowie sukzessiv an die darauf zu etablierende Pflanzendecke abgeben können.

Bauschutt und Bodenaushub haben sich in diesem Zusammenhang als grundsätzlich geeignete Materialien erwiesen (ZUNDEL 1982, 1987, HEINZE & LIEBMANN 1991, SCHMEISKY ET AL. 1993).

Der entscheidende Nachteil dieser Materialien ist, dass sie an Großhalden mit sehr langen und steilen Haldenflanken keine ausreichende Standfestigkeit ausbilden. Derartige Haldenflanken können bei Neigungswinkeln von 35 bis 40° Längen von über 200 m erreichen.

Die Abflachung der Hangneigung würde nicht nur zu einem erheblichen Bedarf an Vorland führen, auch die dem Niederschlag ausgesetzte Oberfläche würde sich erheblich vergrößern , weshalb dieser Ansatz abzulehnen ist (SCHROTH 1977).

Die Ummantelung von Halden mit Bauschutt ohne Veränderung der Haldengeometrie stößt schnell an ihre Grenzen, da zum einen der bereits oben genannte sehr große Flächenbedarf entsteht, dem häufig bauliche Gegebenheiten wie Industrieanlagen oder Verkehrswege entgegenstehen, zum anderen ist die für eine Ummantelung notwendige Bereitstellung sehr großer Mengen kaum zu realisieren.

Je nach Zusammensetzung der verarbeiteten Rohsalze schwankt der Anteil schwer löslicher Verbindungen in der Abraumhalde. An der Rückstandshalde Bleicherode im Thüringer Teil des Werra-Fulda-Reviers entwickelten sich über Jahrzehnte hinweg salzarme anhydritische Auflageschichten, die direkt begrünt werden können, wie LÜCKE (1997) und PODLACHA (1999) im Pilotprojekt Bleicherode nachweisen konnten. Das Wasserhaltevermögen der natürlich entstandenen Deckschicht sowie die Nährstoffsituation waren jedoch unbefriedigend. Sie konnten durch Zumischung von Klärschlamm und Kompost deutlich verbessert werden. Die Verwendung einer Kraftwerksasche führte zu einer deutlichen Verbesserung der physikalischen Substrateigenschaften und bodenmechanisch zu einer höheren Stabilität der Abdeckschicht.

Verfolgt man den Ansatz der gezielten und kontrollierten Verfestigung eines Substrates mit Aschen oder anderen geeigneten Stoffen weiter, sollte es gelingen, ein Abdecksubstrat zu kreieren, welches in dünnen Schichten von ca. drei Metern Stärke oberflächenparallel auf der Salzhalde steht und die oben formulierten günstigen Eigenschaften für eine Begrünung aufweist.

Der Standort Sigmundshall

Das Werk Sigmundshall der Kali und Salz GmbH befindet sich ca. 30 km westlich von Hannover im sog. Hannoverschen Kalisalzrevier, neben dem Calvörder Revier im mittleren Sachsen-Anhalt und dem Werra-Fulda-Revier das letzte Revier, in dem noch Kali-Salze gewonnen werden (WIRTSCHAFTSVEREINIGUNG BERGBAU 1994).

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Einleitung

Die Salzsättel und -stöcke in denen sich das ursprünglich sehr tief liegende Zechsteinsalz befindet, sind im Hannoverschen Revier durch Verwerfungen bis in bergbaulich erreichbare Tiefen vorgedrungen. Die Salzlager sind steil aufgerichtet und zumeist kulissenartig verfaltet (WIRTSCHAFTSVEREINIGUNG BERGBAU 1994).

Das Werk Sigmundshall besteht bereits seit 1889, die Kali-Förderung selbst begann im Jahre 1904. Inzwischen liegt die tiefste Sohle bei 1400 m.

Zurzeit fallen täglich rund 12.000 t sylvinitisches Rohsalz an, die im Heißlöseverfahren und im Flotationsverfahren aufgearbeitet werden. Das nicht verwertbare Restmaterial wird zu etwa zwei Dritteln unter Tage verbracht, ein Drittel wird aufgehaldet (K+S 1998). Der Rückstand setzt sich zusammen aus 94,8 % NaCl, 2,6 % KCl, 0,8 % MgCl2, 0,2 % MgSO4 und 1,6 % unlöslichen Bestandteilen (SCHMEISKY & LENZ 1998).

Die Grundfläche der Rückstandshalde gibt WÖHLER (1999) für das Jahr 1997 mit 26,6 ha an. Die dort anfallende Haldenwassermenge beziffert er für dieses Jahr auf ca. 150.000 m³, die in die Leine abgegeben werden.

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Problemstellung und Fragenkomplexe

2 Problemstellung und zu beantwortende Fragenkomplexe

Teil des Werkes Sigmundshall der Kali und Salz GmbH ist eine Aufbereitungsanlage für Salzschlacken aus dem Aluminium-Recycling (siehe Abschnitt 3.1).

Der daraus anfallende Abfall, sogenannter Rekal-Rückstand, soll mit SAV-Stabilisat1, einer Mischung aus Flugasche und Rauchgasentschwefelungsprodukt aus dem Gemeinschaftskraftwerk Hannover zu einem Substrat konditioniert werden, welches eine ausreichende Standsicherheit auf den Flanken der Rückstandshalde des Werkes Sigmundshall besitzt und gleichzeitig auf lange Sicht begrünbar ist. Dieses Substrat soll durch die Aufnahme des Niederschlagswassers die Haldenwassermenge reduzieren.

Die Zumischung von Bindemitteln zur Bodenverfestigung ist ein im Baugewerbe gängiges Verfahren (vgl. FORSCHUNGSGESELLSCHAFT FÜR STRAßEN- UND VERKEHRSWESEN 1997). Im hier vorgestellten Fall der Rekultivierung der Rückstandshalde im Werk Sigmundshall erwies sich die Verfestigung des Rekal-Rückstandes als unbedingt erforderlich, da es zu Rutschungen bei Probeaufhaldungen kam.

Nach der Phase der Auswaschung der in diesem Substrat enthaltenen Salze, soll darauf eine Pflanzendecke zunächst aus einer weitgehend nachsorgefreien extensiven Begrünung aus Gräsern und Kräutern etabliert werden, die durch ihre Evapotranspiration die Haldenwassermenge weiter reduzieren hilft. Anschließend kann abhängig vom Erfolg der Begrünung und der Auswaschungsgeschwindigkeit unter Umständen sogar ein mehrschichtiger Vegetationsbestand aufgebaut werden.

Die Fragestellungen dieser Arbeit sind:

• Weist der Rekal-Rückstand bzw. die Mischung aus Rekal/SAV-Stabilisat phytotoxische Eigenschaften auf, die eine Begrünung unmöglich machen? Von besonderer Bedeutung sind in diesem Zusammenhang im Rekal-Rückstand vorhandene Schwermetalle.

• Sollten die Materialien grundsätzlich von Pflanzen erschlossen werden können, durch welche Maßnahmen kann deren Entwicklung gefördert werden? Welche organischen oder mineralischen Dünger wirken am besten?

• Welche Pflanzenarten können auf diesem Substrat am besten keimen und sich entwickeln? Welche Arten sollte eine Ansaatmischung enthalten?

Zur Beantwortung dieser Fragestellungen wurden umfangreiche Versuche im Gewächshaus durchgeführt. Für die Beantwortung der folgenden Fragen wurden 13 Freilandlysimeter installiert.

1 SAV = Sprüh-Absorptions-Verfahren, bezeichnet die Verfahrenstechnik des Kraftwerkes

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Problemstellung und Fragenkomplexe

• Welche Stoffe gehen bei einer Durchströmung der potenziellen Rekultivierungsmaterialien durch natürliche Niederschläge in Lösung?

• Wie sind die gelösten Stofffrachten zu bewerten?

• Bis zu welcher Tiefe werden die phytotoxischen Salze im vorgesehenen Untersuchungszeitraum aus den Lysimetern ausgewaschen?

• Sind die Materialien in den Lysimetern unter Freilandbedingungen zu begrünen?

Diese Fragestellungen wurden im Rahmen eines wissenschaftlichen Begleitprogramms gemeinsam mit der Werksleitung, den Universitäts-Instituten und unter Beteiligung der zuständigen Fachbehörden und weiteren beratenden Behörden formuliert und dem Fachgebiet Landschaftsökologie und Naturschutz der Universität Gh Kassel zur Bearbeitung übertragen.

Als weitere Untersuchungsschwerpunkte wurden in diesem Gremium festgelegt:

Ermittlung und Interpretation bodenkundlicher Kenndaten, bearbeitet durch das Fachgebiet Bodenkunde der Universität Gh Kassel. Die Untersuchungen wurden 1999 abgeschlossen und von WÖHLER (1999) veröffentlicht.

Analyse des Wasserhaushaltes der Halde unter Berücksichtigung der angestrebten Wiedernutzbarmachung. Dieser Themenschwerpunkt wird vom Institut für Bodenkunde der Universität Hannover bearbeitet, wobei bereits Teilbereiche zur Veröffentlichung gelangten (FISCHER & HERMSMEYER 1999).

Untersuchung bodenmechanischer Parameter zur Abschätzung der Standsicherheit der Abdeckmaterialien. Sie erfolgt durch das Institut für Grundbau, Bodenmechanik und Energiewasserbau der Universität Hannover.

Die am wissenschaftlichen Begleitprogramm beteiligten Institutionen und Personen sind im Anhang aufgeführt.

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Die potenziellen Rekultivierungsmaterialien

3 Die potenziellen Rekultivierungsmaterialien – Herkunft, Eigenschaften und Verwendungen

3.1 Rekal-Rückstand Die erste industrielle Produktion von Sekundäraluminium begann in Deutschland in den 30er Jahren, nachdem die Firma Honsel in Meschede bereits 1917 ein erstes Umschmelzwerk aufbaute (VDS 2000).

Nach VDS (1988) werden in der Bundesrepublik Deutschland ca. 82 % des Aluminiumbedarfs durch Sekundärhütten geliefert. Die sogenannten Vorstoffe der Sekundäraluminium-Industrie setzen sich aus 34 % Altschrott, 25 % Späne (i. w. S. dem Neuschrott zuzuordnen), 22 % Neuschrott (bei der Produktion entstehende Abfälle), 17 % Krätze (aluminiumhaltige Reststoffe, die beim Schmelzen, einer Schmelzbehandlung und dem Vergießen von Aluminium und seinen Legierungen entstehen) und 2 % Vorschmolz (werden stark inhomogene und verunreinigte Schrotte ohne vorherige Legierungskorrektur zusammen umgeschmolzen, so wird das Produkt als Vorschmolz bezeichnet) zusammen (VDS 2000).

Die pro Kopf Produktion von Sekundäraluminium liegt bei ca. 7 kg/a, womit die Bundesrepublik den Weltspitzenplatz einnimmt. In absoluten Zahlen ausgedrückt steht die Bundesrepublik mit 529.900 t im Jahr 1988 hinter Japan (953.600 t) und den USA (935.700 t) auf dem weltweit dritten Platz (BECKMANN 1991). Die Wiederverwertung von Sekundäraluminium spart zum einen Deponie-Volumen, zum anderen ist pro Tonne Sekundäraluminium-Gewinnung nur ein Bruchteil der Energie der Primäraluminium-Gewinnung aufzuwenden (2500 kWh/t statt 16.500 kWh/t nach SCHILLER 1977).

Reines Aluminium wird als Gusswerkstoff kaum eingesetzt, da seine Festigkeitseigenschaften für viele Verwendungszwecke ungenügend sind. Eine der am häufigsten eingesetzten Legierungen ist 226 G-AlSi9Cu3, die aus 2,0-3,5 (Masse-)% Cu, 1,2 % Zn, 8,0-11,0 % Si, 1,0-1,2 % Fe, 0,15 % Ti, 0,3 % Ni, 0,1-0,5 % Mn, 0,1-0,5 % Mg, 0,2 % Pb und 0,1 % Sn besteht.

Aluminium besitzt eine sehr hohe Affinität zu Sauerstoff, so dass sich Aluminium- Werkstücke aber auch Schmelzen sehr schnell mit einer Oxidhaut umgeben. Im Gussgefüge vorhandene Oxideinschlüsse setzen jedoch die statische und dynamische Festigkeit sowie die Dehnung erheblich herab (VDS 1988). Folglich müssen die Oxidhäute bei der Schmelze gründlich abgetrennt werden. Dies geschieht sehr wirkungsvoll durch „Waschen“ der Metallschmelze mit Salz. Diese Schmelzsalze, i. d. R. eine Mischung aus 70 % NaCl und 30 % KCl mit Zusätzen von CaF, bewirken weiterhin die Aufnahme von Verunreinigungen, eine Entgasung und vor allem das schnellere Zusammenfließen einzelner, kleiner Aluminiumpartikel zu einer größeren Menge („Flussmittelwirkung“).

Aus Rohsalz, Flussspat (CaF2) und Kaliumchlorid wird in Sigmundshall ein Schmelzsalz für die Sekundäraluminium-Industrie gemischt, das Montanal.

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Nach dem Einschmelzvorgang bleibt eine Salzschlacke übrig, die hauptsächlich aus Aluminiumoxid und Steinsalz besteht, die aber auch noch einen Anteil von 12 % K2O aufweist.

Je produzierte Tonne Sekundäraluminium fallen, abhängig vom Verschmutzungsgrad der eingesetzten Aluminiumschrotte, 0,5 bis 0,7 t Salzschlacke an (BECKMANN 1991).

SCHILLER (1977) und MERKEL (1978) beschreiben die Probleme, die bei einer Entsorgung dieser stark salzhaltigen Abfälle entstehen. So ist z.B. die früher häufig praktizierte Verbringung in Hausmülldeponien abzulehnen, da selbst das Vorhandensein von Tonschichten oder bindigen Untergründen die Aufsalzung des Grundwassers nicht verhindern kann (SCHILLER 1977, KÄß & WILD 1978). Die Entsorgung auf Sondermülldeponien oder in Untertagedeponien scheidet nach SCHILLER aufgrund der hohen Kosten dauerhaft aus (auf den Umweltschutz einschließlich der umweltgerechten Verwertung der Aluminium-Salzschlacke entfallen heute nach VDS (2000) bis zu 20 % der Produktionskosten). Die früher praktizierte Verklappung von Aluminium-Salzschlacken ist seit 1970 nicht mehr möglich.

Problematisch sind diese Salzschlacken nicht nur wegen ihres hohen Chloridgehalts, sondern auch wegen der Entstehung von teils geruchsbelästigenden, teils giftigen und gegebenenfalls explosiven Gasen wie Wasserstoff, Methan, Ammoniak, Schwefelwasserstoff und Phosphorwasserstoff bei Kontakt mit Wasser oder Feuchtigkeit (MERKEL 1978, VDS 2000).

Die Aufarbeitungskapazitäten für Aluminium Salzschlacken betragen in der Summe für Deutschland ca. 380.000 t/a, für Europa ca. 640.000 t/a (VDS 2000). Der entstehende Oxidrückstand findet heute hauptsächlich in der Zementindustrie Verwendung, indem aluminiumhaltige Rohstoffe substituiert werden. Hierfür ist jedoch eine Absenkung des Chloridgehaltes auf unter 0,5 % notwendig. In der Feuerfestindustrie wird derzeit der Einsatz von Oxidrückstand untersucht, ferner befinden sich noch weitere Verwertungsmöglichkeiten im Versuchsstadium, z.B. als Trockenadsorptionsmittel für Teer aus Rauchgasen, als Entschwefelungsmittel in der Stahlindustrie sowie als Schlackenzusatz bei Sondermüllverbrennungsverfahren zur Verminderung korrosiver und erosiver Eigenschaften der Schlacken (VDS 2000).

Salzschlacke wird von der Kali und Salz GmbH zurückgenommen und in einem speziellen Verfahren im Werk Sigmundshall aufgearbeitet. Es werden vor allem das metallische Aluminium und Kali zurückgewonnen, daher stammt auch der Name des Verfahrens: Rekal (Recycling Kali).

Die folgenden einzelnen Verfahrensschritte sind im Wesentlichen nach DIEKMANN (1994) wiedergegeben und im Blockfließbild Abbildung 1 schematisch dargestellt.

In Verfahrensstufe 100 wird die Schlacke in einem vierstufigen Mühlensystem auf eine Größe von < 0,6 mm zerkleinert. Den einzelnen Mahlstufen ist jeweils eine Siebung nachgeschaltet, bei der metallisches Aluminium abgetrennt wird.

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Salzschlacken der

Sekundäraluminium-Industrie

Mahlung und SiebungVerfahrensstufe 100

KristallisationVerfahrensstufe 300

Heißlösung

Entwässerung

KristallisationVerfahrensstufe 200

GasabsorptionVerfahrensstufe 400

Verbrennung imwerkseigenen

KraftwerkVerfahrensstufe 500

metallischesAluminium

KCl Rekal-Rückstand

(NH4)2SO4 SalzlösungGranulier-hilfsmittel

elektrischeEnergie

Rekultivierung derRückstandshalde

Abbildung 1: Blockfließbild des Rekal-Verfahrens nach DIEKMANN (1994). In Verfahrensstufe 200 wird das in der aufgemahlenen Schlacke enthaltene Kaliumchlorid nach dem Heißlöseverfahren in Lösung gebracht. Die oxidischen Rückstände und Natriumchlorid werden in einer Druckfiltrationsanlage entwässert und anschließend weiter behandelt. Während des Verlösevorgangs erfolgt die Entgasung der Schlacke. Wasserstoff, Methan, Ammoniak, Schwefelwasserstoff und Phosphin werden in eine mehrstufige Gaswäsche geleitet.

Die gesättigte, heiße Lösung wird in die Verfahrensstufe 300, die Kristallisation, gepumpt. Hier wird durch Abkühlung unter Vakuum Kaliumchlorid rekristallisiert. Natriumchlorid verbleibt aufgrund seiner andersartigen Lösungseigenschaften in der Lösung, die zurück in den Prozess geht. Das gewonnene Kaliumchlorid wird getrocknet und als Düngemittel verkauft.

Die Gase aus Verfahrensstufe 200 werden in Stufe 400 in neutrale feste oder flüssige Stoffe umgewandelt. Es entsteht Ammonsulfat als verkaufsfähiges Produkt. In weiteren Stufen werden die Gase Phosphin und Schwefelwasserstoff zu Natriumphosphat und Natriumsulfat umgewandelt. Die entstehende Salzlösung wird als Granulierhilfsmittel für die Herstellung von Düngemitteln eingesetzt.

Die Gase, die Verfahrensstufe 400 verlassen, im Wesentlichen Methan und Wasserstoff, werden der Verfahrensstufe 500 zugeführt und im werkseigenen Kraftwerk verbrannt. Die Kapazität der Anlage beträgt ca. 90.000 t Salzschlacke pro Jahr. Der Verwertungsgrad des Verfahrens könnte 100 % betragen, wenn es gelänge, den Rekal-Rückstand zur Abdeckung und Begrünung der Kali-Abraumhalde zu

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verwenden: 5 % der Schlacke ist metallisches Aluminium, 62 % die Salze KCl (18 %) und NaCl (44 %), wobei KCl nahezu vollständig entzogen wird. Die restlichen 33 % stellen den Rekal-Rückstand dar. Der nicht salzhaltige Anteil des Rekal-Rückstands besteht im Wesentlichen aus α-Al2O3 (ca. 44 % α-Korund, ähnlich), MgAl2O4 (ca. 32 % Mg-Al-Spinell, ähnlich, SiO2 (10,6 % Quarz), β-Al2O3 . 3 H2O (ca. 6 % Bayerit und andere β-Al-Verbindungen) und CaF2 (ca. 5 % Flussspat) (BECKMANN 1991).

Aluminiumoxide sind Bestandteile zahlreicher Tonminerale. Kaolite z.B. bestehen zu 38 bis 40 % aus Al2O3, Illite zu 18 bis 31 %, Chlorite zu 12 bis 24 % und Smectite zu 0 bis 28 % (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1992).

Nach der Herauslösung des hohen und phytotoxischen Steinsalzgehalts ist es sehr wahrscheinlich, ein begrünungsfähiges Material zu erhalten, welches überwiegend aus Tonmineralen besteht.

Ein sehr ähnlicher Reststoff wurde vom Fachgebiet Landschaftsökologie und Naturschutz der Universität Gh Kassel 1993 auf seine langfristigen Begrünungseigenschaften unter Freilandbedingungen untersucht. Im März 1993 konnte eine Monodeponie der Metallwarenfabrik Stockach, Kreis Konstanz, begangen werden. Die Ergebnisse der durchgeführten Boden- und Vegetationsuntersuchungen sind bei SCHMEISKY (1993) zusammengefasst.

Aufgrund natürlicher Sukzessionsvorgänge, d.h. ohne aktives Zutun des Menschen, hat sich dort in den letzten 30 Jahren stellenweise ein dichter Gehölzbestand von bis zu 15 m Höhe eingefunden. Es wurden vor allem Birken, Pappeln und Weiden, sowie Kiefern und Fichten als dominante Baumarten angetroffen. Insgesamt konnten 22 Gehölzarten nachgewiesen werden.

Trotz des ungünstigen Begehungstermins im März, einem Zeitpunkt zu dem ein Großteil der Vegetation noch nicht an der Oberfläche sichtbar ist bzw. sich noch in einem Stadium befindet, das eine Bestimmung nicht zulässt, konnten 21 Kräuter und Gräser nachgewiesen werden.

Nach SCHMEISKY (1993) wies die oberste krümelige Bodenschicht auf ein intensives Bodenleben hin. Die vorhandene Vegetation legt den Schluss nahe, dass sich der Bestand in Zukunft zu einem Mischwald aus Bergahorn, Stieleiche und Hainbuche weiterentwickeln wird. Aus diesen Erkenntnissen kann der Schluss gezogen werden, dass der Rekal-Rückstand vermutlich ebenfalls grundsätzlich begrünbar ist.

Der im Rekal-Rückstand vorhandene hohe Steinsalzgehalt hätte nach SCHMEISKY (1993) zu einer engen Verzahnung des aufgetragenen Materials mit der Oberfläche einer Steinsalzhalde führen können. Nach der Aufhaldung wird die durch die Niederschläge zu erwartende Aussalzung abgewartet, bis eine Schicht von mindestens 30 cm salzfrei ist. Dann soll eine Begrünung mit Gräsern und Kräutern durch Ansaaten stattfinden.

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3.2 Nebenprodukte aus der Steinkohleverbrennung unter besonderer Berücksichtigung von SAV-Stabilisat und ähnlichen Reststoffen

Zur Stabilisierung der Haldenabdeckungsschicht aus Rekal-Rückstand wird ein Rückstand der Steinkohle-Verstromung genutzt, das sogenannte SAV-Stabilisat (SAV = Sprühabsorptionsverfahren), welches eine Mischung aus Flugasche und Rauchgasentschwefelungsprodukt (REA) darstellt.

Rückstände aus Kraftwerken werden heute aufgrund ihrer spezifischen Eigenschaften in zahlreichen Bereichen der Industrie und des Baugewerbes eingesetzt. Aufgrund der immensen Wichtigkeit der stabilisierenden Aschen im vorliegenden Versuch, sollen an dieser Stelle die Entstehung, Zusammensetzung sowie die daraus resultierenden Eigenschaften und deren Umwelt- und Praxisrelevanz kurz zusammengefasst werden.

Weltweit werden ca. 550 Mio t pro Jahr Kohle-Aschen produziert, (CLARKE 1994), wovon auf die Bundesrepublik Deutschland ca. 6 Mio t Steinkohle-Verbrennungsrückstände im Jahr entfallen (VDEW 1988, PETERS & VOM BERG 1992). Von diesen 6 Mio t werden ca. 90 % verwertet, wobei der Anteil der Granulate und Grobaschen zu ca. 96 %, die der Flugasche zu ca. 80 % eine weitere Verwendung finden.

Das im vorliegenden Projekt verwendete SAV-Produkt fällt in der BRD mit ca. 400.000 t im Jahr an (PETERS & VOM BERG 1992), wovon ca. 130.000 t in Niedersachsen produziert werden, 60.000 t entstehen allein pro Jahr in Hannover (DEMMICH 1990).

Dieses SAV-Produkt ist in der Regel eine Mischung aus Flugasche und Reaktionsprodukt, wobei der Flugaschenanteil 0-85 % betragen kann, abhängig davon, ob eine Vorentstaubung existiert und wie effektiv diese arbeitet. Der Flugascheanteil des SAV-Produktes, welches im vorliegenden Projekt verwendet wird, wird als hoch angegeben (DEMMICH 1990).

Das Reaktionsprodukt entsteht durch Eindüsen von Kalkmilch in den Rauchgasstrom. Im sogenannten Absorber ist die Rauchgastemperatur so eingestellt, dass das mit der Kalkmilch eingetragene Wasser verdunstet. In einem Elektrofilter wird schließlich das SAV-Produkt als Feststoff abgeschieden. Für die Entsorgung problematisch ist der zum Teil beträchtliche Calciumsulfit-Gehalt (CaSO3

* ½ H2O), der bis zu 60 % erreichen kann, weiterhin Calciumsulfat (CaSO4 * ½ H2O), Calcium-Carbonat, Calcium-Hydroxid und geringe Mengen an Calcium-Chlorid und Calcium-Fluorid (NEUMANN 1989, PETERS & VOM BERG 1992, DEMMICH 1990).

Um ein möglichst wenig mit umweltrelevanten Stoffen belastetes Verbrennungsprodukt zu erhalten, werden Kohlen aufwendig vorbereitet, gemahlen, zum Teil gewaschen und Kohlen unterschiedlicher Herkunft miteinander vermischt; es entsteht ein sogenanntes „Kohlenblend“ (TAUBER 1988, WEBER pers. Mitt.).

Steinkohle ist ein sehr heterogener Brennstoff und variiert stark in der Zusammensetzung. Die Aschen entstehen aus mineralischen Beimengungen, vor allem aus Tonmineralen, Quarz, Karbonaten und Schwefeleisenverbindungen. Die

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Eigenschaften der bei der Verbrennung entstehenden Asche ist des Weiteren stark von der Feuerungstechnik abhängig (VDEW 1988).

Die mineralogische Zusammensetzung von Flugaschen ist vielfach untersucht worden (vgl. u.a. BARTSCH ET AL. 1986, KAUTZ & PRAUSE 1986, PAGE ET AL. 1979, SCHREITER 1968). Hauptsächlich bestehen Flugaschen aus Oxiden des Siliciums, Aluminiums, Eisens und aus Calciumverbindungen:

Quarz (SiO2)

Tritt in allen Korngrößenfraktionen in unregelmäßig begrenzten, oft rundlichen Körnern auf. Durch die starken thermischen Belastungen lassen sich polarisationsoptisch Gitterstörungen nachweisen.

Mullit (3 Al2O3 * 2 SiO2) Tritt in Form von Mullitnadeln auf.

Magnetit (Fe3O4) Der Magnetit tritt als opake, magnetische Kugeln und Hohlkugeln auf.

Hämatit (Fe2O3) Tritt in Form anisotroper Schmelzkügelchen auf.

Anhydrit (CaSO4)

Glas

Der Hauptteil der Aschepartikel verhält sich optisch isotrop und wird deshalb als Glas bezeichnet. Man unterscheidet Kugeln und unregelmäßig ausgebildete Körner. Chemisch lassen sich Aschegläser in HCl-lösliche (Aktivglas) und HCl-unlösliche (Inertglas) differenzieren.

Das Aktivglas besitzt eine Dichte von > 2,87 g/cm³. Die Zusammensetzung liegt im Primärausscheidungsgebiet von Melilith im Stoffsystem SiO2-Al2O3-CaO; es bilden sich überwiegend Glasvoll- und -hohlkugeln aus. Inertglas besitzt eine Dichte von < 2,5 g/cm³ und besteht im Wesentlichen aus Kieselglas und aufgeschmolzenen Tonmineralen (Aluminium-Silikatglas mit Spinell und Periglaskristalliten).

Organische Bestandteile (Koks), unverbrannte Teile der Kohle

Relativ große, meist eckige und unregelmäßig geformte Partikel mit relativ geringer Dichte.

WEIßFLOG & DEMMICH (1989) geben die Zusammensetzung eines SAV-Produkts ohne Flugaschenanteil wie folgt in Gewichts-Prozent an:

CaOges 45 - 50 SO3 4 - 10 SO2 25 - 35 F 0,2 - 0,3 Cl 1 - 2,5 Carbonat CO3 0,5 - 4 H2O 10 - 15 freie Feuchte 0 - 2 (bei 40°C)

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Die oben beschriebene Zusammensetzung der Aschen führt zu Reaktionsvermögen, welche allgemein als Puzzolan-Reaktionen bekannt sind. UEBERSCHAAR (1988) fasst diese zusammen:

„Ist ausreichend Wasser vorhanden, kommt es ähnlich der Erstarrung von Zement zu sogenannten Puzzolan-Reaktionen. Calciumhydroxid (CaOH2) verbindet sich mit den Oxiden des Silicium (SiO2), des Aluminiums (Al2O3) und des Eisens (Fe2O3).

x Ca(OH2)2 + y SiO2 + n H2O → x CaO * y SiO2 * n H2O

x Ca(OH2)2 + y Al2O3 + n H2O → x CaO * y Al2O3 * n H2O

x Ca(OH2)2 + y Fe2O3 + n H2O → x CaO * y Fe2O3 * n H2O

Die Asche ist somit in der Lage, ähnlich wie Beton abzubinden.“

Weiterhin von Bedeutung für die Verfestigung von SAV-Stabilisat ist zum einen die hydraulische Abbindung, bei der Calciumsilikate und -aluminate mit einem Anreger, z.B. Kalk, sowie Wasser Calciumsilikat- und Calciumaluminathydrate bilden, zum anderen die Hydratation (Gipsbildung):

CaSO4 + 2 H2O → CaSO4 * 2 H2O bzw.

CaSO4 * 0,5 H2O + 1,5 H2O → CaSO4 * 2 H2O

Als letzte wichtige chemische Reaktion, die die Stabilität abgebundener Aschen beeinflusst sei die Ettringitbildung genannt. LUKAS (1980) fasst zusammen, dass die gleichzeitige Anregung einer puzzolanisch aktivierbaren Flugasche mit Kalk und Gips neben der Bildung von Ca-Si-Hydraten (C-S-H-Phasen) und Ca-Aluminium-Hydraten auch die Bildung größerer Mengen Ettringit (Ca-Al-Trisulfat-Hydrat) bewirken kann. Die Menge der neugebildeten Phasen ist vorwiegend abhängig von den ursprünglich vorhandenen Kalkhydrat- und Gipskonzentrationen.

3 CaO * Al2O3 + 3 CaSO4 + 32 H2O → 3 CaO * Al2O3 * 3 CaSO4 * 32 H2O

UEBERSCHAAR (1988) und DEMMICH (1993) weisen darauf hin, dass diese Ettringit-Bildung durch die damit verbundene Volumenzunahme die oben beschriebenen Reaktionsprodukte der Aschenaushärtung zerstören kann. Dieses Verhalten tritt aber nur dann ein, wenn die Ettringitbildung durch Wassermangel zeitlich nach der Aushärtung der Aschen erfolgt. Laufen diese Vorgänge gleichzeitig ab, besteht keine Gefahr der Entfestigung durch Ettringit.

Ein sehr wichtiger Effekt dieser Mineralneubildung besteht darin, dass die Festigkeits- und Durchlässigkeitswerte sowie das Auslaugverhalten beeinflusst werden. In allen Fällen tritt durch die Einbindung von Sulfat und Chlorid bzw. Schwermetallen eine Reduzierung der Auslaugbarkeit ein (LUKAS & HENZINGER

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1986). Auch DEMMICH (1993) weist auf die hohe physikalische Schadstoffimmobilisierung durch Ettringitbildung hin: Reduzierung der Wasserdurchlässigkeit, Bildung von C-S-H-Phasen, Adsorption von Schadstoffen an oberflächenaktive Substanzen.

Da das SAV-Stabilisat zur Verfestigung des Rekal-Rückstandes zugemischt werden muss, ist es wichtig, die Abbindereaktionen möglichst störungsfrei ablaufen zu lassen. BAHADIR ET AL. (1987) beschreiben die negativen Auswirkungen eines erhöhten Chloridgehalts auf die Verfestigungsreaktionen. HODGSON & TOWNSEND (1973) nennen organische Bestandteile als hinderlich für den erfolgreichen Ablauf der Puzzolanreaktion.

Für die grundsätzliche Mobilisierbarkeit von Schwermetallen aus Rückständen der Steinkohleverbrennung ist nach TAUBER (1988) die Verbrennungstechnik verantwortlich. Daraus resultieren Anreicherungen, vor allem chalkophiler Spurenelemente auf der Oberfläche von Flugaschepartikeln. Diese Oberflächen-Spurenelemente besitzen gegenüber den Matrix-Spurenelementen eine höhere Verfügbarkeit. Daraus folgt, dass die Analytik des Flugasche-Gesamtaufschlusses keine Prognose zur Eluierbarkeit der Spurenelemente liefern kann.

Zahlreiche Autoren weisen auf die Probleme bei der Ermittlung der tatsächlichen Eluierbarkeit von Spurenelementen aus Aschen unter Deponiebedingungen hin (vgl. FRIGGE 1988, Übersicht in TAUBER 1988).

Trotz der bedeutend realistischeren Ergebnisse von Freilandlysimetern erfolgt die Beurteilung von Stoffen häufig über das genormte Deutsche Einheitsverfahren S4, da dieser Test kurzfristig Ergebnisse liefert.

Besonders gute Hinweise auf Umweltbelastungen durch Kraftwerksrückstände können neben Freilandlysimetern Modelldeponien und Grund- und Sickerwasseranalysen sowie Bohrkerne bereits langjährig bestehender Deponien liefern. MAURY ET AL. (1983) untersuchten Bohrkerne aus einer Hoch- und zwei Flachdeponien aus Flugasche steinkohlebefeuerter Kraftwerke. Sie konnten keine messbare Mobilisierung von Haupt- und Spurenelementen nachweisen; auch der Deponiegrund zeigte keine messbaren Anreicherungen, obwohl Labortests Hinweise auf eine erhöhte Mobilisierbarkeit besonders von Arsen und Chrom lieferten. Als Gründe führen sie den Aufbau einer spezifischen Wasserstruktur in der Deponie sowie adsorbierende Mineralneubildungen in älteren Teilen der Deponie an.

CARLSON & ADRIANO (1993) geben eine Literaturübersicht über mögliche und tatsächliche Auswirkungen von Aschedeponien auf die Umwelt. Danach sind Erhöhungen der elektrischen Leitfähigkeit, verbunden mit einem Sulfateintrag ins Grundwasser möglich. Auch eine Erhöhung von Spurenelement-Gehalten in der Umwelt konnte nachgewiesen werden. Beide Effekte konnten nur in unmittelbarer Nähe der Deponien beobachtet werden, sie nahmen mit zunehmender Entfernung durch Adsorptions- und Ausfällungsreaktionen stark ab. SAV-Stabilisate weisen hohe Schwefel-Gehalte auf und können unter anaeroben Bedingungen zu H2S-Bildung neigen.

WEIßFLOG & DEMMICH (1989) geben Sulfatgehalte aus SAV-Stabilisat nach DEV S4 mit 62 mg/l, Sulfit mit 11 mg/l bei einer elektrischen Leitfähigkeit von 8600 μS/cm an.

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In Labor-Säulentests wiesen WENDELL & RITCHEY (1996) in FGD-Rückstand2 zwischen 400 und 1800 mg/l Sulfat-S nach. Die großen Unterschiede zwischen beiden Quellen resultieren im unterschiedlichen Wasser/Feststoff-Verhältnis (vgl. hierzu Abschnitt 6.1.2).

Wie oben bereits erwähnt, werden heute etwa 90 % der Kraftwerksreststoffe aus Steinkohle verwertet. Über die möglichen Verwertungswege soll im Folgenden ein Überblick gegeben werden.

Besonders Aschen hoher Qualität finden in verschiedenen Sparten der Baubranche Verwendung. In der Zementherstellung werden z.B. Aschen als Rohstoffkomponente oder Zumahlstoff, im Beton oder Betonerzeugnissen als Zuschlag verwendet, ebenso in Mörteln, Estrichen und Putzen. In diesen Produkten werden Aschen aufgrund ihrer festigkeitsbildenden C-S-H-Phasen, ihrer Fähigkeit zur Verbesserung der Verarbeitbarkeit von Frischbeton und ihrer verdichtend und stabilisierend wirkenden Kornform eingesetzt.

Weiterhin werden Aschen in Ziegeln, Kalksandstein und Gasbeton zur Abmagerung besonders fetter Tone als Quarzsandersatz oder zur Farbgebung verwendet.

Im Straßen- und Dammbau werden sie zur Herstellung hydraulisch gebundener Tragschichten eingesetzt, im Untertage-Bergbau zum einen als Bergbaumörtel zur Errichtung von Streckenbegleitdämmen und zum Versiegeln von Gestein, zum anderen werden sie zum Blasversatz und zur Hohlraumverfüllung herangezogen.

Bei den Erd- und Landschaftsbaustoffen finden sie zur Verbesserung des Kornaufbaus von Substraten und beim Bau von Lärm- und Sichtschutzwällen Verwendung, ferner bei der Hinterfüllung von Bauwerken wie z.B. Brücken (VDEW 1988, WEIßFLOG & DEMMICH 1990, RICHARTZ 1984).

Speziell SAV-Stabilisat hat bisher aufgrund seiner relativ großen Schwankungsbreite in der Zusammensetzung das geringste Verwertungspotenzial in der Bauindustrie, welches sich auf den Untertage-Versatz und mit Einschränkungen auf den Straßenbau beschränkt (NEUMANN 1989).

LUKAS (1990) schlägt vor, hydraulisch abbindende Aschen als „Landfilling“-Material ohne Basisabdichtung zur Einbindung schadstoffhaltiger Problemstoffe (Müll- und Sondermüllverbrennungsaschen, galvanische Schlämme etc.) sowie zur Erzeugung allseitig umschlossener Wannen bzw. Behälter für die Aufnahme von stabilisierten und nicht stabilisierten Problemstoffen zu verwenden. LUKAS (1990) schlägt vor, Aschen als Injektagegut für die Sanierung (Einkapselung) von Altlasten zu verwenden.

Die chemo-physikalischen Eigenschaften der Steinkohle-Reststoffe machen sich auch zahlreiche Forschungsansätze zu Nutze, deren Ziel eine Neutralisierung ursprünglich saurer oder durch Umwelteinflüsse versauerter Böden und Substrate ist. SCHMEISKY (1982) z.B. verwendete erfolgreich Aschen zur Neutralisierung stark saurer Kippböden aus dem hessischen Braunkohlerevier, FAIL JR. (1987) arbeitete

2 In den USA fällt hauptsächlich „flue gas desulfurization waste“ (FGD-Rückstand) an, der im Gegensatz zu SAV-Stabilisat ein nasser Rückstand ist, es fehlt die Oxidationsstufe, ferner enthält FGD i. d. R. einen geringeren Kalkgehalt .

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ebenfalls mit Aschen, um in Böden von Bergbaufolgelandschaften einen pflanzenverträglichen pH-Wert zu schaffen.

Mit der Versauerungsproblematik von Böden durch saure Niederschläge und die Möglichkeit, den pH-Wert durch Einarbeiten von Kraftwerksnebenprodukten wieder anzuheben, beschäftigen sich u. a. KAUTZ (1991) in Freilandversuchen mit Laubbäumen, ebenso WÖLFER (1996), der Bodenlösungen mit Hilfe von Saugkerzen untersuchte, ferner BANNWARTH (1991), SCHMEISKY & KAUTZ (1992), FAIL JR. & WOCHOK (1977) und WENDELL & RITCHEY (1996). STEWART ET AL. (1997) schlagen vor, auch saure Drainagewässer aus dem Bergbau mit Aschen zu neutralisieren.

Mit der Begrünungsfähigkeit von Steinkohle-Verbrennungsrückständen in Mischung mit anderen Komponenten oder alleine beschäftigen sich zahlreiche weitere Autoren. Häufig steht dabei die Aufnahme ausgewählter Spurenelemente durch bestimmte Versuchspflanzen im Mittelpunkt des Interesses.

Mit Boden-Asche-Gemischen beschäftigen sich außer den oben genannten Autoren, die die Aschen zur Optimierung des pH-Wertes einsetzen, z.B. KOST & VIMMERSTEDT (1992) und STEHOUWER ET AL. (1995), die auf die potenzielle Bortoxizität aufmerksam machen oder PICHTEL & HAYES (1990) und SCHUTTER & FUHRMANN (1999), die die Auswirkungen von Aschen auf die Mikrobiologie der Böden untersuchten. Auf die Verwendung von organischen Komponenten wie Komposte, Klärschlamm oder diverse tierische Exkremente gehen z.B. JACKSON ET AL. (1999) und SCHUMANN & SUMNER (1999) ein. PODLACHA (1999) nutzt die Aushärtung und gleichzeitige Begrünbarkeit von Aschen im Bodengemisch und mit Klärschlamm zu erfolgreichen Versuchen der Rekultivierung steiler Halden der Kaliindustrie. THOMÉ & ECKEL (1989) schildern den Fall einer Mischung aus Flugasche und einem Kühlwasseraufbereitungs-Rückstand, die sich sehr gut zur Rekultivierung in Form einer Abdeckschicht von Halden, Sandgruben und Steinbrüchen eignen soll.

Mit unvermischten aber gedüngtem SAV-Stabilisat, bzw. FGD-Rückständen beschäftigen sich die Arbeiten von SALO ET AL. (1997,1999), HODGSON & TOWNSEND (1973) und MULHERN ET AL. (1989), die geeignete Arten und Düngungsmethoden für die Begrünung von Asche-Deponien erarbeiten. WILSON ET AL. (1991) stellten fest, dass Pflanzen, die über eine Mykorrhiza verfügen, auf solchen Substraten deutliche Vorteile gegenüber nicht mykorrhizierten Pflanzen besitzen, und dass die Produktionskapazität dieser technogenen Standorte bei geeigneter Pflanzenauswahl und Düngung hoch sein kann. ENGELKE & MARSCHNER (1991) prüften, ob sich durch Pellettierung von SAV-Stabilisat Substrate mit sandbodenähnlicher Textur für den Landschaftsbau kreieren lassen.

KATZUR & GORA (1986) verwenden Steinkohlenfilteraschen zur Verbesserung bodenphysikalischer Kennwerte und der Bodenvorräte an ausgewählten Makro- und Mikronährstoffen.

Die spezifische Spurenelement-Konzentration lässt es auch zu, Flugaschen als Spurenelementdünger zu verwenden. RANSOME & DOWDY (1987) schlagen Aschen als Bor-Dünger vor und untermauern diesen Vorschlag anhand von Kulturexperimenten mit der Soja-Bohne. GISSEL-NIELSEN ET AL. (1984) fassen Literatur zusammen, die Flugaschen als Selen-Dünger empfehlen.

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Gesetzlicher Rahmen

4 Der gesetzliche Rahmen zur Beurteilung der eingesetzten Materialien

Bei den in den vorangegangenen Abschnitten beschriebenen Materialien Rekal-Rückstand und SAV-Stabilisat handelt es sich um Abfälle im Sinne des § 3 Begriffsbestimmungen KrW/AbfG.

Danach sind Abfälle im Sinne des Gesetzes

„...alle beweglichen Sachen, die unter die in Anhang I aufgeführten Gruppen fallen und deren sich ihr Besitzer entledigen will oder entledigen muss.“

Ferner werden die Abfälle in solche zur Verwertung und zur Beseitigung unterschieden.

Im Gegensatz dazu sind die zur Abraumhalde aufgeschichteten Rückstände der Kali-Gewinnung keine Abfälle im Sinne dieses Gesetzes, da sie im § 2 Geltungsbereich Absatz 2, Satz 4 ausdrücklich ausgeschlossen werden (vgl. FREYTAG 1996).

Die Grundsätze des KrW/AbfG werden im § 4 Grundsätze der Kreislaufwirtschaft erläutert. Absatz 1 besagt:

„Abfälle sind

1. in erster Linie zu vermeiden, insbesondere durch Verminderung ihrer Menge und Schädlichkeit,

2. in zweiter Linie

a) zu verwerten oder

b) zur Gewinnung von Energie zu nutzen (energetische Verwertung).“

In Absatz 3 wird näher auf die stoffliche Verwertung eingegangen. Diese

„...beinhaltet die Substitution von Rohstoffen durch das Gewinnen von Stoffen aus Abfällen (sekundäre Rohstoffe)...Eine stoffliche Verwertung liegt vor, wenn nach einer wirtschaftlichen Betrachtungsweise, unter Berücksichtigung der im einzelnen Abfall bestehenden Verunreinigungen, der Hauptzweck der Maßnahme in der Nutzung des Abfalls und nicht in der Beseitigung des Schadstoffpotentials liegt.“

Abfälle zur Verwertung sollen möglichst hochwertig verwertet werden, worauf in § 5 KrW/AbfG eingegangen wird. Absatz 2 besagt:

„...Eine der Art und Beschaffenheit des Abfalls entsprechende hochwertige Verwertung ist anzustreben...“

Absatz 3 geht auf die Gefahrenabwehr ein und beschreibt die Verwertung genauer.

„Die Verwertung von Abfällen, insbesondere durch ihre Einbindung in Erzeugnisse hat ordnungsgemäß und schadlos zu erfolgen. Die Verwertung erfolgt ordnungsgemäß, wenn sie im Einklang mit den Vorschriften dieses Gesetzes und anderen öffentlich-rechtlichen Vorschriften steht. Sie erfolgt schadlos, wenn nach der Beschaffenheit der Abfälle, dem Ausmaß der

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Gesetzlicher Rahmen

Verunreinigungen und der Art der Verwertung Beeinträchtigungen des Wohls der Allgemeinheit nicht zu erwarten sind, insbesondere keine Schadstoffanreicherung im Wertstoffkreislauf erfolgt.“

In § 7 Anforderungen an die Kreislaufwirtschaft wird im Absatz 2 die Bundesregierung ermächtigt, durch Rechtsverordnung stoffliche Anforderungen festzulegen, die den Einsatz von Kraftwerksabfällen, Gips aus Rauchgasentschwefelungsanlagen oder sonstigen Abfällen in der Bergaufsicht unterstehenden Betrieben aus bergtechnischen oder bergsicherheitlichen Gründen oder zur Wiedernutzbarmachung regeln. Davon hat der Gesetzgeber bislang keinen Gebrauch gemacht (RÖLLEKE 1999).

In Anhang IIB Verwertungsverfahren wird unter Nummer R10 die

„Aufbringung auf den Boden zum Nutzen der Landwirtschaft oder der Ökologie...“ als in der Praxis angewandtes Verwertungsverfahren aufgeführt.

Das Bundesberggesetz (BBergG) enthält zwar ebenso wie das KrW/AbfG keine konkreten Maßstäbe für die Verwendung bergbaufremder Stoffe zur Wiedernutzbarmachung, formuliert jedoch in mehreren Paragraphen allgemeine Zielsetzungen und Verfahrensvorschriften. Zu nennen ist in diesem Zusammenhang § 55 Zulassung des Betriebsplanes Absatz 1

„Die Zulassung...ist zu erteilen, wenn...“

Satz 3

„die erforderliche Vorsorge gegen Gefahren für Leben, Gesundheit und zum Schutz von Sachgütern...“ (vgl. hierzu auch einschlägige Vorschriften der Allgemeinen Bundesbergverordnung ABBergV).

Satz 7

„die erforderliche Vorsorge zur Wiedernutzbarmachung der Oberfläche in dem nach den Umständen gebotenen Ausmaß getroffen ist“

Satz 9

„gemeinschädliche Einwirkungen der Aufsuchung oder Gewinnung nicht zu erwarten sind...“

sowie Absatz 2, der die Zulassung eines Abschlussbetriebsplanes in den Sätzen 1 und 2 regelt.

§ 54 Zulassungsverfahren beschreibt die Einbeziehung weiterer Behörden, deren Belange durch in einem Betriebsplan vorgesehene Maßnahmen berührt werden.

Weiterhin räumt § 48 BBergG Allgemeine Verbote und Beschränkungen der zuständigen Behörde die Möglichkeit ein,

„...eine Aufsuchung oder Gewinnung (zu) beschränken oder (zu) untersagen, wenn ihr überwiegende öffentliche Interessen entgegenstehen...“

Die Bergaufsicht endet nach Durchführung eines Abschlussbetriebsplanes

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Gesetzlicher Rahmen

„...zu dem Zeitpunkt, in dem nach allgemeiner Erfahrung nicht mehr damit zu rechnen ist, dass durch den Betrieb Gefahren für Leben und Gesundheit Dritter, für andere Bergbaubetriebe und für Lagerstätten, deren Schutz im öffentlichen Interesse liegt, oder gemeinschädliche Einwirkungen eintreten werden.“ (§ 69 BBergG Allgemeine Aufsicht Absatz 2)

In § 71 BBergG, der Allgemeinen Anordnungsbefugnis ist festgeschrieben, dass die zuständige Behörde im Einzelfall Anordnungen treffen kann, die beispielsweise über die Anforderungen eines genehmigten Betriebplanes hinausgehen,

„...soweit dies zum Schutze von Leben, Gesundheit und Sachgütern Beschäftigter oder Dritter erforderlich ist.“

Die Bergaufsicht gemäß BBergG ist umfassend. Sie beginnt mit der Aufsuchung von Bodenschätzen, erstreckt sich über die Gewinnung und Aufbereitung bis zur Einstellung eines Betriebes und der Wiedernutzbarmachung der in Anspruch genommenen Flächen (RÖLLEKE & HAMMERSCHMIDT 1999).

Durch den Länderausschuss Bergbau -LAB- wurden Anforderungen an die stoffliche Verwertung von Abfällen im Bergbau über Tage sowie Technische Regeln für den Einsatz von bergbaufremden Abfällen im Bergbau über Tage (LAB 1998) definiert. Sie entstanden in konstruktiver Zusammenarbeit auf Ebene der Fachleute der Bergverwaltungen und der einschlägigen Gremien der Länderarbeitsgemeinschaften LAGA (Länderarbeitsgemeinschaft Abfall), LAWA (Länderarbeitsgemeinschaft Wasser) und LABO (Bund/Länder Arbeitsgemeinschaft Bodenschutz) und beschränken sich auf die bergbauspezifischen Einsatzbereiche, für die die bestehenden Regelwerke der LAGA/LABO nicht anwendbar sind (RÖLLEKE & HAMMERSCHMIDT 1999, SCHADE 2000).

Unter der Nummer 3.1 geht der Entwurf der LAB (1998) explizit auf die Probleme der Salzhalden ein und unterscheidet unter 3.1.2 a) und b) die beiden Fälle, dass bei einer Wiedernutzbarmachung der Haldenoberfläche genügend Vorland vorhanden ist, in diesem Fall soll eine Anschüttung aus Bodenmaterial erfolgen, und den Fall, dass kein ausreichendes Haldenvorland vorhanden ist. In diesem Fall sollen Materialien eingesetzt werden, die auch bei steilen Neigungsverhältnissen der Böschungen und bei geringmächtigem Aufbringen eine ausreichende Standsicherheit gewährleisten. Ausdrücklich hingewiesen wird unter 3.1.3 auf geeignete mineralische und organische Abfallarten.

Es folgt eine Aufstellung von geeigneten mineralischen Abfallarten, die u. a. Schlacken und Aschen aus Dampferzeugern bei Steinkohlekraftwerken beinhaltet. Der aufgeführte Katalog von geeigneten Abfallarten ist aber keine abschließende Zusammenstellung. Es sollen in der Tabelle nicht aufgeführte Abfälle, die sinnvoll für eine Wiedernutzbarmachung einsetzbar sind, nach Zulassung durch die zuständige Behörde Verwendung finden können.

Die stofflichen Eigenschaften dieser mineralischen Materialien werden über die Tabellen „Zuordnungswerte Feststoff für Boden“ und „Zuordnungswerte Eluat für Boden“ (LAB 1998) geregelt. Diese entsprechen den Z-Werten der LAGA für Böden bzw. für die jeweiligen Abfallarten, wobei die Zuordnungswerte elektrische

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Gesetzlicher Rahmen

Leitfähigkeit, Chlorid, Sulfat und pH-Wert bei den Salzhalden keine Anwendung finden; das Verschlechterungsverbot für diese Parameter ist jedoch einzuhalten.

Die LABO-Vorgaben für den durchwurzelbaren Oberboden finden ausdrücklich für die Wiedernutzbarmachung von Salzhalden ohne ausreichendes Vorland keine Anwendung.

Welche der in den oben genannten Tabellen aufgeführten Verwertungsklassen bei der jeweiligen Maßnahme anzuwenden ist, wird in Abschnitt 3.1.3.1 (Teil II) Mineralische Abfälle bzw. 6.8 (Teil I) Grenz- und Orientierungswerte für das uneingeschränkte und eingeschränkte Verwerten von Abfällen im Übertagebereich definiert.

Da die Haldenwässer des Werks Sigmundshall gefasst und ordnungsgemäß abgeleitet werden, kann in diesem Fall als Maßstab die eingeschränkte Verwertung mit definierten technischen Sicherungsmaßnahmen W 2, die die Obergrenze für den Einsatz von Abfällen mit definierten Sicherungsmaßnahmen darstellt, angewandt werden.

Folglich wird im Abschnitt 6.2.3, der die Bewertung der eingesetzten Materialien vornimmt, mit diesen Zuordnungswerten argumentiert.

Zurzeit ist eine Diskussion darüber entbrannt, ob die Regelungen des seit 1. März 1999 in Kraft getretenen Bundes-Bodenschutzgesetzes (BBodSchG) und der Bundes-Bodenschutzverordnung (BBodSchV) im Bereich des Bergbaus anzuwenden sind.

§ 3 Anwendungsbereich des BBodSchG besagt in Absatz 1:

„Dieses Gesetz findet auf schädliche Bodenveränderungen und Altlasten Anwendung, soweit...

10. Vorschriften des Bundesberggesetzes und der auf Grund dieses Gesetzes erlassenen Rechtsverordnungen über die Errichtung, Führung und Einstellung eines Betriebes...

Einwirkungen auf den Boden nicht regeln.“

SANDEN & SCHOENECK (1998) schreiben hierzu, dass Nr. 10 das Bundes-Bodenschutzrecht, soweit Vorschriften des BBergG Einwirkungen auf den Boden zum Regelungsgegenstand haben, für subsidiär erklärt, die Maßstäbe des Bundes-Bodenschutzrechts jedoch insoweit in das Bergrecht einstrahlen, als sie im Rahmen der Betriebspläne (siehe oben) zu berücksichtigen sind.

Auch HOLZWARTH ET AL. (2000) betonen eine Verzahnung der bergrechtlichen Regelungen mit dem BBodSchG über die §§ 55 und 48 BBergG. Demnach begründet § 55 BBergG mit Hilfe von unbestimmten Rechtsbegriffen, die durch die Anforderungen sonstiger Fachgesetze zu konkretisieren sind, die spezifisch bergrechtlichen Zulassungsvoraussetzungen für Betriebspläne. Aus § 48 BBergG Absatz 2 Satz 1 folgt, dass ein bergrechtlicher Betriebsplan nur zugelassen werden darf, wenn keine „überwiegenden öffentlichen Interessen“ entgegenstehen. Sie folgern daraus, dass im Rahmen der unbestimmten Rechtsbegriffe der §§ 55 Absatz

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Gesetzlicher Rahmen

1 und 2 sowie 48 Absatz 2 Satz 1 BBergG die Anforderungen des Bundes-Bodenschutzgesetzes mit zu berücksichtigen sind.

Ähnlich äußert sich auch FRENZ (2000), der feststellt, dass die Verfahren bei der Verursachung von Bodenveränderungen im Zusammenhang mit dem Bergbau allein durch das Bergrecht geregelt werden, die inhaltliche Ausgestaltung der dabei zu beachtenden Bodenschutzanforderungen sich aber aus dem BBodSchG ergibt.

Endet das Bergrechtsregime mit Einstellung des Betriebes nach einem Abschlussbetriebsplan, greift ab diesem Zeitpunkt das bodenschutzrechtliche Instrumentarium, dessen Eingriffsschwelle niedriger liegt (FRENZ & KUMMERMEHR 2000).

Die juristische Diskussion um das Verhältnis von BBodSchG zum BBergG ist noch nicht abgeschlossen, weshalb an dieser Stelle auf die grundsätzlichen Fragestellungen der Anwendung des BBodSchG im Bergrecht nicht weiter eingegangen werden soll.

Der konkrete Fall der Wiedernutzbarmachung der Oberfläche einer Salzhalde jedoch bietet einige Besonderheiten, die eindeutig gegen die Anwendung des Bodenschutzrechtes in diesem Fall sprechen.

§ 1 BBodSchG Zweck und Grundsätze des Gesetzes besagt:

„Zweck dieses Gesetzes ist es, nachhaltig die Funktionen des Bodens zu sichern oder wiederherzustellen...“

§ 2 BBodSchG Begriffsbestimmungen liefert die Legaldefinitionen für Boden und dessen Funktionen in Absatz 1

„Boden im Sinne dieses Gesetzes ist die obere Schicht der Erdkruste, soweit sie Träger der in Absatz 2 genannten Bodenfunktionen ist...“

und Absatz 2

„Der Boden erfüllt im Sinne dieses Gesetzes

1. natürliche Funktionen als

a) Lebensgrundlage und Lebensraum für Menschen, Tiere, Pflanzen und Bodenorganismen,

b) Bestandteil des Naturhaushalts, insbesondere mit seinen Wasser- und Nährstoffkreisläufen,

c) Abbau-, Ausgleichs-, und Aufbaumedium für stoffliche Einwirkungen...

2. Funktionen als Archiv der Natur- und Kulturgeschichte sowie

3. Nutzungsfunktionen als

a) Rohstofflagerstätte,

b) Fläche für Siedlung und Erholung,

c) Standort für die land- und forstwirtschaftliche Nutzung,

d) Standort für sonstige wirtschaftliche und öffentliche Nutzungen, Verkehr, Ver-, Entsorgung.“

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Gesetzlicher Rahmen

Nach diesen Definitionen kann eine Salzhalde nicht als Boden angesprochen werden.

Dann kann folglich auch § 12 BBodSchV Anforderungen an das Aufbringen und Einbringen von Materialien auf oder in den Boden keine Anwendung finden. RÖLLEKE & HAMMERSCHMIDT (1999) begründen dies so: „...das Ziel der Wiedernutzbarmachung (der Salzhalden) ist nicht die Schaffung einer durchwurzelbaren Bodenschicht mit land- oder forstwirtschaftlicher Folgenutzung, sondern die dauerhaft standsichere, begrünbare Abdeckung der Haldenflanken, die zu einer weitgehenden Abkapselung des Salzkörpers vom Niederschlagswasser und damit zu einer deutlichen Reduzierung der stark salzhaltigen Haldenwässer führt.“

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Gewächshausversuche – Material und Methoden

5 Gewächshausversuche

5.1 Material und Methoden

5.1.1 Bestimmung chemisch-physikalischer Parameter Die Methodenbeschreibung wird bei Regeluntersuchungsverfahren auf das Messprinzip, den Aufschluss und auf die verwendete Messeinrichtung beschränkt. Analyseverfahren, die nach VDLUFA (1991) durchgeführt werden, sind nur soweit als notwendig dokumentiert. Sie können in der einschlägigen Literatur nachgeschlagen werden. Das gleiche gilt für Methoden nach DIN. Ausführlicher beschrieben werden nur abweichende Untersuchungsmethoden bzw. Verfahren, bei denen dies zum besseren Verständnis erforderlich ist. Bestimmung der Trockensubstanz (TS) Die Bestimmung der Trockensubstanz erfolgte für alle Substrate über die Trocknung bei 105 °C bis zur Gewichtskonstanz. Biomasse-Frischsubstanz wurde bei 60 °C im Umlufttrockenschrank vorgetrocknet. Die Trocknung bei 105 °C bis zur Gewichtskonstanz geschah an eingewogenen Teilproben vor der chemischen Endanalyse. Aufbereitung von Proben Die gewonnenen Substrat- und Biomasseproben wurden vor der Analyse homogenisiert, d.h. mit der Planetenmühle Pulverisette 5, Firma Fritsch, im Zirkonoxidbecher mit vier Kugeln (40 mm) aus dem selben Werkstoff staubfein gemahlen. Wässrige Proben wurden zuvor durch einen 595 ½ Faltenfilter, Fa. Scheicher & Schuell, filtriert. Aschegehalt Der Aschegehalt wurde durch Veraschung bei 550°C im Muffelofen thermicon T, Firma Heraeus, ermittelt. Bestimmung der elektrischen Leitfähigkeit (ELF) Die Leitfähigkeit wurde über das Konduktometer LF 196, mit der Messzelle TetraCon 96, Fa. WTW ermittelt. Die Bestimmung der ELF für die Substrate erfolgte im 1 : 10 Extrakt der lufttrockenen Probe mit deionisiertem Wasser. Bestimmung des pH-Wertes Die Bestimmung des pH-Wertes erfolgte mit dem pH-Meter PH 196, Fa. WTW, und der Einstabelektrode 105 von Ingold. Für die Messung des pH-Wertes im Boden wurde das lufttrockene Substrat zum einen in 0,1 molarer Kaliumchloridlösung (KCl) im Verhältnis 1 : 2,5 aufgeschüttelt und zum anderen im selben Verhältnis mit deionisiertem Wasser aufbereitet.

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Bestimmung von Stickstoff-Gesamtgehalten (N-Gesamt) Die Bestimmung von N-Gesamt (Nges) in Boden- und Pflanzenproben erfolgte nach einem abgewandelten Verfahren der trockenen Oxidation nach DUMAS am Stickstoffanalyser macro-N, Fa. Foss Heraeus. Salzhaltige Proben wurden vorher im Verhältnis 1 g Material zu 100 ml H2O gewaschen und im getrockneten Filterrückstand wie oben beschrieben gemessen. In der flüssigen Phase wurde nach der unten genannten Methode der Stickstoff bestimmt. Beide Werte wurden anschließend addiert. Bestimmung von Kohlenstoff-Gesamtgehalten Die Bestimmung der Kohlenstoff-Gesamtgehalte erfolgte durch Oxidation getrockneter Substratproben bei 1000°C am Gasanalysegerät (Carmhomat 8 ADG, Fa. Wösthoff). Bestimmung pflanzenverfügbarer Makroelemente Pflanzenverfügbarer mineralischer Stickstoff nach VDLUFA (1991) mit dem Spektralphotometer DU 640, Fa. Beckmann, bei 210 nm. Pflanzenverfügbare Phosphate nach VDLUFA (1991) am Spektralphotometer DU 640, Fa. Beckmann, bei 580 nm. Pflanzenverfügbares Kalium, Aufschluss nach VDLUFA (1991), Messung in einem 1 : 10 Extrakt am Flammenphotometer, Typ 543, Fa. Eppendorf, Brenngas Propan, bei 767 nm. Pflanzenverfügbares Magnesium nach VDLUFA (1991) am Atom-Absorptions-Spektrometer, Typ 2380, Fa. Perkin Elmer, bei 285,2 nm. Pflanzenverfügbarer Schwefel durch Lösung des Sulfats im 1:10 Wasserextrakt, photometrische Bestimmung mit Zweikanalverfahren mit Barium und Calciumchlorid sowie dem Komplexbildner Methylthymolblau. Bestimmung von Elementen in der pflanzlichen Biomasse Die Stickstoff-Bestimmung in der pflanzlichen Biomasse erfolgte nach derselben Methode wie in den Substrat-Proben (s.o.). Die Bestimmung von Chlorid, Sulfat und Orthophosphat erfolgte potentiometrisch bzw. photometrisch im Fließanalyseverfahren am AutoAnalyser II der Fa. Technicon. Für die Bestimmung von Chlorid und Sulfat wurde die Probe im Verhältnis 1:10 mit heißem Aqua dest. 60 min. geschüttelt, anschließend filtriert. Für die Chlorid-Bestimmung wird das Filtrat mit einer schwach sauren Kaliumnitrat-Lösung und aus einen Dialysator geleitet. Ein alliquoter Teil der Chloridionen diffundiert in einen Ionenpuffer und wird sofort nach der Dialyse in eine Silberchlorid-Durchflusszelle geleitet, in der die Chloridkonzentration potentiometrisch gegen eine Silberchlorid-Referenzelektrode gemessen wird.

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Sulfat wird durch Lösung im 1:10 Wasserextrakt photometrisch im Zweikanalverfahren mit Barium und Calciumchlorid sowie dem Komplexbildner Methylthymolblau bestimmt. Die Orthophosphat-Bestimmung erfolgte nach einer abgewandelten Molybdat-Vanadat-Methode der VDLUFA (1991) bei 420 nm im salzsauren Aufschluss. Magnesium, Calcium und Kalium wurden im salzsauren Aufschluss nach Zugabe der entsprechenden Ionisationspuffer am AAS Unicam 939 der Fa. ATI Unicam gemessen. Bestimmung der Spurenelemente Eisen, Mangan, Silicium, Chrom, Nickel, Blei, Zink, Cadmium und Kupfer Die Bestimmung der Spurenelemente in den Substraten erfolgte im Königswasseraufschluss gemäß DIN 38414-S7 mittels der ICP-Modula (radiales Plasma) der Firma Spectro Analytics. Die Bestimmung der Spurenelemente in Biomasseproben erfolgte nach Mikrowellenaufschluss. Hierzu wurden 0,5 g Probenmaterial mit 10 ml HNO3/H2O2-Gemisch bei 200°C im Gerät Mars 5 Firma CEM, Kamp-Lintfort aufgeschlossen. Die Elementbestimmung wurde mittels ICP-EOP (axiales Plasma der Firma Spectro Analytics in Anlehnung an DIN 38406-E22) vorgenommen. Teilweise erfolgte der Einsatz des Ultraschallzerstäubers USN (Spectro Analytics). Bestimmungsgrenzen waren (in mg/kg): Bor 0,2; Blei 1,0; Cadmium 0,30; Chrom 0,20; Kupfer 0,30: Eisen 1,0; Mangan 1,0; Nickel 0,20; Silicium 1,0: Zink 1,0. Die beschriebene Vorbehandlung und Analytik wurde durch das akkreditierte Labor des Kaliforschungs-Instituts geleistet. Bestimmung von Stoffgehalten in flüssigen Phasen Die Bestimmung von Chlorid, Nitrat, Ammonium, Magnesium und Orthophosphat erfolgte photometrisch im Fließanalyseverfahren am AutoAnalyser II der Fa. TECHNICON. Chlorid wurde nach dem Entwurf für die DIN 38405, Teil 31 nachgewiesen. Die Bestimmung in Substraten geschah nach Herstellung geeigneter Extrakte mit deionisiertem Wasser. Die Nitrat-Bestimmung erfolgte nach DIN 38405, Teil 28; die Ammonium-Bestimmung nach DIN 38406, Teil 23. Magnesium wurde nach Komplexierung mit dem ”Reagenz nach Yol & Mann” bei 505 nm nachgewiesen. Die Orthophosphat-Bestimmung geschah nach der abgewandelten Molybdänblau-Methode nach VDLUFA (1991) bei 660 nm. Kalium wurde am AAS UNICAM 939 der Fa. ATI Unicam gemessen. Die Spurenelemente wurden vom Kaliforschungs-Institut mittels ICP-AES bestimmt. Die Bestimmungsgrenzen waren (in mg/l): Aluminium 0,05; Blei 0,10; Bor 0,10; Cadmium 0,05; Chrom 0,05; Kupfer 0,05; Nickel 0,10; Zink 0,10.

5.1.2 Verwendete Materialien zur Herstellung der Pflanzsubstrate Da die Eigenschaften der verwendeten Materialien in Bezug auf die Pflanzenernährung von entscheidender Bedeutung sind, werden diese im Kapitel 2.2 ausführlich dargestellt und diskutiert.

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Verwendung fanden Rekal-Rückstand sowie ein Rückstand aus dem Sprühabsorptionsverfahren (SAV-Stabilisat) des Gemeinschaftskraftwerkes Hannover; außerdem eine Wirbelschichtasche (WSA-Stabilisat) aus dem VW-Kraftwerk in Wolfsburg. Der verwendete Biokompost stammt aus dem Kompostwerk der Stadt Witzenhausen, abgesiebt auf max. 20 mm Korngröße, Rottegrad V. Materialmischungen wurden mit einem herkömmlichen Zementmischer hergestellt. Alle Angaben zu Mischungsverhältnissen beziehen sich auf die Trockengewichte der verwendeten Stoffe.

5.1.3 Verwendete Dünger Verwendete Mineraldünger Als Volldünger wurde in allen Versuchsteilen ein 15 : 15 : 15 (NPK) Mehrnährstoffdünger verwendet. Für die Phosphordüngung fand Triple-Phosphat mit einem P2O5-Anteil von 45 % Anwendung, bzw. im letzten Versuchsteil außerdem Superphosphat mit einem P2O5-Anteil von 17 %. Verwendete organische Dünger Als organische Dünger wurden verschiedene Komponenten des Frisol-Verfahrens angewendet. Aus dem Frisol-Programm wurden Frisol A und Frisol F auf die Substrate aufgebracht. Nach Herstellerangaben handelt es sich bei Frisol A um ein organisches Zuckerphosphoramid, das Zucker, Phosphor und organisch gebundenen Stickstoff enthält. Es wirkt aufgrund seiner chemischen Struktur als Kolloid und als energiereicher Nährstoffträger. Frisol A ist flüssig und wird mit Hilfe von Wasser als Transportmittel je nach Bodenart unterschiedlich tief ausgebracht. Es erfüllt im Boden folgende Aufgaben: Es versorgt die Wurzeln in tieferen Bodenschichten mit Stickstoff und Phosphor und fördert so gezielt das Längenwachstum der Wurzeln. Es unterstützt durch die Zuckerkomponente die Entwicklung von Mikroorganismen und verbessert aufgrund seiner kolloidalen Struktur die Nährstoffspeicherkapazität im Boden. Frisol F ist ein organischer Langzeitdünger in trockener, granulierter Form. Er besteht aus reiner mikrobieller Biomasse (Bodenpilze und Bodenbakterien), die durch mehrstündige Trocknung bei 150°C absolut keimfrei gemacht wird. Frisol F erfüllt folgende Aufgaben: Es ermöglicht die rasche Entwicklung mikrobiellen Lebens im Boden, stellt eine langanhaltende und langsamfließende Nährstoffquelle für die Pflanzen dar und verliert aufgrund seiner biologischen Struktur kaum Nährstoffe durch Auswaschungen. Frisol F wurde in einer Menge von 8,65 g/Versuchsgefäß angewendet, was einer Stickstoffmenge von 200 kg/ha entspricht. Frisol A wurde mit einer Aufwandmenge von 4,45 g/Versuchsgefäß appliziert, was einer Stickstoffmenge von 240 kg/ha entspricht.

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5.1.4 Gefäßversuche Die Gefäßversuche wurden im Kalthausbereich des Gewächshauses am Fachbereich Landwirtschaft, Internationale Agrarentwicklung und Ökologische Umweltsicherung in Witzenhausen durchgeführt. Als Versuchsgefäß wurde das System Kick-Brauckmann verwendet. Dabei handelt es sich um ein System aus einem Übertopf mit Abfluss für Sickerwasser und einen bodenlosen Innentopf. Das Gefäßvolumen beträgt ca. acht Liter, die entstehende Substratoberfläche beträgt 0,0346 m2. Auf den Gefäßboden wurde eine mehrere Zentimeter starke Kiesdrainage gelegt. Die Substrate wurden bis ca. zwei Zentimeter unter die Innentopf-Oberkante eingefüllt und drei Mal locker auf den Boden aufgestoßen, um eine gleichmäßige, leichte Verdichtung im Material zu erhalten. Als Versuchssaatgut wurde Deutsches Weidelgras Lolium perenne LISUNA der Deutschen Saatveredelung Lippstadt-Bremen GmbH gewählt, welches bereits bei zahlreichen anderen Gefäßversuchen am Fachgebiet Verwendung gefunden hat (vgl. u. a. KOLMAR 1995, LÜCKE 1997, SCHLÖSSER 1997). Die Aussaatstärke betrug 1,5 g/Versuchsgefäß, was ca. 43 g/m2 entspricht. Bewässert wurden die Gefäße mit deionisiertem Wasser nach Bedarf. Versuchsaufbau Der Gefäßversuch gliedert sich in drei Teilversuche. Im ersten Versuchsteil wird die Begrünungsfähigkeit von Rekal-Rückstand untersucht (Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand) Im zweiten Versuchsteil wird die Begrünungsfähigkeit von Rekal-Rückstand in Mischung mit Kraftwerksrückständen getestet (Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen). Der dritte Versuchsteil leitete sich aus den Erfahrungen der ersten beiden ab und diente der Optimierung der Düngung (Gefäßversuch zur Nährstoffoptimierung). Da die aufgefangenen Sickerwässer der ersten beiden Versuche eine starke Tendenz zur Versauerung aufwiesen, sollte mit einer Zugabe von 3 % kohlensaurem Kalk getestet werden, ob sich die Versauerung dadurch dauerhaft vermeiden lässt. Der Schnitt der Biomasse erfolgte ca. einen Zentimeter über der Substratoberfläche. Folgende Versuchsansätze wurden in jeweils fünffacher Wiederholung geprüft:

5.1.4.1 Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand Kontrolle (Rekal-Rückstand ohne weitere Behandlung) Mineraldüngung I • NPK 50 (kg N/ha) • NPK 100 (kg N/ha) • NPK 200 (kg N/ha) Mineraldüngung II • NPK 50 (kg N/ha) + zusätzliche Phosphor-Düngung 50 kg P2O5/ha • NPK 100 (kg N/ha) + zusätzliche Phosphor-Düngung 50 kg P2O5/ha • NPK 200 (kg N/ha) + zusätzliche Phosphor-Düngung 50 kg P2O5/ha Bio-Kompost (auf gesamtes Gefäßvolumen verteilt)

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• Bio-Kompost 100 (t [TS]/ha) • Bio-Kompost 200 (t [TS]/ha) • Bio-Kompost 400 (t [TS]/ha)

5.1.4.2 Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 1 : 1 • Kontrolle (Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 1 : 1 ohne weitere

Behandlung) • Frisol organischer Langzeitdünger • Bio-Kompost (400 t [TS]/ha) als ca. 9 cm hohe Schicht aufgebracht Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 7 : 3 • Kontrolle (Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 7 : 3 ohne weitere

Behandlung) • Frisol organischer Langzeitdünger • Bio-Kompost (400 t [TS]/ha) als ca. 9 cm hohe Schicht aufgebracht Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischung im Verhältnis 7 : 3, wobei sich die Stabilisate-Mischung aus 8 Teilen SAV und 2 Teilen WSA-Stabilisat zusammensetzt • Kontrolle (Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischung im Verhältnis 7 : 3 ohne weitere

Behandlung) • Frisol organischer Langzeitdünger • Bio-Kompost (400 t [TS]/ha) als ca. 9 cm hohe Schicht aufgebracht) Die organische Düngung mit Frisol erfolgte zu Versuchsbeginn mit der Einsaat am 2. Mai. Die mineralische Phosphor-Düngung erfolgt am 23. Mai. Die Volldüngergaben wurden in bis zu vier Schritten zu je 50 kg N/ha zu Versuchsbeginn, am 16. Mai, am 30. Mai und am 21. Juni appliziert. Der erste Biomasseschnitt für die ersten beiden Versuchsteile wurde am 8. August, also 98 Tage nach Versuchsbeginn durchgeführt, der zweite Schnitt erfolgte am 3. Dezember, 215 Tage nach Versuchsbeginn. Um die Ergebnisse, die auf den beschriebenen technogenen Substraten erzielt wurden, besser interpretieren zu können, wurde eine zusätzliche Variante mit einem Ackerboden (Parabraunerde aus der Umgebung Witzenhausens) zum Vergleich unter denselben Randbedingungen hinzugezogen. Der erste Schnitt erhielt die Bezeichnung Boden I, der zweite Boden II. 5.1.4.3 Gefäßversuch zur Nährstoffoptimierung Da sich für die Haldenabdeckung das Mischungsverhältnis 7 Teile Rekal-Rückstand und 3 Teile SAV-Stabilisat als geeignet erwiesen hat, wurde mit dieser Mischung weiterverfahren. In den beiden oben genannten Versuchsteilen erwies sich besonders die Phosphorversorgung als problematisch. Deshalb wurden in diesem Versuchsteil unterschiedliche P-Dünger (Triple-Phosphat = TP, Superphosphat = SP) in unterschiedlichen Dosen appliziert.

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Die Ansätze im einzelnen: • Kontrolle (Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 7 : 3 ohne weitere

Behandlung) • Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Verhältnis 7 : 3 TP 500 kg P2O5/ha

TP 1000 kg P2O5/ha TP 2000 kg P2O5/ha TP 4000 kg P2O5/ha SP 500 kg P2O5/ha SP 1000 kg P2O5/ha SP 2000 kg P2O5/ha SP 4000 kg P2O5/ha

• Beimischung von 3 % kohlensaurem Kalk TP 500 kg P2O5/ha

TP 1000 kg P2O5/ha TP 2000 kg P2O5/ha SP 500 kg P2O5/ha SP 1000 kg P2O5/ha SP 2000 kg P2O5/ha

• Beimischung von 3 % Kompost TP 500 kg P2O5/ha

TP 1000 kg P2O5/ha TP 2000 kg P2O5/ha SP 500 kg P2O5/ha SP 1000 kg P2O5/ha SP 2000 kg P2O5/ha

Der erste Schnitt der oberirdischen Biomasse erfolgte am 26.10.1998, 104 Tage nach der Einsaat. Der zweite Schnitt erfolgte nicht analog zu den vorangegangenen Versuchen nach weiteren 100 Tagen, sondern erst am 14.7.1999, 364 Tage nach Versuchsbeginn. Diese Verlängerung des Versuchs erschien sinnvoll, um die langfristige Entwicklung der Pflanzen sowie deren Akkumulation von Mikronährelementen zu untersuchen.

5.1.5 Keim- und Aufwuchsversuche Die Versuche wurden wie die oben beschriebenen Gefäßversuche im Kalthausbereich des Gewächshauses ohne zusätzliche Beleuchtung durchgeführt. Die Substrate wurden in Keimschalen der Abmessungen 46 x 5 x 28 cm (Breite x Höhe x Tiefe) locker mit einer Feuchte von ca. 18 % eingefüllt. Die Pflanzensamen bzw. Früchte, im folgenden nur Diasporen genannt, wurden oberflächig auf dem Substrat gleichmäßig verteilt, eine Einarbeitung erfolgte nicht, da diese vermutlich auch bei einer Großanwendung auf der Halde technisch nicht machbar sein wird. Pro Schale wurden 500 Diasporen nach der Ermittlung des Tausend-Korn-Gewichts eingewogen. Nach der Aussaat wurden die Schalen vorsichtig mit einer feinen Düse mit deionisiertem Wasser befeuchtet, in späteren Wuchsphasen wurde eine kleine Brause zur Bewässerung benutzt.

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Gewächshausversuche – Ergebnisse und Diskussion

5.2 Ergebnisse und deren Diskussion

5.2.1 Gewinnung salzfreien Materials

5.2.1.1 Entsalzung von Rekal-Material in PE-Containern Um die Begrünbarkeit von Rekal-Rückstand in Gefäßversuchen testen zu können, ist es erforderlich, eine größere Menge Materials vorher weitgehend von dem darin enthaltenen Steinsalz (NaCl) zu befreien. Der Rückstand soll nach der Entsalzung einen Chloridgehalt von maximal ca. 0,1 % der Trockensubstanz aufweisen. Das Chloridion stört bzw. verhindert das Pflanzenwachstum nicht nur über seine osmotische Wirkung, sondern auch durch sog. ionenspezifische Wirkungen auf Enzymproteine und Membraneigenschaften der Pflanzenzelle (LARCHER 1994, weitere Ausführungen zu Auswirkungen des Chlorid-Ions auf Pflanzen s. Abschnitt 2.3.7). Für die Entsalzung wurden drei Polyethylen-Container mit einer seitlichen Wandhöhe von ca. 35 cm und einer Kantenlänge von 100 x 115 cm verwendet. Diese Container besitzen einen verschließbaren Abfluss am tiefsten Punkt ihres Rauminhaltes. Der Boden der Container wurde mit einem Fleece in einfacher Lage ausgelegt, um ein besseres Ablaufen von Wasser aus dem Rekal-Rückstand zu gewährleisten. Die einzelnen Container wurden am 28.10.1996 mit je ca. 180 l Rekal-Rückstand befüllt und anschließend mit 80 l Leitungswasser überstaut. Dieses Gemisch wurde in den folgenden Wochen täglich von Hand gerührt, um eine gute Lösung des Salzes im Wasser zu erreichen. Das Wasser wurde dann im Abstand von anfangs drei bis vier Tagen durch den Hahn am Boden des Containers abgelassen und durch die gleiche Menge Frischwasser ersetzt. Dabei stellte sich heraus, dass trotz des Fleece größere Mengen an Rekal-Rückstand am Fleece vorbei aus den Containern beim Wasseraustausch ausgetragen wurden. Dieses materialhaltige Wasser wurden gesammelt und das Sediment zurückgewonnen. Bei jedem Wasseraustausch wurden folgende Parameter im abgelassenen Wasser bestimmt:

• elektrische Leitfähigkeit • Chloridgehalt • pH-Wert

Außerdem wurde jeweils eine Probe von Rekal-Rückstand entnommen und diese ebenfalls auf die oben aufgeführten Parameter hin untersucht. Diese Materialprobe stellte eine Mischprobe von mindestens drei Teilproben pro Container dar, die jede für sich die gesamte Füllhöhe des Containers repräsentieren sollte. Die Mengen des zur Entsalzung verwendeten Leitungswassers wurden protokolliert.

5.2.1.1.1 Ergebnisse der Wasseruntersuchungen Die Entwicklung der Leitfähigkeiten im Wasser der Container ist in Abbildung 2 dargestellt.

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0

50

100

150

200

250

300

Datum

Container 1 Container 2 Container 3

Abbildung 2: Entwicklung der elektrischen Leitfähigkeit des Entsalzungswassers der drei Container zu den einzelnen Probenahmeterminen. Die Kurven der elektrischen Leitfähigkeit, die die Summe der Ionen einer Lösung widerspiegeln, fallen bis ca. 21.11. steil ab. Danach verlangsamt sich der Entsalzungsprozess. An mehreren Probenahmeterminen ist ein zwischenzeitlich geringer Anstieg der Leitfähigkeit gegenüber den letzten gemessenen Werte zu verzeichnen. Das ist ein Effekt der nicht optimalen Rührtechnik: Es werden immer wieder „Nester“ von bisher schlecht entsalztem Material aufgewirbelt, die dann die Leitfähigkeit vorübergehend nach oben treiben. Die drei Container verhalten sich in Bezug auf ihren Leitfähigkeitsverlauf gleich.

0

20

40

60

80

100

120

140

160

Datum


Abbildung 3: Entwicklung der Chloridgehalte des Entsalzungswassers der drei Container zu den einzelnen Probenahmeterminen.

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Der Vergleich der Kurven der Chloridgehaltentwicklung mit der Leitfähigkeit in Abbildung 3 zeigt deutliche Parallelen der Entwicklung. Die Leitfähigkeit des Wassers ist also im Wesentlichen vom Gehalt an Chloridionen gesteuert. Es sind ähnliche zwischenzeitliche Erhöhungen der Werte zu erkennen wie bei der Leitfähigkeit, die auf dieselben Ursachen zurückzuführen sind.

7,57,77,98,18,38,58,78,99,19,39,5

Datum


Abbildung 4: Entwicklung der pH-Werte des Entsalzungswassers der drei Container zu den einzelnen Probenahmeterminen. Von besonderer Bedeutung in Bezug auf die Löslichkeit von Schwermetallen im Substrat ist die Entwicklung des pH-Wertes. Bei sehr niedrigen oder sehr hohen pH-Werten besteht die Gefahr einer Freisetzung von amphoteren Schwermetallen. Abbildung 4 verdeutlicht, dass der pH-Wert im Verlauf der Entsalzung nicht nur den leicht alkalischen Ausgangswert von ca. 8,5 gehalten hat, sondern sogar zwischenzeitlich tendenziell angestiegen ist. Am 20. Dezember liegt der pH-Wert zwischen 8,7 und 9,0, anschließend fällt er bis zum 20.1.97 wieder leicht ab.

5.2.1.1.2 Ergebnisse der Material-Untersuchungen Im Vergleich zu den Wasseruntersuchungen tritt ein zusätzlicher Termin, der 31.1.97, bei den Material-Untersuchungen auf. Diese letzte Analyse charakterisiert das Material im abgetropften Zustand mit einer Restfeuchte von ca. 25 %.

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0

10

20

30

40

50

60

70

Datum


Abbildung 5: Elektrische Leitfähigkeit in mS/cm des Rekal-Rückstands zu den einzelnen Probenahmeterminen. Die Leitfähigkeitswerte im Rekal-Rückstand zeigen wie erwartet einen ganz ähnlichen Verlauf wie die Ergebnisse der Wasseruntersuchung. An den Probenahmeterminen, an denen bei den Wasseruntersuchungen Erhöhungen der Leitfähigkeit gegenüber der letzten Probenahme aufgetreten sind, z.B. Container 1 am 18. November, sind im Material die gegenläufigen Effekte zu verzeichnen: eine deutliche Abnahme der Leitfähigkeit als Folge kräftigen Durchmischens.

0

5

10

15

20

25

Datum


Abbildung 6: Chloridgehalt des Rekal-Rückstands in % Cl- an der Trockensubstanz des Rückstands zu den einzelnen Probenahmeterminen.

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Der Chloridgehalt fällt wie bei den Wasseruntersuchungen zusammen mit der Leitfähigkeit ab. Auffällig ist die scheinbar geringe Chloridmenge in der Probe von Container 1 am 18. November. Bei dieser Probenahme ist es offensichtlich nicht gelungen, trotz mehrerer Teilproben eine repräsentative Gesamtprobe zu ziehen. Am Ende dieser Entsalzungsserie lagen die Chloridgehalte zwischen 0,11 und 0,19 % in der Trockensubstanz.

7,57,77,98,18,38,58,78,99,19,39,5

Datum


Abbildung 7: pH-Wert des Rekal-Rückstands zu den einzelnen Probenahmeterminen. Auch im Rekal-Rückstand ist eine Tendenz zur Erhöhung der pH-Werte während der Entsalzung deutlich zu erkennen. Diese steht nicht mit der Verwendung leicht alkalischen Leitungswassers (pH 7,5 bis 8,2) in Verbindung, da bei einer Entsalzung mit Regenwasser (pH 5,8 bis 6,5) die gleichen Tendenzen zu beobachten waren

5.2.1.1.3 Verbesserte Vorgehensweise zur Entsalzung in Containern Bei dem oben genannten Vorgehen zur Entsalzung des Rekal-Rückstands stellte sich heraus, dass sich das Fleece schnell mit Material zusetzte und das ablaufende Wasser nicht wie beabsichtigt beim Abfließen durch den Rekal-Rückstand strömte, sondern sich an den Seitenwänden des Containers einen Weg vorbei am Fleece suchte. Dadurch kamen die hohen Auswaschungsverluste zustande. Außerdem stellte sich die oben beschriebene Methodik als sehr langwierig dar. Ab Januar 1997 wurde eine neue Vorgehensweise getestet. Dabei wurden die Fleecematten aus den Containern entfernt und die Durchmischung des Rekal-Rückstands erfolgte täglich drei Mal mit Hilfe einer Handbohrmaschine mit einem Rühraufsatz. Dadurch konnte das Material viel schneller und gründlicher durchmischt werden. Ein Austausch des Entsalzungswassers fand täglich statt. Im Gegensatz zur ursprünglichen Methode wurde das Wasser nicht mehr durch die Bodenöffnung der Container abgelassen sondern der Wasserüberstand in den Containern von oben durch eine Fleecematte hindurch abgepumpt. Der Materialverlust mit dieser Methode war sehr gering.

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Entsalztes Material wurde zum Abtropfen auf Filzmatten gegeben und anschließend auf Kunststoffgaze getrocknet.

5.2.1.1.4 Entsalzung von Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen Folgende Mischungen wurden untersucht: 1. Rekal-Rückstand und SAV-Stabilisat im Mischungsverhältnis 1 : 1 (Mischung 1 :1 ) 2. Rekal-Rückstand und SAV-Stabilisat im Mischungsverhältnis 7 : 3 (Mischung 7 : 3) 3. Rekal-Rückstand und eine Mischung von SAV- und WSA-Stabilisat (8 : 2) im

Mischungsverhältnis 7 : 3 (Mischung 7 : 3 W).

Die Angaben zum Mischungsverhältnis beziehen sich auf die Massenanteile als Trockensubstanz. Die Entsalzung des Materials erfolgte in den Versuchsgefäßen. Für diesen Vorgang wurde deionisiertes Wasser in Mengen von 0,5 bis 1,5 l pro Tag auf die Gefäße gegeben, die entstandenen Sickerwässer aufgefangen und auf folgende Parameter untersucht:

• Volumen des entstandenen Sickerwassers • elektrische Leitfähigkeit • Chloridgehalt • pH-Wert • Stickstoffgehalte (NH4 und NO3)

5.2.1.1.5 Ergebnisse der Sickerwasseruntersuchungen Tabelle 1 gibt einen Überblick über die gegebenen und bei den einzelnen Versuchsvarianten durch das Material hindurchgesickerten Wassermengen. Tabelle 1: Zur Entsalzung der jeweiligen Materialmischungen gegebene Volumina deionisierten Wassers und die daraus resultierenden Sickerwassermengen (angegeben sind die Mittelwerte aus je 24 Wiederholungen). Datum gegebenes Wasser

[ l ] zum jeweiligen Zeitpunkt durchgelaufenes Wasser

[ l ] 1:1 Mischung 7:3 Mischung 7:3 W

Mischung 4.4.1997 5,0 1,3 2,0 2,0 9.4.1997 7,5 3,5 4,2 4,2 11.4.1997 10,0 5,8 6,5 6,6 18.4.1997 12,5 7,9 8,7 8,6 24.4.1997 13,5

(nur auf 1:1 Mischung)

8,9 / /

Die Mischung Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 1:1 besitzt offensichtlich durch den höheren Stabilisat-Anteil eine höhere Wasserkapazität, was sich bereits bei der ersten Probenahme durch die geringere Sickerwasserproduktion darstellt. Um

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trotzdem einen zwischen den unterschiedlichen Varianten vergleichbaren Entsalzungseffekt zu erreichen, wurden zwischen dem 18. und 24.4. zwei zusätzliche Wassergaben à 0,5 l auf die 1:1 Mischung appliziert. Die beiden folgenden Abbildungen 8 und 9 zeigen die Abnahme der elektrischen Leitfähigkeit bzw. des Chloridgehalts in den Sickerwässern in logarithmischer Darstellung. Beide Abbildungen zeigen einen ähnlichen Verlauf, der auf eine zügige Auswaschung des Chlorids als dem Hauptverursacher der hohen Leitfähigkeit in den Sickerwässern schließen lässt.

1

10

100

1000

Mischung 1:1 Mischung 7:3 Mischung 7:3 W

Variante

04.04.97 09.04.97 11.04.97 18.04.97 24.04.97

Abbildung 8: Logarithmische Darstellung der Abnahme der elektrischen Leitfähigkeit in den Sickerwässern der Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen.

1

10

100

1000

10000

100000

1000000


Variante04.04.97 09.04.97 11.04.97 18.04.97 24.04.97

Abbildung 9: Logarithmische Darstellung der Abnahme der Chloridgehalte in den Sickerwässern der Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen.

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Die elektrischen Leitfähigkeiten lagen am Ende der Entsalzung in den Sickerwässern bei ca. 3,6 mS/cm (Mischung 7:3), bei ca. 3,4 mS/cm in Mischung 7:3 W und bei ca. 3,6 mS/cm bei der Mischung 1:1. Die pH-Werte zeigen wie bei der Entsalzung des Materials in Containern eine leicht steigende Tendenz (s. Abbildung 9), wobei die Mischung mit dem höchsten Anteil basischer Kraftwerksasche erwartungsgemäß die höchsten pH-Werte aufweist. Die letzte Probe dieser Variante und die letzte Probe der 7:3 W Mischung zeigen einen leichten Rückgang des pH-Wertes.

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

9,5

10,0

10,5

11,0


Varianten

04.04.97 09.04.97 11.04.97 18.04.97 21.04.97

Abbildung 10: Entwicklung des pH-Wertes in den Sickerwässern der Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen. Bei der Bearbeitung der Proben konnte ein mehr oder weniger starker, stechender Ammoniak-Geruch festgestellt werden. Es wurden die Ammonium- und Nitratgehalte in zurückgestellten Mischproben analysiert, um die Größenordnung zu erfahren, in der diese Verbindungen beim Entsalzungsprozess mit in Lösung gehen und eventuell bei einer Aufhaldung in Sigmundshall in die Vorflut geraten können. Die Ergebnisse sind in den Abbildungen 11 und 12 dargestellt.

- 40 -


0

50

100

150

200

250

300


Variante

04.04.97 09.04.97 11.04.97

Abbildung 11: Entwicklung des Ammoniumgehalts in den Sickerwässern der Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen.

0

20

40

60

80

100

120

140

Mischung 1:1 Mischung 7:3 Mischung 7:3 WVariante

04.04.97 09.04.97 11.04.97

Abbildung 12: Entwicklung des Nitratgehalts in den Sickerwässern der Rekal-Rückstand/Stabilisate-Mischungen.

5.2.1.1.6 Ergebnisse der Materialuntersuchungen Die untersuchten Schichttiefen umfassten den gesamten Gefäßlängsschnitt von 0 cm (Materialoberfläche) bis 21 cm (Material direkt über der Drainage) in einer Schichtstärke von jeweils drei Zentimetern. Die gewonnenen Daten beziehen sich auf die Eigenschaften der Trockensubstanz. Die schichtweise Untersuchung des Materials war notwendig, um die ermittelten Sickerwasserdaten entsprechenden Werten in der Materialsäule der jeweiligen

- 41 -


Versuchsvariante zuordnen zu können. Wichtig ist hierbei insbesondere das Aufspüren eventuell vorhandener Gradienten, die einen Einfluss auf das spätere Wurzelwachstum ausüben könnten. In Frage können Chloridanreicherungen in tieferen Lagen der Versuchsgefäße durch einen Wasserstau, bzw. an der Materialoberfläche aufgrund eines kapillaren Salzaufstieges kommen. Die 1:1-Mischung zeigte eine langsamere Entsalzungsdynamik, wie aus der graphischen Darstellung der elektrischen Leitfähigkeit der Sickerwässer in Abbildung 8 zu erkennen ist. Diese Variante erhielt zusätzlich einen Liter Beregnung und somit insgesamt 13,5 l. Die nach dieser Behandlung im Material vorliegenden Chloridwerte zeigt Abbildung 13. Es wurden je drei parallel behandelte Gefäße („Kontrollen“) in der oben beschriebenen Weise untersucht.

0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 0,14

1:1 Kontr 0-3 cm

1:1 Kontr 3-6 cm

1:1 Kontr 6-9 cm

1:1 Kontr 9-12 cm

1:1 Kontr 12-15 cm

1:1 Kontr 15-18 cm

1:1 Kontr 18-21 cm

7:3 Kontr 0-3 cm

7:3 Kontr 3-6 cm

7:3 Kontr 6-9 cm

7:3 Kontr 9-12 cm

7:3 Kontr 12-15 cm

7:3 Kontr 15-18 cm

7:3 Kontr 18-21 cm

7:3 W Kontr 0-3 cm

7:3 W Kontr 3-6 cm

7:3 W Kontr 6-9 cm

7:3 W Kontr 9-12 cm

7:3 W Kontr 12-15 cm



Chlorid-Gehalt [% TS]

Abbildung 13: Chloridgehalte in verschiedenen Tiefen der drei unterschiedlichen Versuchsvarianten nach Gabe von 12,5 l, bzw. 13,5 l (Variante 1:1-Mischung) Beregnungswasser. Es wurden jeweils drei parallel behandelte Gefäße untersucht. Es zeigt sich, dass die 7:3- und 7:3 W-Mischungen einen Entsalzungsgrad im gesamten Gefäßlängsschnitt erreicht haben, der Trockensubstanzgehalte von deutlich unter 0,05 % Chlorid aufweist. Es ist ein leicht ansteigender Gradient zum

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Gefäßboden hin zu beobachten, eine Chloridanreicherung an der Gefäßoberfläche durch kapillaren Salzaufstieg ist nicht erkennbar. Trotz der zusätzlichen Bewässerung der 1:1-Mischung weist diese höhere Chloridgehalte auf. Sie liegen aber bis auf eine Ausnahme im Bereich von unter 0,1 % Chlorid in der Trockensubstanz. Diese Ausnahme bildet die unterste Schicht eines Gefäßes, die 0,13 % Chlorid in der Trockensubstanz besitzt. Auf die Darstellung der Elektrischen Leitfähigkeit und der pH-Werte wird verzichtet, sie bringen keine gegenüber der Entsalzung in den Containern neuen Erkenntnisse.

5.2.2 Makronährelemente in den verwendeten Substraten und deren Vergleich mit natürlichen Böden

5.2.2.1 Stickstoff Im Vergleich zu den Bedürfnissen der Pflanzen ist der Stickstoffvorrat natürlicher Böden als eher gering einzuschätzen. So ist es auch nicht selten, dass Stickstoff der begrenzende Faktor besonders beim Anbau anspruchsvoller Kulturen ist. Demgegenüber stehen gravierende Negativeffekte, die durch eine Überversorgung von Pflanzen mit Stickstoff entstehen können. JUNGK (1988) nennt als Beispiele hierfür zu weiche Gewebe, die anfällig für den Befall von Schadpilzen sind, geschwächte Stützgewebe, die die Standfestigkeit der Pflanzen erniedrigen, vermindertes Wurzelwachstum und herabgesetzte Frostresistenz. Diese Effekte beruhen zum großen Teil darauf, dass Kohlenstoff-Gerüste im Übermaß in stickstoffhaltige Verbindungen eingebaut werden und daher für andere Synthesen, wie z.B. der von Stützgeweben fehlen. Die Stickstoffgehalte natürlicher Böden bewegen sich in Bereichen zwischen 0,02 und 0,4 % (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998, BAUMEISTER & ERNST 1978, SCHROEDER 1983). Der bei weitem überwiegende Teil des Bodenstickstoffs, ca. 95 % (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998), liegt im Oberboden in organisch gebundener Form, z.B. in Proteinen, Nukleoproteiden, Harnstoff und Huminsäuren vor. Dieser Pool organischen Materials wird unter natürlichen Bedingungen laufend von Bodenmikroorganismen aufgeschlossen und steht folglich in kleinen Portionen den Pflanzenwurzeln zur Verfügung. Dieser als Mineralisation bezeichnete Vorgang ist von verschiedenen Faktoren abhängig. Das C/N-Verhältnis beispielsweise beeinflusst die Mineralisation in der Form, dass eiweißreiches organisches Material diese Mineralisation fördert, während zugeführte Kohlenhydrate zunächst die Stickstoff-Immobilisierung fördern (BAUMEISTER & ERNST 1978). Der Bodenwassergehalt, die Temperatur und das Pflanzenwachstum beeinflussen die Mineralisation ebenfalls. Der pH-Einfluss auf die Mineralisation ist in normalen Kulturböden eher gering oder nicht vorhanden, die Mineralisierungsrate nimmt aber bei Werten unter pH 5 und über 8 stark ab. Die in Tabelle 2 wiedergegebenen Werte der Gesamt-Stickstoff-Gehalte der verwendeten Substrate, bzw. ihrer Einzelkomponenten deuten auf relativ hohe Stickstoffgehalte der verwendeten Stoffe hin. Der Stickstoff des Kompostes liegt mit Sicherheit zum überwiegenden Teil organisch gebunden vor und ist deshalb nur zum Teil sofort pflanzenverfügbar. Er stellt aber eine wichtige langsamfließende

- 43 -


Nährstoffquelle dar, vorausgesetzt die Mineralisierung kommt nicht durch äußere Umstände völlig zum Erliegen. Der Stickstoffanteil im entsalzten Rekal-Rückstand hingegen liegt aufgrund des Entstehungsprozesses dieses Materials keinesfalls als organischer Anteil vor. Die während des Entsalzungsvorgangs durchgeführten Sickerwasseranalysen sprechen für einen hohen Anteil an Ammonium-Stickstoff und geringere Mengen an Nitrat-Stickstoff. Die Nitrifikation, also die mikrobielle Umwandlung von NH4

+ über NO2- zu

NO3- ist im Rekal-Rückstand noch nicht zu erwarten, da dieser zu Beginn der

Gefäßversuche als biologisch tot angesehen werden muss. Tabelle 2: Nährstoff-Gehalte in den verwendeten Substraten, bzw. ihren Einzelkomponenten. P, K, Mg und Cl pflanzenverfügbar. Die Gehalte der Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen wurden in mehreren Tiefen bestimmt, es ist die Bandbreite der Ergebnisse angegeben. n.n.= nicht nachweisbar. Die verwendeten Mischungen des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung sind mit GVK 7:3 abgekürzt; der Zusatz Kalk bzw. Kompost gibt einen 3 %igen (Masse-%) Zusatz dieser Materialien an (s. Methodenteil).

Substrat bzw. -Komponente

Anteil Gesamt-N

[%]

Anteil PO4-P

[%]

Anteil K

[%]

Anteil Mg [%]

Anteil Cl- [%]

Rekal-Rückstand salzfrei 0,30 n.n. 0,103 0,022 0,1 Bio-Kompost 1,58 0,093 1,097 0,056 0,45 SAV-Stabilisat 0,05 0,020 0,027 n.n. 1,32 WSA- Stabilisat 0,13 0,008 0,029 n.n. 0,09 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung 7:3

0,12 - 0,15 0,007 0,038 -

0,065

0,004 -

0,013

0,018 -

0,036 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung7:3 W

0,13 - 0,17 0,013 0,050 -

0,123

0,004 -

0,016

0,031 -

0,089 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung 1:1

0,10 - 0,16 0,006 0,036 -

0,095

0,004 -

0,007

0,028 -

0,246 GVK 7:3 salzhaltig 0,16 n.n. 1,446 0,031 22,33 GVK SAV-Stabilisat 0,03 0,046 0,350 n.n. 0,849 GVK Kompost 1,91 0,121 4,791 0,071 0,464 GVK 7:3 0,13 0,005 0,033 0,009 0,046 GVK 7:3 Kalk 0,12 0,005 0,032 0,005 0,046 GVK 7:3 Kompost 0,32 0,012 0,039 0,013 0,033

Die hohen Ammonium-Gehalte in Verbindung mit den hohen pH-Werten der Substrate (vgl. Tabelle 3) führen zu einer Ammoniak-Verflüchtigung, die durch das Auftreten des scharfen Ammoniak-Geruchs deutlich wahrnehmbar war. Der pH-Einfluss auf die NH3-Verflüchtigung kommt in folgender Gleichung zum Ausdruck: NH4

+ + OH- ⇔ NH3↑ + H2O

- 44 -


Mit steigender OH--Konzentration wird das Gleichgewicht nach rechts, also der Bildung von Ammoniak verschoben. So beträgt der Anteil von NH3 bei pH 6, 7, 8 und 9 annähernd 0,1, 1, 10 und 50 % bei 20°C (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998). Tabelle 3: pH-Werte der verwendeten Substrate, bzw. ihren Einzelkomponenten. Die Werte der Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen wurden in mehreren Tiefen bestimmt, es ist die Bandbreite der Ergebnisse angegeben. Die verwendeten Mischungen des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung sind mit GVK 7 : 3 abgekürzt; der Zusatz Kalk bzw. Kompost gibt einen 3 %igen (Masse-%) Zusatz dieser Materialien an (s. Methodenteil). Substrat bzw. Substratbestandteil

pH-Wert

Rekal-Rückstand salzfrei 8,6 Bio-Kompost 7,5 SAV-Stabilisat 12,4 WSA- Stabilisat 12,7 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung 7:3 9,0 - 9,4 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung 7:3 W 8,6 - 9,5 Rekal-Rückstand/ SAV-Stabilisat-Mischung 1:1 9,0 - 10,2 GVK 7:3 salzhaltig 8,2 GVK SAV-Stabilisat 12,7 GVK Kompost 7,7 GVK 7:3 9,5 – 10,1 GVK 7:3 Kalk 10,0 – 10,2 GVK 7:3 Kompost 9,1 – 9,3 Die Stickstoffgehalte der Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen sind ebenfalls als hoch einzuschätzen, da es sich nicht um organisch gebundenen Stickstoff handeln kann und er deshalb vermutlich in leicht pflanzenverfügbarer Form vorliegt.

5.2.2.2 Phosphor Der Gesamtgehalt an Phosphor in natürlichen Böden wird mit 0,02 - 0,08 % (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998) bzw. bis 0,15 % (BAUMEISTER & ERNST 1978) angegeben. Im Mittel beträgt er 0,05 %. Dabei entfallen in etwa 50 % auf die organische Phase; dieses Verhältnis kann aber in weiten Grenzen variieren. An Phosphor-Formen im Boden unterscheidet man unterschiedliche Verbindungen. Definierte Ca-, Fe- und Al-Phosphate: Calziumphosphate in alkalischen Böden sind z.B. Hydroxylapathit Ca5(PO4)3OH und Fluorapathit Ca5(PO4)3F, die meist in isomorpher Mischung vorliegen. In sauren Böden findet man hingegen eher neben amorphen Al-Phosphaten den Variscit AlPO4 . 2 H2O und den leichter löslichen Strengit FePO4 . 2 H2O. Sorbierte Phosphate sind vornehmlich an Fe und Al-Oxide adsorbierte Phosphate. Außerdem findet man organische Verbindungen, vornehmlich Phytate sowie H2PO4

- und HPO42- in der Bodenlösung, deren anteiliges

Auftreten pH-bestimmt ist.

- 45 -


Die pflanzenverfügbaren Phosphor-Gehalte (CAL-Gehalte) in 20 norddeutschen Löß-Parabraunerden (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998) liegen bei 130 ± 50 mg P/kg. Eine P-Entzugsdüngung wird für den P(CAL)-Bereich von 40-65 mg P/kg empfohlen. Vergleicht man diese natürlichen Gehalte mit denen der im vorliegenden Gefäßversuch verwendeten Substrate (siehe Tabelle 2), erkennt man, dass der Kompost, das SAV-Stabilisat, das WSA-Stabilisat sowie Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen theoretisch eine ausreichende P-Versorgung der Pflanzen sicherstellen könnten. Die Methodik zur Ermittlung der pflanzenverfügbaren P-Gehalte ist für natürliche Böden entwickelt worden und es ist nicht klar, ob bei Substraten mit extremen pH-Werten, wie sie in diesem Fall vorliegen, verlässliche Daten ermittelt werden können. Da der Rekal-Rückstand durch die Recyclisierung zahlreicher Aluminium-Legierungen reich an Schwermetallen ist, ist zu erwarten, dass diese einen negativen Effekt auf die Verfügbarkeit von Phosphor ausüben. HERMS & BRÜMMER (1984) und ERNST (1968) weisen auf die mögliche Komplexbildung von Phosphor und diversen Schwermetallen und den daraus resultierenden Phosphatmangel hin.

5.2.2.3 Kalium Mit einem Anteil von 2,6 % gehört das Kalium zu den in der oberen Lithosphäre am häufigsten vertretenen Elementen (BAUMEISTER & ERNST 1978). Die Gesamtkalium-Gehalte in Böden geben SCHACHTSCHABEL ET AL. (1998) mit 0,2 bis 3,3 %, in Natriumböden bis 6,7 % an, wobei ca. 98 % als nichtaustauschbares Kalium gelten. Die Gehalte an pflanzenverfügbarem Kalium in mitteleuropäischen Ackerböden bewegen sich nach SCHACHTSCHABEL ET AL. (1998) in Größenordnungen von 50 bis ca. 200 mg K (CAL)/kg. Verglichen mit diesen Werten weisen die verwendeten Substrate ausreichende bis hohe Kaliumgehalte auf. Als extrem hoch muss der Gehalt an pflanzenverfügbarem Kalium in den Komposten eingestuft werden.

5.2.2.4 Magnesium BAUMEISTER & ERNST (1978) geben die Magnesium-Gehalte in Böden mit 0,006 bis 1 % an. Der für die Pflanzenernährung entscheidende Anteil an austauschbarem Magnesium liegt bei ca. 5 % des Gesamtgehaltes. Die pflanzenverfügbaren Magnesiumgehalte mitteleuropäischer Ackerböden betragen nach SCHACHTSCHABEL ET AL. (1998) etwa 5 bis 120 mg Mg(CaCl2)/kg. Verglichen mit diesen Angaben weisen die verwendeten Substrate für die Pflanzenernährung ausreichende Magnesium-Gehalte auf (Tabelle 2). Lediglich die Stabilisate weisen Gehalte an pflanzenverfügbarem Magnesium auf, die unter der Nachweisgrenze liegen.

5.2.2.5 Schwefel Der Schwefelgehalt in Böden schwankt zwischen 0,002 und 2 % (BAUMEISTER & ERNST 1978). Schwefel wird von Höheren Pflanzen als Sulfat-Ion SO4

2-

aufgenommen, welches nach FREY & Lösch (1998) in Böden in einer Konzentration von 0,1 bis 1 ‰ anzutreffen ist.

- 46 -


Nach ersten Analysen des Schwefel-Gehaltes im Rekal-Rückstand und in der Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat-Mischung 7:3 stellte sich heraus, dass der SO4

2--Gehalt in allen untersuchten Proben zwischen 0,5 und 0,7 % lag. Folglich wurde davon ausgegangen, dass Schwefel für die Pflanzen in ausreichender Menge zur Verfügung steht. Auf eine vollständige Dokumentation der Schwefel-Ernährung wurde deshalb verzichtet. Lediglich beim Gefäßversuch zur Nährstoffoptimierung wurde exemplarisch der Schwefelgehalt der Biomasse im zweiten Aufwuchs untersucht (vgl. Abschnitt 1.2.5.2.3).

5.2.2.6 Calcium Der Calcium-Gehalt in Böden liegt häufig zwischen 0,1 und 1,2 %, in CaCO3haltigen Böden und solchen aus Gipsgestein z.T. beträchtlich über diesen Werten (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998). In Sand- und Hochmoorböden findet man Ca-Gehalte von teilweise unter 0,1 % (BAUMEISTER & ERNST 1978). Die analysierten Ca-Gehalte in den verwendeten Substraten liegen mit ca. 1,5 % im Rekal-Rückstand, 7 bis 8 % in der Mischung Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 bzw. ca. 15 % im SAV-Stabilisat vergleichsweise hoch, so dass bei Calcium analog zum Schwefel nur exemplarisch die Gehalte im zweiten Aufwuchs des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung untersucht wurden (vgl. Abschnitt 1.2.5.2.2).

5.2.3 Mikronährelemente und weitere Elemente in den verwendeten Substraten und deren Vergleich mit natürlichen Böden Das Chlorid-Ion ist im Boden nicht an Mineralien gebunden und somit eines der beweglichsten Ionen überhaupt, das folglich auch sehr leicht ausgewaschen werden kann. Die Chlorid-Gehalte in Böden des humiden Klimabereichs sind demnach auch gering. Sie liegen in Bereichen von 2 bis 200 mg/kg, an Extremstandorten wie Salzmarschen bis 2 % und darüber. BAUMEISTER & ERNST (1978) nennen Chlorid-Gehalte in Ackerböden von bis zu 1000 mg Cl-/kg. Der salzfreie Rekal-Rückstand weist demnach mit 0,1 % Chlorid einen für die Pflanzenernährung noch tolerierbaren Gehalt auf. Die Werte des Biokompostes hingegen liegen mit 0,45 % Chlorid sehr hoch. In diesem Bereich kann es bereits zu Wachstumsstörungen kommen. Die beiden Stabilisate werden zur Mischung mit Rekal-Rückstand verwendet und vor der Einsaat entsalzt, deshalb sind deren hohe Gehalte zu vernachlässigen. Das bestätigt ein Blick auf den Chlorid-Gehalt der Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen, der zur Zeit der Graseinsaat keine bedenklichen Werte aufweist. Nach SCHROEDER (1983), BAUMEISTER & ERNST (1978) und AMBERGER (1996) liegt der durchschnittliche Eisen-Gehalt in Böden zwischen 0,5 und 5,0 %. Quellen des Eisens sind die Augite, Hornblenden, Biotit, Olivin, Fe-Oxide und Fe-Hydroxide. Der pflanzenverfügbare Anteil an Eisenverbindungen, vornehmlich Fe3+, Fe2+, Fe(OH)2 und Eisen-Chelaten ist abhängig von Redox- und pH-Wert des Bodens und beträgt etwa 5 bis 100 ppm.

- 47 -


Tabelle 4: Weitere Elemente in den verwendeten Substraten, bzw. ihren Einzelkomponenten. Die Gehalte der Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen wurden in mehreren Tiefen bestimmt, es ist die Bandbreite der Ergebnisse angegeben. Die verwendeten Mischungen des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung sind mit GVK 7:3 abgekürzt; der Zusatz Kalk bzw. Kompost gibt einen 3 %igen (Masse-%) Zusatz dieser Materialien an (s. Methodenteil). Substrat bzw. -Komponente Cl [%] Fe

[%]

Mn

[ppm]

Si

[ppm]

Cr

[ppm]

Ni

[ppm]

Pb

[ppm]

Zn

[ppm]

Cd

[ppm]

Cu

[ppm]

Hg

[ppm]

Rekal-Rückstand salzfrei 0,1 1,2 1800 292 532 470 362 1277 <4 4662 <0,1

Bio-Kompost 0,45 1,2 600 482 29 20 55 224 <4 52 <0,1

SAV-Stabilisat 1,32 2,2 300 361 53 100 112 140 <4 128 0,4

WSA- Stabilisat 0,09 3,2 600 445 54 82 131 450 <4 94 0,4

Rekal-Rückstand/

SAV-Stabilisat-Mischung 7:3

0,018 -

0,036

1,5-

1,6

1300

-

1400

307 -

352

367 -

412

308-

357

272-

296

868-

985

<4 3108-

3672

0,1-

0,2

Rekal-Rückstand/

SAV-Stabilisat-Mischung 7:3 W

0,031 -

0,089

1,6-

1,7

1300

-

1400

312-

407

349-

364

297-

313

252-

270

864-

902

<4 3142-

3072

0,1-

0,2

Rekal-Rückstand/

SAV-Stabilisat-Mischung 1:1

0,028 -

0,246

1,7-

1,8

1000 285-

339

279-

296

258-

275

214-

226

663-

687

<4 2256-

2333

0,1-

0,3

GVK 7:3 salzhaltig 22,3 0,63 1042 610 278 202 196 726 1,7 2480 <0,1

GVK SAV-Stabilisat 0,85 2,51 282 602 47 78 72 123 1,9 91 0,8

GVK Kompost 0,46 1,63 597 975 32 27 55 262 0,6 44 <0,1

GVK 7:3 0,04-

0,05

1,41-

1,46

1006

-

1017

405-

713

242-

247

189-

211

183-

192

627-

648

2,3-

2,5

2086-

2108

<0,1

GVK 7:3 Kalk 0,041-

0,054

1,36-

1,43

1001

-

1006

456-

605

237-

248

188-

194

184-

192

613-

622

2,1-

2,6

2034-

2094

<0,1

GVK 7:3 Kompost 0,032-

0,033

1,67 1117 832 275 219 221 691 2,2 2171 <0,1

Die Eisengehalte in den verwendeten Substraten liegen in etwa in den Bereichen, die bei natürlichen Böden zu erwarten sind. Der durchschnittliche Mangan-Gehalt in Böden liegt nach MALYUGA (1964, zitiert in BAUMEISTER & ERNST 1978) bei 1000 ppm , SCHROEDER und AMBERGER (1996) geben für deutsche Böden 200 bis 4000 ppm an. Mangan liegt im Boden in Biotit, Augit, Hornblende u. a. Mineralen vor, der leichtlösliche Anteil an Mangan im Boden beträgt etwa 10 bis 200 ppm. In den verwendeten Substraten liegen die Mangan-Gehalte (Tabelle 4) 282 bis 1800 ppm durchaus im Bereich natürlicher Böden. Silicium ist am Aufbau der Lithosphäre mit ca. 26 % beteiligt und ist eingebaut in primäre und sekundäre Silikate, Tonmineralien und Quarz. Im Boden machen Siliciumverbindungen bis 98 % der anorganischen Bestandteile aus. Gelöstes Silicium liegt i. d. R. als Orthokieselsäure vor, in der Bodenlösung sind ca. 2 bis 30 mg/l Silicium anzutreffen, der Gehalt nimmt mit fallendem pH-Wert zu (BAUMEISTER &

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ERNST 1978, AMBERGER 1996). Im Vergleich mit Böden besitzen die verwendeten Substrate mit Silicium-Gehalten von 285 bis 975 ppm (0,285 bis 0,975 %) einen sehr geringen Anteil an diesem Element. Chrom liegt nach der Übersicht in KUNTZE ET AL. (1994) in Gehalten von ca. 100 ppm, Nickel nach den selben Autoren von ca. 50 ppm vor. Nickel ist Bestandteil einiger Minerale wie Pentlandit bzw. dessen Verwitterungsprodukt Nickelpyrit, Arsennickelglanz, Rotnickelkies u.a. Die durchschnittlichen Gehalte in Böden liegen bei 20 ppm, Höchstwerte bei ca. 40 ppm. Es ist meist für Pflanzen schwer verfügbar, da es in Kristallgitter der Minerale eingebaut vorliegt (SCHACHTSCHABEL ET AL. 1998). Chrom liegt in den verwendeten Substraten gegenüber Böden in deutlich erhöhten Gehalten vor, die Nickel-Gehalte sind mit bis zu 470 ppm ebenfalls stark erhöht. Blei liegt ebenfalls stark an die Bodenpartikel sorbiert vor und wirkt sich nur unwesentlich auf Pflanzengehalte aus. Es liegt in Gehalten von ca. 100 ppm (bis 1000 ppm) in nicht anthropogen beeinflussten Böden vor (KUNTZE ET AL. 1994, BAUMEISTER & ERNST 1978). Die Gehalte der verwendeten Substrate sind gegenüber der Spannbreite, die für natürliche Böden in der Literatur genannt wird, nur leicht erhöht. Zink ist in den Silikaten Biotit, Augit, Hornblende und Olivin sowie in Tonmineralien enthalten. In normalen Böden werden Zink-Gehalte von 10 bis ca. 300 ppm erreicht; in Schwermetallböden hingegen bis 10 % (ERNST 1974). Der Zink-Gehalt der verwendeten Substrate übersteigt die Gehalte von Böden z.T. beträchtlich, wie aus Tabelle 4 ersichtlich. Sie erreichen jedoch nicht die extremen Gehalte von Schwermetallböden. Cadmium kommt in der Natur i.d.R. als Begleiter entsprechender Zink-Mineralien als Cadmiumblende, Cadmiumspat, Cadmiumoxid und auch in Silikatgesteinen vor. Die Gehalte in deutschen Böden schwanken zwischen 0,4 und 3 ppm (KUNTZE ET AL. 1994, BAUMEISTER & ERNST 1978). Die Gehalte in den verwendeten Substraten liegen alle unter 4 ppm, zum Teil deutlich unter 3 ppm, so dass nur von einer relativ geringen Überschreitung der Spannbreite des Cadmium-Gehaltes gegenüber Böden gesprochen werden kann. Die Kupfer-Gehalte in Böden liegen zwischen ca. 5 und 100 ppm. Kupfer liegt vorwiegend in nicht austauschbaren Formen vor. Eine Mobilisierung erfolgt durch Verwitterung und biologische Umsetzungsprozesse, wobei Kupfer meist sofort wieder an Sorptionsträger des Bodens gebunden wird. So wird Kupfer auch kaum vertikal verlagert und ist der wasserlösliche Kupferanteil im Boden mit 0,3 bis max. 6 ppm sehr gering (KUNTZE ET AL. 1994, BAUMEISTER & ERNST 1978, AMBERGER 1996, SCHROEDER 1983). Die Kupfer-Gehalte in den Substraten der Gefäßversuche überschreiten deutlich die von natürlichen Böden. Sie erreichen mit z.T. über 4000 ppm den vierzigfachen Gehalt natürlicher Böden. SCHACHTSCHABEL ET AL. (1998) geben die häufigen Gehalte von Quecksilber in Böden mit 0,02 bis 0,2 ppm an. Besonders das SAV-Stabilisat weist gegenüber natürlichen Böden erhöhte Gehalte auf, die mit bis zu 0,8 ppm den vierfachen Wert erreichen.

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5.2.4 Ergebnisse der Biomasse-Untersuchungen aus Gefäßversuchen mit Rekal-Rückstand und mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen Die Ergebnisse der oberirdisch aufgewachsenen Trockenmasse wurden für jedes Versuchsgefäß einzeln ermittelt, die Fehlerindikatoren geben die jeweils ermittelte Standardabweichung wieder. Alle weiteren Untersuchungen erfolgten an einer homogenisierten Mischprobe aller fünf Wiederholungen.

5.2.4.1 Trockenmasse Der Masse des oberirdisch gebildeten Aufwuchses, ausgedrückt als Trockenmasse, spiegelt die Fähigkeit der Versuchspflanzen wider, ein Substrat zu erschließen und die darin enthaltenen Mineralstoffe zu nutzen. Obwohl Ernteerträge aus Gefäßversuchen nicht unbedingt den Erträgen aus Feldversuchen gegenübergestellt werden können, sollen wegen der besseren Vergleichbarkeit mit Angaben in der Fachliteratur die in den Versuchsgefäßen ermittelten Daten in dt/ha umgerechnet werden.

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1 . S chn itt 2 . S chn itt

Abbildung 14: Trockenmasse des oberirdischen Aufwuchses von Lolium perenne umgerechnet auf dt/ha im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Die Fehlerindikatoren geben die Standardabweichung der Wiederholungen (n=5) an. In Abbildung 14 ist die oberirdisch gebildete Biomasse im Gefäßversuch Rekal dargestellt. Gegenüber der Kontrolle zeigen die Mineraldüngervarianten NPK 50 bis NPK 200 nur einen geringen Zuwachs, die höchste konnte nicht einmal die Ergebnisse der Kontrolle erreichen. Die Biomasse des zweiten Schnittes weist sogar noch geringere Aufwuchsmengen auf. Die Mineraldünger-Varianten mit zusätzlicher Phosphor-Düngung zeigen dagegen schon einen deutlicheren Zuwachs. Auch bei diesen Varianten zeigt die geringste Aufwandmenge (NPK 50/P) die besten Ergebnisse; auch hier ist eine Abnahme im zweiten Aufwuchs erkennbar. Diese Tatsache deutet möglicherweise auf eine allgemein hohe Salzbelastung in der Bodenlösung hin, die durch die höheren Düngergaben so verstärkt wurde, dass ein verringertes Wachstum die Folge war.

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Die besten Ergebnisse liefern die drei Kompost-Varianten mit vergleichbar hohen Aufwuchsmengen im ersten und zweiten Schnitt. Die Ergebnisse der Kontrolle werden bereits bei der Verwendung von 100 t (TS)/ha Biokompost verdreifacht. Die weitere Steigerung der Kompost-Aufwandmenge führt zu einer deutlich gesteigerten Trockenmasse-Produktion, so dass die Kompost 400-Variante ca. 75 dt/ha Trockenmasse hervorbringt. Im Vergleich zu Literaturdaten, BECKER (1995) fasste die Ertragspotenziale wichtiger Grünlandgesellschaften zusammen, liegen die Ergebnisse der Kontrolle und der Mineraldünger-Varianten in den Ertragsbereichen von Halbtrocken- und Trockenrasen. Bei diesem Vergleich ist zu beachten, dass die in der Literatur genannten Zahlen in der Regel durch maschinellen Schnitt auf großen Flächen gewonnen wurden. Die Daten des vorliegenden Gefäßversuches werden aufgrund der Schneidetechnik und der starken Randeffekte der Versuchsgefäße tendenziell höher ausfallen als die Literaturdaten. Die Kompost-Varianten liegen mit über 30 bis über 70 dt/ha über den Angaben zu Weidelgrasweiden (34 bis 42 dt/ha). Das dürfte zum einen an der o.g. nicht ganz vergleichbaren Technik beim Schnitt der Biomasse liegen, zum anderen aber auch an der sehr guten Nährstoffversorgung im Kompost/Rekal-Gemisch, wie die im Folgenden dargestellte Nähr- und Mineralstoffanalytik der Biomasse zeigen wird.

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1. Schnitt 2.Schnitt

Abbildung 15: Trockenmasse des oberirdischen Aufwuchses von Lolium perenne umgerechnet auf dt/ha im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Die Fehlerindikatoren geben die Standardabweichung der Wiederholungen (n=5) an. Abbildung 15 stellt die oberirdisch gebildete Biomasse im Gefäßversuch Rekal/Stabilisate dar. Die Ergebnisse der Kontroll-Varianten der drei unterschiedlichen Mischungsverhältnisse bewegen sich in der gleichen Größenordnung wie die der Kontrolle auf Rekal, wobei die 1:1-Kontrolle etwas geringere, die 7:3- und 7:3 W-Kontrollen leicht höhere Werte aufweisen. Die

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Ergebnisse der organischen Langzeitdüngung liegen noch deutlich unter denen der Kontroll-Varianten, wobei wieder die 1:1-Variante das schlechteste Abschneiden zeigt. Während die Kontrollen im zweiten Schnitt eine Tendenz zu geringeren Aufwuchsmassen zeigen, verhalten sich die Frisol-Varianten indifferent. Die Kompost-Varianten zeigen mit Abstand das beste Wachstum. Sie weisen Werte zwischen knapp 40 dt/ha (7:3 W-Variante) und über 50 dt/ha (1:1-Variante) auf. Auffallend ist, dass diese Kompost-Varianten, die ja die meiste Zeit auf reinem Kompost gewachsen sind, geringere Trockenmassen aufweisen als die 400 t (TS)/ha Variante, die mit Rekal-Rückstand vermischt wurde. Ursachen können in dem Wachstumsrückstand liegen, der durch eine Keimhemmung zu Beginn des Versuches aufgrund des hohen Chlorid-Gehalts im Bio-Kompost (0,45 % !) ausgelöst wurde. Im zweiten Aufwuchs ist eine Abnahme der oberirdischen Biomasse zu erkennen, die vermutlich durch das Eindringen der Wurzeln in das unter dem Kompost befindliche Rekal-SAV-Substrat und der damit verbundenen geänderten Nährstoff-Situation verursacht wird. Der Vergleich mit BECKER (1995) zeigt, dass die Kompost-Varianten Trockenmasseerträge liefern, die im Bereich von denen „natürlicher“ Weidelgrasweiden anzusiedeln sind.

5.2.4.2 Aschegehalt der Pflanzen Der Aschegehalt, bezogen auf deren Trockensubstanz, gibt den Gesamtgehalt der Pflanzen an Mineralstoffen wieder (BAUMEISTER & ERNST 1978). Der Aschengehalt variiert nicht nur zwischen unterschiedlichen systematischen Gruppen, wie z.B. zwischen Süßgräsern und Schmetterlingsblütengewächsen, auch im Verlauf der Entwicklung der Pflanzen ist mit unterschiedlichen Mineralstoffgehalten zu rechnen. Grundsätzlich gilt, dass junge Pflanzen einen höheren Mineralstoffgehalt aufweisen als ältere (BAUMEISTER & ERNST 1978). Es versteht sich von selbst, dass Standort und Düngung entscheidende Einflüsse auf den Mineralstoffgehalt von Pflanzen ausüben. MACH & HERRMANN (1934) nennen für Lolium perenne Aschegehalte zwischen 7,98 und 11,43 %. STRIGEL (1912) gibt für fünf weitere Wiesengräser Aschegehalte von 5,10 und 8,53 % an. SCHILLING (1982) nennt Aschegehalte allgemein in Gräsern von 5 bis 14 %. Ob sich alle diese Angaben auf junge oder ältere Pflanzenexemplare beziehen, ist den Veröffentlichungen leider nicht zu entnehmen.

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1. Schnitt 2. Schnitt

Abbildung 16: Aschegehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Abbildung 16 stellt die Aschegehalte der Biomasse im Gefäßversuch Rekal dar. Die Aschegehalte bewegen sich im Bereich zwischen knapp acht und fast 15 % und liegen im Vergleich mit den oben zitierten Literaturdaten im normalen Schwankungsbereich von Süßgräsern. Im Vergleich der einzelnen Versuchsvarianten untereinander zeigt die Kontrolle die geringsten Aschegehalte, was auf eine schlechtere Versorgung der Pflanzen mit Mineralstoffen hinweist. Die besten Werte weist die Kompost 400-Variante mit fast 15 % Aschegehalt auf. Waren die Mineraldünger-Varianten beim Vergleich der oberirdischen Trockenmasse noch auf fast gleichem (schlechten) Niveau wie die Kontrolle, so zeigt sich im Vergleich der Gesamtmineralien-Gehalte eine eindeutige Verbesserung. Mit gut zehn bis zwölf Prozent gegenüber nur acht Prozent der Kontrolle macht sich die Düngung positiv bemerkbar. Die zusätzlichen Phosphor-Gaben zeigen keine weitere Steigerung des Aschengehaltes in den Pflanzen, im Gegenteil, die NPK 200/P-Variante zeigt niedrigere Werte als die NPK 200-Variante. Bei den Kompost-Varianten zeigt sich eine Steigerung des Aschegehaltes mit zunehmender Kompostmenge. Die höchste Kompost-Variante erreicht annähernd die Werte der Bodenvarianten, was auf eine allgemein sehr gute Versorgung der Pflanzen mit Mineralien hindeutet.

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Abbildung 17: Aschegehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Die in Abbildung 17 dargestellten Aschegehalte in der Biomasse im Gefäßversuch Rekal/Stabilisate zeigen tendenziell höhere Werte. Die drei Kontrollen unterschiedlicher Mischung weisen alle höhere Aschegehalte auf als die Kontrolle im Gefäßversuch Rekal. Untereinander zeigen die drei Mischungen keine Unterschiede. Auch die Frisol-Varianten der drei Mischungsverhältnisse weisen annähernd identische Aschegehalte auf, die sämtlich über 14 % und damit etwa in dem Bereich der Boden-Varianten liegen. Die drei Kompost-Varianten weisen sogar noch höhere Aschegehalte auf, die mit über 16 % über den höchsten oben genannten Literaturdaten liegen. Auch in diesem Versuchsteil ist eine Tendenz zur Angleichung der Varianten untereinander und der Zunahme der Mineral-Gehalte im zweiten Aufwuchs zu erkennen. Der Aschegehalt der oberirdischen Biomasse kann nur ganz allgemeine Hinweise auf die Summe der von den Pflanzen in ihre Substanz eingebauten Mineralstoffe liefern. Er sagt nichts über die Verteilung der Anteile auf die einzelnen Elemente aus. Es ist durchaus denkbar, dass der Gesamtmineralstoffgehalt von einzelnen Elementen dominiert wird, die durch ihr überreiches Angebot andere Elemente ins Minimum drängen. Genauere Auskunft darüber können nur Einzelanalysen der verschiedenen Mineralstoffe geben.

5.2.4.3 Makronährelemente in der oberirdischen Biomasse

5.2.4.3.1 Stickstoff Stickstoff ist Strukturbaustein der Amino- und Nukleinsäuren, der Proteine, Proteide und Nukleotide, des Chlorophylls und verschiedener sekundärer Pflanzeninhaltsstoffe, wie z.B. der Alkaloide (BERGMANN 1993). Die Hälfte des Pflanzenstickstoffs bzw. ca. 70 % des Blattstickstoffs ist in den Chloroplasten gebunden (SITTE ET AL 1998). Der Stickstoff nimmt unter den Pflanzennährstoffen eine Sonderrolle ein, da er sowohl als Kation als auch als Anion aufgenommen werden kann. Die Kationen-Form

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NH4+ kann dabei direkt assimiliert werden, während die Anionen-Form NO3 zuerst im

Zuge der Nitratreduktion reduziert werden muss. Beide Formen stellen im Prinzip vollwertige Stickstoffquellen für die Pflanzen dar, wobei die NO3

--Aufnahme vor allem im leicht sauren Milieu eine hervorragende Rolle spielt (BAUMEISTER & ERNST 1978). Die NH4

+-Aufnahme besitzt ihr Optimum im neutralen Bereich, eine starke Ammonium-Aufnahme durch die Pflanzen führt aufgrund verstärkter Protonenabgabe zu einer Versauerung des Bodens (AMBERGER 1979). Die Stickstoffgehalte in pflanzlicher Biomasse hängen von der zugeführten Düngung, dem betrachteten Pflanzenteil und dem Entwicklungsstadium ab. JUNGK (1988) nennt Gehalte zwischen 0,5 und 5 % der Trockenmasse, MARSCHNER (1995) gibt 2 bis 5 %, BERGMANN (1993) 1 bis 5 %. Die Grenze, unterhalb derer Mangelerscheinungen auftreten legt er bei Werten unter 1,5 % fest. Untersuchungen von Lolium perenne auf einem klärschlammhaltigen Substrat lieferten Gesamt-Stickstoff-Anteile von ca. 4 % (MATT & MUHAR 1987).

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Abbildung 18: Stickstoffgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Die in Abbildung 18 dargestellten Gesamtstickstoffgehalte in der oberirdischen Biomasse zeigen für alle Versuchsvarianten eine gute Stickstoffversorgung an. Die während der Entsalzung des Rekal-Rückstands im Sickerwasser festgestellten hohen Ammoniumgehalte (s.a. Abbildung 11) lassen den Schluss zu, dass die Stickstoffversorgung größtenteils über das leicht assimilierbare Ammonium erfolgt. Die Mineraldüngervarianten ohne und mit zusätzlicher Phosphor-Düngung weisen alle Werte um 3,5 % Stickstoff in der Biomasse auf, es sind keine Abweichungen in Abhängigkeit von der applizierten Düngermenge zu erkennen. Die drei Kompost-Varianten weisen Werte um 3,2 % auf, es ist kein Unterschied bei den verschieden hohen Kompostmengen erkennbar. Beachtenswert ist die Tatsache, dass die Kontroll-Variante mit knapp 4 % Stickstoff-Gehalt nicht unerheblich über den Werten der Kompost-Varianten liegt, obwohl die Kompost-Varianten über den höheren Gesamt-Stickstoff-Anteil verfügen. Der Stickstoff im Kompost ist aber zum größten Teil organisch gebunden und wird im Laufe der Zeit durch Mikroorganismen freigesetzt, so dass die anfänglich verfügbare

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Stickstoffmenge bei den Kompost-Varianten durchaus kleiner sein kann als bei der Kontrolle. Der Stickstoff-Gehalt in der Biomasse nimmt im zweiten Schnitt noch tendenziell zu und erreicht Werte von z.T. über 4 %.

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1. Schnitt 2 . Schnitt

Abbildung 19: Stickstoffgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Die in der Abbildung 19 wiedergegebenen Ergebnisse von Lolium perenne auf Rekal/Stabilisat-Mischungen liefern folgendes Bild: Die jeweiligen Kontroll-Varianten zeigen die geringsten Stickstoff-Gehalte. Da die Kraftwerks-Rückstände mit 0,045 % Gesamt-Stickstoff (SAV-Stabilisat) bzw. 0,129 % (WSA-Stabilisat) geringere Stickstoff-Gehalte aufweisen als der Rekal-Rückstand (0,299 % in entsalztem Zustand), dürften die geringeren Stickstoff-Gehalte der Pflanzen auf die „Verdünnung" des Rekal-Rückstands in Bezug auf dessen Stickstoff-Anteile mit den Aschen zurückzuführen sein. Die Frisol-Varianten weisen mit ca. 4 % einen hohen Stickstoff-Anteil auf, der von den drei Kompost-Varianten noch leicht übertroffen wird. Ein Vergleich mit den Ergebnissen der Gefäßversuche von Lolium perenne auf SAV-Stabilisat mit Mineraldüngung und unterschiedlichen Komposten (SCHLÖSSER 1997) macht deutlich, dass das SAV-Stabilisat als Stickstoff-Lieferant nicht in Frage kommen kann. Die Stickstoff-Gehalte der Null-Variante liegen in diesen Ansätzen bei ca. 1,5 % und damit deutlich im Bereich von Stickstoff-Mangel. Die Beimischung unterschiedlicher Komposte führt auch in diesem Versuch zu einer guten Stickstoff-Versorgung der Pflanzen mit Stickstoff-Gehalten von z.T. deutlich über 3 %. Im zweiten Aufwuchs werden Stickstoff-Gehalte von z.T. über 4,5 % erreicht. Ein Vergleich aller Versuchsvarianten mit den Ackerboden-Varianten zeigt zusätzlich zum Literaturvergleich, dass die Stickstoff-Gehalte aller Ansätze im Bereich normal bis gut versorgter Pflanzen liegen. Besondere Beachtung im Zusammenhang mit der Stickstoffernährung der Pflanzen verdient der pH-Wert, da es bei einem hohen Angebot von Ammonium im alkalischen Bereich zur Bildung freier Ammoniak-(NH3)-Moleküle kommen kann (BAUMEISTER & ERNST 1978). Ammoniak stellt ein starkes Zellgift dar, dessen Anhäufung in der Zelle

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zu schweren Stoffwechselschäden führen kann (NULTSCH 1996). Symptome einer Ammoniakvergiftung sind Chlorosen der Blätter, nekrotische Flecke auf Blättern und Stängeln, Absterben des Mesophylls der Blätter und Blattfall. Die hohe Toxizität des Ammoniaks liegt darin, dass es Biomembranen leicht durchdringt und infolge seiner alkalischen Wirkung Enzymreaktionen im Protoplasten negativ beeinflusst (JUNGK 1988).

5.2.4.3.2 Phosphor Das Element Phosphor wird von der Pflanze als primäres Phosphat (H2PO4

-) unter sauren, als sekundäres Phosphat (HPO4

2-) unter neutralen Bedingungen aufgenommen (RICHTER 1988). Phosphor tritt direkt als Phosphat bzw. Phosphorsäure in den Stoffwechsel ein und muss nicht vorher reduziert werden, wie dies bei Nitrat oder Schwefel der Fall ist. Die Hauptwirkung des Phosphors in der Pflanze liegt in seinem Vorkommen in wichtigen Strukturkomponenten der Zellen und in seiner Mitwirkung am Energiehaushalt der Pflanzen. Als Beispiel sei nur auf die Beteiligung von Phosphor am Aufbau der DNA, in den Phospholipid-Biomembransystemen der Zellen und am universellen Energieträger Adenosintriphosphat und seiner Abkömmlinge hingewiesen (SITTE ET AL. 1998). JUNGK (1988) nennt Phosphor-Gehalte in der Trockensubstanz von Pflanzen von 0,1 bis 1,0 %, MARSCHNER (1995) 0,3 bis 0,5 %, AMBERGER (1979) beschreibt Phosphor-Gehalte in Pflanzen allgemein mit einer Spannbreite von 0,1 bis 0,6 %, bei Wiesenheu lediglich 0,2 bis 0,3 %. Wesentlich genauere Werte geben BERGMANN & NEUBERT (1976) für die Versorgung von Pflanzen mit Phosphor an: Von einer hohen Versorgung sprechen sie bei Gehalten von mehr als 0,7 %, ausreichend versorgt sind Pflanzen mit Phosphor-Gehalten von 0,35 bis 0,7 %. Niedrige Gehalte beziffern sie mit 0,2 bis 0,34 % und Phosphor-Mangel liegt vor wenn der Phosphor-Gehalt unter 0,2 % in der Trockensubstanz der Pflanzen absinkt. BAUMEISTER & ERNST (1978) nennen für Lolium perenne einen Gehalt von 0,3 % Phosphor in der oberirdischen Biomasse, MATT & MUHAR (1987) geben für Lolium perenne auf klärschlammhaltigem Substrat hingegen Werte von bis über 1 % an. Beim Vergleich der Phosphor-Gehalte von Pflanzen ist immer deren Alter bzw. Wachstumszustand und Schnittzeitpunkt im Jahresverlauf zu berücksichtigen, da die Phosphor-Gehalte in bestimmten Grenzen variieren können (BAUMEISTER & ERNST 1978). Außerdem weisen verschiedene Pflanzenarten und sogar –sorten beträchtliche Unterschiede im P-Gehalt auf obwohl sie im selben Boden gewachsen sind (ULORO & RICHTER 1999). Die Ergebnisse von HADENFELDT (1988) weisen im zehnjährigen Mittel bei sechsmaliger jährlicher Untersuchung lediglich eine Schwankungsbreite von 0,41 bis 0,53 % auf, Werte, die alle ausreichend versorgten Pflanzen nach BERGMANN & NEUBERT (1976) entsprechen.

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0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,9


Abbildung 20: Phosphorgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Ein Vergleich der in Abbildung 20 dargestellten Ergebnisse des Gefäßversuchs auf Rekal-Rückstand mit den von BERGMANN & NEUBERT (1976) aufgestellten Richtgrößen zur Phosphor-Versorgung der Pflanzen zeigt, dass sämtliche Versuchsvarianten eine z.T. beachtliche Unterversorgung mit Phosphor aufweisen. Am schlechtesten schneidet die Kontroll-Variante ab, die sogar nur unter 0,1 % Phosphor-Gehalt aufweist. Die Mineraldünger-Varianten zeigen etwas höhere Phosphor-Gehalte, wobei erstaunlicherweise die geringste Aufwandmenge (NPK 50) mit knapp 0,2 % das beste Ergebnis liefert. Die Mineraldünger-Varianten mit zusätzlicher Phosphor-Düngung weisen tendenziell etwas höhere Werte auf, die aber sämtlich im Bereich von Phosphormangel-Versorgung liegen. Die Kompost-Varianten weisen ebenfalls eine deutliche Unterversorgung mit Phosphor auf, obwohl der pflanzenverfügbare Anteil an Phosphor im reinen Kompost mit 0,093 % recht hoch liegt. Im Vergleich dazu sei die Ackerboden-Variante angeführt: Der Boden enthält 0,015 % pflanzenverfügbaren Phosphor, die Gehalte der oberirdischen Biomasse erreichen aber Werte von über 0,6 bis über 0,7 % und liegen damit im Bereich ausreichender bis hoher Phosphor-Versorgung der Biomasse. Es muss folglich sowohl bei den Kompost-Varianten als auch bei den Mineraldünger-Varianten zu einer Festlegung des Phosphors kommen. Bei den hohen pH-Werten der Substrate kommt vor allem eine Festlegung als Calcium-Phosphat in Frage. Eine Festlegung als Aluminium-Phosphat erscheint trotz der sehr hohen Aluminium-Gehalte im Rekal-Rückstand unwahrscheinlich, da Aluminium nur im sauren Milieu in Lösung geht (vergleiche u.a. JUNGK 1988 und BAUMEISTER & ERNST 1978). Schädigungen der Wurzelspitzen durch Schwermetalle und eine dadurch bedingte spezifische Behinderung der Phosphor-Aufnahme können nicht ausgeschlossen werden. Die Biomasse des zweiten Aufwuchses zeigt deutlich höhere P-Gehalte. Das könnte an einer leichten Veränderung des pH-Wertes im Substrat liegen, die durch

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Wurzelexsudate verursacht wird (MARSCHNER & RÖMHELD 1983) und zu einer verbesserten Phosphatverfügbarkeit führt.

0 ,00 ,10 ,20 ,30 ,40 ,50 ,60 ,70 ,80 ,9

1 . S ch n itt 2 . S ch n itt

Abbildung 21: Phosphorgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Die Ergebnisse des Gefäßversuchs auf Rekal/Stabilisat-Mischungen, dargestellt in Abbildung 21 bestätigt diesen Eindruck: Die Phosphor-Gehalte der Kontroll-Varianten liegen in etwa im Bereich der Ergebnisse der Kontrolle auf Rekal-Rückstand. Die Kompost-Varianten zeigen erheblich bessere Werte. Sie liegen mit ca. 0,4 % Phosphor im Bereich ausreichend versorgter Pflanzen nach BERGMANN & NEUBERT (1976). Bei diesen Varianten können die Pflanzen in der oberflächig aufgebrachten Kompost-Schicht das pflanzenverfügbare Phosphor-Angebot unbeeinflusst von den Inhaltsstoffen des Rekal-Rückstands und der Stabilisate und dem daraus resultierenden extrem hohen pH-Wert nutzen. Relativ gute Phosphor-Gehalte in den Versuchspflanzen liefern auch die Frisol-Varianten, die alle mit 0,2 % knapp über dem Bereich von Phosphor-Mangel liegen. Hier scheint die langsame Freisetzung von Phosphor aus den organischen Komponenten dieses Düngers direkt an der Wurzeloberfläche eine die Phosphor-Versorgung verbessernde Wirkung zu zeigen. Im zweiten Aufwuchs ist eine Erhöhung der Phosphor-Gehalte erkennbar. Die Phosphor-Gehalte in der oberirdischen Biomasse der Gefäßversuche auf SAV-Stabilisat (SCHLÖSSER 1997) erreichen ebenfalls nur knapp 0,2 %. Lediglich die zusätzliche Phosphor-Düngung von 200 kg (P2O5) führt zu einem Anstieg des Phosphor-Gehalts auf ca. 0,3 %. Auch bei der Diskussion dieser Ergebnisse wird auf die Festlegung des Phosphors als Calcium-Phosphat hingewiesen. Phosphor-Mangel führt nicht zu einem schnellen Absterben der Pflanzen. Es kommt zwar zur Behinderung oder Hemmung von Stärke- bzw. Zelluloseaufbau, die Pflanzen können aber oft durch weitgehenden Wachstumsstillstand und einem pflanzenintern kurzgeschlossenen Phosphor-Kreislauf lange verharren (BERGMANN 1993). Die Pflanzen zeigen dann oft eine dunkelgrüne Färbung, gelegentlich durch Anthocyanbildung purpurrote Blattbereiche. Typisch für Phosphor-Mangel ist der als

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„Starrtracht" bezeichnete schmalblättrige, starr aufrechte Wuchs der Gräser, der auch in den Versuchen zu beobachten war.

5.2.4.3.3 Kalium Kalium wird nicht in die organische Substanz der Pflanzen eingebaut. Die Funktionen von Kalium im Stoffwechsel der Pflanzen liegen in erster Linie in der Aktivierung zahlreicher Enzyme und in der osmotischen Wirksamkeit des Kalium-Kations (SITTE ET AL. 1998). So spielt Kalium eine entscheidende Rolle bei der Regulierung des Wasserhaushalts der Pflanzen im CO2-gesteuerten Regelkreis der Schließzellen der Blätter. Die Schwankungsbreite, mit der Kalium am Mineralstoffgehalt der Pflanze beteiligt sein kann, ist offensichtlich sehr groß. JUNGK (1988) nennt Werte von 1 bis 8 % Kalium in der Trockensubstanz der Pflanzen, BAUMEISTER & ERNST (1978) fassen die Ergebnisse verschiedener Autoren zusammen und nennen 0,7 bis 6,2 % Kalium. In diesem Bereich bewegen sich auch die Angaben von BERGMANN (1993), der Kalium-Gehalte von 1,0 bis 6 % und mehr nennt. In Heuproben konnte der Autor Kalium-Gehalte von 2,15 bis 2,65 % nachweisen. BAUMEISTER & ERNST (1978) nennen für Gräser Kalium-Gehalte von 1,35 bis 2,17, speziell für Lolium perenne 2,13 %. Demgegenüber liegen die Angaben, die HADENFELDT (1988) für Wiesengräser während eines zehnjährigen Untersuchungsprogramms nennt mit 2,9 bis 3,8 % etwas höher. MATT & MUHAR (1987) konnten auf einem klärschlammhaltigen Substrat lediglich 0,5 bis 1,9 % Kalium in der Trockenmasse von Lolium perenne nachweisen. Der Bereich, in dem Kalium von der Pflanze aufgenommen werden kann, ist offensichtlich sehr weit und ist abhängig vom Kalium-Gehalt des jeweiligen Substrats und von der betrachteten Pflanzensippe. Als allgemeine Leitwerte zur Beurteilung der Kaliumversorgung von Pflanzen sollen die Daten von BERGMANN & NEUBERT (1976) dienen. Diese bezeichnen Pflanzen mit Kalium-Gehalten von unter 1,2 % als mangelernährt, Pflanzen mit Kalium-Gehalten von 1,2 bis 1,9 % als niedrig mit diesem Element versorgt und Pflanzen mit 2,0 bis 3,0 % Kalium in ihrer Trockensubstanz als ausreichend versorgt. Eine hohe Versorgung der Pflanze mit Kalium beginnt demnach bei Gehalten von über 3,0 %. Verglichen mit diesen Rahmenzahlen zeigt sich, dass die Versuchspflanzen beider Gefäßversuche eine ausreichende bis hohe Kaliumversorgung aufweisen (Abbildungen 22 und 23). Entsalzter Rekal-Rückstand besitzt mit 0,1 % Kalium, der als Rest der bei der Aluminium-Schmelze verwendeten Kali-Salzen interpretiert wird, einen vergleichsweise hohen Anteil an diesem Element. Deshalb ist eine ausreichende Pflanzenversorgung mit diesem Mineral auch ohne zusätzliche Düngung gewährleistet.

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Abbildung 22: Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Die höchsten Kalium-Gehalte weisen die Kompost-Varianten auf, innerhalb derer mit zunehmender Kompost-Beimischung eine erhöhte Kalium-Aufnahme zu erkennen ist. Die Pflanzengehalte zeigen mit Werten von 4,3 bis 6,4 eine hohe Kalium-Versorgung an. Das ist mit dem hohen Kalium-Gehalt des Kompostes zu erklären, der mit 1,1 % den Gehalt des Rekal-Rückstand an Kalium etwa um den Faktor zehn übertrifft.

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Abbildung 23: Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Spezifische Schadsymptome durch überhöhte Kalium-Zufuhr sind für Pflanzen nicht bekannt, es kann lediglich zu Schädigungen aufgrund der osmotischen Wirkungen

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des Kaliums kommen (JUNGK 1988). Indirekte Schädigungen können durch die Beeinflussung der Aufnahme anderer, mit Kalium konkurrierender, Kationen wie Magnesium und Calcium hervorgerufen werden. Diese Elemente können durch ein zu großes Angebot an Kalium nur in geringem Umfang von der Pflanze aufgenommen werden . Positive Wirkungen sollen hohe Kaliumgaben durch ihre resistenzfördernde Wirkung besitzen. Ein brauchbarer Index stellt hierfür das Stickstoff/Kalium-Verhältnis (N/K-Verhältnis) dar (BERGMANN 1993). Ein zu weites N/K-Verhältnis führt zu steigenden Gehalten an löslichen Aminosäuren im Pflanzenkörper und zur Anfälligkeit für Krankheiten und Parasiten. Für Blätter von Malus domestica wird ein N/K-Verhältnis von 2,0 als gut beschrieben, bei einem Verhältnis von 2,5 hingegen ist bereits eine deutlich schwächere Resistenz nachweisbar (CHABOUSSOU 1972). Die N/K-Verhältnisse der vorliegenden Gefäßversuche liegen mit Werten von 0,49 bis 1,77 in Bereichen, die für Malus als sehr gut gelten können. Die aus den Daten von MATT & MUHAR (1987) abgeleiteten N/K-Verhältnisse bei Lolium perenne auf einem klärschlammhaltigen Substrat liegen mit 4,87 deutlich höher und lassen auf eine erhöhte Anfälligkeit der Versuchspflanzen gegenüber Krankheiten und Parasiten aufgrund des Stickstoffüberschusses bei gleichzeitigem Kaliummangel schließen.

5.2.4.3.4 Magnesium Das Magnesium-Zentralion im Tetra-Pyrrol-Ringsystem des Chlorophylls ist durch kein anderes Metallion ersetzbar. Es ermöglicht die Oxidation des Chlorophylls unter Lichteinwirkung und damit die Umwandlung von Lichtenergie in chemische Energie (SITTE ET AL. 1998). Der im Chlorophyll gebundene Magnesium-Anteil macht aber nur ca. 10 bis 30 % des Gesamtmagnesium-Gehalts der Pflanzen aus (AMBERGER 1996). Magnesium ist ebenso in den chlorophyllfreien Strukturen der Chloroplasten, wie in Ribosomen vorhanden, wo es wichtige Funktionen in der Proteinbiosynthese erfüllt. Außerdem ist Magnesium an wichtigen Reaktionen des Energiestoffwechsels beteiligt. Magnesium wird im allgemeinen in geringerem Umfang von der Pflanze aufgenommen als Kalium und Calcium, was mit der größeren Hydrathülle zusammenhängt. Die Gehalte in Pflanzen übersteigen selten Werte von 0,5 % (MENGEL 1991). BERGMANN (1993) gibt Werte von 0,1 bis 0,5 % an, JUNGK (1988) nennt Werte bis 1 %. Nach BERGMANN & NEUBERT (1976) leiden Pflanzen mit Gehalten von unter 0,1 % an Magnesium-Mangel, Pflanzen mit Gehalten von 0,1 bis 0,2 % sind niedrig mit Magnesium versorgt. Über 0,2 % in der Trockenmasse beginnt der Bereich ausreichender Magnesium-Versorgung und über 0,6 % sprechen BERGMANN & NEUBERT von hohen Gehalten. HADENFELDT (1988) nennt Magnesium-Gehalte in Weidegräsern auf überwiegend sandigen Böden von 0,15 bis 0,23 %. MATT & MUHAR (1987) fanden in Lolium perenne auf klärschlammhaltigen Substrat Gehalte zwischen 0,27 und 1,17 %. In der Praxis führt Ionenkonkurrenz, besonders durch hohe Kalium- und Calciumkonzentrationen im Boden oft zu Magnesium-Mangel in Pflanzen (AMBERGER 1996). So wäre es gut vorstellbar, dass die hohen Kalium-Gehalte der verwendeten Substrate (s.o.) zu einem Magnesium-Mangel in diesen Gefäßversuchen führen

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kann. MULDER (1956) berichtet über eine angeblich behinderte Magnesium-Aufnahme durch einen Überschuss an Ammonium-Ionen. Da Ammonium wahrscheinlich die Hauptstickstoffquelle in den vorliegenden Gefäßversuchen darstellt, ist dieses Phänomen auch in diesem Gefäßversuch durchaus vorstellbar. Die Analytik der beiden Gefäßversuche zeigt, dass alle Versuchsvarianten mit Magnesium-Gehalten zwischen 0,25 und über 0,6 % in der Biomasse ausreichend bis hoch versorgt sind (Abbildungen 24 und 25).

0,00,10,20,30,40,50,60,70,80,9


Abbildung 24: Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand.

0,00,1

0,20,30,4

0,50,60,7

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Abbildung 25: Kaliumgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen.

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5.2.4.4 Mikronährelemente in der oberirdischen Biomasse In zahlreichen Veröffentlichungen wird darauf hingewiesen, dass die meisten Schwermetalle, nach der Aufnahme in die Pflanze sehr schlecht in ihr selbst weitertransportiert werden und zu großen Teilen in der Wurzel verbleiben. Während Ni, Cd, Zn und Pb noch relativ gut in der Pflanze beweglich sind, verbleiben Cu, Cr und Hg überwiegend in der Wurzel (PETTERSSON 1976). So kann theoretisch eine Pflanze recht geringe Schwermetall-Gehalte in der oberirdischen Biomasse aufweisen, in der Wurzel ist sie vielleicht schon irreversibel geschädigt. SAUERBECK (1983) widerspricht dem und betont, dass die Gehalte in Pflanzen, auch in deren leicht verfügbarer oberirdischer Biomasse, als Indikator für eine Über- oder Unterversorgung mit Spurenelementen sehr gut geeignet sind. Auch Schwermetallschäden höheren Grades lassen sich mit dieser Methode gut diagnostizieren (s.a. BERGMANN & NEUBERT 1976). Die Umwelt- und Wachstumsbedingungen sind zwar von Experiment zu Experiment verschieden, die Grenzwerte für den Gehalt eines bestimmten Metalls im Pflanzengewebe ist hingegen immer gleich (BECKETT & DAVIS 1977, 1978). Aus diesen Überlegungen heraus wurde auf die aufwendige Gewinnung und Reinigung der im Gefäßversuch gewachsenen unterirdischen Biomasse verzichtet, zumal die Substrate durch die Beimischung der Stabilisate sehr stark an den Wurzeln hafteten und eine vollständige Reinigung der Biomasse von Substratpartikeln vermutlich überhaupt nicht möglich gewesen wäre.

5.2.4.4.1 Chlor Chlor wird nicht in die organische Substanz von Pflanzen eingebaut, es ist nur als Chlorid-Anion wirksam. BERGMANN (1993) weist auf den Quellungseffekt hin, den Chlor auf das Zellplasma ausübt und damit den Ablauf verschiedener enzymatischer Reaktionen (nicht streng spezifisch) beeinflusst. Chlor minimiert zusätzlich den energetischen Aufwand zur Aufrechterhaltung des Turgordrucks und ist tatsächlich unentbehrlich für die Sauerstoffabspaltung bei der Photosynthese. Die Aufnahmerate des Chlorid-Ions in die Pflanze hängt in erster Linie vom Chlorid-Gehalt des Bodens ab (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988), wenn es vorhanden ist, wird es oft weit über den physiologischen Bedarf hinaus aufgenommen. So sind denn auch Schadwirkungen an Pflanzen, die durch einen Chlor-Überschuss verursacht werden bei weitem häufiger als solche, die durch einen Mangel an diesem Element entstehen. Spezifische chloridbedingte Schäden äußern sich in sich rasch entwickelnden Nekrosen an den Blatträndern, die sich in der Folge aufrollen. Die Nekrosen schreiten zum Blattinnern fort und können zu irreversiblen Schäden an der gesamten Pflanze führen (BERGMANN 1993). Die Schwelle, bei der Chloridschäden bei Pflanzen auftreten ist von Art zu Art extrem unterschiedlich. Pflanzen, die in salzwasserbeeinflussten Küstenbereichen leben, die Halophyten, haben Mechanismen entwickelt, die ihnen ein Überleben bei sehr hohen Chloridkonzentrationen ermöglicht. Sie benötigen dazu aber in der Regel ständig viel Feuchtigkeit. Aber auch bei den Glycophyten, nicht speziell an Salzstandorte angepasste Pflanzen, gehen die Angaben über deren Salztoleranz weit auseinander. BERGMANN (1993) gibt an, dass 0,5 bis 1,5 % Chlorid in der Biomasse je nach Pflanzenart toxisch sein können, chloridtolerante sollen hingegen bis 4,0 % Chlorid in der Trockenmasse ohne Schaden überstehen können. WALLNÖFER &

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ENGELHARDT (1988) nennen 0,1 % als maximale Chlorid-Gehalte in Pflanzen, BAUMEISTER & ERNST sprechen von 0,14 bis 1,30, speziell bei Gräsern von Chlorid-Gehalten zwischen 0,45 und 1,09 %.

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Abbildung 26: Chloridgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand.

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Abbildung 27: Chloridgehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. LARCHER (1994) fasst die Ergebnisse verschiedener Autoren zu toxischen Konzentrationen in Bäumen und Sträuchern zusammen und gibt sie für salztolerante Laubbäume mit 0,8 bis 1,6 % an. Vergleicht man die Chlorid-Gehalte der Gefäßversuche (Abbildungen 26 und 27) mit diesen Literaturdaten, fällt auf, dass die Belastung der Pflanzen mit diesem Element durchweg als hoch einzuschätzen ist. Die höchsten Chlorid-Gehalte weisen die Kompost-Varianten auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen im zweiten Aufwuchs auf. Sollte eine Schädigung

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der Versuchspflanzen durch Chlorid vorliegen, müssten diese Varianten also die deutlichsten Schadsymptome aufweisen. Diese Varianten wiesen jedoch optisch die höchste Vitalität auf, so dass davon ausgegangen werden kann, dass Chlorid-Gehalte um 3,5 % im Toleranz-Bereich von Lolium perenne liegen.

5.2.4.4.2 Eisen Eisen gehört zu den essenziellen Elementen, die Pflanzen zum Wachstum benötigen. Sie nehmen Eisen in ionisierter (Fe2+, Fe3+) und in chelatisierter Form auf. Eisen ist Bestandteil einiger Enzyme (Cytochrom, Cytochromoxidase, Succinat-Dehydrogenase, Katalase, Peroxidase) und besitzt einen großen Einfluss auf die Synthese von Vorstufen des Chlorophylls (BAUMEISTER & ERNST 1978), so dass es bei Eisenmangel zu chlorotischen Erscheinungen in den Blättern kommt.

0

50

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150

200

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Abbildung 28: Eisengehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand Die Eisenkonzentration, die für eine normale Entwicklung von Pflanzen nötig ist, gibt JUNGK (1988) mit 100 ppm in der Biomasse an. MARSCHNER (1995) nennt als unteren kritischen Wert der Eisenversorgung 50-150 ppm in den Blättern. JELENIC ET AL. (zitiert in BERGMANN & NEUBERT 1976) geben speziell für Weidelgras deutlich höhere Eisengehalte mit 638 bis 4833 ppm in der Blattbiomasse als ausreichende Versorgung an. Unter diesen Gehalten gelten Pflanzen danach als mangelernährt. Diese Werte erscheinen sehr hoch, aber für Lolium perenne wohl zutreffend, auch MACH & HERRMANN (1934) ermittelten Fe-Gehalte von 250 bis 1250 ppm in dieser Grasart. GÜTTLER-TETSCHEN-LIEBWERD (1941) hingegen konnte in Blättern von wildwachsendem Weidelgras lediglich 152 ppm nachweisen. FINCK (1968) nennt in seiner Arbeit zu Nährelementgehalten in Pflanzen als Maß für eine ausreichende Versorgung sogar nur 40 bis 80 ppm in „Gras“. Die in Abbildungen 28 und 29 dargestellten Eisengehalte bewegen sich z.T. in Bereichen, die nach einigen Autoren für Weidelgras bereits als Eisenmangel angesehen werden müssen.

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Abbildung 29: Eisengehalte der oberirdischen Biomasse (TS) von Lolium perenne im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Die Gründe für die geringe Eisenversorgung der Pflanzen liegen vermutlich in einem durch hohe Mangan- und Kupfer-Gehalte induzierten Eisenmangel. Dieser Punkt wird später diskutiert. Bei der überwiegenden Anzahl der Varianten kommt es im Versuchsverlauf zu einer weiteren Abnahme des Eisen-Gehalts in der Biomasse (zweiter Schnitt).

5.2.4.4.3 Mangan Mangan wird als zweiwertiges Ion (Mn2+) aufgenommen. Es ist an einer Reihe von Enzymreaktionen beteiligt und als essenzielles Element zu bezeichnen (JUNGK 1988). Die Mangan-Gehalte in Pflanzen sind durch äußere Faktoren und der je nach Pflanzenart unterschiedlichen Weiterleitung in die Organe, großen Streuungen unterworfen. Die in Pflanzen festgestellten Mangan-Gehalte sind in der Regel geringer als die Eisen-Gehalte (BAUMEISTER & ERNST 1978). Mangan ist in Konzentrationen von ca. 30 ppm erforderlich, der Toxizitätsgrenzwert ist bei den verschiedenen Pflanzenarten sehr unterschiedlich, einige Pflanzen reagieren bereits auf 100 ppm Mangan in der Trockenmasse mit Ertragsrückgängen, andere, wie z.B. Hafer, ertragen bis 7000 ppm Mn in der oberirdischen Biomasse (FOY ET AL. 1978). GÜTTLER-TETSCHEN-LIEBWERD (1941) wies in wildwachsendem Weidelgras 89 ppm Mangan nach, MACH & HERRMANN (1934) 36-43 ppm. In der Literaturübersicht in BERGMANN & NEUBERT (1976) findet sich insgesamt eine Bandbreite der ausreichenden Versorgung von Lolium perenne mit Mangan, die von 42 bis 404 ppm reicht, FOY ET AL. (1978) geben für L. perenne erheblich höhere Mn-Gehalte mit 600-900 ppm an und bemerken dazu, dass diese bei Süßgräsern noch zu den niedrigeren gehören. In Abbildung 30 und 31 sind die Mangan-Gehalte in der Biomasse der Gefäßversuche dargestellt. Die Mangan-Gehalte im ersten Schnitt entsprechen in

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etwa den höchsten Literaturwerten. Die Gehalte steigen im zweiten Schnitt bei fast allen Varianten weiter an und erreichen z.T. Werte von über 1000 ppm.

0

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800

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1200

1. Schnitt 2 . Schnitt

Abbildung 30: Mangangehalte in der oberirdischen Biomasse im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Die Manganaufnahme ist abhängig von der Temperatur und vom Silicium-Gehalt des Substrats. Hohe Temperaturen führen zu einer höheren Mangantoleranz im Blatt, ebenso wirken hohe Silicium-Gehalte (MARSCHNER 1995). BERGMANN & NEUBERT (1976) bezeichnen Gehalte von über 1000 ppm in der Blattmasse als ein sicheres Zeichen für Manganüberschuss, bei Gehalten von < 2000 bis 5000 ppm (je nach Pflanzenart sehr unterschiedlich) zum Absterben. Das Vorhandensein von chloridhaltigen Salzen soll die Manganaufnahme fördern.

0

200

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600

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1000

1200


Abbildung 31: Mangangehalte in der oberirdischen Biomasse im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen.

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Da die Literaturdaten für Lolium perenne eine eher hohe Mangantoleranz belegen, ist nicht mit direkten Schäden an den Pflanzen zu rechnen. Mangan und Eisen können sich sowohl bei der Aufnahme als auch bei Enzymreaktionen gegenseitig beeinflussen, so dass eine Schädigung der Pflanzen über einen induzierten Eisenmangel denkbar ist. FOY ET AL. (1978) weisen ausdrücklich auf die verminderte Eisenaufnahme bei sehr hoher Manganverfügbarkeit hin. LEACH & TAPER (1954) errechneten für Kidney-Bohnen ein optimales Eisen/Mangan-Verhältnis von 1,5 bis 3,0, für Tomatenpflanzen von 0,5 bis 5,0. Bei aller Vorsicht, die bei Übertragungen von Nährstoffgehalten und –verhältnissen auf andere Pflanzenarten geboten ist, weisen die in Tabelle 5 dargestellten Eisen/Mangan-Verhältnisse aus den vorliegenden Gefäßversuchen auf einen manganinduzierten Eisenmangel hin, besonders bei den Varianten auf Rekal-Rückstand, zweiter Schnitt. BORTNER (1935) vermutet, dass eine gute Phosphor-Versorgung die Toxizität von Mangan durch dessen Inaktivierung deutlich herabsetzt, HEINTZE (1968) geht davon aus, dass dieser Prozess bereits durch Ausfällung von Mangan in der Wurzel stattfindet. Ein hoher Calcium-Gehalt im Substrat soll zu einer verringerten Mangan-Toxizität führen (HEENAN & CARTER 1977). Tabelle 5: Eisen/Mangan-Verhältnisse der einzelnen Versuchsvarianten in den Gefäßversuchen mit Rekal-Rückstand und Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Der zweite Schnitt im Versuch mit Rekal-Rückstand konnte wegen zu geringer Biomasse nicht untersucht werden. Rekal-Rückstand Verhältnis Fe/Mn Rekal-Rückstand/

Stabilisat-Mischungen Verhältnis Fe/Mn

1. Schnitt 2. Schnitt 1. Schnitt 2. SchnittKontrolle 0,4 1:1 Kontrolle 0,9 0,4 NPK 50 0,2 0,1 1:1 Kompost 0,7 1,1

NPK 100 0,3 0,1 1:1 Frisol 2,0 0,3 NPK 200 0,3 0,1 7:3 Kontrolle 0,4 0,2 NPK 50 P 0,3 0,1 7:3 Kompost 0,7 0,3

NPK 100 P 0,2 0,1 7:3 Frisol 0,9 1,0 NPK 200 P 0,3 0,1 7:3 W Kontrolle 0,4 0,2

Kompost 100 0,2 0,1 7:3 W Kompost 0,7 2,5 Kompost 200 0,2 0,1 7:3 W Frisol 1,1 0,2 Kompost 400 0,3 0,1

5.2.4.4.4 Silicium Bei Höheren Pflanzen unterscheidet man Silicium-Akkumulatoren (z.B. einige Poaceen) und Nichtakkumulatoren (wie die meisten Dicotyledonen). Bei ersteren ist Silicium ein für das Wachstum essenzielles Element (SITTE ET AL. 1998). Silicium ist in Esterbindung ein wichtiger Baustein der Zellwandgerüstsubstanz. Es erhöht die

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Stabilität von Halmen und Blättern, vermindert die Transpiration und schützt gegen Pilzbefall (MENGEL 1991). Die Literaturübersicht in MARSCHNER (1995) fasst zusammen, dass es sich bei Silicium auch für zahlreiche Dicotyledonen (Tomate, Gurke, Soja-Bohne und Erdbeere) nachweislich um ein essenzielles Element handelt, dessen Fehlen zu geringeren Erträgen (Früchte), Deformation der jungen Blätter, welken und vorzeitiger Seneszenz führt. Bei hohem Angebot an Mangan verhindert es Mangantoxizität, indem es eine bessere Verteilung von Mn im Blattgewebe bewirkt, bzw. nach LEWIN & REIMANN (1969) zu einer verringerten Mangan-Aufnahme führen soll. Auch OKUDA & TAKAHASHI (zitiert in FOY ET AL. 1978) konnten nachweisen, dass Silicium die übermäßige Aufnahme von Mangan verhindern kann. Die Behandlung eines sauren Bodens mit H2SiO3 führte nach PEASLEE & FRINK (1969) zu einer signifikanten Abnahme der Mangangehalte im Blatt in Gewächshausversuchen mit Lycopersicon esculentum. Auch Düngungsexperimente von ANDERSON ET AL. (1987) bzw. ELAWAD ET AL. (1982a,b) mit siliziumreichen Schlacken der Phosphorgewinnung führten bei Zuckerrohr und Reis zu deutlichen Ertragsverbesserungen. Der Silicium-Gehalt in Gräsern beträgt nach MENGEL ca. 3 %. MACH & HERRMANN (1934) nennen Silicium-Gehalte in Lolium perenne von ca. 2,5 bis 5 %. Der genaue physiologische Bedarf an diesem Element ist aus der gesichteten Literatur nicht zu entnehmen, was zur Folge hat, dass keine Angaben zu einem Grenzwert gemacht werden können, unter dem ein Silicium-Mangel zu attestieren wäre. BERGMANN & NEUBERT (1976) schreiben: „Wenn allerdings ein physiologischer Bedarf vorhanden ist, dann kann er nur sehr gering sein und steht in keinem Verhältnis zu den von den Pflanzen in weitaus höherem Ausmaß aufgenommenen Si-Mengen.“ SITTE ET AL. (1998) weisen auf die methodischen Schwierigkeiten beim Nachweis von Silicium-Mangel hin. Die im vorliegenden Gefäßversuch ermittelten Si-Gehalte der Pflanzen sind im Vergleich zu den Literatur-Daten sehr niedrig. Im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand werden im ersten Schnitt Silicium-Gehalte zwischen 0,053 und 0,082 % erreicht, die im zweiten Schnitt auf 0,030 bis 0,054 % sinken. Im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen ist die Si-Versorgung durch die Aschen-Beimischung nicht wesentlich besser: Hier betragen die Werte im ersten Schnitt 0,075 bis 0,109 %, die im zweiten Schnitt auf 0,039 bis 0,056 % sinken. Da wie bereits angeführt Zahlen zur Mindestversorgung von Gräsern mit diesem Element fehlen, kann nur vermutet werden, dass sich eine bessere Silicium-Versorgung positiv auf das Wachstum auswirken würde. Ob es aber tatsächlich im Mangel vorliegt und das Wachstum behindert hat, kann nicht eindeutig festgestellt werden. Dass die Versorgung der Pflanzen mit Silicium in diesem Versuch sehr niedrig ist, ist dadurch zu erklären, dass die lösliche Kieselsäure bei der puzzolanischen Abbindereaktion (vgl. Abschnitt 3.2 und RICHARTZ 1984) nahezu vollständig aufgebraucht wird.

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5.2.4.4.5 Chrom Aufnahme und Akkumulation von Chrom sind in Pflanzen in der Regel gering. Eisen und Phosphorsäure hemmen die Chromaufnahme, so dass die Gehalte in pflanzlicher Biomasse meist nicht über die normalen 0,02 – 1 ppm ansteigen (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Als toxisch werden Pflanzengehalte von 5,9 bis 10 ppm je nach Pflanzenart angesehen (CUNNINGHAM ET AL. 1975, CHANG ET AL. 1992). Speziell über Lolium perenne waren bis auf MCGRATH (1987) keine Daten verfügbar. MCGRATH nennt Gehalte von Weidelgras auf einem hoch mit Klärschlamm versorgten Standort mit 14 ppm Chrom im oberirdischen Aufwuchs. Die Chrom-Gehalte in der Biomasse bewegen sich bei beiden Gefäßversuchen im Bereich von 0,4 und 5,2 ppm, wobei der zweite Schnitt eine deutliche Tendenz zur Abnahme in den Chrom-Gehalten aufweist (max. 1,8 ppm). Die höchsten Chrom-Gehalte im ersten Schnitt weisen die Frisol-Varianten mit 5,3 ppm, 3,0 ppm und 4,0 ppm auf. Diese sind, wie ein Vergleich mit der oberirdisch gebildeten Trockenmasse zeigt, in der Tat sehr schlecht gewachsen. In diesen Fällen ist eine Schädigung durch Chrom nicht auszuschließen, wenn die ermittelten Daten auch im Vergleich mit MCGRATH (1987) gering erscheinen. SAUERBECK (1983) nennt sogenannte ertragsbezogene Toxizitätsgrenzwerte. Dabei handelt es sich um Schwermetallgehalte in der Biomasse, die keine offensichtlichen äußeren Toxizitätssymptome verursachen, wohl aber eine unspezifische Ertragsdepression zur Folge haben. Für Chrom nennt er bereits Werte von 1 - 2 ppm in der Trockensubstanz der oberirdischen Biomasse. Das hieße, dass sowohl in der Biomasse des ersten als auch des zweiten Schnitts mit einer Ertragsdepression gerechnet werden muss. Angaben über das Ausmaß der Ertragsdepression macht SAUERBECK (1983) nicht.

5.2.4.4.6 Nickel Der Vorgang der Nickelaufnahme in die Pflanze ist nicht genau geklärt, der normale Pflanzengehalt liegt zwischen 0,1 und 5 ppm Nickel in der Trockensubstanz. Er kann aber z.B. auf Serpentinböden auf bis über 200 ppm ansteigen (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). CHANG ET AL. (1992) nennen als typische Nickel-Gehalte in Pflanzen annähernd 10 ppm. Die Grenzwerte, ab denen eine Schädigung bei Lolium perenne einsetzt, liegen zwischen 14,2 ppm („upper critical level“) und 10.000 ppm („lethal concentration“) nach DAVIS & BECKETT (1978); CUNNINGHAM ET AL. (1975) bezeichnen Gehalte >20 ppm als toxisch. MC GRATH (1987) wies 77 ppm Nickel in der Biomasse nach. DELSCHEN & RÜCK (1997) geben als Grenzwert für Phytotoxizität 45 ppm, MARSCHNER (1995) 10 bis 50 ppm in Feldfrüchten an. Die Nickel-Gehalte in den vorliegenden Gefäßversuchen liegen zwischen 1,8 und 19,3 im ersten Schnitt und zwischen 0,8 und 4,5 im zweiten Schnitt. Damit ist eine Schädigung der Pflanzen allein durch eine überhöhte Nickelaufnahme weitgehend auszuschließen.

5.2.4.4.7 Blei Blei ist für die Pflanze kein essenzielles Element (FOY ET AL. 1978). Es kann in beschränktem Umfang von der Wurzel aufgenommen werden. Dabei wird Blei in

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einer ersten Phase schnell aufgenommen, dann aber an den Zellwänden weitgehend festgelegt, so dass der Wurzel die Funktion eines Regulators zukommt. Innerhalb der Pflanze kann Blei in Form von Chelaten weitertransportiert werden (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Die Bleitoleranz von Pflanzen liegt relativ hoch, WALLNÖFER & ENGELHARDT (1988) nennen Gehalte in Zea mais von 38 ppm als wirkungslos auf das Pflanzenwachstum, für Gerste geben DAVIS ET AL. (1978) 35 ppm als kritischen Gehalt an. Auf hoch mit Blei versorgten Standorten sind in angepassten Pflanzen Bleigehalte von bis zu 313 ppm für Campanula ligulata (BABALONAS ET AL. 1987) und für Gräser 720 ppm bei Festuca rubra bis über 5200 ppm bei Agrostis canina nachgewiesen worden (JOHNSTON & PROCTOR 1977, SMITH & BRADSHAW 1979). SAUERBECK (1983) gibt für Blei Toxizitäts-Grenzbereiche von 10 - 20 ppm an. Im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand liegen die Blei-Gehalte bei Werten von < 1 ppm bis 5,0 ppm, wobei die Frisol-Varianten und Kontrollen die höchsten Werte aufweisen. Im Gefäßversuch Rekal-Rückstand/Stabilisate betragen die Höchstwerte lediglich 2,5 ppm (Kontrolle), im zweiten Schnitt liegen sie fast alle unter der Nachweisgrenze. Somit kann Blei als wuchslimitierender Faktor in den Gefäßversuchen ausgeschlossen werden. Blei bildet in Anwesenheit chloridischer Salze leicht lösliche sogenannte Chloro-Komplexe (HAHNE & KROONTJE 1973, AMRHEIN 1992, JAKOB 1990). Blei könnte folglich theoretisch bei unvollständig entsalzten Substraten stärker aufgenommen werden und dann zu einem Problem für die Pflanzen werden. Mit verschiedenen Anionen wie Phosphat oder Carbonat bildet Blei hingegen schwerlösliche Formen (HORAK 1979, FOY ET AL. 1978). Die Bleiaufnahme sollte also mit einer zusätzlichen Phosphor- oder Calcium-Düngung limitiert werden können.

5.2.4.4.8 Zink Zink gehört zu den essenziellen Mikronährstoffen. Es kommt in Pflanzen in etwa der zehnfachen Konzentration von Kupfer und mit einem Zehntel der Konzentration von Eisen vor. Es ist Bestandteil von über 70 Enzymen und Co-Faktor weiterer Enzyme. Ein Mangel führt bei Höheren Pflanzen zu starken Wachstumsstörungen, z.B. Verzwergung der Blätter und Hemmung des Internodienwachstums (SITTE ET AL. 1998). Zuviel Zink kann nach CHANEY (1983) den Zuckertransport vom Mesophyll ins Phloem negativ beeinflussen. Sichtbare Symptome von Zink-Toxizität sind Verlust der Turgeszenz, Nekrosen in älteren Blättern, chlorotische Blattflecken sowie schwaches Wachstum der gesamten Pflanze (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). ABDEL-SABOUR ET AL. (1988) weisen darauf hin, dass hohe Zink-Gehalte die Cadmium-Aufnahme verringern können, FOY ET AL. (1978) beschreiben eine zinkinduzierte Mangan-Toxizität, da Zink die Mangan-Translokation in der Pflanze erhöhen soll. Der phytotoxische Grenzwert variiert stark je nach Pflanzenart. Er liegt bei Zea mais bei ca. 450 ppm in Wurzel und Spross (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Auf zinkreichen Standorten können angepasste Pflanzen Gehalte von 1000 bis deutlich über 3500 ppm in der Biomasse ertragen, wie z.B. BABALONAS ET AL. (1987) für Cistus incanus und JOHNSTON & PROCTOR (1977) für Agrostis stolonifera

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nachwiesen. EBBS ET AL. (1997) stießen bei ihrer Suche nach zinkakkumulierenden Pflanzen auf Brassica-Spezies, die Zink bis zu Gehalten von gut 2000 ppm aufnehmen können. MCGRATH (1987) wies in Lolium perenne Zink-Gehalte von 2456 ppm nach. SCHMIDT & JUNGERMANN (1964) nennen Zink-Gehalte in der Biomasse von Lolium perenne von 70 bis 76 ppm als ausreichende Versorgung, einen toxischen Grenzwert nennen sie nicht. DAVIS & BECKETT (1978) geben den Höchstwert, ab dem mit einer Schädigung von Lolium perenne durch Zink zu rechnen ist mit 221 ppm in der Biomasse an, der Letalwert beträgt 950 ppm. Die in der Literatur angegebene Breite der Zink-Toleranz ist also beträchtlich. SAUERBECK (1983), FINCK (1968) und DELSCHEN & RÜCK (1997) haben umfangreiche Literaturstudien zu diesem Thema durchgeführt und daraus allgemeine Grenzwerte für Zink in der oberirdischen Biomasse abgeleitet. SAUERBECK (1983) nennt Gehalte zwischen 150 und 200 ppm als Grenzwert ab dem mit einer Ertragsminderung gerechnet werden muss, FINCK (1968) nennt als optimale Versorgung 30-90 ppm, eine toxische Wirkung bekommt Zink ab 300 ppm. DELSCHEN & RÜCK (1997) geben als Phytotoxizitätsgrenzwert 270 ppm an. Somit kann zusammengefasst werden, dass eine Schädigung von Pflanzen bei Gehalten zwischen 150 und 300 ppm wahrscheinlich ist. Die Zink-Gehalte der Biomasse in den vorliegenden Gefäßversuchen liegen mit 15,5 ppm bis 190 ppm fast alle in einem Bereich, in dem nicht mit einer Schädigung zu rechnen ist. In einigen Fällen kann sogar von einer Tendenz zur Zink-Unterversorgung gesprochen werden.

5.2.4.4.9 Cadmium Cadmium zählt zu den nichtessenziellen Elementen, es wird über die Wurzeln aufgenommen, in denen auch ein Großteil dieses Elementes zurückgehalten wird. Dieses Phänomen ist auch für Lolium perenne nachgewiesen (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Cadmium erniedrigt die Photosynthese- und Transpirationsrate und erhöht die Atmungsrate. BECKETT & DAVIS (1977) geben als Grenzwert in der Biomasse 6 bis 10 ppm an, ein Wert, der gut mit dem von SAUERBECK (1983) genannten ertragsbezogenen Grenzwert von 5-10 ppm korrespondiert, einen Letalwert legen sie bei 700 bis 10.000 ppm fest. Pflanzen sind also offensichtlich relativ unempfindlich gegen Cadmium. Die in den vorliegenden Gefäßversuchen ermittelten Cadmium-Gehalte von <0,1 bis 0,31 ppm können aus Sicht der Pflanzenernährung als unbedenklich gelten. Sie liegen sogar noch unter dem von DELSCHEN & RÜCK (1997) genannten Grenzwert der Futterqualität von 1,1 ppm Cadmium für Grünland als Einzel- oder Alleinfuttermittel für Rinder.

5.2.4.4.10 Kupfer Kupfer ist Bestandteil zahlreicher Enzyme wie z.B. Ascorbinsäure-Oxidase, Superoxid-Dismutase, Cytochrom-Oxidase, sowie Co-Faktor zahlreicher weiterer Enzyme und Redoxsubstanz (SITTE ET AL. 1998). Kupfer ist also als essenzielles Element für Höhere Pflanzen anzusprechen. In zu hohen Dosen führt Kupfer zu

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Schädigungen (s. u.). Einige Pflanzenarten verfügen über aktive oder passive Mechanismen, Kupfer aus der Biomasse zu entfernen, etwa durch Wurzelausscheidung, Guttation, Blattabwurf oder sonstigem Blattverlust ( LEPP 1981, HOWARD-WILLIAMS 1972). Kupfer wird unter normalen Bedingungen von Pflanzen in nur geringen Mengen aufgenommen und erreicht Konzentrationen von 2 bis 20 ppm in der Trockenmasse (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Auf stark mit Kupfer belasteten Standorten können bei angepassten Arten deutlich höhere Gehalte nachgewiesen werden. BABALONAS ET AL. (1987) z.B. wiesen für den Kleinen Sauerampfer Rumex acetosella 817 ppm Kupfer in der Biomasse nach, SMITH & BRADSHAW (1979) konnten in der Grasnarbe einer kupferhaltigen Abraumhalde Gehalte von über 500 ppm Cu nachweisen. Angaben von MCGRATH (1987), der 246 ppm Cu in Lolium perenne festgestellt hat, erscheinen für diese Art extrem hoch, da SANDERS ET AL. (1986) in einem Gefäßversuch mit Lolium perenne bei einem Kupfergehalt von 91,5 ppm bereits eine Ertragseinbuße von über 95 % verzeichneten. Stimmen die Werte von MCGRATH, müsste es sich um eine sehr gut an Kupfer angepasste Population von Lolium perenne handeln. FINCK (1968) nennt Gehalte in Gräsern zwischen 5 und 20 ppm. JELENIC ET AL. (zitiert in BERGMANN & NEUBERT 1976) geben für Lolium perenne 7,6 bis 28,7 ppm als ausreichende Versorgung an. DAVIS & BECKETT (1978) hingegen nennen 20,8 ppm Cu in der Biomasse von Lolium perenne bereits als Grenzwert für den Beginn toxischer Auswirkungen dieses Elements, die sich in einem Ertragsrückgang manifestieren. Der von SAUERBECK (1983) genannte Wert von 15-20 ppm Kupfer stimmt mit diesen Angaben gut überein, ebenfalls die Angaben von MARSCHNER (1995) mit 20-30 ppm Blattgehalt als Grenzwert für beginnende Toxizität. Die letale Konzentration liegt nach DAVIS & BECKETT (1978) bei 150 ppm. Die in den vorliegenden Gefäßversuchen von den Pflanzen aufgenommenen Kupfergehalte sind in den Abbildungen 31 und 32 dargestellt. Gegenüber den auf normalen Böden zu erwartenden Kupfergehalten ist eine deutliche Steigerung zu erkennen. Die Pflanzenverfügbarkeit von Kupfer ist zum einen abhängig vom pH-Wert der Bodenlösung (vgl. HERMS & BRÜMMER 1980). Kupfer zeigt zwischen pH 5 und 7 ein Minimum der Lösungskonzentration in Böden, welches in den pH-Bereichen darunter und darüber deutlich ansteigt (HERMS & BRÜMMER 1980, MOHR 1985). Die pH-Werte der weitgehend vom Salz befreiten Substrate lagen bei Versuchsbeginn zwischen 8,6 und 10,2 (vgl. Tabelle 3). Die erhöhte Inkorporation von Kupfer in die Biomasse könnte also durchaus eine Folge der bei diesem pH-Wert erhöhten Verfügbarkeit sein. Daten über Versuche zur Kupferaufnahme von Pflanzen die auf Substraten mit vergleichbaren pH-Werten durchgeführt wurden liegen nicht vor. SANDERS ET AL. (1986) wiesen in ihren Versuchen nach, dass es bei einer pH-Änderung um eine Stufe (5,6 nach 4,6) zu einer Kupferanreicherung in der Versuchspflanze Lolium perenne von 28,2 auf 91,5 ppm kam. In Gegenwart von organischer Substanz wiesen HERMS & BRÜMMER (1980) erhöhte Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung nach. Die Kettenlänge von organischen Komplexen nimmt mit zunehmendem pH-Wert ab, so dass die entsprechenden Schwermetall-Fulvosäure- oder Schwermetall-Huminsäure-Komplexe in ihrer

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Löslichkeit zunehmen (BRÜMMER & HERMS 1985, HERMS & BRÜMMER 1984). Offensichtlich führt dies aber in den Gefäßversuchen mit Kompost nicht zu einer vermehrten pflanzlichen Aufnahme von Kupfer, da die Kompostvarianten alle relativ niedrige Kupfer-Gehalte aufweisen. Unter natürlichen Bedingungen kann davon ausgegangen werden, dass Kupfer nur in komplexierter oder chelatisierter Form in der Bodenlösung vorliegt, die Aufnahme von komplexiertem Kupfer ist aber bislang nur wenig untersucht (LEPP 1981). Die Aufnahme von mit EDTA komplexiertem Kupfer war im Versuch von COOMBES ET AL. (1977) weniger hoch als das nicht komplexierte Metallsalz. DEKOCK & MITCHELL (1957) wiesen nach, dass divalente Kationen (Co, Ni, Zn, Cu) in chelatisierter Form schlechter aufgenommen werden als trivalente (Cr, Al). Zum anderen erhöht Chlorid die Löslichkeit von Kupfer als Chloro-Komplex (JAKOB 1990, GERTH ET AL. 1981, DONER 1978). DEKOCK & MITCHELL (1957) konnten nach Zugabe von FeCl3 eine deutlich verstärkte allgemeine Aufnahme von Schwermetallen im Versuch erkennen. Da eine vollständige Auswaschung von chloridischen Salzen aus den Substraten aus praktischen Gründen nicht durchgeführt werden konnte, ist es möglich, dass die Chlorokomlexe ebenfalls die Aufnahme in die Pflanze positiv beeinflusst haben. WALLACE (1989) beschreibt die synergistische Wirkung von hohem Salinitätsniveau und Kupfer. Danach erhöht Kupfer den Natriumgehalt in den Blättern. So wurde ein Salzgehalt in der Bodenlösung für die Pflanzen bei Anwesenheit von Kupfer toxisch, der ohne dieses Element von den Pflanzen ertragen wurde.

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Abbildung 32: Kupfergehalte in der oberirdischen Biomasse im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand. Einen wichtigen Einfluss übt Kupfer auf die Eisenaufnahme aus. Hohe Kupfergehalte führen zu herabgesetzter Eisenaufnahme und folglich zu induzierten Eisenmangel (MARSCHNER 1995).

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Die Kupfer-Gehalte sind in den Frisol-Varianten mit über 60 ppm in der Trockenmasse besonders hoch und haben wahrscheinlich zu einer Produktionsminderung geführt. Auch die 7:3 Kontrolle weist Werte in diesem Bereich auf. Die anderen Varianten im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischung weisen Kupfer-Konzentrationen von weniger als 40 ppm auf, was zu Produktionsminderungen führen kann, aber keine eigentliche Schädigung der Pflanze hervorruft. Im zweiten Schnitt ist eine meist deutliche Tendenz zur Abnahme der Kupfer-Gehalte zu erkennen (Ausnahmen 7:3 Kompost). Im Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand weisen, wie oben bereits erwähnt, die Kompost-Varianten die geringsten Kupfer-Gehalte auf. Lediglich Kompost 400 überschreitet im ersten Schnitt die Marke von 28,7 ppm nach JELENIC. Im zweiten Schnitt liegen alle Gehalte unter 20 ppm. Die Kontrolle und die Mineraldüngervarianten liegen mit Werten zwischen 22 und 48 ppm in ihren Kupfer-Gehalten deutlich höher. Ihr z.T. schlechtes Wachstum kann mit einer Kupfertoxizität zusammenhängen. Als Grenzwert ab dem Grünlandaufwuchs nicht mehr als (Rinder-) Futter verwendet werden soll empfehlen DELSCHEN & RÜCK (1997) 40 ppm Kupfer.

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Abbildung 33: Kupfergehalte in der oberirdischen Biomasse im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Zu den Auswirkungen erhöhter Kupfer-Gehalte in der Bodenlösung auf Pflanzen gibt es eine ganze Reihe von Veröffentlichungen. An dieser Stelle sollen nur einige zusammenfassende Publikationen zitiert werden. Kupfer wird durch die Wurzel aufgenommen. Ob dies ausschließlich passiv mit dem Wasserstrom geschieht oder ob die Pflanzen auch aktive Mechanismen besitzen, wird in der Literatur kontrovers diskutiert. In der Pflanze kann Kupfer sowohl im Xylem als auch im Phloem transportiert werden, die Transportformen sind weitgehend unbekannt (LEPP 1981). SITTE ET AL. (1998) beschreiben die Transportform als überwiegend komplex (an Aminosäuren) gebunden. WU ET AL. (1975) konnten in einem Versuch mit Agrostis stolonifera nachweisen, dass nichttolerante Populationen bei einem Gehalt von 10 µMol Kupfer

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in der Nährlösung Kupfer in die Blätter transportieren, tolerante Populationen hingegen nicht. Wo in der Pflanze die Mechanismen für diese Transporthemmung ausgebildet sind, beschreiben die Autoren nicht. Der durch Kupfer induzierte Eisenmangel scheint eine der wichtigsten Schädigungen an Pflanzen kupferreicher Standorte zu sein. CHANEY (1983) weist auf Ertragsdepressionen durch vermindertes Wurzelwachstum hin, welches durch kupferinduzierten Eisenmangel hervorgerufen worden sein soll. Auch OUZOUNIDOU ET AL. (1992) nennen eine verkürzte Wurzellänge als Folge von Kupferüberschuss. Als weitere Symptome führen die Autoren einen geringeren Chlorophyllgehalt der Blätter, weniger Chloroplasten in den Mesophyllzellen und das Fehlen von Stärkekörnern in diesen Zellen an. Als Versuchspflanze diente ihnen die Brassicacee Thlaspi ochroleucum. Typische Schädigungen der Pflanzen durch Kupfer-Überschuss zeigen sich in Chlorosen der Blätter und in Wurzelveränderungen. Die Chlorosen werden dadurch hervorgerufen, dass Kupfer andere Metallionen, insbesondere Eisen von den stoffwechselphysiologisch wichtigen Zentren verdrängt (WALLNÖFER & ENGELHARDT 1988). Chlorotische Symptome konnten bei den Versuchspflanzen nicht beobachtet werden. Eine Gabe von FeSO4 kann nach HEWITT (1953) die chlorotischen Erscheinungen deutlich mildern, LEONARD & STEWART (1952) schlagen eine Applikation von Eisenchelaten vor. Auch LEPP (1981) weist auf das schlechte Wurzelwachstum bei Kupferüberschuss hin und sieht in der verminderten Eindringtiefe und Erschließung des Bodens die Ursache für die Stagnation des Pflanzenwachstums; die Pflanzen können mit der geringen Wurzelmasse nicht genügend (Makro-) Nährstoffe aufnehmen. WONG & BRADSHAW (1982) untersuchten die Wirkungen unterschiedlicher Metalle auf das Wurzelwachstum von Lolium perenne Keimlingen. Sie kamen zu dem Ergebnis, dass von den zehn untersuchten Metallen Kupfer die stärksten Schädigungen verursacht. Die Reihenfolge der Schädigungsintensität geben die Autoren wie folgt an: Cu > Ni > Mn > Pb > Cd > Zn > Al > Hg > Cr > Fe. In den Wurzeln kommt es unter anderem zu Störungen der Mitose in den Wurzelspitzen und zu geringeren Zellstreckungsraten (BALSBERG-PÅHLSSON 1989).

5.2.5 Ergebnisse der Biomasse-Untersuchungen des Gefäßversuchs zur Nährstoffoptimierung Die ersten beiden Gefäßversuche haben im Bereich Makronährstoffe eindeutig auf ein Defizit bei der Phosphorversorgung der Pflanzen hingewiesen. Phosphor wird bei alkalischen pH-Werten und ausreichender Calcium-Verfügbarkeit in Calcium-Phosphaten festgelegt. Andere Mechanismen der P-Festlegung wie z.B. die Adsorption an Oberflächen der Fe- oder Al-Oxide oder eine organische Festlegung spielen bei alkalischem pH-Wert kaum eine Rolle und können für die hier betrachteten Substrate weitgehend ausgeschlossen werden. Die pH-Werte zu Beginn des Versuches sind in Tabelle 3 dargestellt. MENGEL (1991) stellt die unterschiedlichen Formen der Phosphat-Calcium-Dynamik übersichtlich wie folgt dar:

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Ca(H2PO4)2 + Ca2+ → 2CaHPO4 + 2 H+

3CaHPO4 + Ca2+ → Ca4H(PO4)3 + 2H+

Ca4H(PO4)3 + Ca2+ + H2O → Ca5(PO4)3OH + 2H+

Ca-dihydrogenphosphat [primäres Phosphat = Ca(H2PO4)2] bildet mit Ca2+ Ca-Monohydrogenphosphat (CaHPO4) unter Freisetzung von 2H+. Ca-Monohydrogenphosphat bildet mit Ca2+ Octo-Ca-phosphat [Ca4H(PO4)3] unter Freisetzung von 2H+. Octo-Ca-phosphat bildet mit Ca2+ Hydroxylapatit [Ca5(PO4)3OH] unter Freisetzung von 2H+. Die Wasserlöslichkeit der einzelnen Ca-Phosphate entspricht folgender Sequenz: Ca(H2PO4)2 > CaHPO4 > CaHPO4 > Ca5(PO4)3OH In den verwendeten Substraten der ersten beiden Versuche war vermutlich soviel lösliches Ca2+, dass mit den Düngern oder Komposten zugeführtes Ca(H2PO4)2 schnell in CaHPO4 umgewandelt wurde. Diese beiden Formen sind noch in ausreichendem Maß wasserlöslich und damit pflanzenverfügbar. Das gilt aber nicht mehr für die möglicherweise entstehenden Apatite, wobei der oben aufgeführte Hydroxylapatit noch besser wasserlöslich ist als der bei unvollständig verlaufender Entsalzung der Substrate eventuell ebenfalls entstandene Chlorapatit [Ca5(PO4)3Cl]. Bei dieser Art der Phosphatfällung kommt es zur Präzipitation so lange bis ein Lösungsgleichgewicht erreicht ist. Im folgenden Gefäßversuch soll durch zwei Phosphordünger in unterschiedlichen Aufwandmengen (siehe Abschnitt Material und Methoden) deren Einfluss auf die Phosphatversorgung untersucht werden. Als Substrat wird in diesem Versuchsteil ebenfalls die in den Versuchsgefäßen entsalzte Mischung Rekal-Rückstand und SAV-Stabilisat im Verhältnis 7 + 3 verwendet. Da in diesem Versuch lediglich die P-Versorgung variiert wurde, werden die anderen, auch in diesem Versuch untersuchten Makro- und Mikronährelemente nur insoweit dargestellt, als es zum Verständnis des gesamten Systems notwendig erscheint, bzw. neue Aspekte in die Betrachtung einbringt. Außer den Varianten, die ausschließlich mit P-Dünger, bzw. mit einer zusätzlichen Kompostbeimischung von 3 % (Masseprozent Trockengewicht) versorgt wurden, wurde eine Serie mit einer Beimischung von 3 % kohlensaurem Kalk angesetzt. Dieser Ansatz wurde verfolgt, um einer Versauerung und damit einer verstärkten Freisetzung amphoterer Metalle langfristig vorzubeugen.

5.2.5.1 Trockenmasse Da der zweite Schnitt der Biomasse später erfolgte als bei dem vergleichbaren ersten Versuch (Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen, Varianten 7:3-Mischung), soll hier nur der erste Schnitt miteinander verglichen werden. Die Abbildungen 34 bis 36 stellen die oberirdisch gebildete Trockenmasse dar.

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Abbildung 34: Trockenmasse des oberirdischen Aufwuchses von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 mit unterschiedlichen P-Düngern (n=5, TP=Triple-Phosphat, SP=Superphosphat). Die Kontrolle weist sehr geringe Trockenmassen auf, die sich bereits mit einer Gabe von 500 kg P2O5 TP/ha erheblich steigern lassen. Eine weitere Steigerung lässt sich durch verstärkte TP-Düngung bis 2000 kg TP/ha erreichen. Eine Düngung von 4000 kg P2O5 TP/ha wirkt sich hingegen kontraproduktiv aus, die Biomasse entwickelt sich im ersten Schnitt deutlich schlechter. Anders verhält es sich mit den SP-Varianten. Hier wird bereits bei einer Gabe von 500 kg P2O5 SP/ha der maximale Ertrag erreicht, weitere Düngergaben haben keinen positiven Effekt, bzw. wirken negativ auf das Wachstum (4000 kg P2O5 SP/ha). Die Erträge mit SP-Düngung erreichen im ersten Schnitt lediglich das Niveau der untersten Stufe der TP-Anwendung. Im zweiten Schnitt sind folgende Veränderungen bemerkenswert: Das Niveau der oberirdischen Trockenmasse hat sich deutlich verbessert und die TP 4000-Variante weist jetzt die höchste Biomasseentwicklung von allen auf. Bei den SP-Varianten ist eine Tendenz zur Abnahme der Trockenmasse mit zunehmender Düngung erkennbar, wobei sich die SP 4000-Variante verbessern konnte.

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Abbildung 35: Trockenmasse des oberirdischen Aufwuchses von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % kohlensaurem Kalk mit unterschiedlichen P-Düngern (n=5, TP=Triple-Phosphat, SP=Superphosphat). Die Varianten mit Zumischung von kohlensaurem Kalk weisen durchweg geringere Aufwuchsmassen auf, eine Steigerung über 1000 kg P2O5 TP/ha bringt keine Zunahme. Alle SP-Varianten liegen unter den Ergebnissen der Varianten mit TP. Im zweiten Schnitt hat eine allgemeine Nivellierung der Ergebnisse stattgefunden, es sind kaum noch Unterschiede in den einzelnen Versuchsansätzen zu erkennen, sieht man einmal von der Kontroll-Variante ab. Die Fehlerindikatoren weisen auf eine größere Inhomogenität der SP-Varianten hin.

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Abbildung 36: Trockenmasse des oberirdischen Aufwuchses von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % Kompost mit unterschiedlichen P-Düngern (n=5, TP=Triple-Phosphat, SP=Superphosphat). Die Kontrolle der Kompost-Varianten zeigt bereits eine deutliche Verbesserung der oberirdischen Trockenmasse gegenüber den Kontrollen der anderen beiden

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Versuchsteile. Die Nährstoffsituation ist durch die Kompostbeimischung erheblich verbessert und auch die physikalischen Bodeneigenschaften sind für ein Pflanzenwachstum günstiger. Die zusätzliche Applikation von P-Düngern, egal ob TP oder SP führt zu einer Steigerung auf ca. 50 dt/ha. Im zweiten Schnitt zeigt sich auch in diesem Versuchsteil eine Nivellierung der Ergebnisse. Bemerkenswert ist das sehr gute Abschneiden der Kontrolle ohne zusätzliche P-Düngung und die sehr große Streuung bei der SP 1000-Variante, in der einige Gefäße gute Ergebnisse zeigten, andere fast vollständig eingegangen sind. Die im ersten Schnitt erkennbare Depression bei sehr hohen Düngergaben lässt auf eine zu hohe Salzbelastung in der Bodenlösung schließen. Diese wird zum Teil von den nicht vollständig gelösten chloridischen Salzen der Substrate ausgemacht. Zum anderen werden bei hohen Düngergaben aber auch lösliche Salze in das System eingetragen, die zu einer Erhöhung der Leitfähigkeit in der Bodenlösung führen. Dies ist vor allem bei Superphosphat der Fall, da hier der P2O5-Anteil nur bei ca. 17 % liegt. Der Rest besteht hauptsächlich aus Gips, aus dem Sulfationen gelöst werden, die die Bodenlösung in bei hohen Gaben stark beeinflussen.

5.2.5.2 Makronährstoffe

5.2.5.2.1 Phosphor Die P-Gehalte in der Biomasse geben ein von den Ergebnissen Trockenmasse etwas abweichendes Bild (Abbildungen 37 bis 39): Der Ertragsrückgang bei der TP 1000-Düngung spiegelt sich nicht in einer geringeren P-Aufnahme wider. Die Pflanzen konnten trotz der hohen Salzbelastung der Bodenlösung einen gegenüber den niedrigeren P-Gaben höheren Anteil assimilieren. Bei den SP-Varianten ist dieses Phänomen nur bis zur Gabe von 2000 kg P2O5/ha zu erkennen, darüber können die Pflanzen keinen zusätzlichen Phosphor mehr aufnehmen. Insgesamt lässt sich die Versorgungssituation der Pflanzen mit Phosphor als niedrig bis ausreichend versorgt charakterisieren.

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Abbildung 37: Phosphorgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 mit unterschiedlichen P-Düngern.

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Im Versuchsansatz mit 3 % kohlensaurem Kalk wiederholt sich das Bild der eben beschriebenen Varianten recht genau, es ist eine Steigerung in der P-Versorgung der Pflanzen mit zunehmender P-Düngung zu erkennen, wobei tendenziell die TP-Varianten eine höhere P-Versorgung aufweisen als die SP-Varianten. Auch im Versuchsteil mit Kompostbeimischung wiederholt sich das Bild, wobei die Kontrolle bereits ein höheres Versorgungsniveau aufweist. Bemerkenswert ist, dass die Pflanzen außer in der Kontroll-Variante den zusätzlichen P-Gehalt des Kompostes nicht nutzen können, das Versorgungsniveau unterscheidet sich bei vergleichbarer P-Düngung nicht von den beiden oben beschriebenen Varianten.

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Abbildung 38: Phosphorgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % kohlensaurem Kalk mit unterschiedlichen P-Düngern. An dieser Stelle soll auf die Entwicklung des pH-Wertes in der durchwurzelten Zone in den Versuchsgefäßen hingewiesen werden. Während die pH-Werte zu Versuchsbeginn in der 7:3 Mischung 9,7 (Medianwert, n=5), in der 7:3 Mischung mit Kalk-Zusatz 10,1 und in der Variante mit Kompost-Zusatz 9,3 aufwiesen, betrugen diese nach Versuchsende nur noch pH 8,1 (n=35), 8,2 bzw. 8,0. Diese deutliche Abnahme um bis zu 1,9 pH-Stufen wird wahrscheinlich durch die Ausscheidungen der Wurzeln bedingt (vgl. MARSCHNER & RÖMHELD 1983). Sie kann langfristig zu einer Lösung der Ca-Phosphate und somit zu einer höheren Verfügbarkeit von Phosphor führen, wie dies GAHOONIA ET AL. (1992) für Lolium perenne beschreiben.

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Abbildung 39: Phosphorgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % Kompost mit unterschiedlichen P-Düngern.

5.2.5.2.2 Calcium Allgemein wird ein Calcium-Gehalt von 0,5 % in Pflanzen als ausreichend erachtet (BERGMANN 1993). Gräser nehmen in der Regel weniger Ca auf als dikotyle Pflanzen, die einen etwa fünf Mal höheren Bedarf haben; die Ansprüche der einzelnen Arten können aber stark variieren. BERGMANN gibt 0,6 bis 1,2 % Ca in der Trockensubstanz von Lolium perenne als ausreichende Versorgung an, MACH & HERRMANN (1934) wiesen in Deutschem Weidelgras 0,52 % nach. Die Calcium-Gehalte in der oberirdischen Biomasse des vorliegenden Gefäßversuchs in den Varianten nur mit mineralischer P-Düngung und denen mit zusätzlicher Kalk-Applikation sind sehr einheitlich; sie bewegen sich zwischen 1,1 und 1,4 % Ca und liegen damit im oberen Bereich der ausreichenden Versorgung nach BERGMANN und deutlich über den Werten von MACH & HERRMANN. Die Varianten mit zusätzlicher Kompost-Beimischung liegen in ihren Ca-Gehalten zwischen 0,8 und 1,1 % zwar tendenziell niedriger aber immer noch auf ausreichendem Versorgungsniveau.

5.2.5.2.3 Schwefel BERGMANN (1993) fasst zusammen, dass für Lolium perenne 0,1 % Schwefel in der Trockensubstanz der gesamten Pflanze für den Höchstertrag notwendig sind. COWLING & JONES (1970) nennen als Grenzwert unterhalb dessen ein S-Mangel bei Lolium perenne vorliegt 0,02 %. BUSSLER (1979a) verweist auf einen engen Zusammenhang der Schwefel- mit der Stickstoff-Versorgung und führt an, dass bereits bei 0,2 % S-Gehalt im Weidelgras ein Mangel vorliegen kann, wenn das Stickstoff/Schwefel-Verhältnis über 20 liegt. Zur aussagekräftigen Bewertung der tatsächlichen Schwefel-Versorgungslage der Pflanzen liefert folglich das N/S-Verhältnis bessere Hinweise als die Betrachtung der S-Gehalte allein. SAALBACH (1970, 1972) hat durch Kulturexperimente und

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Literatursichtung für Gräserarten allgemein ein „kritisches N/S-Verhältnis“ von 12,0 bis 14,0 ermittelt. In den Abbildungen 40 bis 42 sind sowohl die absoluten S-Gehalte der oberirdischen Biomasse als auch die N/S-Verhältnisse dargestellt. Demnach bestätigt sich die eingangs aufgestellte Hypothese, dass im Substrat den Pflanzen ausreichend Schwefel zur Verfügung steht.

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Abbildung 40: Schwefelgehalte und N/S-Verhältnis in der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne des zweiten Aufwuchses auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 mit unterschiedlichen P-Düngern. In den Varianten mit mineralischer P-Düngung zeigen sich N/S-Verhältnisse von 7,9 bis 11,1. Diese liegen deutlich unter den kritischen Werten von SAALBACH (1972) und weisen auf eine hohe S-Versorgung hin. Auch die absoluten Gehalte liegen mit 0,23 bis 0,30 % S hoch. Die Varianten mit 3 % kohlensaurem Kalk weisen ein weiteres N/S-Verhältnis auf, außerdem liegen ihre absoluten S-Gehalte auf niedrigerem Niveau als bei den oben beschriebenen Varianten. Trotzdem liegen alle noch im Bereich einer ausreichenden Versorgung, insbesondere, wenn man das kritische N/S-Verhältnis von 20 für Lolium perenne nach BUSSLER (1979a) zu Grunde legt. Eine Erklärung der im Vergleich geringen S-Gehalte innerhalb dieser Varianten fällt nicht leicht, da ein höherer pH-Wert die von SO4 im Boden eher erhöht als behindert (BERGMANN 1993). Außerdem müsste die hohe Gabe Superphosphat durch den darin enthaltenen Gips-Anteil (CaSO4 x 2H2O) die Sulfat-Situation für die Pflanzen zusätzlich verbessern.

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Abbildung 41: Schwefelgehalte und N/S-Verhältnis in der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne des zweiten Aufwuchses auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % kohlensaurem Kalk mit unterschiedlichen P-Düngern. Die Kompost-Varianten zeigen tendenziell die höchsten absoluten S-Gehalte und die niedrigsten N/S-Verhältnisse. Letztere liegen zwischen 5,2 und 8,4 und weisen auf eine hohe S-Versorgung hin.

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S-Gehalt N/S

Abbildung 42: Schwefelgehalte und N/S-Verhältnis in der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne des zweiten Aufwuchses auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % Kompost mit unterschiedlichen P-Düngern.

5.2.5.2.4 Stickstoff, Kalium, Magnesium Die Stickstoff-Versorgung liegt über alle Varianten betrachtet im ersten Aufwuchs zwischen 3,6 und 4,8 %. Sie ist nach BERGMANN (1993) als hoch einzustufen. Im zweiten Aufwuchs sind nur noch 1,9 bis 2,6 % N nachzuweisen, die N-Versorgung ist

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damit in Teilen nur noch schwach ausreichend. Entzug durch die Pflanzen und Auswaschung mit dem Gießwasser dürften hierfür ursächlich sein. Die Versorgung mit Kalium ist nach dem o. g. Autor mit 2,7 bis 4,1 % im ersten Aufwuchs ebenfalls als hoch, im zweiten Aufwuchs mit 1,8 bis 3,8 % K als ausreichend zu bezeichnen. 0,41 bis 0,65 % Magnesium im ersten Aufwuchs sind als ausreichend bis hoch zu bewerten, die Mg-Gehalte weisen im zweiten Aufwuchs sogar noch eine geringe Steigerung auf.

5.2.5.3 Mikronährelemente

5.2.5.3.1 Kupfer Die Kupfergehalte in der Kontrolle (Abbildung 43) sind hoch und vergleichbar mit den Gehalten im Gefäßversuch auf Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen, Varianten 7:3-Mischung. Die Zugabe von TP führt zu einer bedeutend geringeren Kupfer-Aufnahme durch die Gräser. Mit steigenden P-Gaben steigt der Kupfer-Gehalt in der Biomasse an, er erreicht in der TP 4000-Variante fast 50 ppm. Bei den Varianten SP 500 bis SP 2000 ist kein Trend in der Kupferaufnahme zu erkennen. Bei der höchsten Dosis steigt der Kupfergehalt in der Biomasse auf über 90 ppm an und liegt damit noch deutlich über den Gehalten der Kontrolle. PANDE & MISRA (1975) berichten über eine erhöhte Nickel-Löslichkeit bei P-Düngung, DAVENPORT & PERYEA (1991) bestätigen dieses Phänomen für die Verfügbarkeit von Arsen, ANDERSSON (1978) für Cadmium. Sie vermuten die erhöhte Salzkonzentration in der Bodenlösung durch die Düngung als Ursache für die bessere Verfügbarkeit dieser Elemente. KASTORI & SARIC (1965), WALLACE & CHA (1989) und WALLACE (1984) verweisen auf die gegenseitige Beeinflussung der Phosphor- und Kupferaufnahme. Zu geringe Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung führen zu niedrigen Phosphor-Aufnahmeraten, zu hohe Kupferkonzentrationen hemmen ebenfalls die P-Aufnahme durch die Pflanzen (OBERLÄNDER & ROTH 1978). Der vorliegende Gefäßversuch zeigt, dass der Umkehrschluss, dass nämlich eine Erhöhung der P-Verfügbarkeit durch Düngung zu einer Verminderung der Kupferaufnahme führt, zutrifft, wie dies ERNST (1968) für die Beziehung Phosphor-Zink beschreibt. Die P-Düngung erhöht aber gleichzeitig den Salzgehalt der Bodenlösung und führt so ab einer bestimmten Dosis zu einer verstärkten Kupferaufnahme. Dieses Phänomen ist ganz deutlich bei der SP 4000-Variante zu erkennen. Die SP-Varianten liegen tendenziell in ihren Kupfergehalten über den TP-Varianten, weisen mit Erhöhung der Düngung bis auf SP 4000 aber nur eine schwache Tendenz zur gesteigerten Kupferaufnahme auf. SPENCER (1966) beschreibt einen Versuch, bei dem es durch starke Kupferbelastung zu Wachstumsstillstand und Chlorosen (durch induzierten Eisenmangel) kam. Nach einer P-Düngung verlief das Wachstum wieder normal, die Chlorosen ließen sich jedoch nicht unterdrücken. Die P-Gaben reduzierten die Kupfergehalte in den Sprossen erheblich.

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Abbildung 43: Kupfergehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 mit unterschiedlichen P-Düngern.

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Abbildung 44: Kupfergehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % kohlensaurem Kalk mit unterschiedlichen P-Düngern. In der Variante mit Zusatz von 3 % kohlensaurem Kalk ist ebenfalls zu erkennen, dass eine P-Düngung grundsätzlich die Kupfergehalte in der Biomasse senken kann. Die Tendenz zur Zunahme der Kupfergehalte bei höherer P-Düngung ist nicht ausgeprägt, die SP-Varianten neigen zu höheren Kupferakkumulationen als die TP-Varianten. Die Pflanzengehalte liegen etwa in dem gleichen Bereich wie die im oben beschriebenen Versuchsteil. PANDE & MISRA (1975) erwähnen eine Abnahme der Schwermetallverfügbarkeit bei hohen CaCO3-Gehalten.

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Dass im vorliegenden Versuch dieser Effekt nicht eintritt, kann daran liegen, dass durch das in den Aschen bereits vorhandene CaCO3 der hemmende Einfluss dieser Verbindung bereits maximal ausgenutzt wird, eine weitere Zugabe also wirkungslos bleibt.

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Abbildung 45: Kupfergehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % Kompost mit unterschiedlichen P-Düngern. Die Hinzumischung von 3 % Kompost führt in der Kontroll-Variante im Vergleich zu den Ansätzen ohne Kompost fast zu einer Halbierung der Kupfer-Gehalte. Es scheinen die von HERMS & BRÜMMER (1984) und BRÜMMER & HERMS (1985) erwähnten Mechanismen der Schwermetall-Fulvosäure- und Schwermetall-Huminsäure-Komplexbildung die Aufnahme in die Biomasse zu erschweren. Die TP- und SP-Varianten weisen, vermutlich durch die Zugabe von den darin enthaltenen Salzen, in etwa die gleichen Gehalte auf wie die Varianten ohne Kompost-Beimischung.

5.2.5.3.2 Chlor, Eisen, Mangan, Silicium, Chrom, Nickel, Blei, Zink und Cadmium Die Chlorid-Gehalte der Biomasse sind ähnlich hoch wie im Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen. Sie liegen bei den Varianten 7:3-Mischung und den zusätzlich mit Kalk versorgten Varianten zwischen 1,6 und 2,6 % Cl- der Trockenmasse. Die höchsten Gehalte sind bei den Kompost-Varianten zu finden, die Gehalte bis 3,4 % aufweisen. Es sind keine spezifischen Schadsymptome aufgetreten. Die Eisen-Gehalte schwanken zwischen 91 und 608 ppm. Sie bewegen sich damit etwa in der Bandbreite wie sie im Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen nachgewiesen werden konnten. Sie sind als eher niedrig einzustufen. Die höchsten Eisen-Gehalte weisen die Kontrollen ohne Kompost und die SP 4000-

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Variante auf (ca. 300 bis 600 ppm). Wie bereits erwähnt, führen hohe Kupfer-Gehalte zu induziertem Eisenmangel, gleichzeitig führt eine Phosphor-Düngung zu Ausfällungen von Fe-Phosphat sowohl im Boden als auch in der Pflanze selbst (KASHIRAD ET AL. 1973). Abhilfe könnte eine zusätzliche Eisen-Düngung, eventuell als Blattdüngung verabreicht, schaffen. Mangan ist in der Biomasse tendenziell mehr enthalten als im vergleichbaren ersten Schnitt des vorherigen Gefäßversuchs. Die Gehalte liegen im Bereich um 500 ppm (438 bis 720 ppm). Sie sind somit ausreichend bis hoch mit diesem Element versorgt. Die Silicium-Gehalte sind wie im Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen mit 0,068 bis 0,10 % als sehr niedrig einzustufen. Das Element Chrom erwies sich bereits im ersten Gefäßversuch als kritisch, da die Literatur-Grenzwerte von 5,9 bis 10 ppm fast erreicht wurden. Im vorliegenden Gefäßversuch werden diese Gehalte zum Teil sogar noch deutlich überschritten. Die SP 4000-Variante und die Kontrolle mit Kalk-Zugabe weisen Gehalte von 15,6 bzw. 10,8 ppm auf. Bei diesen Gehalten muss mit einer Schädigung durch Chrom gerechnet werden. Die Nickel-Gehalte betragen maximal 29,8 ppm (Kontrolle mit Kalk) und sind als unbedenklich für ein gesundes Pflanzenwachstum einzustufen. Die Blei-Gehalte liegen fast alle unter der Nachweisgrenze von 0,1 ppm. Der höchste Gehalt ist bei der SP 4000-Variante mit 2,6 ppm nachzuweisen, der nach den Literaturdaten aus Abschnitt 2.3.13 als unbedenklich gelten kann. Zink liegt in der Biomasse mit Gehalten von 46 bis 250 ppm in mit dem Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen vergleichbaren Mengen vor. Sie gelten als unbedenklich für ein Pflanzenwachstum. Ein direkter Zusammenhang von erhöhter Phosphor-Verfügbarkeit und abnehmenden Zinkgehalten in der Biomasse, wie WALLNÖFER & ENGELHARDT (1988) ihn beschreiben, konnte nicht erkannt werden. Auch die Cadmium-Gehalte können mit Werten unter der Nachweisgrenze von 0,1 ppm und 0,3 ppm aus der Sicht der Pflanzenernährung als unbedenklich gelten.

5.2.5.3.3 Bor Dass Bor in Flugaschen und ähnlichen Verbrennungsprodukten in großen Mengen vorhanden ist und durchaus pflanzenschädigend wirken kann ist allgemein bekannt (AITKEN ET AL. 1984, ENGELKE & MARSCHNER 1991, HOLLIS ET AL. 1988, RANSOME & DOWDY 1987, MAAS 1986, BURKMAN ET AL. 1987, ELSEEWI ET AL. 1981, MULFORD & MARTENS 1971, ROMNEY ET AL. 1977). Die Tatsache, dass das SAV-Stabilisat nur zu 30 % in der Substratmischung vorhanden ist, ließ es zunächst nicht notwendig erscheinen, den Borgehalt in der Biomasse zu ermitteln. Einige Varianten wiesen nach dem ersten Schnitt jedoch ein besonderes Schadbild auf: Von den Schnittstellen her erfolgte ein nekrotisches Absterben der Blätter. Die Pflanzen überlebten als Ganzes, aber einige Blätter gingen auf diese Weise verloren. Dieses Schadbild erinnert stark an jenes, das in KOHL & OERTLI (1961) beschrieben, wird. Danach wird Bor im Transpirationsstrom der Blätter transportiert und konzentriert sich an den Stellen mit der höchsten Wasserverdunstung, an den Blatträndern, bzw. bei einer Verletzung der Blätter an

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dieser Stelle. Von dort gehen dann nekrotische Veränderungen aus, die zu einem Totalverlust des Blattes führen können. Grundsätzlich handelt es sich bei Bor um ein essenzielles Nährelement von Pflanzen, welches sich in zahlreichen Gebieten der Erde im Mangel befindet (BUSSLER 1979b). Nach BURKMAN ET AL. (1987) führt ein Borgehalt von 459 ppm in der Trockensubstanz von Triticum aestivum zu einer Ertragsminderung von 25 % der Biomasse, bei Phaseolus vulgaris ist dies bei 228 ppm der Fall. KLUGE (1990) definiert für Hordeum vulgare und Triticum aestivum den „toxischen Symptomgrenzwert“ (TSG), bei dem erste Symptome einer Bor-Schädigung zu erkennen sind und den „toxischen Ertragsgrenzwert“ (TEG), bei dem es zu einem Ertragsrückgang um 10 % kommt. Der TSG für Hordeum vulgare liegt demnach bei 15 – 35 ppm, für Triticum aestivum bei 70 - 130 ppm Bor. Der TEG wird von KLUGE für beide Arten mit 80 – 130 bzw. 220 – 280 ppm angegeben. Es fällt bereits bei diesen zwei Beispielen auf, dass der Rahmen, in dem sich die Bor-Toleranz bewegt, schon innerhalb der Poaceae sehr weit ist. Konkrete Zahlen zu Lolium perenne standen nicht zur Verfügung. In den Abbildungen 46 bis 48 sind die Borgehalte der Versuchspflanzen im vorliegenden Gefäßversuch dargestellt.

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Abbildung 46: Borgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 mit unterschiedlichen P-Düngern. Es ist auffällig, dass die unterschiedlich hohe Düngung mit Triple-Phosphat praktisch keine Auswirkungen auf den Borgehalt hat, während die Superphosphat-Varianten einen deutlichen Trend zur Erhöhung der Borgehalts mit steigender Düngermenge aufweisen. Auch die Zusätze Kalk und Kompost führen nicht zu einer Veränderung in der Boraufnahme. Diese scheint von der zusätzlichen Salzbelastung durch die SP-Gaben dominiert zu sein.

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Die Höhe der Borgehalte in den Versuchspflanzen ist im Vergleich zu den Zahlen von KLUGE (1990) hoch. ENGELKE & MARSCHNER (1991) ermittelten für Vicia faba auf Flugasche sogar 734 ppm Bor in der Trockensubstanz. Sie bemerken dazu: „Die Ergebnisse der Versuche zeigen, dass die hohen pflanzenschädigenden Borgehalte der Substrate das Pflanzenwachstum zwar hemmen, jedoch nicht verhindern“. Sie halten das Substrat aus Flugasche für prinzipiell begrünbar.

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Abbildung 47: Borgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % kohlensaurem Kalk mit unterschiedlichen P-Düngern.

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Abbildung 48: Borgehalte der oberirdischen Biomasse von Lolium perenne auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 7:3 und 3 % Kompost mit unterschiedlichen P-Düngern.

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Bemerkenswert ist, dass im vorliegenden Versuch mit nur 30 % SAV-Anteil im Substrat ähnlich hohe Borgehalte in der Biomasse erreicht werden wie bei ENGELKE & MARSCHNER (1991) mit einem reinen Flugasche-Substrat. Auch dieses könnte eine Folge des durch den Rekal-Rückstand bedingten hohen Salzgehaltes sein.

5.3 Keim- und Aufwuchsversuche auf Rekal-Rückstand und Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat- Mischung Die im Folgenden beschriebenen Keim- und Aufwuchsversuche wurden parallel zu den oben beschriebenen Gefäßversuchen durchgeführt und dienten der Selektion von Arten bzw. Sorten, die die verwendeten Substrate als Wuchsunterlage nutzen können. Als Arten bezeichnet man allgemein in der Botanik Abstammungsgemeinschaften, die durch konstante erbliche Merkmale charakterisiert sind, die untereinander kreuzbar und deren Nachkommen fertil sind (vgl. u. a. BICK 1989, SITTE et al. 1998). Sorten hingegen sind durch gezielte menschliche Auswahl und züchterische Förderung bestimmter Merkmale entstanden und zeichnen sich durch ein besonderes Maß an Einheitlichkeit des Aufwuchses aus (GEISLER 1988).

5.3.1 Keimversuch auf Rekal-Rückstand Bei diesem Versuch wurde dasselbe entsalzte Ausgangsmaterial verwendet wie beim Gefäßversuch mit Rekal-Rückstand (s.o.). In den Tabellen 6 und 7 sind die Gräser und Kräuter, die für die Keim- und Aufwuchsversuche auf Rekal-Rückstand verwendet wurden aufgelistet. Die Gräser und Kräuter wurden in erster Linie nach den Gesichtspunkten der Trockenheitsverträglichkeit und Salztoleranz ausgewählt, da an den steilen Flanken der zu begrünenden Rückstandshalden häufig extreme klimatische Bedingungen herrschen (vgl. u.a. LÜCKE 1997) und es durch Verwehungen an Absetzern oder frisch geschütteten Steinsalzflächen zu Salzbelastungen der Pflanzen kommen kann. Bei den Kräutern werden einige Leguminosen getestet, weil diese in ihren Wurzeln zu einer Symbiose mit stickstofffixierenden Bakterien der Gattung Rhizobium fähig sind. Diese Bakterien können den für Pflanzen nicht nutzbaren Luftstickstoff fixieren und stellen ihn der Pflanze zur Verfügung. Sollte es gelingen diese Leguminosen auf dem Material zu etablieren, könnte auf eine zukünftige Stickstoffdüngung weitgehend verzichtet werden.

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Tabelle 6: Übersicht über die im Keim-und Aufwuchsversuch auf Rekal-Rückstand verwendeten Gräser.

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Artname Sorte

1 Agropyron repens keine Sortenbezeichnung 2 Agrostis tenuis HIGHLAND BENT 3 Agrostis tenuis LITENTA 4 Dactylis glomerata LIDACTA 5 Festuca ovina BORNITO 6 Festuca ovina CRYSTAL 7 Festuca ovina LIVINA 8 Festuca rubra LIBANO 9 Festuca rubra LIFALLA 10 Festuca rubra LIPROSA 11 Festuca rubra LIROSY 12 Festuca rubra LIROUGE 13 Festuca rubra NFG TH. ROEMER 14 Lolium perenne LISUNA 15 Poa compressa keine Sortenbezeichnung 16 Poa pratensis ALSA -BERBI 17 Poa pratensis LIMOUSINE

Alle Versuchsansaaten wurden in einer Variante auf ungedüngtem Substrat durchgeführt und in einer weiteren Versuchsanstellung auf einem mit 25 kg/ha N gedüngten Substrat. Verwendet wurde dafür ein handelsüblicher Mehrnährstoffdünger mit den Nährstoffanteilen 15 : 15 : 15 NPK. Die ungedüngte Variante soll zum einen klären helfen, ob auf diesem Material eine Stickstoffdüngung von 25 kg/ha bereits zu einer negativen Beeinflussung des Wachstums von Leguminosen (Fabaceae, hier die Arten Anthyllis vulneraria, Lotus corniculatus, Medicago lupulina, Trifolium pratense und T. repens), die bekannt für ihre Empfindlichkeit gegenüber Stickstoffdüngung sind, führt. Zum anderen soll getestet werden, ob die Düngung positive Effekte auf Keimung und Verwurzelung sämtlicher anderen Arten, bzw. Sorten ausübt. Tabelle 7: Übersicht über die im Keim- und Aufwuchsversuch auf Rekal-Rückstand verwendeten Kräuter.

lfd. Nr.

Artname Sorte

18 Achillea millefolium keine Sortenbezeichnung 19 Anthyllis vulneraria keine Sortenbezeichnung 20 Lotus corniculatus LEO 21 Medicago lupulina VIRGO 22 Tanacetum vulgare keine Sortenbezeichnung 23 Taraxacum spec. keine Sortenbezeichnung 24 Trifolium pratense RENOVA 25 Trifolium repens LIREPA

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Der Versuch begann am 30. Mai mit der Aussaat der Diasporen. Bereits am vierten Tag nach der Einsaat konnte bei einigen Arten die Keimung beobachtet werden. Die Reihenfolge des Auflaufens der Gräser und Kräuter gestaltete sich wie folgt: 4. Tag Trifolium pratense, Tanacetum vulgare, Medicago lupulina, Lotus corniculatus, Anthyllis vulneraria, Lolium perenne LISUNA 5. Tag Taraxacum spec., Achillea millefolium, Festuca rubra TH. ROEMER, F.

rubra LIROUGE, F. rubra LIROSY, F. rubra LIPROSA, F. rubra LIFALLA, F. rubra, LIBANO, F. ovina CHRYSTAL

6. Tag Trifolium repens, Poa pratensis LIMOUSINE, P. pratensis ALSA-BERBI, Poa compressa, Festuca ovina LIVINA, Dactylis glomerata LIDACTA, Agrostis tenuis, LITENTA, A. tenuis HIGHLAND BENT

7. Tag Festuca ovina BORNITO, Agropyron repens Die Tatsache, dass bei sämtlichen Ansaaten wenigstens ein Teil der Diasporen keimt und diese Keimung bei allen Arten bzw. Sorten in einem sehr begrenzten Zeitraum von nur vier Tagen einsetzt, lässt den Schluss zu, dass das Substrat grundsätzlich nicht von vornherein als phytotoxisch zu bewerten ist. Nach 46 Tagen wurde der Versuch am 15. Juli beendet. Zunächst wurden sämtliche gekeimten Diasporen gezählt, um zu dokumentieren, ob eine direkte Beeinflussung der Keimung durch die Düngung erfolgt. Die Ergebnisse sind in Abbildung 48 zusammengefasst. Diese Zahl enthält auch die zwar gekeimten aber innerhalb des Untersuchungszeitraumes abgestorbenen Individuen.

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Abbildung 49: Gekeimte Pflanzen auf Rekal-Rückstand in der gedüngten und ungedüngten Variante. Die Angaben beziehen sich auf den Anteil der gekeimten von den ausgelegten Diasporen. Zu Versuchsende abgestorbene Pflanzen sind ebenfalls enthalten.

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Bei den Gräsern ist zu beobachten, dass von 17 Arten, bzw. Sorten elf eine tendenziell höhere Keimungsrate in der gedüngten Variante aufweisen. Unter den Gräsern die eine höhere Keimungsrate auf ungedüngtem Material aufweisen, zeigen Festuca ovina CRYSTAL, F. rubra LIROSY, F. rubra LIFALLA und Lolium perenne LISUNA die deutlichsten Unterschiede. Bei Festuca rubra LIBANO und Poa pratensis ALSA-BERBI sind die unterschiedlichen Keimungsraten auf gedüngtem und ungedüngtem Rekal-Rückstand so gering, dass sie vernachlässigbar sind. Aus diesen Ergebnissen lässt sich folglich ableiten, dass die getesteten Gräser zum überwiegenden Teil in ihrer Keimung durch die Düngergabe gefördert wurden. Betrachtet man die in Abbildung 50 dargestellten Anteile vitaler und im Substrat gut verwurzelter Pflanzen, so stellt sich die Situation bei den vier oben genannten Arten, bzw. Sorten mit höherer Keimung auf ungedüngtem Substrat anders dar. Zwar sind mehr Pflanzen ohne Düngung gekeimt, es ist jedoch zu erkennen, dass es mehr gut verwurzelte Exemplare im Substrat mit Düngung als ohne Düngung gibt. Insgesamt ist nur bei Festuca rubra LIBANO eine nennenswert höhere Anzahl gut verwurzelter Pflanzen ohne Düngung zu erkennen. Die Düngung stärkt offensichtlich die Keimlinge im Versuchszeitraum und ermöglicht eine stärkere Wurzelentwicklung.

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gedüngt ungedüngt

Abbildung 50: Anteile der gut im Substrat verwurzelten, vitalen Pflanzen auf Rekal-Rückstand in der gedüngten und ungedüngten Variante. Bei den Kräutern zeigen innerhalb der Gruppe der Leguminosen vier von fünf Arten eine höhere Keimungsrate ohne Düngung. Betrachtet man auch hier wieder die Anteile der gut im Substrat verwurzelten Pflanzen, zeigt lediglich Trifolium pratense eine geringere Anzahl ohne Düngung, die drei anderen Leguminosen verwurzeln sich im Substrat mit Düngung besser.

Die drei getesteten Nichtleguminosen zeigen sowohl bei der Anzahl der gekeimten Diasporen als auch bei den gut verwurzelten Exemplaren eine bessere Leistung mit NPK-Düngung.

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Die gedüngte Variante wurde zusätzlich zu den ermittelten Keimungsraten und den vitalen, im Substrat verwurzelten Pflanzen auf diverse Eigenschaften hin untersucht, um eine möglichst umfangreiche und genaue Einschätzung der Leistungen der einzelnen Arten bzw. Sorten auf diesem Material zu erhalten. Dazu wurde ein eigenes Bonitierungsschema entwickelt, welches im Folgenden vorgestellt wird.

Bonitierungsschema

I. Allgemeine Beobachtungen

Farbe Der allgemeine Farbeindruck der Pflanzen wird in einer fünfteiligen Skala abgeschätzt und durch Punkte bewertet, dabei bedeuten 1 Punkt = gelb, 2 Punkte = gelb-grün, 3 Punkte = mittelgrün, 4 Punkte = grün, 5 Punkte = dunkelgrün. Die ermittelte Punktzahl wird mit dem Faktor 3 multipliziert.

Wuchsverhalten Zahlreiche Pflanzen neigen trotz ausreichender Verwurzelung im Substrat zu einem für die Art untypischen niederliegenden Wuchs. Sie können somit ihre Blätter nicht optimal ausrichten, sind schlaff und anfällig für Pilzerkrankungen. Ein aufrechter Wuchs der Pflanze ist also als positives Merkmal zu werten. Die Bewertung erfolgt nach dem prozentualen Anteil der vitalen Pflanzen, die einen aufrechten Wuchs zeigen. 0 –20 % = 0 Punkte, 21 – 30 % = 5 Punkte, 31 – 40 % = 10 Punkte, 41 – 50 % = 15 Punkte, 51 – 60 % = 20 Punkte, > 60 % = 25 Punkte. Eine Bewertung in dieser Kategorie erfolgt nur, wenn überhaupt mindestens 20 % der Pflanzen einen vitalen Habitus zeigen.

Auflaufverhalten räumlich

Oft sind in den Keimschalen kleine Unterschiede in der Substratoberfläche zu beobachten: Bereiche mit feinem Material wechseln mit solchen, die eine Häufung von Material-Aggregaten zeigen. In eher verklumpten Bereichen war in der Regel aufgrund der kleinstklimatischen Vorteile eine bessere Keimung zu erkennen. Ein Auflaufen der Ansaat auch im sehr feinkörnigen Material ist daher als positives Merkmal zu werten. Die Bewertung erfolgt bei ungleichmäßigem Auflaufen mit 0 Punkten, bei sehr gleichmäßigem Auflaufen mit bis zu 20 Punkten.

Auflaufverhalten zeitlich

Ein zeitlich sehr gleichmäßiges Auflaufen der Keimlinge bedeutet zwar eine rasche Vegetationsbedeckung einer or Erosion schüt enden Fläche eine

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vor Erosion zu schützenden Fläche, eine zwischenzeitlich eintretende Trockenperiode kann aber schlagartig das gesamte Keimpotential einer solchen Ansaat vernichten. Es wird daher als positiv angesehen, wenn sich die Keimung über einen längeren Zeitraum hinzieht. Eine zu Versuchsende komplett abgeschlossene Keimung in der Versuchsschale wird mit 0 Punkten bewertet, dauert die Keimung bei Versuchsende noch an, erfolgt eine Bewertung mit 10 Punkten.

Anzahl der gebildeten Blätter

Die bis zum Versuchsende von den Pflanzen gebildete durchschnittliche Blattanzahl wird mit dem Faktor zwei multipliziert.

allgemeiner Eindruck der aufgewachsenen Pflanzen

Unter diesem Punkt werden Auffälligkeiten wie abgestorbene Bereiche und Stressfärbungen in die Bewertung einbezogen. 1 Punkt = Pflanzen fastabgestorben, 2 Punkte = kränklich oder winzig mit Stressfärbung oder überwiegend braunen Spitzen, 3 Punkte = zwischen 2 und 4, 4 = Pflanzen mit kleinen braunen Spitzen, 5 = Pflanzen vital. Die ermittelte Punktzahl wird mit dem Faktor 5 multipliziert.

II. Spezieller Teil

Diaspore ist gekeimt aber dann abgestorben

Die Pflanze ist zwar bereits abgestorben, dass sie jedoch überhaupt gekeimt ist, wird bereits als positiv bewertet. Der prozentuale Anteil der gekeimten, toten Pflanzen pro Aussaatschale wird mit dem Faktor 0,25 multipliziert.

Wurzeln nicht im Substrat, Pflanze grün

Die Pflanze ist lebendig aber in der Regel schlecht entwickelt, da ihre Wurzeln nicht im Substrat verankert sind. Der prozentuale Anteil derartig gewachsener Pflanzen pro Aussaatschale wird mit dem Faktor 0,5 multipliziert.

Wurzeln im Substrat, Pflanze grün

Die Pflanzen sind lebendig und ihre Wurzeln gut im Substrat verankert. Der prozentuale Anteil derartig gewachsener Pflanzen pro Aussaatschale wird mit dem Faktor 2 multipliziert.

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Die Anwendung dieses Bonitierungsschemas auf den Keim- und Aufwuchsversuch auf Rekal-Rückstand ist in Tabelle 8 dargestellt. Die Gräser und Kräuter wurden getrennt nach Punkten gewertet und den einzelnen Arten Rangstufen nach ihrem Verhalten auf diesem Substrat zugeteilt.

Die für dieses Substrat am besten zur Begrünung geeigneten Gräser sind demnach Lolium perenne LISUNA, Festuca rubra LIPROSA, Dactylis glomerata LIDACTA, Festuca rubra LIBANO und F. rubra LIROSY.

Die am besten geeigneten Kräuter sind nach diesem Verfahren Medicago lupulina VIRGO, Trifolium repens LIREPA und Trifolium pratense RENOVA.

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Tabelle Ergebnisse der Bonitierung auf Rekal RE_tab.xls dipl

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5.3.2 Keimversuch auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat In diesem Versuchsteil wurde der entsalzte Rekal-Rückstand trocken mit SAV-Stabilisat im Masseverhältnis 7 : 3 (bezogen auf die Trockensubstanz) in einem Zementmischer vermischt. Die weitere Behandlung erfolgte analog zum Versuchsteil auf Rekal-Rückstand, auf eine nichtgedüngte Variante wurde verzichtet. Einige Arten bzw. Sorten erschienen nach weiteren Recherchen als lohnenswert, auf dem Substrat getestet zu werden, so zum Beispiel die auf trockenen und oft kalkreichen Standorten anzutreffenden Trespenarten Bromus inermis und Bromus erectus. Eine Übersicht über die in diesem Versuchsteil verwendeten Arten bzw. Sorten geben die Tabellen 9 und 10. Tabelle 9: Übersicht über die im Keim-und Aufwuchsversuch auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat verwendeten Gräser. Die mit gekennzeichneten Arten/Sorten sind gegenüber dem Versuch auf Rekal-Rückstand neu hinzugenommen.

lfd. Nr.

Artname Sorte

1 Agropyron repens keine Sortenbezeichnung 2 Agrostis tenuis HIGHLAND BENT 3 Agrostis tenuis LITENTA 4 Bromus erectus keine Sortenbezeichnung 5 Bromus inermis keine Sortenbezeichnung 6 Dactylis glomerata LIDACTA 7 Festuca ovina BORNITO 8 Festuca ovina CRYSTAL 9 Festuca ovina LIVINA 10 Festuca rubra BOREAL 11 Festuca rubra LIBANO 12 Festuca rubra LIPROSA 13 Festuca rubra LIROSY 14 Festuca rubra LIROUGE 15 Festuca rubra NFG TH. ROEMER 16 Hordeum vulgare keine Sortenbezeichnung 17 Lolium perenne JUWEL 18 Lolium perenne LISUNA 19 Lolium perenne Livonne 20 Phleum pratense Ligrasso 21 Poa compressa keine Sortenbezeichnung 22 Poa pratensis ALSA -BERBI 23 Poa pratensis LIMOUSINE

Der Versuch begann am, 1. August mit der Aussaat der Diasporen. Am vierten Tag nach der Einsaat konnte bei zahlreichen Arten die Keimung beobachtet werden. Die Reihenfolge des Auflaufens der Versuchspflanzen verlief wie folgt:

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4. Tag Brassica napus, Trifolium pratense RENOVA, Anthyllis vulneraria, Lotus corniculatus LEO, Trifolium repens LIREPA, Onobrychis viciifolia, Hordeum vulgare, Medicago lupulina VIRGO

5. Tag Phleum pratense LIGRASSO, Achillea millefolium, Lolium perenne JUWEL, Lolium perenne LIVONNE, Lolium perenne LISUNA, Tanacetum vulgare 6. Tag Festuca ovina CRYSTAL, Festuca rubra LIBANO, Festuca rubra BOREAL, Festuca rubra NFG, Festuca rubra LIPROSA, Dactylis glomerata LIDACTA 7. Tag Festuca rubra LIROSY, Agrostis tenuis LITENTA, Bromus erectus,

Taraxacum spec., Festuca ovina BORNITO, Festuca ovina LIVINA 11. Tag Poa compressa, Agrostis tenuis HIGHLAND BENT 12. Tag Festuca rubra LIROUGE, Poa pratensis LIMOUSINE, Poa pratensis ALSA

BERBI 15. Tag Agropyron repens Wegen der im Vergleich zum Versuchsteil auf Rekal-Rückstand unterschiedlichen Belichtungsverhältnisse, muss auf einen direkten Vergleich dieser beiden Versuchsteile verzichtet werden. Es können nur innerhalb der einzelnen Versuchsteile die relativen Wuchsergebnisse der Ansaaten verglichen werden. Tabelle 10: Übersicht über die im Keim-und Aufwuchsversuch auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat verwendeten Kräuter. Die mit gekennzeichneten Arten/Sorten sind gegenüber dem Versuch auf Rekal-Rückstand neu hinzugenommen

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Artname Sorte

24 Achillea millefolium keine Sortenbezeichnung 25 Anthyllis vulneraria keine Sortenbezeichnung 26 Lotus corniculatus LEO 27 Medicago lupulina VIRGO 28 Onobrychis viciifolia keine Sortenbezeichnung 29 Tanacetum vulgare keine Sortenbezeichnung 30 Taraxacum spec. keine Sortenbezeichnung 31 Trifolium pratense RENOVA 32 Trifolium repens LIREPA

Es wurde dasselbe Bonitierungsschema angewendet wie in Versuchsteil auf Rekal-Rückstand, die Ergebnisse der Bonitierung des zweiten Versuchsteils sind in Tabelle 11 wiedergegeben. Daraus ist ersichtlich, dass für die Begrünung von Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat im Mischungsverhältnis 7 : 3 die Gräser Hordeum vulgare, Festuca rubra LIPROSA, Lolium perenne JUWEL, Dactylis glomerata LIDACTA und Festuca rubra LIBANO gut geeignet sind. Von den Kräutern bieten sich Brassica napus, Trifolium pratense RENOVA, Lotus corniculatus LEO und Achillea millefolium an.

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Tabelle Ergebnisse Bonitierung auf Rekal SAV Kvra_tab

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Gewächshausversuche – Zusammenfassung

5.4 Zusammenfassung der Ergebnisse aus dem Gewächshaus Die Gefäßversuche sagen aus, dass das Material grundsätzlich begrünbar ist. Die Versuche auf Rekal-Rückstand und Rekal-Rückstand/Stabilisat-Mischungen belegen, dass Stickstoff, Kalium und Magnesium zumindest für die erste Vegetationsperiode ausreichend im Material vorhanden sind und auch von den Pflanzen aufgenommen und assimiliert werden. Ein deutlicher Mangel besteht in der Phosphor-Versorgung der Pflanzen, da offensichtlich Phosphat stark in den Substraten festgelegt wird. Die Biomasse ist hoch mit Chlor versorgt, welches besonders über die osmotische Wirkung in der Bodenlösung in Zusammenhang mit zusätzlichen Düngemaßnahmen ein Problem darstellen kann. Die Versorgung der Biomasse mit Eisen ist als eher schlecht zu bezeichnen. Besonders im Zusammenhang mit hohen Kupfer-Gehalten, welches das Eisen in bestimmten Enzymen verdrängen kann, kann dieser Mangel die Pflanzengesundheit negativ beeinflussen. Mangan ist ausreichend vorhanden und wird von der Biomasse auch aufgenommen; Mangan kann die Eisen-Aufnahme negativ beeinflussen. Die Silicium-Versorgung der Pflanzen ist sehr gering, eindeutige Literaturdaten zu Mangel-Grenzwerten und -Symptomen sind nicht verfügbar. Die Chrom-Gehalte erreichen z.T. kritische Werte, eine eindeutige Korrelation mit Wachstumsdepressionen ist aber nicht nachweisbar. Die Kupfer-Gehalte sind gegenüber Pflanzen natürlicher Standorte deutlich erhöht. Sie liegen z.T. in Bereichen, in denen mit ersten negativen Auswirkungen auf die Pflanzenproduktion gerechnet werden muss. Im zweiten Schnitt ist eine tendenzielle Abnahme der Kupfer-Gehalte zu erkennen. Im Gefäßversuch zur Nährstoffoptimierung mit unterschiedlichen Phosphat-Düngern, einer Beimischung von 3 % kohlensaurem Kalk bzw. 3 % Kompost, ist es gelungen, die P-Versorgung der Pflanzen entscheidend zu verbessern. Es ist besonders die Anwendung von Triple-Phosphat in Dosen von ca. 1000 kg P2O5/ha zu empfehlen. Um eine kurzfristige hohe Salzbelastung der Bodenlösung durch den Dünger zu vermeiden, empfiehlt es sich, die Düngegaben in kleineren Dosen über die Vegetationsperiode verteilt auszubringen. Die Kompost-Beimischung führte in den Kontroll-Varianten zu einer Verminderung der Kupfer-Aufnahme durch die Pflanzen. Die Verlängerung dieses Versuches gegenüber den vorhergehenden Gefäßversuchen hat gezeigt, dass die Phosphor- und Stickstoff-Versorgung im zweiten Aufwuchs deutlich schlechter waren als im ersten. Daraus kann gefolgert werden, dass im Feldversuch besonders diese beiden Nährelemente rechtzeitig nachgedüngt werden müssen. Eisen und Silicium sind in allen Gefäßversuchen nur in sehr geringem Umfang in der Biomasse vorhanden, eine gezielte Düngung mit diesen Elementen ist sinnvoll.

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Gewächshausversuche – Zusammenfassung

Bor ist mit hohen Gehalten in der Biomasse vertreten. Diese führen zwar nicht zum Absterben der Pflanzen, liegen aber in einem Bereich, in dem mit einem Ertragsrückgang zu rechnen ist. Die Einzelelementgehalte in der pflanzlichen Biomasse geben nur Hinweise auf Mängel oder toxische Einflüsse auf das Wachstum. Die tatsächliche Gesamtwirkung auf den pflanzlichen Organismus ist durch vielfältige synergistische Wirkungen geprägt, die zurzeit noch ungenügend untersucht sind. Diese synergistischen Wirkungen können auch in den hier diskutierten Gefäßversuchen eine Rolle spielen. In Keim- und Aufwuchsversuchen wurden in getrennten Ansätzen zahlreiche Gräser und Kräuter getestet, inwiefern sie Rekal-Rückstand bzw. Rekal/SAV-Stabilisat als Substrat nutzen können. Auf Rekal-Rückstand schnitten Lolium perenne LISUNA, Festuca rubra LIPROSA, Dactylis glomerata LIDACTA, Festuca rubra LIBANO und F. rubra LIROSY unter den Gräsern und Medicago lupulina VIRGO, Trifolium repens LIREPA und Trifolium pratense RENOVA unter den Kräutern am besten ab.

Auf Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat bewährten sich die Gräser Hordeum vulgare, Festuca rubra LIPROSA, Lolium perenne JUWEL, Dactylis glomerata LIDACTA und Festuca rubra LIBANO.

Von den Kräutern bieten sich Brassica napus, Trifolium pratense RENOVA, Lotus corniculatus LEO und Achillea millefolium für eine Begrünungsmischung an.

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Feldversuche – Material und Methoden

6 Feldversuche

6.1 Material und Methoden

6.1.1 Geländeklimatologische Untersuchungen Die vorliegenden Untersuchungen zum Wasser- und Stoffhaushalt von Abdeckmaterialien dienen der Abschätzung von Sickerwasserreduzierungen und den zu erwartenden Frachten löslicher Stoffe aus diesen potenziellen Abdeckungen. Ferner sollen die auf diesen Materialien zu erwartende Wuchsbedingungen für eine Pflanzendecke beschrieben werden. Sie dienen nicht einer Wasserhaushaltsmodellierung. Diese wird im Rahmen des Projektes von der Universität Hannover, Institut für Bodenkunde (Bodenphysik) durchgeführt.

Lufttemperatur und relative Feuchtigkeit wurden mit einem Hygro-Thermographen (Firma Thies, Göttingen) in zwei Meter Höhe in einer Wetterhütte nach WILD (in HÄCKEL 1993) gemessen. Der Erfassungsbereich entsprach einer Woche, die Messgenauigkeiten betrugen für die Temperatur 1 % (Messbereich –35 bis +45°C), für die rel. Feuchtigkeit 2 % (Messbereich 0 bis 100 %). Die Tagesmittel der Temperatur wurden mit tm = ¼ (t7 + t24 + 2t21), die Tagesmittel der Luftfeuchte mit fm = 1/3 (f7 + f14 + f21) ermittelt (DIN 19685 1979).

Die Niederschlagserfassung erfolgte mit einem Hellmann Niederschlagsschreiber (Firma Thies, Göttingen) in 1,5 m Höhe mit einer Auffangfläche von 200 cm². Zusätzlich eingesetzte Niederschlagssammler dienten der Erfassung der Niederschläge in unmittelbarer Umgebung der Lysimeter. Hierzu wurden Eigenbauten des Typs Hann. Münden gemäß der Vorgaben in DVWK (1982) benutzt. Diese besitzen eine Auffangfläche von 100 cm², die Fangflaschen waren durch Keramikplättchen gegen Rückverdunstung geschützt. Sieben Sammler dieses Typs wurden in einem Meter Höhe auf dem Lysimeterfeld aufgebaut, angegeben wird im Ergebnisteil der Medianwert aus den sieben Messungen, um Ausreißer auszuschließen. 14 weitere Sammler dieses Typs wurden in Anlehnung an DVWK (1980) bodeneben im Lysimeterfeld eingebaut. Auch hier erfolgte eine Medianwertbildung aus den Messdaten. Der Schneeniederschlag wurde ebenfalls mit diesen Einrichtungen erfasst.

Bodentemperaturen wurden mit Fernthermographen (Firma Thies, Göttingen) mit Messbereich –10 bis +50°C in den Tiefen 0-2 cm, 5-7 cm, 10-12 cm bzw. mit dem Messbereich –15 bis +30 in den Tiefen 15-17 cm, 20-22 cm und 30-32 cm ermittelt. Diese Messungen wurden zum einen neben der Wetterhütte im Dauergrünland als angestrebtem „Idealzustand der Rekultivierung“ und zum anderen in dem die Lysimeter umgebenden SAV-Stabilisat durchgeführt, um hier die Temperaturextreme zu erfassen, die vor, bzw. zu Beginn der Rekultivierung zu erwarten sind. Die Bodentemperaturen wurden nicht in den Lysimetern im Rekal-Rückstand oder der Mischung Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat durchgeführt, um die Messfühler nicht durch den hohen Salzgehalt der Materialien zu beschädigen. Die Ergebnisse können folglich nur bedingt auf den Rekal-Rückstand übertragen werden.

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Die Windgeschwindigkeit wurde mit Schalenkreuz-Anemometern der Firma Thies, Göttingen, gemessen. Da bei den Geräten lediglich wöchentlich der Windweg abgelesen wurde, wurden monatliche Mittelwerte der Windgeschwindigkeiten bestimmt. Windspitzen sind somit nicht ermittelbar. Dennoch können die so gewonnenen Ergebnisse Hinweise auf die Windverhältnisse am Standort liefern. Es wurden vier Schalenkreuz-Anemometer verwendet: An der Klimahütte in 3 m Höhe (die Einrichtung einer standardisierten Messstelle in 10 m Höhe schied aufgrund des hohen Aufwandes aus), auf dem Lysimeterfeld 1 m über der Feld-Oberfläche (insges. ca. 4,5 m über der Gelände-Oberfläche), direkt am Fuß der Rückstandshalde und ca. 6 m über der Gelände-Oberfläche am Unterhang der Halde.

Zusätzlich wurden in direkter Umgebung des Anemometers auf dem Lysimeterfeld im Zeitraum vom 9.12.1999 bis zum 26.4.2000 vier weitere Schalenkreuz-Anemometer in ca. 25 cm Höhe aufgestellt.

Daten des Deutschen Wetterdienstes, die in der Beaufort-Skala (Windstärke) angegeben sind, wurden mit Hilfe der Näherungsformel in HÄCKEL (1993) in m/s umgerechnet (v = 0,834 * √Bf³ + 0,07).

6.1.2 Lysimeter Die Lysimeteruntersuchungen dienen zum einen der Sickerwasserbilanzierung, zum anderen der Darstellung der Stoffgehalte, die das Niederschlagswasser bei Durchströmen des Materials aufnimmt.

Für die vorliegenden Untersuchungen wurden freidränende Auslauflysimeter in Anlehnung an DVWK (1980) mit gestörten „Bodenmonolithen“ verwendet. Bei „klassischen“ Lysimeteruntersuchungen werden ungestörte Bodenmonolithen eingebaut, bei den hier durchgeführten Untersuchungen wurden die Materialien so wie sie auch auf der Halde aufgebracht werden, mit einem Bagger von oben locker geschüttet in die Lysimeter eingebaut. Verwendet wurden der Rekal-Rückstand wie er aus der werkseigenen Aufbereitungsanlage anfällt und SAV-Stabilisat aus dem Gemeinschaftskraftwerk Hannover. Materialmischungen wurden mit dem Radlader durch viermaliges Umsetzen homogenisiert.

Das Lysimeterfeld befindet sich südlich der Abraumhalde auf dem Gelände des Werkes „Sigmundshall“. Es wurden drei unterschiedliche Lysimetertypen verwendet, die sich in ihrer Höhe, der Form und der Oberflächengröße unterscheiden. Dabei wurden die in DVWK (1980) empfohlenen Mindesthöhen von 120 cm z.T. unterschritten. Dies erfolgte, um einerseits rasch zu Ergebnissen zu gelangen, zum anderen ist nicht zu erwarten, dass die Schichtdicke an der Haldenflanke einheitlich ausfallen wird. Somit erlauben die Ergebnisse der unterschiedlich hohen Lysimeter Aussagen zum Verhalten unterschiedlicher Schichtstärken an der Haldenflanke.

LÜTZKE (1965) fordert für Lysimeter Höhen von mindestens 100 cm. Er begründet dies mit dem Aufstieg von Kapillarwasser und dem Eindringen von Wurzeln bis in die tiefsten Lysimeterschichten. Der Einwand des kapillaren Aufstieges von Wasser und des damit verbundenen verfälschten Ergebnisses bei zu flachen Lysimetern, nämlich der Annahme einer von den äußeren Bedingungen und des Füllmaterials abhängigen zu geringen oder zu hohen Verdunstungsleistung der Boden- oder

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Substratschicht, muss bei den verwendeten kleinen Lysimetern akzeptiert werden. Er wird bei der Diskussion der Ergebnisse eine Rolle spielen.

Die Frage der tiefen Durchwurzelung der Monolithen kann hingegen ausgeklammert werden, da aufgrund des hohen Salzgehaltes des Rekal-Rückstandes eine erfolgreiche Begrünung erst gegen Ende des Versuchs etabliert werden konnte. Eine derartig tiefe Durchwurzelung kann somit ausgeschlossen werden.

Auf dem Lysimeterboden wurde eine kornabgestufte Drainageschicht aus Quarzkies aufgebaut. Die unterste Schicht bestand aus der Korngröße 5,6 bis 8,0 mm, die darauf folgenden aus 3,15 bis 5,6 sowie 2,0 bis 3,15 und 1,0 bis 1,6 mm. Diese Quarzkiesdrainage wurde nach dem Einbau in die Lysimeter gründlich mit Leitungswasser gespült, um anhaftende Verunreinigungen weitestgehend zu entfernen.

Alle Lysimeter verfügen über einen ca. dreiprozentigen Steigungsablauf.

Folgende Lysimeter fanden bei den Versuchen Verwendung:

1. PE-Behälter, ca. 5 mm Wandstärke, Oberfläche ca. 1,1 m², rechteckig, Höhe 0,85 m, eingebaute kornabgestufte Drainageschicht 0,12 m, daraus resultierendes Volumen des Füllmaterials 0,73 m³

2. PE-Behälter, ca. 5 mm Wandstärke, Oberfläche 1,0 m², rund, Höhe 1,50 m, eingebaute kornabgestufte Drainageschicht 0,18 m, daraus resultierendes Volumen des Füllmaterials 1,32 m³

3. Glasfaser-Behälter, ca. 10 mm Wandstärke, Oberfläche 2,0 m², rund, Höhe 3,26 m, eingebaute kornabgestufte Drainageschicht 0,40 m, daraus resultierendes Volumen des Füllmaterials 5,72 m³

Tabelle 12 gibt die Befüllungsvarianten der unterschiedlichen Lysimetertypen wieder.

Die entstandenen Sickerwässer wurden über Schläuche in Fässer abgeführt, die in 14-tägigem Rhythmus entleert und gesäubert wurden. Der Aufbau des Lysimeterfeldes erfolgte im September 1997.

Die Umgebung der Lysimeter wurde mit SAV-Stabilisat in einer Mächtigkeit von ca. einem Meter aufgebaut. Rekal-Rückstand fand zum Aufbau der Umgebung keine Verwendung, da aus diesem Material nach Niederschlägen große Steinsalzmengen ausgetreten wären, die ins umgebende Erdreich hätten eindringen können.

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Tabelle 12: Lysimetertypen, Befüllung und Behandlung.

Lysimeter-Nr.

Lysimeter-Typ Befüllungs-Variante

Aufsättigung

4 Typ I Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 9 Typ I Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 19 Typ II Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 24 Typ II Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 13 Typ III Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 nein 14 Typ III Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 15 Typ III Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 70 : 30 ja 5 Typ I Rekal-Rückstand ja 10 Typ I Rekal-Rückstand ja 20 Typ II Rekal-Rückstand ja 25 Typ II Rekal-Rückstand ja 11 Typ III Rekal-Rückstand ja 12 Typ III Rekal-Rückstand ja

Im März 1998 wurden die Lysimeter (bis auf Lysimeter 13) mit Wasser aufgesättigt und nach der Bildung des ersten Sickerwassers mit Folien abgedeckt. Nach 14 Tagen wurde die Abdeckung entfernt und die ab diesem Zeitpunkt auftretenden Sickerwässer untersucht.

Die Probenmengen wurden durch Auslitern der Lösungen oder Auswiegen der Fässer bestimmt. Wurden die Massen erfasst, erfolgte nach Ermittlung der Dichte der Lösungen die Umrechnung in das Volumen.

Eine repräsentative Teilprobe für jedes Lysimeter wurde in HDPE-Behältern (ca. 1 l) zur weiteren Bearbeitung ins Labor transportiert. Gefilterte und mit 2 % (65 %iger) Salpetersäure versetzte Proben wurde zur Analyse ins Kaliforschungs-Institut gebracht.

Die Proben wurden auf die Parameter pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Stickstoff (NOx-N3, NH4-N, Nges), Chloridgehalt, Cadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, und Zink untersucht.

Die angewendeten Analysemethoden des Kaliforschungs-Instituts und des Labors des Fachgebietes sind bereits im Abschnitt 5.1 erläutert.

Die Ergebnisse wurden wie folgt ausgewertet:

Aus der Eluatmenge und der Konzentration wurde die Fracht ermittelt und aufsummiert. Diese wurden über Q, dem Quotienten aus Eluatmenge und Masse des eluierten Feststoffs aufgetragen. Die in den Berechnungen verwendeten Daten für die anfängliche Schüttdichte wurden WÖHLER (1999) entnommen bzw. daraus abgeleitet. Sie betrugen für Rekal-Rückstand 1,1 g/cm³, für die Mischung aus Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat 1,0 g/cm³.

3 umfasst die oxidierten N-Verbindungen Nitrit (NO2) und Nitrat (NO3)

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Diese Art der Darstellung hat den Vorteil, dass Grenz- oder Richtwerte, die beispielsweise nach DEV S4 für Eluate aufgestellt wurden, in die Darstellung einbezogen werden können.

Für ein Beispiel soll das Verfahren hier erläutert werden: Bei einer Schüttdichte von 1,0 g/cm³ beträgt die Masse in Lysimeter 14 5.720 kg abzüglich ca. 13 % Wassergehalt also ca. 4.976 kg. Werden diese mit Q = 10 eluiert, wie dieses beim Verfahren DEV S4 der Fall ist, ergibt sich folglich eine Eluatmenge von 49.760 l. Der Zink-Grenzwert für die Verwertungsklasse W 2 nach LAB (1998) beträgt 0,6 mg/l. Das heißt, dass im gesamten Eluat von Lysimeter 14 maximal 29,86 g Zink enthalten sein dürfen.

Für die untersuchten Parameter ergeben sich die in Tabelle 13 zusammengestellten Werte für Q = 10 der einzelnen Lysimeter.

Tabelle 13: Zuordnungswerte für Eluate W 2 nach LAB (1998) und daraus abgeleitete Höchstmengen in den Eluaten für Q = 10 für die unterschiedlichen Lysimetertypen und –Befüllungen. W 2 nach

LAB (1998) [mg/l]

Q = 10 für Lysimeter Typ I

[g]

Q = 10 für Lysimeter Typ II

[g]

Q = 10 für Lysimeter Typ III

[g]

Cd 0,01 0,07 0,12 0,53 Cr 0,15 1,02 1,85 8,02 Cu 0,3 2,05 3,70 16,04 Ni 0,2 1,37 2,47 10,70

Rek

al-R

ücks

tand

Zn 0,6 4,10 7,41 32,09

Cd 0,01 0,06 0,11 0,50 Cr 0,15 0,95 1,72 7,46 Cu 0,3 1,91 3,45 14,93 Ni 0,2 1,27 2,30 9,95

Rek

al/S

AV

-Sta

bilis

at

Zn 0,6 3,81 6,90 29,86

Ab Juli 1999 war auf mehreren Lysimetern die Keimung durch Wind eingetragener Samen zu erkennen. Ob diese ein bereits für eine dauerhafte Besiedlung ausreichend entsalztes Substrat vorfanden, konnte durch Probenentnahme nicht geklärt werden, da diese den Wasserfluss im Lysimeter erheblich gestört hätte.

Um die grundsätzliche Begrünbarkeit der Lysimeter im momentanen Zustand zu überprüfen, wurde auf alle Lysimeter gleichmäßig eine Saatgutmischung in der Aussaatstärke von 30 g/m² ausgebracht. Bei dieser Saatgutmischung handelte es sich um

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20 % Lolium perenne JUWEL

20 % Festuca rubra rubra LIROSY

20 % Festuca rubra trichophylla LIBANO

10 % Festuca ovina ovina LIVINA

20 % Dactylis glomerata LIDACTA

10 % Poa pratensis LIMOUSINE

Abweichungen zu den in Abschnitt 5.3 erfolgreich getesteten Sorten entstanden dadurch, dass diese kurzfristig nicht zur Verfügung standen.

Am 27.4.2000 wurden die Deckungsgrade der Gesamt-Vegetation auf den Einzellysimetern und der einzelnen Arten prozentgenau geschätzt.

Nach Abschluss des Lysimeterversuches wurden am 26. und 27. April 2000 Materialproben aus den Lysimetern entnommen. Pro Lysimeter wurden drei PÜRCKHAUER-Bohrstöcke (ggf. mit 1 m Verlängerung) mit 25 mm Innendurchmesser eingetrieben und aus unterschiedlichen Horizonten Materialproben entnommen. Diese wurden anschließend zu einer Mischprobe vereint und weiter bearbeitet. Bestimmt wurden pH-Wert, Chloridgehalt und elektrische Leitfähigkeit.

6.2 Ergebnisse und Diskussion

6.2.1 Geländeklimatologische Untersuchungen

6.2.1.1 Das Klima im Untersuchungsraum Der weitaus größte Teil Niedersachsens liegt nach SEEDORF & MEYER (1992) im Bereich einer mittleren Jahrestemperatur von 8 bis 9°C. Der Standort der Untersuchungen liegt etwa zwischen den Klimastationen Nienburg (Nr. 1531) und Hannover (Flughafen Langenhagen Nr. 1538, siehe Abbildung 51), weshalb deren langjährige Mittel (LJM, dargestellt für den Zeitraum 1951 bis 1980 in STRÄßER 1993, MÜLLER-WESTERMEIER 1990) zur klimatischen Charakterisierung herangezogen werden sollen. Demnach weist Nienburg ein LJM von 8,9°C, Hannover von 8,7°C auf. Die Anzahl der durchschnittlichen frostfreien Tage liegt zwischen 287 (Nienburg) und 281 (Hannover).

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Feldversuche – Ergebnisse und Diskussion

Sigmundshall

Abbildung 51: ● Lage der Klimastationen des DWD, ▲ Lage des K+S-Werkes Sigmundshall (Verändert nach MÜLLER-WESTERMEIER 1990). Entsprechend seiner Lage im Westwindgürtel herrschen in Niedersachsen Winde in südwestlicher bis nordwestlicher Richtung vor. Im Frühjahr liegt die größte Häufigkeit bei NW Winden als Folge von Kaltlufteinbrüchen aus dem Bereich des Nordmeers, auch im Juni bis August bleiben nordwestliche neben südwestlichen Winden vorherrschend. Darin kommt die Wetterlage des „Europäischen Monsuns“ zum Ausdruck, für die das Vordringen von Meeresluft gegen das erwärmte Festland charakteristisch ist. Im Herbst dominieren Südwestwinde, ebenso im Winter. Sie bringen in der Regel feuchte, milde Meeresluft heran, die während des Hochwinters zu Tauwetter führen kann (SEEDORF & MEYER 1992).

Die mittleren Jahresniederschläge liegen im Bereich der Klimastation Nienburg bei 687 mm, im Bereich Hannover bei 644 mm (STRÄßER 1993, MÜLLER-WESTERMEIER 1990).

Von diesen beiden Klimastationen wurden Daten für den Untersuchungszeitraum vom Deutschen Wetterdienst in die vorliegende Arbeit übernommen, zitiert als DWD, ohne Jahresangabe.

6.2.1.2 Lufttemperatur und Niederschlag In den Abbildungen 52 bis 53 sind die monatlichen Temperatur- und Niederschlagsmittel der ermittelten Daten für Sigmundshall, der Daten für den selben Zeitraum vom DWD für die Klimastation Hannover sowie das LJM dieser Klimastation nach STRÄßER (1993) und MÜLLER-WESTERMEIER (1990) dargestellt. Auf die zusätzliche Darstellung der Daten der Klimastation Nienburg wurde der Übersichtlichkeit wegen verzichtet. Die Jahresmittel werden im Text erwähnt.

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Die drei im Jahre 1997 dokumentierten Monate entsprechen in ihren mittleren monatlichen Temperaturen sowohl für die Station Langenhagen als auch für Nienburg recht genau dem LJM.

Die in Sigmundshall gemessenen Niederschläge liegen in den Monaten Oktober und November unter dem LJM, im Dezember etwas darüber. Insgesamt resultiert daraus ein Niederschlagsdefizit gegenüber dem LJM Hannover von 20,0 mm.

Das Temperatur-Mittel und die Niederschlagssummen der untersuchten Monate für 1997 ergaben:

Sigmundshall 5,6°C 131,0 mm

Hannover (DWD) 5,4°C 129,9 mm

LJM Hann. (STRÄßER 1993) 5,5°C 151,0 mm

Nienburg (DWD) 5,5°C 183,4 mm

LJM Nienburg (STRÄßER 1993) 5,6°C 164,0 mm

Die drei untersuchten Monate sind demnach durch eine durchschnittliche mittlere Monatstemperatur und ein ca. 13-prozentiges Niederschlagsdefizit gegenüber dem LJM Hannover gekennzeichnet.

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Okt97

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Sigmundshall Hannover langj. MittelSigmundshall Hannover langj. Mittel

Abbildung 52: Jahre 1997 und 1998, monatliche Temperatur- (Linien) und Niederschlagsmittel (Säulen) für Sigmundshall und der Klimastation Hannover (Daten DWD) sowie das LJM für Hannover (aus STRÄßER 1993 für 1951 bis 1980).

In den mittleren Monatstemperaturen fällt im Vergleich der Daten für 1998 auf, dass besonders die Monate Januar bis März deutlich über den Werten des LJM liegen, April bis Juni ist ebenfalls eine Überschreitung des LJM zu erkennen, während der Rest des Jahres nur von unwesentlichen Abweichungen geprägt ist. Eine Ausnahme dabei bildet der Monat November, der deutlich kälter ausfiel als das LJM.

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Im Bereich der Niederschläge ist besonders auf die sehr trockenen Monate Februar und Mai sowie auf die sehr niederschlagsreichen Monate September und Oktober hinzuweisen. Die Temperatur-Jahresmittel und die Niederschlagssummen für 1998 ergaben:






Das Jahr 1998 war somit überdurchschnittlich warm und, besonders was Sigmundshall betrifft, niederschlagsreich.

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Jan99

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°C]

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Sigmundshall Hannover langj. MittelSigmundshall Hannover langj. Mittel

Abbildung 53: Jahre 1999 und 2000, monatliche Temperatur- (Linien) und Niederschlagsmittel (Säulen) für Sigmundshall und der Klimastation Hannover (Daten DWD) sowie das LJM für Hannover (aus STRÄßER 1993 für 1951 bis 1980).

Das Jahr 1999 ist mit 12,1°C mittlerer Jahrestemperatur in Sigmundshall und 10,6°C in Hannover (DWD) deutlich wärmer als das LJM mit 8,7°C. Besonders auffallend sind die Monate Juli und September, in denen in Sigmundshall das LJM aus Hannover um 4,6 bzw. 7,1°C übertroffen wurde. Hinzu kommen in diesen Monaten extrem geringe Niederschläge: Im Juli fiel in Sigmundshall im Vergleich zu Hannover (LJM) mit 24,7 mm nur etwa ein Drittel der üblichen Niederschlagsmenge (LJM 75,0 mm), im September mit 30,9 mm gegenüber 48,0 nur knapp 64 %, im Oktober sinkt dieser Wert sogar auf rund 50 % ab.

Die Temperatur-Jahresmittel und die Niederschlagssummen für 1999 ergaben:

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Damit ist das Jahr 1999 als trockenes und sehr warmes Jahr einzustufen.

Die Monate Januar bis April 2000 zeichnen sich durch eine deutlich über dem LJM liegende mittlere Monatstemperatur aus, weiterhin ist dieser Zeitraum geprägt von einem überdurchschnittlich regenreichen Februar und einem extrem niederschlagsreichen März, der in Sigmundshall mit 103,0 mm um 257 % über dem LJM Hannovers (40 mm) liegt.

Das Temperatur-Mittel und die Niederschlagssummen der untersuchten Monate für 2000 ergaben:






Somit sind die ersten drei Monate des Jahres 2000 als sehr warm und niederschlagsreich zu bezeichnen.

6.2.1.3 Die Niederschlagsmessungen auf dem Lysimeterfeld Zum Vergleich der Ergebnisse der bodenebenen und in einem Meter Höhe auf dem Lysimeterfeld aufgestellten Hann.-Münden-Sammlern mit dem Hellmann-Sammler an der Wetterhütte sollen lediglich die Gesamtsummen der Jahre 1998, 1999 und die Monate Januar bis April 2000 betrachtet werden. Daraus ergibt sich folgendes Bild:

Hellmann-Sammler 1485,6 mm

Hann.-Münden 1 m 1460,0 mm

Hann.-Münden bodeneben 1745,2 mm

Während die Hann.-Münden-Sammler in 1 m Höhe und der Hellman-Sammler auf nahezu identische Werte kommen (Hellmann 1,8 % mehr), weichen die bodenebenen Hann.-Münden-Sammler erheblich ab und weisen gegenüber denen in 1 m Höhe ein Plus von 19,5 % auf. LÜCKE (1997) stellte eine Differenz von bodenebenen zu Sammlern in 1 m Höhe von 14 % fest, PODLACHA (1999) nennt bei seinen Untersuchungen einen Wert von 17 %. SOKOLLEK (1983) beschreibt Differenzen von 7 bis ca. 25 %. Hervorgerufen werden diese Differenzen nach Auffassung der o. g. Autoren durch die Abnahme der Windgeschwindigkeit in bodennahen Bereichen. Die Windgeschwindigkeit nimmt von 100 cm auf 5 cm um ca. 50 % ab (HÄCKEL 1993, GEIGER 1973), so dass weniger Niederschlag waagerecht über die Sammler hinweggeblasen wird. PODLACHA (1999) weist in diesem

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Zusammenhang eine Korrelation zwischen Windgeschwindigkeit und Differenzen in der Niederschlagserfassung in unterschiedlichen Höhen nach.

Nach DVWK (1980) und WOHLRAB ET AL. (1992) werden die Sickerwässer aus den Lysimetern dem in bodeneben eingebauten Sammlern erfassten Niederschlag gegenübergestellt.

6.2.1.4 Windgeschwindigkeit Die Rückstandshalde im Werk Sigmundshall erstreckt sich hauptsächlich in West-Ost-Ausrichtung, so dass die vorwiegenden West-Winde weitgehend unbeeinflusst an der Südseite über das Lysimeterfeld streichen können. Das Haldenvorland ist nur durch wenige Gehölze, die dem Wind einen Widerstand entgegensetzen, gekennzeichnet.

In Abbildung 54 sind die Windgeschwindigkeiten der unterschiedlichen Messpunkte und der Klimastation Nienburg (DWD) als mittlere Monatswerte für den Untersuchungszeitraum zusammengestellt.

Vergleicht man die Kurven der Wetterhütte mit den Daten der Klimastation Nienburg, fällt auf, dass die Daten aus Nienburg tendenziell niedriger sind. Die Ursache dafür kann in dem sehr offenen Vorland der Rückstandshalde liegen, welches dem Wind sehr wenig Widerstand entgegensetzt.

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Mär Mai Jul

Sept

Nov Jan

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Wetterhütte Lysimeterfeld Halde unten

Halde oben Nienburg

Abbildung 54: Mittlere monatliche Windgeschwindigkeiten im Untersuchungszeitraum Januar 1998 bis April 2000 an den Messpunkten in Sigmundshall und der Klimastation Nienburg (DWD).

Die Ergebnisse auf dem Lysimeterfeld liegen zum großen Teil deutlich über denen der Klimahütte. Das kann zum einen mit der etwas höheren Lage des Schalenkreuz-

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Anemometers (ca. 1 m höher) zusammenhängen, die wesentliche Ursache dürfte jedoch in einer Beschleunigung des Windes liegen, die dadurch entsteht, dass der Wind auf die schrägen Seitenflächen des Lysimeterfeldes auftrifft und dort einen Winddruck verursacht. Beim Überströmen des Lysimeterfeldes kann es zusätzlich zu einem Windsog kommen, der ebenfalls beschleunigend wirkt.

Die zusätzlichen Anemometer in 0,25 m Höhe liefern im Zeitraum 9.12.1999 bis zum 26.4.2000 eine mittlere Windgeschwindigkeit von 1,74 m/s gegenüber 2,84 m/s des Anemometers in 1 m Höhe, das entspricht ca. 61,3 %. Dieses Ergebnis entspricht den Aussagen von HÄCKEL (1993) und GEIGER (1975), nach denen sich die Windgeschwindigkeit von 100 cm auf 5 cm Höhe nahezu halbiert.

Die Auswirkungen des relativ kleinen Bauwerkes Lysimeterfeld auf die Windgeschwindigkeit in dessen direkter Umgebung ließen sich wahrscheinlich an der ungleich größeren Abraumhalde mit geeigneten Messeinrichtungen noch viel deutlicher nachweisen. Einen Hinweis auf den Effekt der Windbeschleunigung an der Haldenflanke liefern die beiden Anemometer, die an der Südflanke der Abraumhalde in 1 m und 6 m Höhe angebracht wurden. Bereits das Anemometer in 1 m Höhe weist nahezu identische Werte wie das der Wetterhütte in 3 m Höhe auf. Das Gerät in 6 m Höhe liefert die deutlich höchsten Werte.

6.2.1.5 Bodentemperaturen Aus der Überlegung heraus, dass insbesondere die Temperaturextreme das Pflanzenwachstum limitieren (SITTE ET AL. 1998), sollen der wärmste und der kälteste Tag des Untersuchungszeitraumes exemplarisch betrachtet und die Temperaturextreme daran dargestellt und diskutiert werden.

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0-2 cm 5 cm 10 cm 30 cm

Abbildung 55: Bodentemperaturen des wärmsten Tages im Untersuchungszeitraum in SAV-Stabilisat des Lysimeterfeldes in 0 - 2 cm, 5 cm, 10 cm und 30 cm Tiefe.

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Der wärmste Tag im Untersuchungszeitraum war der 3.8.1999 mit einer Tagesmitteltemperatur der Luft von 26,3°C. Das Tagesmaximum betrug 33,0°C um 14:30 Uhr, das Tagesminimum betrug 21°C um 7:00 Uhr (t7= 21°C, t14= 32°C, t21= 26°C).

Die gemessenen Bodentemperaturen sind in den Abbildungen 55 und 56 dargestellt.

Der Tagesgang der Oberflächentemperaturen des SAV-Stabilisats weist eine sehr große Amplitude von 26,5 K auf (Minimumtemperatur 16,3°C, Maximumtemperatur 42,8°C). SCHERHAG & LAUER (1985) nennen exakt diese Amplitude für die Oberflächentemperatur eines nackten Bodens für einen Strahlungstag im Frühsommer bei allerdings erheblich niedrigerem Maximalwert (Minimumtemperatur 9,5°C, Maximumtemperatur 36,0°C). GEIGER (1975) nennt für einen bearbeiteten Acker (ohne Vegetation) sogar eine Amplitude von 26,8 K (Minimumtemperatur 9,6°C, Maximumtemperatur 36,4°C). Eine Vegetationsdecke wirkt ausgleichend auf die Bodentemperaturen wie es die Angaben von BLUME (1992) darlegen, der in einer Braunerde mit Rasenbedeckung für einen strahlungsreichen Augusttag eine Amplitude von 15,0 K ermittelte (Minimumtemperatur 11,5°C, Maximumtemperatur 26,5°C).

In Abbildung 55 ist die mit zunehmender Tiefe starke Verzögerung der Maximaltemperatur gut ersichtlich. An der Oberfläche wird die Maximaltemperatur um 16:00 Uhr erreicht, in 5 cm Tiefe erst um 18:00, in 10 cm Tiefe um 21:00 Uhr und in 30 cm Tiefe wird die Maximaltemperatur um 14:00 des Folgetages gemessen.

Besondere Beachtung verdient der gemessene Extremwert von 42,8°C, der deutlich über den in der Literatur für ebene Böden angegebenen Werten liegt. Große Temperaturschwankungen im Tagesgang und hohe Maxima in den oberflächennahen Bodenschichten sind ein Kennzeichen für gut wärmeleitende aber schlecht wärmespeichernde Böden (HÄCKEL 1993). Feste Böden gelten als gute Leiter, lockere, aufgrund ihrer größeren Luftkapazität, als schlechte.

WÖHLER (1999) weist nach, dass SAV-Stabilisat eine Luftkapazität von deutlich unter 6 % aufweist und setzt das mit den in der Literatur angegebenen Daten zur Luftkapazität unter Grasland von mindestens 6 bis 8 % in Beziehung. SAV-Stabilisat ist also aufgrund der sehr geringen Luftkapazität ein sehr guter Wärmeleiter mit geringem Speichervermögen für Energie. Mit zunehmender Beimischung von Rekal-Rückstand nimmt zwar die Luftkapazität zu, die Farbe des Materials wird jedoch dunkler, womit die Albedo abnimmt und es zu einer zusätzlichen Erwärmung des Materials kommt (WÖHLER 1999).

Die in Abbildung 56 dargestellten Werte des Bodens an der Wetterhütte weisen eine deutlich geringere tägliche Amplitude im Gegensatz zu SAV-Stabilisat auf (Amplitude 15,2 K, Minimumtemperatur 17,3°C, Maximumtemperatur 32,5 °C). Dieser sandige Boden besitzt also eine deutlich geringere Wärmeleitfähigkeit und eine bessere Energiespeicherung, was durch die höhere Minimumtemperatur belegt wird. Entscheidend ist in diesem Zusammenhang, dass der Boden eine Vegetationsdecke trägt. Durch die Pflanzendecke wird die Fläche mit dem höchsten Energieumsatz über die Bodenoberfläche verlegt. Da Pflanzenbestände ein lockeres Gefüge mit hohem Luftanteil besitzen, sind sie schlechte Wärmeleiter und vermindern die Energieaufnahme des Bodens erheblich.

- 117 -


10

15

20

25

30

35

40

45

0:00

2:00

4:00

6:00

8:00

10:00

12:00

14:00

16:00

18:00

20:00

22:00 0:0

0

Tem

pera

tur [

°C]

0-2 cm 5 cm 10 cm 30 cm

Abbildung 56: Bodentemperaturen des wärmsten Tages im Untersuchungszeitraum im Boden an der Wetterhütte in 0 – 2 cm, 5 cm, 10 cm und 30 cm Tiefe.

Der kälteste Tag in einer längeren Periode war der 11.12.1998 mit einer Tagesmitteltemperatur der Luft von -4,8°C. Das Tagesmaximum betrug -1°C um 24:00 Uhr, das Tagesminimum betrug -7°C um 5:00 Uhr (t7= -6°C, t14= -5°C, t21= -4°C). Dieser Tag war gekennzeichnet durch sehr geringe Schwankungen im Tagesverlauf, der Temperaturanstieg in der Nacht war durch einen Luftmassenwechsel bedingt.

Die Bodentemperaturen weisen eine tägliche Amplitude von max. 1°C auf, weswegen auf eine graphische Darstellung verzichtet wird. Die mittleren täglichen Temperaturen der Bodenschichten in SAV-Stabilisat und Boden sind in Tabelle 14 dargestellt.

Tabelle 14: Bodentemperaturen des kältesten Tages im Untersuchungszeitraum im SAV-Stabilisat und im Boden an der Wetterhütte in 0 – 2 cm, 5 cm, 10 cm und 30 cm Tiefe.

Tiefe [cm]

SAV-Stabilisat Lysimeterfeld

Boden Wetterhütte

0 - 2 -4°C -1,5°C

5 -2°C -1°C

10 -1,5°C -0,8°C

30 3,3°C 0°C

- 118 -


6.2.2 Folgerungen aus den klimatischen Verhältnissen auf die anzustrebende Vegetation Allgemein bekannt ist für chemische Reaktionen, dass eine Temperaturerhöhung um 10°C die Geschwindigkeit der Reaktion verdoppelt bzw. noch stärker beschleunigt. Diese Regel stößt bei lebenden Organismen an physiologische Grenzen, da ab 50° bis 60°C Proteine denaturieren. Für die Resistenz gegen hohe Temperaturen (im physiologischen Bereich bis 50°C) ist vor allem die thermische Stabilität des Photosyntheseapparates maßgebend (MOHR & SCHOPFER 1992).

Verschiedene Pflanzensippen, aber auch Organe und Gewebe zeigen bei Temperaturextremen unterschiedliche Latenz- bzw. Letalgrenzen, bei denen die Lebensfunktionen reversibel blockiert bzw. irreversibel zerstört werden. PETERSEN (1974a) führt an, dass besonders Blatt- und Wurzelknospen sehr wärmelabil sind. SITTE ET AL (1998) geben als Temperaturminimum für den Ablauf der normalen Stoffwechselfunktionen der Höheren Pflanzen ca. 5°C an, der Bereich des Optimums liegt bei 25° bis 30°C, während die Maximumwerte mit ca. 45° bis 55°C angegeben werden.

LARCHER (1994) gibt die Temperaturresistenz von Blättern krautiger Pflanzen sonniger Standorte in der gemäßigten Zone mit -10° bis -20°C (bis -30°C) als Grenztemperatur, bei der es zu einer ca. 50-prozentigen Schädigung des Gewebes kommt, an. Als Grenze für Hitzeschäden nennt er 47° - 52°C. SITTE ET AL. (1998) geben für Gewächse der temperaten Zone -20° bis -30° bzw. 40° bis 42°C an. PETERSEN (1974a) bemerkt, dass Temperaturen von 45° bis 50°C über Stunden anhalten müssen, um für die Pflanze tatsächlich tödlich zu wirken.

Pflanzen sind in bestimmten Grenzen durch Transpiration zu einer Regulierung ihrer Blatttemperaturen befähigt, so sind Temperaturdifferenzen zwischen Blattoberfläche und Luft von 10°C nicht ungewöhnlich (MOHR & SCHOPFER 1992). Das unterirdische Wurzelwerk besitzt diese Regulationsmechanismen jedoch nicht, die Wurzeltemperatur ist i.d.R. identisch mit der Bodentemperatur. Die Bodentemperatur soll nach NIELSEN (1974) einen größeren Einfluss auf das Pflanzenwachstum besitzen als die Lufttemperatur. Zahlen zu begrenzenden Temperaturen nennt er leider nicht, so dass in diesem Zusammenhang lediglich mit den oben zitierten allgemeinen Daten argumentiert werden kann. NIELSEN (1974) nennt jedoch als optimalen Temperaturbereich für das Wachstum von Wurzeln temperater Gräser 20° - 25°C (Dactylis glomerata 20° - 23°C, Lolium perenne 20°C). Nach PETERSEN (1974b) wirken sich hohe Temperaturen hemmend auf die Neubildung von Graswurzeln aus, im Gegensatz zu den Blättern setzen Wurzeln jedoch bei tiefen Temperaturen bis nahe an den Gefrierpunkt ihr Wachstum fort. Limitierende Grenzwerte für das Überleben der Wurzeln nennt auch er nicht.

Von Bedeutung ist auch der Ernährungszustand der Gräser. PETERSEN (1974b) wies nach, dass die Pflanzen die niedrigste Überlebensfähigkeit bei hohem Stickstoffniveau besitzen. Hohe Temperaturen allein sind für die Vegetation weniger gefährlich als die Kombination von hohen Temperaturen mit geringer Bodenfeuchte.

Der auf der Versuchsfläche gemessene Wert von 42,8°C an der Bodenoberfläche liegt noch unter den oben genannten für Pflanzen schädigenden 47° - 52°C, an einer Halde in Südexposition könnten diese Werte aber in Extremfällen erreicht werden.

- 119 -


Untersuchungen von BÖCHER (zitiert in PETERSEN 1974a) weisen Bodentemperaturen an der Oberfläche einer 40° steilen Böschung von 57,5°C ohne Bodenbedeckung nach. Eine Moosdecke verringert die Bodentemperatur bereits auf 31,5°C. Die Temperatur an der Böschungskrone war ca. 6°C höher als am Fuß.

Frost führt nach MOHR & SCHOPFER (1992) zu Stresserscheinungen, die mit dem Gefrieren des Wassers in den Zellen zusammenhängen, der Zellstoffwechsel wird auf ein Minimum reduziert, die physiologischen Funktionen werden quasi stillgelegt. PETERSEN (1974b) schreibt, dass besonders hinsichtlich der Frostresistenz zwischen Grasarten und –sorten große Unterschiede bestehen. Am größten wäre die Frosttoleranz demnach bei Phleum ssp., Agrostis ssp., Poa pratensis und Festuca rubra.

Die in Tabelle 14 aufgeführten Werte liegen weit oberhalb der für Pflanzen der gemäßigten Zone gefährlichen Frosttemperaturen von -20° bis -30°C. Wie bereits oben erwähnt, war der Untersuchungszeitraum jedoch durch eher milde Temperaturen im Jahresmittel bestimmt.

In der Literatur lässt sich ein Temperaturminimum für die Station Hannover für den Zeitraum 1951 bis 1970 von -24,3°C (am 16.2.1956 in KALB & SCHMIDT 1977) finden. Die Häufigkeit, mit der solche Temperaturen auftreten ist allerdings sehr gering, wie in KALB & SCHMIDT (1977) anhand der durchschnittlich auftretenden Tage mit einem Minimum ≤ -10°C dargestellt wird. Von diesen Tagen konnten im Jahresmittel im Zeitraum 1951 bis 1970 10,1 nachgewiesen werden. Die für die Vegetation wirklich entscheidenden Minimaltemperaturen unter -20°C werden leider nicht aufgeführt, dürften aber im Untersuchungsgebiet extrem selten sein.

Als Optimum für die Keimung von Gräsern nennt HOPE (1983) Temperaturen zwischen 16° und 21°C bei einer Mindesttemperatur von ca. 5°C. Die Angaben von WENIGER & SCHULZ (1989) weichen davon etwas ab, wenn sie 18° bis 25 °C angeben. PETERSEN (1974b) fasst den optimalen Temperaturbereich mit 13° - 29°C sogar noch weiter. Er weist darauf hin, dass oft der Wechsel von Tages- und Nachttemperaturen entscheidend für das Wachstum ist, da bei niedrigen Nachttemperaturen weniger veratmet wird (WENIGER & SCHULZ 1989). Wiesenschwingel besitzt ein Optimum nach der Keimung, das bei 29° bis 38°C liegt, ein Wert, der auf viele andere Gräser bereits deutlich hemmend wirkt. Die maximale Keimtemperatur für Gräser allgemein wird mit 30° - 35°C angegeben (WENIGER & SCHULZ 1989). Bodentemperaturen von 40°C verzögern die Entwicklung von Graskeimlingen. Bei 45°C Bodentemperatur sterben die meisten Keimlinge ab. Hitzestress macht sich in einem langsameren und vermindertem Wachstum bemerkbar.

Als durchschnittliche Auflaufdauer von Rasengräsern unter Freiluftbedingungen nennt HOPE (1983) 7 bis 24 Tage (Lolium perenne 7 - 15, Phleum pratense 7 - 16, Festuca rubra 10 - 18, F. ovina 11 - 19, Agrostis spp. 12 - 20, Poa pratensis 14 - 24 Tage).

- 120 -


Für konkrete Begrünungsmaßnahmen bedeutet die Tatsache sehr hoher Oberflächentemperaturen des potenziellen Rekultivierungsmaterials an strahlungsreichen Tagen, dass die Aussaat zeitlich möglichst weit vor den hochsommerlichen Temperaturextremen gewählt werden sollte. Dadurch erhält die Vegetation Zeit, sich zu entwickeln und ihr eigenes, weit weniger extremes Kleinklima aufzubauen.

Das Ziel, schnell eine auf die klimatischen Extreme mäßigende Vegetationsdecke zu etablieren, kann durch die Verwendung von „Ammenpflanzen“ beschleunigt werden. Unter dem Schutz dieser relativ schnellwüchsigen Arten können sich die langsamer wachsenden aber trockenresistenten Arten entwickeln. Häufig werden hierzu Lolium-Arten verwendet (PETERSEN 1974b). Da sich verschiedene Sorten von Lolium perenne im Keimtest für die Substrate Rekal-Rückstand und Rekal/SAV-Stabilisat als geeignet erwiesen haben (siehe Abschnitt 5.3), sollten sie im Feldversuch die Aufgaben der „Ammenpflanzen“ übernehmen und den langsamwüchsigen Sorten von Festuca rubra einen vorübergehenden Schutz gewähren. Wichtig ist, dass die „Ammenpflanzen“ nicht zu aggressiv sind, da besonders im Stadium unmittelbar nach der Keimung die Konkurrenz um Licht, Wasser und Nährstoffe besonders groß ist. Da Lolium perenne große Hitze und Trockenheit nur schlecht überdauert (BOURGOIN & MANSAT 1977), wird es sich vermutlich in den ersten heißen Monaten zurückziehen und den Raum für die Schwingel-Sorten frei machen. Auch LÜTGE ENTRUP (1986) weist darauf hin, dass Lolium perenne auf extremen Standorten bereits nach einem Jahr im Deckungsgrad zurückgeht.

Die relativ milden Winter im Raum Hannover mit einer geringen Gefahr von sehr kalten Tagen (Temperatur ≤ -10°C) lassen die Gefahr einer Frostschädigung von Jungpflanzen gering erscheinen.

Folglich wird für die Begrünung der abgedeckten Rückstandshalde in Sigmundshall eine Herbsteinsaat empfohlen. Bei niedriger Temperatur findet mehr Wurzelbildung als Blattwuchs statt, was in der folgenden Wachstumssaison ein weitaus gleichmäßigeres Wachstum bewirkt. Außerdem wird die Bildung von Graswurzeln mit der längsten Lebensdauer stimuliert (PETERSEN 1974b).

6.2.3 Ergebnisse und Diskussion der Lysimeteruntersuchungen

Bei der Befüllung der Lysimeter wurden aus jedem Lysimeter drei Proben entnommen und untersucht. Die Ergebnisse sind in Tabelle 15 zusammengefasst und den Zuordnungswerten W 2 für Feststoff nach LAB (1998) gegenübergestellt, soweit diese für die untersuchten Parameter festgelegt sind.

- 121 -


Tabelle 15: Ausgangsgehalte der Materialien der Einzellysimeter. Darstellung des Mittelwertes aus n = 3 Analysen pro Lysimeter (k. A. = keine Angabe in der zitierten Quelle). Lysimeter

Nr.

pH-Wert

ELF

[mS/cm]

Cl

[%]

N

[%]

Cu

[ppm]

Zn

[ppm]

Ni

[ppm]

Cr

[ppm]

Cd

[ppm]

5 8,0 69,4 26,3 0,215 1979 505 147 216 0,8

10 8,1 63,8 24,9 0,177 1889 455 129 192 0,8

20 7,9 57,5 23,0 0,159 1936 526 149 247 0,8

25 8,1 60,6 23,5 0,189 1964 532 166 234 0,8

11 8,0 61,4 22,7 0,197 1924 496 157 229 0,8

Rek

al-R

ücks

tand

12 8,0 57,9 21,5 0,237 1894 534 141 238 0,8

4 9,9 54,3 17,3 0,068 1482 388 118 163 0,8

9 9,8 48,5 18,4 0,063 1456 412 145 175 0,6

19 9,8 46,9 17,2 0,059 1421 395 152 172 0,8

24 9,7 45,9 16,6 0,074 1549 416 168 189 0,6

13 9,9 48,2 16,2 0,067 1415 380 146 165 0,8

14 9,7 48,6 17,0 0,066 1468 399 152 177 0,8

Rek

al/S

AV-S

tabi

lisat

15 9,6 49,6 18,4 0,054 1498 411 156 177 0,8

Grenzwert W 2 nach

LAB (1998)

k. A.

k. A.

k. A.

k. A.

600

1500

600

600

10

Die Grenzwerte für Feststoff der Verwertungsklasse W 2 nach LAB (1998) werden von allen untersuchten Elementen bis auf Kupfer eingehalten. Bei Kupfer wird dieser Grenzwert um das zwei- bis dreifache überschritten.

6.2.3.1 Niederschlag und Sickerwassermengen

In den Abbildungen 57 und 58 sind der im Untersuchungszeitraum gefallene Niederschlag und die aufgefangenen Sickerwassermengen bezogen auf 1 m² Lysimeteroberfläche kumulativ aufgetragen. Startpunkt ist der 15.3.1998, nachdem zuvor die Lysimeter aufgesättigt und überschüssiges Wasser nach 14-tägiger Abdeckung der Lysimeter abgelaufen war.

Anm.: Lysimeter 13 wurde nicht im März 1998 aufgesättigt; es empfing bereits ab Oktober 1997 Niederschläge. Aus diesem Grund werden die Sickerwässer aus Lysimeter 13 in Abbildung 59 gesondert dargestellt.

- 122 -


Da erst am Ende des Untersuchungszeitraumes eine Vegetationsdecke auf den Lysimetern aufgebaut wurde, stellen die genannten Ergebnisse den Zustand der unbegrünten Lysimeter dar.

Die in Abbildung 57 und 58 dargestellten Ergebnisse der Lysimeteruntersuchungen mit Rekal-Rückstand lassen folgende Tendenzen erkennen:

1. Die Parallelansätze 5 und 10 (Typ I), 20 und 25 (Typ II) sowie 11 und 12 (Typ III) zeigen jeweils sehr ähnliche Sickerwassermengen.

2. Die Lysimeter Typ I schütten, gefolgt von den Lysimetern Typ III, am wenigsten Wasser. Die höchsten Mengen schütten die mittelgroßen Lysimeter Typ II.

3. Eine Sickerwasserbildung ist vornehmlich in den Monaten November 1998 bis April 1999 sowie Januar bis April 2000 zu beobachten.

4. Die Sickerwasserbildung erfolgt in den Lysimetern mit Rekal-Rückstand zeitlich betrachtet geringfügig eher als in denen mit der Mischung aus SAV-Stabilisat.

Die Ergebnisse im Einzelnen:

Lysimeter 5 und 10 schütten 462 bzw. 489 l/m² im Untersuchungszeitraum, was im Mittel der beiden Lysimeter einen Sickerwasseranteil von 28,6 % des gefallenen Niederschlages ausmacht. Die Lysimeter 20 und 25 liefern 722 bzw. 708 l/m², d. h. im Mittel einen Sickerwasseranteil von 42,8 %. Lysimeter 11 und 12 schütten 589 und 604 l/m², was einem Sickerwasseranteil am gefallenen Niederschlag von im Mittel 36,1 % entspricht.

Für die in Abbildung 58 dargestellten Varianten mit der Mischung aus Rekal-Rückstand und SAV-Stabilisat lassen sich die oben aufgeführten grundsätzlichen Tendenzen bestätigen. Die Parallelansätze verhalten sich ähnlich, die Lysimeter Typ I schütten am wenigsten, Typ II am meisten. Die Lysimeter 4 und 9 schütten 352 bzw. 423 l/m², was einem mittleren Sickerwasseranteil von 24,3 % des Niederschlages entspricht. Lysimeter 19 und 24 liefern 689 und 715 l/m², was 44,0 % des Niederschlages entspricht, Lysimeter 14 und 15 507 und 513 l/m² oder 32,0 % des gefallenen Niederschlages.

- 123 -


0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

5 10 20 25 11 12 Niederschl.

Abbildung 57: Lysimeter mit Rekal-Rückstand - kumulative Sickerwassermengen der Einzellysimeter in mm und kumulativer Niederschlag im Untersuchungszeitraum.

Im Vergleich der Varianten Rekal-Rückstand mit Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat zeigt sich, dass die Lysimeter Typ II nahezu identische Sickerwassermengen schütten. Anders bei den Lysimetern Typ I und III, wo sich die Tendenz zu einer geringeren Sickerwasserentstehung in der Mischung mit SAV-Stabilisat andeutet, welche bei beiden Lysimetertypen eine Differenz von ca. 5 % zu den Varianten mit Rekal-Rückstand ausmacht.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

4 9 19 24 14 15 Niederschl.

Abbildung 58: Lysimeter mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Sickerwassermengen der Einzellysimeter in mm und kumulativer Niederschlag im Untersuchungszeitraum.

- 124 -


Lysimeter 13 empfing seit seiner Fertigstellung im Oktober 1997 bis einschließlich April 2000 insgesamt 1841 mm Niederschlag. Als Folge entstanden 357 l/m² Sickerwasser oder ein Anteil von 19,4 % des gefallenen Niederschlages. Die ersten Sickerwässer von Lysimeter 13 wurden am Probenahmetermin 20.1.1999, also 16 Monate nach Versuchsbeginn gemessen (Zeitraum Oktober 1997 bis Januar 1999). Bis dahin fiel eine Niederschlagsmenge von ca. 980 mm. Die durchschnittliche Niederschlagssumme für den 16-monatigen Zeitraum Oktober bis Januar des nächsten Jahres beträgt abgeleitet aus dem langjährigen Mittel der Klimastation Hannover (STRÄßER 1993) 842 mm. Dass in Lysimeter 13 mit einer Füllhöhe von 2,86 m schon nach 16 Monaten Sickerwasser entstanden ist, ist folglich auf die relativ hohen Niederschläge zurückzuführen und eher untypisch.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

Niederschl. 13

Abbildung 59: Lysimeter mit 13 Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Sickerwassermengen vom nicht aufgesättigten Lysimeter 13 in mm und kumulativer Niederschlag im Untersuchungszeitraum.

Auffällig ist der in Abbildung 59 am letzten Probennahmetermin erkennbare steile Anstieg der Sickerwassermenge. Dieser rührt von einer Verstopfung der Abflussleitung durch auskristallisiertes Salz her, die erst am Probennahmetermin beseitigt werden konnte. Die an diesem Tag ausgetretene Menge entspricht dem Volumen der insgesamt fünf letzten Probennahmetermine.

In Abbildung 60 sind die Sickerwassermengen der Lysimeter in Prozent des je Lysimeter empfangenen Niederschlags zusammengefasst.

- 125 -


28,0 29,2

43,2 42,4

35,5 36,8

22,026,5

43,2 44,8

19,4

31,8 32,2

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

Abbildung 60: Zusammenfassende Darstellung der entstandenen Sickerwasser in Prozent des pro Lysimeter empfangenen Niederschlages. L 13 wurde nicht aufgesättigt.

Die zusammenfassende Abbildung macht deutlich, dass die flachsten Lysimeter die geringsten Sickerwasserraten liefern, die mittleren hingegen die höchsten. Das erscheint zunächst unlogisch, da mit zunehmender Lysimeterhöhe kein einheitlicher Trend erkennbar ist. KATZUR (1986) arbeitete mit 100, 200 und 300 cm hohen Lysimetern mit Sand-Rosterde und konnte nachweisen, dass mit zunehmender Lysimeterhöhe die Sickerwassermenge abnimmt. HJELMAR (1990) kommt bei Lysimeterhöhen von ca. 130 bzw. 245 cm zu ähnlichen Ergebnissen.

LÜTZKE (1964) weist in seinen vergleichenden Untersuchungen unterschiedlicher Lysimeterhöhen auf den immer vorhandenen Stau von Wasser über der Drainageschicht hin und führt weiter aus:

„In Zeiten, bzw. Gegenden mit wechselhafter Witterung... wo in Schönwetterperioden zwischen Niederschlagstagen der natürliche Oberboden mehr oder weniger austrocknet, ähneln die Verdunstungsbedingungen in einem zu flachen Lysimeter denjenigen eines Bodens mit oberflächennahem Grundwasser: Die wechselfeuchte Haftwasserzone geht direkt in die Zone mit gestützten Kapillarwasser über. Dadurch kann das durch... Bodenoberflächenevaporation verdunstete Wasser aus dem Staubereich ergänzt werden. Die aktuelle Gesamtverdunstung nähert sich in zu flachen Lysimetern der potentiellen und liegt über derjenigen eines vergleichbaren Bodens mit tieferstehendem Grundwasser. Der Durchfluss ist entsprechend verringert.“

Die Sickerwassermengen der Lysimeter Typ I sind folglich als zu gering zu betrachten und sollten bei einer Bilanzierung oder Modellierung nicht zu Hilfe genommen werden.

Die Sickerwasserqualitäten, die diese Lysimeter liefern, sind jedoch von der zu geringen Lysimeterhöhe kaum betroffen. Die Lysimeter Typ I können also auf Grund

- 126 -


der schneller erreichten höheren Q-Werte wichtige Hinweise auf das Lösungsverhalten der untersuchten Stoffe liefern.

6.2.3.2 pH-Wert

Die meisten der in Abbildung 61 dargestellten pH-Werte der Lysimeter mit Rekal-Rückstand liegen in einem Bereich zwischen pH 8 und pH 9.

4

5

6

7

8

9

10

11

12

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1

Q-Wert

L12 L11 L25 L20 L10 L5

Abbildung 61: Lysimeter mit Rekal-Rückstand - pH-Werte der Eluate in den Einzellysimetern im Untersuchungszeitraum über dem Quotienten aus Eluatmenge und Masse im Lysimeter.

Lysimeter 10 weist bis zu Q = 0,25 pH-Werte unter 8 auf, die Eluate von Lysimeter 11 liegen bis ca. Q = 0,23 fast alle über pH 9, fallen dann in den Bereich zwischen 8 und 9, teilweise sogar noch unter pH 8. Der letztgenannte Trend ist möglicherweise durch einen Defekt an Lysimeter 11 entstanden, bei dem die Eluate mit Niederschlagswasser verdünnt wurden. Lysimeter 11 ist das einzige Lysimeter mit Rekal-Rückstand, welches einen deutlich abwärts gerichteten Trend aufweist. Alle anderen Lysimeter lassen bei Betrachtung der Trendlinie eine leicht ansteigende Tendenz in ihrer pH-Wert Entwicklung erkennen.

In Tabelle 16 sind die Medianwerte der einzelnen Lysimeter des Untersuchungszeitraums zusammengestellt. Der Zuordnungswert für den pH-Wert für W 2 im Eluat nach LAB (1998) von 5,5-12 findet für steile Salzhalden keine Anwendung, würde aber vom Rekal-Rückstand eingehalten werden.

- 127 -


Tabelle 16: pH-Werte (Median) in den Eluaten der Einzellysimeter mit Rekal-Rückstand und Rekal/SAV-Stabilisat im gesamten Untersuchungszeitraum.

Rekal-Rückstand Rekal/SAV

Lysimeter-Nr. Median pH-Wert Lysimeter-Nr. Median pH-Wert

5 8,3 4 9,1

10 8,2 9 9,4

20 8,9 19 9,4

25 8,9 24 9,3

11 9,0 13 9,4

12 8,7 14 9,6

15 9,9

Die pH-Werte der Eluate aus den Lysimetern mit Rekal/SAV-Stabilisat liegen im Bereich zwischen pH 9 und 10. Sie weisen, wie aus Abbildung 62 ersichtlich ist, eine insgesamt geringere Streuung auf als die pH-Werte aus den Lysimetern mit Rekal-Rückstand.

4

5

6

7

8

9

10

11

12

0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1

Q-Wert

L15 L14 L13 L24 L19 L9 L4

Abbildung 62: Lysimeter mit Rekal/SAV-Stabilisat - pH-Werte in den Eluaten der Einzellysimeter im Untersuchungszeitraum über dem Quotienten aus Eluatmenge und Masse im Lysimeter

Die zeitliche Entwicklung der pH-Werte weist einen Trend zu einem leichten Absinken der pH-Werte auf. Einzig Lysimeter 4 zeigt eine steigende Tendenz. Die Eluate dieses Lysimeters haben den niedrigsten Median-Wert, zahlreiche pH-Werte liegen unter pH 9, zum Teil sogar deutlich unter pH 8.

- 128 -


Es wird deutlich, dass die Zumischung von SAV-Stabilisat zu einer allgemeinen Erhöhung der pH-Werte der Eluate führt. Dies liegt im hohen Freikalkgehalt dieses Materials begründet. Wenn dieser Freikalkgehalt durch die oben genannte Reaktion (vgl. Abschnitt 3.2) jedoch aufgebraucht ist, kann es durch den hohen Anteil an Sulfat im Eluat (Median von SAV 170 mg/l SO4

2- im Eluat nach DEV S4 nach GFR, pers. Mittl.) zu einem deutlichen Abfallen des pH-Wertes kommen. CARLSON & ADRIANO (1993) erwähnen allgemein die Neigung schwefelhaltiger Verbrennungsrückstände zur Bildung von sauren Eluaten. WENDELL & RITCHEY (1996) beschreiben das Phänomen, dass nach Zugabe von FGD-Rückstand zu saurem Boden der pH-Wert des Eluats absinkt, während der des Bodens ansteigt. Bei einer Einmischung von 20 g FGD-Rückstand pro kg Boden sank der pH-Wert bei den oben genannten Autoren von 4,0 auf unter 3. So ist es gut vorstellbar, dass durch Verlagerung im Lysimeter oder durch eine nicht vollständige Homogenisierung der Stoffe im Lysimeter 4 Sickerwasserfronten aus Schichten entstanden sind, die durch Abbindereaktionen keine löslichen Kalkanteile, wohl aber lösliches Sulfat aufwiesen, das zu einer teilweisen Ansäuerung der Eluate führte.

6.2.3.3 Chlorid

Das bestimmende Salz in den Eluaten ist Natriumchlorid (NaCl). Die Löslichkeit von NaCl ist wenig temperaturabhängig, sie beträgt bei 0°C 35,6 g/100 g H2O, bei 100°C 39,1 g/100 g H2O. Demnach hat eine gesättigte NaCl-Lösung einen Chloridgehalt zwischen 21,6 g (0°C) und 23,7 g (100°C).

0

50000

100000

150000

200000

250000

300000

350000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L12 L11 L25 L20 L10 L5

Abbildung 63: Lysimeter mit Rekal-Rückstand - kumulative Chlorid-Frachten in den Eluaten der Einzellysimeter im Untersuchungszeitraum über dem Quotienten aus Eluatmenge und Masse im Lysimeter.

- 129 -


0

50000

100000

150000

200000

250000

300000

350000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L15 L14 L13 L24 L19 L9 L4

Abbildung 64: Lysimeter mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Chlorid-Frachten in den Eluaten der Einzellysimeter im Untersuchungszeitraum über dem Quotienten aus Eluatmenge und Masse im Lysimeter.

Die in den Abbildungen 63 und 64 dargestellten Chlorid-Frachten über dem Q-Wert zeigen, dass bis zum Zeitpunkt des Versuchsendes keine Abnahme der Chloridfrachten erfolgt. Chlorid wird gleichmäßig aus den Lysimetern in sehr hoher Sättigung ausgewaschen.

In Tabelle 17 sind die mittleren Chlorid-Gehalte der Lysimeter zusammengestellt.

Tabelle 17: Mittlere Chlorid-Gehalte in den Eluaten der Einzellysimeter mit Rekal-Rückstand und Rekal/SAV-Stabilisat im gesamten Untersuchungszeitraum

Rekal-Rückstand Rekal/SAV

Lysimeter-Nr. Chlorid-Gehalt [g/l] Lysimeter-Nr. Chlorid-Gehalt [g/l]

5 198 4 194

10 200 9 196

20 207 19 201

25 205 24 202

11 186 13 197

12 209 14 209

15 205

WÖHLER (1999) arbeitete mit künstlich beregneten Laborlysimetern in sog. „falschen Zeitreihen“, d.h. einer erheblich stärkeren Beregnung als sie im Freiland zu erwarten

- 130 -


ist. Er erreichte somit in kurzer Zeit Q-Werte um 8 und konnte das zu erwartende Entsalzungsverhalten beschreiben.

Die Folge der im Freilandlysimeter-Versuch ermittelten Chlorid-Auswaschung auf die Salzgehalte der Lysimeter-Horizonte sowie deren Bedeutung für eine potenzielle Begrünung werden in Abschnitt 6.2.4.2 beschrieben.

6.2.3.4 Stickstoff-Verbindungen

Produktionsbedingt enthalten Aluminium-Krätzen sehr hohe Stickstoff-Gehalte, die zum großen Teil in Form von Nitriden vorliegen. MERKEL (1978) beschreibt, dass der Anteil der Nitride an Krätzen bis zu 15 % betragen kann. Nitrid reagiert mit Wasser zu Ammonium bzw. Ammoniak. Aufgrund dieser hohen Stickstoff-Gehalte wurden bereits vor 1945 Versuche mit Aluminium-Krätzen als Stickstoffdünger durchgeführt (RADER ET AL. 1945).

Im Rekal-Verfahren wird durch Verschiebung des pH-Wertes in den alkalischen Bereich ein Großteil des Ammoniums als gasförmiges Ammoniak entfernt, eine vollständige Elimination ist bisher jedoch nicht möglich.

Eigene Analysen zum Stickstoff-Gehalt der Lysimeter-Materialien sind in Tabelle 15 zusammengefasst. Analysiert wurden der Ammonium-Gehalt und der Gehalt an oxidierten Stickstoff-Verbindungen. Der Ammonium-Stickstoff machte bis auf wenige Ausnahmen einen Anteil von mehr als 98 % am Gesamtstickstoff aus.

Diese Daten stellen jedoch nur eine Momentaufnahme des Materials unter bestimmten Bedingungen dar, da durch Transport, Lagerung Trocknung, Siebung und Mahlung vor der Analyse eine nicht abzuschätzende Menge Ammoniak entweicht. Ebenso ist nicht zu kalkulieren, wieviel Stickstoff bei Transport und Befüllung der Lysimeter verloren gegangen ist. Auch die Verflüchtigung während des Untersuchungszeitraumes ist nicht zu erfassen. Die in Tabelle 15 genannten Werte für Stickstoff können folglich nur einen vagen Anhaltspunkt für die tatsächliche Stickstoff-Belastung der in die Lysimeter eingefüllten Materialien liefern, für eine Bilanzierung des Stickstoff-Haushaltes sind sie nicht verwendbar.

Entscheidend für die Beurteilung eines Materials nach LAB (1998) ist nicht der Gesamtgehalt an Stickstoff oder ein nach DEV S4 ermittelter Wert, sondern der Stickstoff-Gehalt in den Sickerwässern am Ende der Sickerstrecke. Dort dürfen 11 mg/l N nicht überschritten werden.

Zur Verdeutlichung der Verhältnisse von Grenzwert zu im Lysimeterversuch tatsächlich eluiertem Stickstoff wurde für die entstandenen Sickerwassermengen hypothetisch der Grenzwert nach LAB angesetzt und die so entstandene höchstzulässige Stickstoff-Fracht den Ergebnissen gegenübergestellt. Da die Parallel-Lysimeter nicht die gleiche Sickerwassermenge schütteten, wurde aus den hypothetischen N-Frachten der Mittelwert errechnet und in die Grafik eingefügt. Die Einzeldaten werden im Text erläutert.

In den Abbildungen 65 bis 67 sind die kumulierten Stickstofffrachten der Lysimeter mit Rekal-Rückstand dargestellt, in den Abbildungen 68 bis 70 die der Lysimeter mit Rekal/SAV-Stabilisat.

- 131 -


6,380100200300400500600700800900

1000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L10 L5 LAB Typ I

Abbildung 65: Lysimeter Typ I mit Rekal-Rückstand - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

9,850

500

1000

1500

2000

2500

3000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L25 L20 LAB Typ II

Abbildung 66: Lysimeter Typ II mit Rekal-Rückstand - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 132 -


16,520

1000

2000

3000

4000

5000

6000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L12 L11 LAB Typ III

Abbildung 67: Lysimeter Typ III mit Rekal-Rückstand - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Die Lysimeter 5, 10, 20 und 25 zeigen eine sich abflachende Kurve der kumulativen Stickstofffrachten, die deutlich über den Grenzwerten nach LAB (1998) liegen. Lysimeter 5 (Typ I) schüttet im Untersuchungszeitraum 859 g N, was gegenüber dem Grenzwert von 6,03 g eine Überschreitung um das 142-fache bedeutet. Lysimeter 10 schüttet 937 g N, was eine Überschreitung des Grenzwertes (6,73 g) um den Faktor 139 bedeutet. Noch deutlicher fallen die Ergebnisse der Lysimeter Typ II aus. Lysimeter 20 und 25 schütten 2815 und 2500 g N, was bei Grenzwerten von 10,16 g und 9,53 g N eine Überschreitung um den Faktor 277 bzw. 262 bedeutet.

Die Kurven der Stickstofffrachten der Lysimeter Typ III zeigen bei Q = 0,2 eine erste Tendenz zu Abflachung. Insgesamt werden mit den Sickerwässern der Lysimeter 11 und 12 4898 g und 5383 g N ausgewaschen. Die Grenzwerte dieser beiden Lysimeter betragen 17,20 und 15,84 g N, die somit um das 285- und 340-fache überschritten werden.

Der Vergleich der Lysimeter mit Rekal-Rückstand zu denen mit der Mischung mit SAV-Stabilisat lässt einige Auffälligkeiten erkennen.

Die Lysimeter Typ I (Nr. 4 und 9) schütten zwar mit 265 g bzw. 416 g N das 54 bzw. 72-fache des Grenzwertes nach LAB (dieser liegt bei 4,86 g und 5,78 g N), jedoch deutlich weniger als die vergleichbaren Lysimeter mit Rekal.

Genauso verhalten sich die Lysimeter Typ II, die mit 981 g und 1125 g N die Grenzwerte von 7,99 g und 8,77 g N um den Faktor 123 bzw. 128 überschreiten.

Da es sich im Vergleich zu den mit Rekal-Rückstand befüllten Lysimetern um weniger als die Hälfte der kumulierten Stickstofffrachten handelt, kann es nicht unmittelbar mit den 30 % SAV-Stabilisat, die weit weniger mit Stickstoff belastet sind

- 133 -


liegen. Die Ursache dürfte eher in dem mittelbar durch das SAV-Stabilisat erhöhten pH-Wert liegen, der zu einer verstärkten Freisetzung von flüchtigem Ammoniak führt. Dieser Effekt ist bei den flachen Lysimetern der Typen I und II zu erkennen, die mit einer Oberfläche von 1,1 bzw. 1,0 m² ein für eine Ausgasung der Materialien günstiges Verhältnis aufweisen.

Bei den Lysimetern des Typs III ist dieses Verhältnis bei 2 m² Oberfläche mit einer Füllhöhe von 2,86 m für das Entweichen von Gasen schlechter. Die bei den Lysimetern 14 und 15 ermittelten kumulativen Stickstofffrachten entsprechen in etwa denen der Lysimeter mit Rekal-Rückstand. Entsprechend hoch sind auch hier die Überschreitungen der Grenzwerte nach LAB (1998), die bei Frachten von 5932 g und 5001 g N der Lysimeter 14 und 15 um das 402 bzw. 341-fache überschritten werden. Lysimeter 13 schüttet bis Versuchsende 3627 g N, die zu einer Überschreitung des Grenzwertes von 7,86 g N um den Faktor 461 führt.

Insgesamt sind die extrem hohen Stickstoffausträge aus den Materialien sehr negativ in Bezug auf ihre Umweltverträglichkeit zu bewerten.

5,320

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L9 L4 LAB Typ I

Abbildung 68: Lysimeter Typ I mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 134 -


8,380

200

400

600

800

1000

1200

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L24 L19 LAB Typ II

Abbildung 69: Lysimeter Typ II mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

14,70

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L15 L14 L13 LAB Typ III

Abbildung 70: Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Stickstoff-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

6.2.3.5 Kupfer

Die in den Lysimetern anfallenden Sickerwässer weisen von Anfang an eine mehr oder weniger kräftige Blaufärbung auf. Eine Ausnahme hiervon bildet lediglich Lysimeter 11, welches eine farblose, klare Flüssigkeit schüttet. Bei dem blauen Farbstoff in den Eluaten handelt es sich wahrscheinlich um das „Tetrammin-Kupfer

- 135 -


(II)-Ion“ [Cu(NH3)4]2+, welches sich aus Kupfer(II) im Ammoniaküberschuss bildet (WIBERG 1971). Hierbei handelt es sich um eine empfindliche Kupfernachweis-Reaktion. Die Lösung ist auch als „Schweizers Reagens“ bekannt und findet bei der Herstellung von „Kupferseide“ Verwendung. Dieser Farbkomplex ist abhängig vom pH-Wert und nur im alkalischen Bereich stabil. Unter pH 8 erfolgt bei der Titration mit HCl eine zunehmende Eintrübung und es fällt weißer Niederschlag aus, bei dem es sich um Kupferhydroxid handelt. Nach Filtration (595½ Faltenfilter, Fa. Schleicher & Schuell) der Probe sind im wässrigen Teil nur noch 4,2 % des ursprünglichen Kupfergehaltes nachzuweisen.

Lysimeter mit Rekal-Rückstand

Die kleinen Lysimeter (Typ I, Abbildung 71) liefern recht einheitliche Kupferfrachten, die mit 56,6 g bzw. 37,9 g bei 4,2 bzw. 2,9 % des gesamten im Lysimeter enthaltenen Kupfers liegen. Im Vergleich zum Q10-Wert der LAB-Richtlinie wird dieser um den Faktor 28 bzw. 19 überschritten. Die höchsten Gehalte in den Eluaten betragen 317 mg/l (Q = 0,12) bzw. 232 mg/l (Q = 0,18), die niedrigsten 2,5 mg/l (Q = 0,80) bzw. 0,9 mg/l (Q = 0,89).

Die mittleren Lysimeter (Typ II, Abbildung 72) unterscheiden sich von Beginn an recht deutlich untereinander in ihren Kupferfrachten. Lysimeter 20 liefert bis zum Ende der Versuchsdauer ca. 30 % mehr Kupfer als das Parallel-Lysimeter 25. Aus Lysimeter 20 werden ca. 25 % des im Lysimeter befindlichen Kupfers gelöst, aus Lysimeter 25 ca. 17 %. Der Q10-Wert nach LAB wird um den Faktor 162 bzw. 110 überschritten.

2,050

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L10 L5 LAB für Typ I

Abbildung 71: Lysimeter Typ I mit Rekal-Rückstand - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 136 -


3,70

100

200

300

400

500

600

700

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L25 L20 LAB für Typ II

Abbildung 72: Lysimeter Typ II mit Rekal-Rückstand - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

16,040200400600800

100012001400160018002000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L12 L11 LAB für Typ III

Abbildung 73: Lysimeter Typ III mit Rekal-Rückstand - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Höchste Gehalte Lysimeter 20 2480 mg/l bei Q = 0,19

Lysimeter 25 1650 mg/l bei Q = 0,19

Niedrigste Gehalte Lysimeter 20 6,1 mg/l bei Q = 0,59

Lysimeter 25 7,0 mg/l bei Q = 0,57

- 137 -


Die großen Lysimeter (Typ III, Abbildung 73) liefern völlig voneinander abweichende Ergebnisse. Während Lysimeter 12 sehr hohe Frachten schüttet, wird aus Lysimeter 11 trotz vergleichbarer Sickerwassermengen so gut wie kein Kupfer eluiert. Da Lysimeter 11 mit Lysimeter 12 vergleichbar hohe Mengen Chlorid (Abbildung 64) und Stickstoff (Abbildung 67) schüttet, kann das Phänomen der geringen Kupferfrachten nicht mit einem präferenziellen Wasserstrom oder einer Störung des Lysimeters erklärt werden. Betrachtet man die pH-Werte der Eluate von Lysimeter 11 (Abbildung 61), so fällt auf, dass diese besonders zu Beginn der Versuchsphase tendenziell höher liegen als die der anderen Lysimeter. Da sich Kupfer in seinem Lösungsverhalten amphoter verhält, d. h. sowohl bei niedrigen als auch bei hohen pH-Werten stärker in Lösung geht, scheidet dies als Erklärung für die niedrigen Kupferfrachten ebenfalls aus. Lysimeter 12 hat mit 1134,7 g Kupfer am Ende der Untersuchungsperiode ca. 11,2 % des im Lysimeter enthaltenen Kupfervorrats geschüttet. Der maximale Gehalt in einer Eluatprobe liegt bei 2650 ppm (Q = 0,06), der minimale Gehalt wird im ersten aufgefangenen Eluat mit 126,5 mg/l gemessen. Am Ende des Untersuchungszeitraumes liegen die Gehalte zwischen 470 und 620 mg/l. Aus dem Kurvenverlauf in Abbildung 73 ist zu erkennen, dass dieses Lysimeter vermutlich noch lange beträchtliche Mengen an Kupfer geschüttet hätte. Der Q10-Wert nach LAB wird um der Faktor 71 überschritten.

Die Eluate von Lysimeter 11 weisen über den gesamten Untersuchungszeitraum sehr geringe Kupfergehalte auf. Bis zum Versuchsende werden insgesamt 13,73 g oder 0,1 % des im Lysimeter enthaltenen Kupfers eluiert. In Abbildung 74 ist die Entwicklung der Kupferfrachten über Q für Lysimeter 11 separat dargestellt, um die Besonderheiten dieses Lysimeters besser zu verdeutlichen. Aus dieser Abbildung ist ersichtlich, dass die Frachten zum Ende des Untersuchungszeitraumes hin deutlich ansteigen. Ab Q = 0,22 ist dabei eine Blaufärbung des Eluats zu erkennen.

16,04

0

5

10

15

20

25

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-WertL 11 LAB für Typ III

Abbildung 74: Lysimeter 11 (Typ III) mit Rekal-Rückstand - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 138 -


Die Frachten sind zwar im Vergleich mit dem Parallellysimeter 12 noch sehr gering, der Kurvenverlauf lässt aber die Möglichkeit zu, dass Lysimeter 11 eine zeitlich verzögerte aber Lysimeter 12 doch ähnliche Kupferlösungsdynamik zeigen könnte, wenn der Versuch weitergeführt worden wäre. Am Ende des untersuchten Zeitraums wird der Q10-Wert nach LAB von 16,04 g fast erreicht. Den niedrigsten Gehalt weist die Probe bei Q = 0,06 von 0,07 mg/l auf, den höchsten die letzte Probe bei Q = 0,29 mit 76,0 mg/l.

Lysimeter mit Rekal/SAV-Stabilisat Mischung

Die Lysimeter von Typ I zeigen untereinander einen ähnlichen Kurvenverlauf (Abbildung 75), weichen aber in ihren Gesamtfrachten voneinander ab. Aus Lysimeter 9 werden insgesamt 76,7 g oder 8,3 % des Kupfers eluiert, aus Lysimeter 4 nur 19,8 g oder 2,1 %. Der Grenzwert für Kupfer im Eluat beträgt nach LAB (1998) für Q = 10 1,91 g. Dieser wird bei Lysimeter 9 bei Q = 0,83 um den Faktor 40, bei Lysimeter 4 bei Q = 0,70 um den Faktor 10 überschritten. Die höchsten Kupfergehalte weisen die Proben bei Q = 0,12 mit 780 mg/l von Lysimeter 4 bzw. bei Q = 0,17 mit 52 mg/l von Lysimeter 9 auf. Die niedrigsten Gehalte werden am Ende des Untersuchungszeitraums mit 1,8 mg/l (Q = 0,83) gemessen.

Die Eluatfrachten der parallelen Lysimeter Typ II (Abbildung 75) liegen in ihrem Verlauf und der Gesamtmenge sehr eng beieinander. Lysimeter 19 schüttet insgesamt 234 g Kupfer, Lysimeter 24 283 g; das entspricht 14,3 bzw. 15,9 % des im jeweiligen Lysimeter enthaltenen Kupfers. Die Grenzwerte nach LAB (1998) für Q = 10 werden von Lysimeter 19 um das 68-fache (bei Q = 0,63) und von Lysimeter 24 um das 82-fache (bei Q = 0,69) überschritten. Die höchsten Gehalte können in den Proben bei Q = 0,05 mit 2200 mg/l in Lysimeter 19 und bei Q = 0,08 mit 1950 mg/l in Lysimeter 24 bestimmt werden. Die niedrigsten Gehalte weisen die jeweils letzten Proben auf; sie liegen bei 1,9 bzw. 3,8 mg/l.

Entsprechend den Lysimetern Typ III (Abbildung 73) mit Rekal-Befüllung treten auch bei den Lysimetern Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat-Mischung untereinander die größten Abweichungen auf:

- 139 -


1,910

10

20

30

40

50

60

70

80

90

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 75: Lysimeter Typ I mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

3,450

100

200

300

400

500

600

700

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 76: Lysimeter Typ II mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 140 -


14,930

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L15 L14 L13 LAB für Typ III

Abbildung 77: Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Kupfer-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Lysimeter 15 schüttet im Verlauf Kupfermengen, die denen der Lysimeter Typ II entsprechen, bezogen auf die Gesamtmasse des Lysimeters aber nur eine Kupferauswaschung von 3,6 % bedeuten (insgesamt 267 g).

Lysimeter 14 schüttet insgesamt 1774 g oder 24,3 % des Kupfergehaltes. Zwischen 1500 und 1600 g flacht die Kurve ab und es deutet sich an, dass sie sich im weiteren Verlauf an den Wert von ca. 1700 g annähert. Ab Q = 0,22 jedoch nehmen die Gehalte in den Eluaten wieder deutlich zu: von 159 auf 369 mg/l und weiter auf 745 mg/l am Ende des Untersuchungszeitraumes. Hier findet offensichtlich eine verstärkte Kupfereluierung statt, die solchermaßen in keinem anderen Lysimeter zu beobachten ist.

Das nicht aufgesättigte Lysimeter 13 weist bereits bei Q = 0,14 mit 1830 g eluierten Kupfers mehr auf als Lysimeter 14 bei Q = 0,27. Die Entwicklung der Fracht über Q stellt eine steil ansteigende nahezu Gerade dar, eine Tendenz zur Abflachung ist zu diesem Zeitpunkt nicht zu erkennen. Der langsame Wasserstrom durch das Lysimeter führt offensichtlich zu einer verstärkten Lösung des Kupfers.

Lysimeter 13 erreicht mit 1830 g Kupfer einen Anteil von 26 % Auswaschung des gesamten im Lysimeter enthaltenen Kupfers; Lysimeter 14 mit 1774 g 24,3 % bei deutlich höherem Q-Wert; Lysimeter 15 erreicht mit lediglich 267 g nur eine Auswaschungsrate von 3,6 %. Alle Lysimeter überschreiten den Grenzwert nach LAB (1998) von 14,93 g für Q = 10 deutlich: Lysimeter 13 um Faktor 123, Lysimeter 14 um das 119-fache und Lysimeter 15 etwa um das 18-fache. Die maximalen Gehalte von Kupfer liegen für Lysimeter 13 bei 2903 mg/l (Q = 0,10), für Lysimeter 14 bei 5450 mg/l (Q = 0,06; höchster im Versuch ermittelter Kupfergehalt), für Lysimeter 15 bei 500 mg/l (Q = 0,07). Die minimalen Kupfergehalte für diese drei Lysimeter sind

- 141 -


folgende: Lysimeter 13 2105 mg/l (Q = 0,06), Lysimeter 14 135 mg/l (Q = 0,22) und Lysimeter 15 6,9 mg/l (Q = 0,27).

Der Vergleich der Lysimeter mit Rekal-Rückstand und der mit Mischung aus Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat zeigt keinen eindeutigen Trend, ob durch die Beimischung von SAV-Stabilisat die Kupfermobilität erhöht oder verringert wird. Beide Vorgänge sind denkbar. Die Zumischung von SAV-Stabilisat könnte durch die Erhöhung des pH-Wertes eine höhere Löslichkeit von amphoterem Kupfer hervorrufen. Andererseits könnten Mineralneubildungen durch die Reaktion des SAV-Stabilisats zu einer Festlegung der Schwermetalle führen.

Die Streuung in den Kupferfrachten der Lysimeter Typ III ist sehr hoch und lässt lediglich die Feststellung zu, dass es zu sehr großen Unterschieden in der Kupfermobilität sowohl im Rekal-Rückstand als auch in der Mischung mit SAV-Stabilisat kommen kann. Selbst die Kupferfracht des Lysimeters mit der geringsten Kupferfreisetzung liegt bei einem Q-Wert von 0,3 nur knapp unter dem Grenzwert der LAB (1998) für Q = 10, so dass die Materialien in Bezug auf den Parameter Kupferlöslichkeit als ausgesprochen bedenklich bewertet werden müssen.

6.2.3.6 Zink

Die aus dem Rekal-Rückstand der Lysimeter 5, 10, 20, 25, 11 und 12 gelösten Zink-Fachten geben die Abbildungen 78 bis 80 wieder. Lysimeter 5 ist das einzige, bei dem es bereits innerhalb des Untersuchungszeitraums zu einer Überschreitung des Grenzwertes nach LAB (1998) kommt. Dabei werden besonders im Bereich zwischen Q = 0,45 und Q = 0,66 große Mengen an Zink ausgewaschen. Die Zink-Gehalte steigen in diesem Zeitraum auf bis zu 58,0 mg/l an. Bei diesem Zeitraum handelt es sich etwa um die Mitte der ersten Schüttungsperiode im Winterhalbjahr nach der Aufsättigungsphase bis zur Mitte der zweiten Schüttungsperiode. Beschränkt auf das erste Winterhalbjahr nach der Aufsättigungsphase weisen Lysimeter 20 und 25 bei vergleichbaren Q-Werten eine ähnlich rasche Auswaschungsdynamik von Zink auf. Anschließend flachen bei beiden beschriebenen Lysimetern die Kurven aufgrund geringer Zink-Gehalte in den Eluaten abrupt ab.

- 142 -


4,1

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 78: Lysimeter Typ I mit Rekal-Rückstand - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

7,41

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 79: Lysimeter Typ II mit Rekal-Rückstand - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 143 -


32,09

0

5

10

15

20

25

30

35

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert

L12 L11 LAB für Typ III

Abbildung 80: Lysimeter Typ III mit Rekal-Rückstand - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Die Sickerwässer von Lysimeter 10 enthalten im Bereich Q = 0,4 bis Q = 0,6 keine erhöhten Zink-Gehalte, vergleichbar mit denen der Lysimeter 5, 20 und 25.

Die Lysimeter 11 und 12 (Typ III) haben Q-Werte über 0,4 zum Ende des Versuchszeitraums noch nicht erreicht. Beide weisen am Ende miteinander vergleichbare Zink-Frachten auf, wenngleich Lysimeter 11 im Bereich von Q = 0,10 und Q = 0,19 zwei in der Grafik treppenartig erscheinende Anstiege der Fracht erkennen lässt. Mit einer Fracht von unter 10 g Zink pro Lysimeter liegen die Werte von Lysimeter 11 und 12 noch deutlich unter dem LAB-Grenzwert von 32,09 g für Zink. Aufgrund der Überschreitung des Grenzwertes durch die Eluate von Lysimeter 5 und der potenziellen Möglichkeit, dass die Lysimeter Typ III ebenfalls im weiteren Verlauf steile, treppenartig ansteigende Frachten liefern könnten, muss dieses Element in seinem Lösungsverhalten im Lysimeter als kritisch eingestuft werden.

Als höchste Zink-Gehalte wurden bestimmt:







- 144 -


Die jeweils niedrigsten Gehalte wurden in folgenden Proben ermittelt:







Der Anteil des mit dem Sickerwasser ausgewaschenen Zinks am gesamten im Lysimeter enthaltenen Zinkvorrat beträgt zwischen 0,27 % bei Lysimeter 12 und 2,21 % bei Lysimeter 5.

Die in Abbildung 81 bis 83 dargestellten Ergebnisse der Lysimeter mit der Rekal/SAV-Stabilisat-Mischung vermitteln ein anderes Bild. Sowohl die Lysimeter Typ I als auch Typ II zeigen keine sprunghaften Anstiege in der Zink-Fracht. Die Kurven verlaufen flach und nähern sich den Grenzwerten nach LAB nicht an.

3,81

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 81: Lysimeter Typ I mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

- 145 -


6,89

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 82: Lysimeter Typ II mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

29,86

05

101520253035404550

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9 1,0

Q-Wert


Abbildung 83: Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Zink-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Die Lysimeter 14 und 15 (Typ III) weisen einen mehr oder weniger stark ausgeprägten sigmoiden und gleichmäßigen Kurvenverlauf auf. Die Kurve der kumulativen Zink-Fracht von Lysimeter 15 flacht erst deutlich über dem LAB-Grenzwert von 29,86 g ab, die von Lysimeter 14 zeigt sogar erst bei einer Gesamtfracht von mehr als 40 g eine Tendenz zur Abflachung. Lysimeter 13, das nicht aufgesättigt wurde, zeigt von Beginn der Schüttung bis zum Versuchsende (Q =

- 146 -


0,14) einen nahezu linearen Anstieg. Mit einer Gesamtfracht von 9,54 g wird der LAB-Grenzwert von 29,86 g bis Versuchsende nicht erreicht. Das mit gewissen Einschränkungen recht einheitliche Bild der Zink-Frachten aus den Lysimetern mit Rekal/SAV-Stabilisat-Mischung deutet an, dass erst ab einer bestimmten Mindesthöhe der Lysimeter die Verhältnisse in den Materialien zu einer verstärkten Zink-Freisetzung führen, die die Grenzwerte nach LAB (1998) überschreitet.

Die höchsten Zink-Gehalte der jeweiligen Lysimeter waren:








Die geringsten Zink-Gehalte der Lysimeter waren folgende:




Lysimeter 24 <0,1 mg/l bei Q = 0,50




Vom gesamten in den Lysimetern enthaltenen Zink wurden im Untersuchungszeitraum Anteile zwischen 0,22 % (Lysimeter 4) und 2,36 % (Lysimeter 14) ausgewaschen.

6.2.3.7 Nickel

Sämtliche Eluatproben der Lysimeter mit Rekal-Rückstand weisen im Untersuchungszeitraum Nickel-Gehalte unterhalb der Bestimmungsgrenzen von 0,1 mg/l auf. Der Grenzwert für Nickel nach LAB (1998) liegt für W 2 bei 0,2 mg/l.

Von den Lysimetern mit der Mischung Rekal/SAV-Stabilisat weisen die Eluate der Lysimeter Typ I und II ebenfalls zu allen Beprobungsterminen Gehalte unterhalb der Bestimmungsgrenze auf. Die Lysimeter Typ III hingegen liefern Eluate, deren Nickel-Gehalte deutlich im nachweisbaren Bereich liegen (Abbildung 84). Die Eluate von Lysimeter 14 weisen 0,10 mg/l (Q = 0,09) bis 2,3 mg/l (Q = 0,08) Nickel auf, die von Lysimeter 15 0,13 mg/l (Q = 0,26) bis 5,33 mg/l (Q = 0,07). Die Nickel-Gehalte des

- 147 -


nicht aufgesättigten Lysimeter 13 bewegen sich zwischen 0,16 mg/l (Q = 0,14) und 0,52 mg/l (Q = 0,001).

9,95

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30

Q-Wert

L15 L14 L13 LAB Typ III

Abbildung 84: Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Nickel-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

In Abbildung 84 ist zusätzlich zu den Eluatfrachten über Q der Lysimeter 13, 14 und 15 auch der Wert für Q = 10 nach LAB-Entwurf für Nickel aufgetragen, der 9,95 g beträgt. Aus dem Verlauf der Kurven für Lysimeter 14 und 15 ist zu erkennen, dass diese den LAB-Grenzwert nicht erreichen; sie nähern sich asymptotisch einem Wert < 2 an, der Verlauf der Kurve für Lysimeter 13 bewegt sich sogar noch auf niedrigerem Niveau.

Der Grenzwert nach LAB für Nickel wird also von den Lysimetereluaten im Versuchszeitraum nicht überschritten. Aus den Lysimetern 13,14 und 15 wurden bis Versuchsende 0,03, 0,16 und 0,20 % des Nickel-Vorrats ausgewaschen.

6.2.3.8 Chrom

In keiner der Eluat-Proben der Lysimeter mit Rekal-Rückstand konnte mit der angegebenen Methode Chrom gefunden werden.

Bei den Lysimetern mit Rekal/SAV-Stabilisat enthalten acht Proben Chrom-Gehalte, die über der Bestimmungsgrenze von 0,05 mg/l lagen. Die Gehalte der Proben bewegen sich zwischen 0,05 und 0,19 mg/l und sind den Lysimetern 19, 24 (Typ II) sowie 14 und 15 (Typ III) zuzuordnen. Die aus diesen Gehalten berechneten Frachten liegen für die Lysimeter Typ II bei 0,846 bzw. 0,048 mg und für die Lysimeter Typ III bei 2,121 bzw. 3,207 mg. Diese Werte sind gegenüber den LAB-Grenzwerten von 1,85 g für die Lysimeter Typ I und 8,02 g für die Lysimeter Typ II vernachlässigbar.

- 148 -


6.2.3.9 Cadmium

Wie bereits im Abschnitt Material und Methoden (5.1) erwähnt, liegt die Bestimmungsgrenze für Cadmium bei 0,05 mg/l. Der Grenzwert nach LAB (1998) für Cadmium in Eluaten liegt hingegen bei 0,01 mg/l. Die relative Höhe der Bestimmungsgrenze resultiert aus dem hohen Salzgehalt der Proben. Diese mussten verdünnt werden, um Salzablagerungen und somit ein Zusetzen des Zerstäubers während der Analyse zu verhindern.

Die Lysimeter Typ I, II und III mit Rekal-Rückstand und die Lysimeter Typ I und II der Mischung mit SAV-Stabilisat weisen keine oder nur in den ersten Proben messbare Gehalte auf. Die Eluate der Lysimeter des Typs III Mischung mit SAV-Stabilisat weisen von Beginn bis zum Ende des Untersuchungszeitraumes messbare Gehalte an Cadmium auf, die in Abbildung dargestellt sind. Weist eine Probe im Verlauf der Untersuchung einen Gehalt unter der Bestimmungsgrenze auf, so wird der Wert der Bestimmungsgrenze minus 0,001 mg/l eingesetzt, also 0,049 mg/l.

Die die Cadmium-Auswaschung beschreibenden Kurven in Abbildung 85 zeigen nur eine geringe Tendenz zur Abflachung, so dass bei einem Q-Wert von maximal ca. 0,28 eine verlässliche Aussage darüber, ob der Grenzwert nach LAB überschritten wird oder nicht, nicht möglich ist.

0,50

0,00

0,10

0,20

0,30

0,40

0,50

0,60

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35

Q-Wert


Abbildung 85: Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat - kumulative Cadmium-Frachten der Eluate im Untersuchungszeitraum über Q und Grenzwert nach LAB (1998).

Als höchste Cadmium-Gehalte werden für Lysimeter 13 0,28 mg/l (Q= 0,09), Lysimeter 14 0,25 mg/l (Q= 0,10) und Lysimeter 15 0,09 mg/l (Q= 0,02) ermittelt. Die niedrigsten Gehalte liegen bei allen drei Lysimetern unter der Bestimmungsgrenze von 0,05 mg/l, werden aber nicht zwingend bei hohen Q-Werten erreicht.

- 149 -


6.2.4 Die Lysimeter bei Beendigung des Versuches

6.2.4.1 pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit und Chlorid-Gehalt in den Materialien

Die pH-Werte in den Lysimetern mit Rekal-Rückstand (Abbildungen 86 bis 88) zeigen bei allen drei Lysimetertypen einen Anstieg gegenüber den Werten zu Beginn des Versuches. Besonders bei den Lysimetern Typ II und III lässt sich der höchste Anstieg in dem Horizont 20 bis 30 cm Tiefe ausmachen. Er beträgt hier ca. eine pH-Wert-Stufe. In tieferen Schichten fällt der pH-Wert des Materials wieder ab und erreicht bei der tiefsten Probe in den Lysimetern Typ III etwa den Ausgangswert. Bei den Lysimetern Typ II liegt der pH-Wert in 100 bis 120 cm Tiefe knapp über den Ausgangswerten.

Der Trend zu einer Erhöhung der pH-Werte im Material wurde bereits in Abschnitt 5.2.1 bei der Herstellung salzfreien Substrats für die Gewächshausversuche angesprochen. Er ist wahrscheinlich mit einer Auswaschung säurebildender Verbindungen zu erklären.

Der Abfall der pH-Werte über dem ca. 20 bis 30 cm tiefen Horizont kann zum einen mit einer schwereren Löslichkeit alkalisch wirkender Stoffe erklärt werden, die später ebenfalls ausgewaschen werden. Zum anderen können die Pflanzen mit ihren Wurzelexsudaten zu einer Ansäuerung der oberen Bodenschichten beitragen. Da die Ergebnisse aus Abschnitt 5.2.1 jedoch den fallenden pH-Wert auch ohne Vegetation zeigen, ist ihr Einfluss auf den pH-Wert in den Lysimetern zu diesem Zeitpunkt sehr gering.

In den Lysimetern mit Rekal/SAV-Stabilisat (Abbildungen 89 bis 91) ist lediglich an der Oberfläche bis in maximal 20-30 cm Tiefe eine deutliche Abweichung vom Ausgangswert zu erkennen. Dort ist eine Abnahme der pH-Werte um eine bis fast zwei Stufen zu erkennen.

Die Beimischung von SAV-Stabilisat führt zu einer besseren Pufferung des Materials. Durch Verwitterung und Auswaschung, eventuell auch durch biologische Aktivitäten, fällt der pH-Wert in den oberflächennahen Schichten bis zum Ende des Untersuchungszeitraumes deutlich ab.

In den Abbildungen 92 bis 94 sind die elektrischen Leitfähigkeiten dargestellt.

Bis in den Horizont 60 bis 70 cm bei Lysimeter Typ II, bzw. bis 70 bis 80 cm bei den Lysimetern Typ III liegen die Werte der elektrischen Leitfähigkeit unter 1 mS/cm. Bei Leitfähigkeitswerten dieser Größenordnung ist ein Wachstum von Gräsern möglich.

Die Lysimeter Typ I weisen hingegen erheblich höhere Leitfähigkeiten in oberflächennahen Schichten auf. Dieses kann ein Hinweis auf einen kapillaren Aufstieg von chloridhaltigem Wasser sein.

- 150 -


7 ,0 7 ,5 8 ,0 8 ,5 9 ,0 9 ,5 1 0 ,0 1 0 ,5 1 1 ,0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

B e g in n L 5

B e g in n L 1 0

p H -W e r t

L 5L 1 0

7 ,0 7 ,5 8 ,0 8 ,5 9 ,0 9 ,5 1 0 ,0 1 0 ,5 1 1 ,0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 1 0 -1 3 0 c m

B e g in n L 2 0

B e g in n L 2 5

p H -W e rt

L 2 0L 2 5

7 ,0 7 ,5 8 ,0 8 ,5 9 ,0 9 ,5 1 0 ,0 1 0 ,5 1 1 ,0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 2 0 -1 4 0 c m

1 6 0 -1 8 0 c m

2 0 0 -2 2 0 c m

B e g in n L 1 1

B e g in n L 1 2

p H -W e r t

L 1 1L 1 2

Abbildungen 86 bis 88: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal-Rückstand – pH-Wert in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 151 -


7 ,0 7 ,5 8 ,0 8 ,5 9 ,0 9 ,5 10 ,0 10 ,5 11 ,0

0 -10 c m

10-20 c m

20-30 c m

30-40 c m

40-50 c m

50-60 c m

60-70 c m

B eg inn L 4

B eg inn L 9

p H -W e rt

L 4L 9

7 ,0 7 ,5 8 ,0 8 ,5 9 ,0 9 ,5 1 0 ,0 1 0 ,5 1 1 ,0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 1 0 -1 3 0 c m

B e g in n L 1 9

B e g in n L 2 4

p H -W e rt

L 1 9L 2 4

7 , 0 7 , 5 8 , 0 8 , 5 9 , 0 9 , 5 1 0 , 0 1 0 , 5 1 1 , 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 2 0 -1 4 0 c m

1 6 0 -1 8 0 c m

2 0 0 -2 2 0 c m

B e g in n L 1 3

B e g in n L 1 4

B e g in n L 1 5

p H -W e r t

L 1 3L 1 4L 1 5

Abbildungen 89 bis 91: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal/SAV-Stabilisat – pH-Wert in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 152 -


0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

B e g in n L 5

B e g in n L 1 0

E L F [m S /c m ]

L 5L 1 0

0 10 20 30 40 50 60 70

0-10 cm

20-30 cm

40-50 cm

60-70 cm

80-100 cm

Beginn L 20

ELF [m S/cm]

L 20L 25

0 10 20 30 40 50 60 70

0-10 cm

20-30 cm

40-50 cm

60-70 cm

80-100 cm

160-180 cm

Beginn L 11

ELF [m S/cm ]

L 11L 12

Abbildungen 92 bis 94: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal-Rückstand - Elektrische Leitfähigkeit in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 153 -


0 1 0 2 0 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

B e g in n L 4

B e g in n L 9

E L F [m S /c m ]

L 4L 9

0 10 20 30 40 50 60 70

0-10 cm

20-30 cm

40-50 cm

60-70 cm

80-100 cm

Beginn L 19

ELF [mS/cm]

L 19L 24

0 1 0 20 3 0 4 0 5 0 6 0 7 0

0 -1 0 cm

2 0 -3 0 cm

4 0 -5 0 cm

6 0 -7 0 cm

8 0 -1 0 0 cm

16 0 -1 8 0 cm

B eg in n L 1 3

B eg in n L 1 5

E L F [m S /cm ]

L 1 3L 1 4L 1 5

Abbildungen 95 bis 97: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat - Elektrische Leitfähigkeit in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 154 -


0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

B e g in n L 5

B e g in n L 1 0

C h lo r id [% ]

L 5L 1 0

0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 1 0 -1 3 0 c m

B e g in n L 2 0

B e g in n L 2 5

C h lo r id [% ]

L 2 0L 2 5

0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 2 0 -1 4 0 c m

1 6 0 -1 8 0 c m

2 0 0 -2 2 0 c m

B e g in n L 1 1

B e g in n L 1 2

C h lo r id [% ]

L 1 1L 1 2

Abbildungen 98 bis 100: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal-Rückstand – Chlorid-Gehalt in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 155 -


0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

B e g in n L 4

B e g in n L 9

C h lo r id [% ]

L 4L 9

0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 -1 0 c m

1 0 -2 0 c m

2 0 -3 0 c m

3 0 -4 0 c m

4 0 -5 0 c m

5 0 -6 0 c m

6 0 -7 0 c m

7 0 -8 0 c m

8 0 -1 0 0 c m

1 1 0 -1 3 0 c m

B e g in n L 1 9

B e g in n L 2 4

C h lo rid [% ]

L 1 9L 2 4

0 5 1 0 1 5 2 0 2 5 3 0

0 - 1 0 c m

1 0 - 2 0 c m

2 0 - 3 0 c m

3 0 - 4 0 c m

4 0 - 5 0 c m

5 0 - 6 0 c m

6 0 - 7 0 c m

7 0 - 8 0 c m

8 0 - 1 0 0 c m

1 2 0 - 1 4 0 c m

1 6 0 - 1 8 0 c m

2 0 0 - 2 2 0 c m

B e g in n L 1 3

B e g in n L 1 4

B e g in n L 1 5

C h lo r id [ % ]

L 1 3L 1 4L 1 5

Abbildungen 101 bis 103: Lysimeter Typ I (oben), Typ II (Mitte) und Typ III (unten) mit Rekal/SAV-Stabilisat – Chlorid-Gehalt in unterschiedlichen Tiefen am Ende des Lysimeterversuchs und zu dessen Beginn.

- 156 -


Ein Vergleich der Abbildungen der Leitfähigkeit mit denen der Chloridgehalte (Abbildungen 98 bis 100) macht deutlich, dass die Höhe der Leitfähigkeitswerte nahezu ausschließlich vom Chlorid-Anion und seinen Kationen (hier überwiegend Natrium) bestimmt wird.

Etwas anders verhält es sich bei den Lysimetern mit Rekal/SAV-Stabilisat. Zwar ist in den von der Tiefe her nahezu identischen Schichten ein starker Anstieg der Leitfähigkeit zu erkennen (Abbildungen 95 bis 97), in den darüber liegenden Horizonten ist das Niveau der elektrischen Leitfähigkeit jedoch erheblich höher als bei Rekal-Rückstand und scheint sich auch mit der Zeit kaum zu verändern, da von 0 bis 80 cm kein Gradient in der Leitfähigkeit zu erkennen ist. Ursache für die erhöhte Leitfähigkeit sind gipsartige Verbindungen, die mit dem SAV-Stabilisat eingebracht wurden. Ein Vergleich mit den Chloridgehalten in den Abbildungen 101 bis 103 belegt, dass dieses bei den Lysimetern des Typs II und III gleichermaßen ausgewaschen wurde wie aus dem Rekal-Rückstand.

Die Lysimeter Typ I zeigen im Vergleich zu denen mit Rekal-Rückstand sogar geringere Chloridgehalte in oberflächennahen Schichten. Die Zumischung von SAV-Stabilisat scheint einen kapillaren Salzaufstieg zu behindern.

6.2.4.2 Begrünung auf den Lysimetern

Außer den im Abschnitt 6.1 aufgeführten Arten der Ansaatmischung konnten sich einige weitere Spezies auf den Lysimetern etablieren.

Vom Deckungsgrad her am erfolgreichsten (siehe Tabelle 18) ist Funaria hygrometrica, ein akrokarpes Laubmoos aus der Familie der Funariaceae. Diese Art wird in der Literatur als Stickstoff liebende Ruderalart eingestuft, die gerne alte Brandstellen besiedelt. Sie stellt keine besonderen Ansprüche an den pH-Wert des Substrats, benötigt aber viel Licht und ausreichend Feuchtigkeit. Sie ist in der Nähe menschlicher Ansiedlungen in der Regel sehr häufig (DÜLL 1987, FREY ET AL 1995).

Weiterhin mit nennenswerten Deckungsgraden vertreten ist die Schutt-Kresse Lepidium ruderale aus der Familie der Brassicaceae. Auch diese Art kommt auf sonnigen Ruderalflächen vor und bevorzugt Stickstoff reiche Standorte.

Die Echte Kamille (Matricaria recutita, Familie der Asteraceae), die in einigen Exemplaren auf den Lysimetern wächst , kommt auf bebauten und wüsten Plätzen, auf Schutt und an Wegrändern vor, genauso wie Sonchus asper, die Rauhe Gänsedistel (ebenfalls Familie Asteraceae) (ROTHMALER 1994, OBERDORFER 1994).

In Abschnitt 6.2.2 wurde dargelegt, dass Lolium perenne in der Ansaatmischung die Funktion eines Ammengrases übernehmen soll. Festuca rubra sollte sich aufgrund seiner etwas langsameren Entwicklung zwischen dem schnellwüchsigen Lolium etablieren.

Die Ergebnisse in Tabelle 18 zeigen, dass unter den gegebenen Versuchsbedingungen Festuca rubra innerhalb kurzer Zeit Lolium in seiner Entwicklung überholen kann. Die Deckungsgrade von F. rubra liegen auf Rekal-

- 157 -


Rückstand fast bei allen Lysimetern deutlich über denen von L. perenne, auf Rekal/SAV-Stabilisat ist das Verhältnis sogar noch deutlich zu Gunsten von F. rubra verschoben.

Auffällig in ihrem Deckungsgrad sind die Lysimeter 5 und 10 mit Rekal-Rückstand, die die geringsten Gesamtdeckungen aufweisen bei gleichzeitigem starken Zurücktreten von L. perenne, es erreicht hier nur Deckungsanteile von 8 bzw. 5 %. Bei diesen beiden Lysimetern kann oberflächlich der höchste Chlorid-Gehalt festgestellt werden (Abbildung 97). Dieser beeinflusst allgemein die aufkommende Pflanzendecke negativ, wirkt sich aber besonders schlecht auf Lolium perenne aus.

Tabelle 18: Deckungsgrade der Vegetation insgesamt und der Anteile der verschiedenen Arten auf den Einzellysimetern am Ende des Untersuchungszeitraumes. Artname Deckungsgrad der gesamten Vegetation bzw. der

einzelnen Arten [%]

L 5 L 10 L 20 L 25 L 11 L 12 Gesamtdeckung 55 69 94 95 86 87

Festuca rubra rubra 40 58 40 50 40 45

Lolium perenne 8 5 40 39 35 33

Dactylis glomerata 2 2 10 6 5 4

Sonchus spec. 0 0 <1 0 0 0

Matricaria recutita 0 0 0 <1 <1 <1

Lepidium ruderale <1 <1 0 0 1 <1

Rek

al-R

ücks

tand

Funaria hygrometrica 5 4 4 <1 5 5

L 4 L 9 L 19 L 24 L 13 L 14 L 15 Gesamtdeckung 88 93 75 95 90 92 95

Festuca rubra 61 57 40 68 50 58 59

Lolium perenne 20 28 19 22 30 30 30

Dactylis glomerata 2 5 4 3 1 <1 2

Lolium multiflorum 0 0 2 0 0 0 0

Matricaria recutita 1 <1 0 0 0 0 <1

Lepidium ruderale 1 1 <1 <1 2 1 1 Rek

al/S

AV-S

tabi

lisat

Funaria hygrometrica 3 2 10 2 7 3 3

Von den weiteren in der Ansaatmischung enthaltenen Gräsern konnten sich Festuca ovina, F. rubra trichophylla und Poa pratensis nicht durchsetzen.

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Feldversuche – Zusammenfassung

Der Gesamteindruck, der auf den Lysimetern aufgewachsenen Pflanzen kann als gut bis sehr gut charakterisiert werden.

6.3 Zusammenfassung der Ergebnisse aus den Lysimeterversuchen Die Ausgangsgehalte der im Lysimeterversuch getesteten Materialien entsprechen bis auf Kupfer den Vorgaben nach LAB (1998) für die Verwertungsklasse W 2. Der Grenzwert für Kupfer wird bereits im Ausgangsmaterial um das zwei- bis dreifache überschritten.

Die bei den aufgesättigten Einzellysimetern aufgefangene Sickerwassermenge bei Rekal-Rückstand entspricht 29 bis 45 % der Niederschlagsmenge, bei Rekal/SAV-Stabilisat 22 bis 45 %. Das nicht aufgesättigte Lysimeter 13 verringert die Sickerwässer auf 19 % im Untersuchungszeitraum.

Die pH-Werte der Eluate aus Rekal-Rückstand liegen zwischen pH 8 und 9 mit einer leicht ansteigenden Tendenz im zeitlichen Verlauf, die Eluate aus Rekal/SAV-Stabilisat weisen pH-Werte zwischen 9 und 10 mit leicht fallender Tendenz auf.

Fast alle Sickerwässer sind über den Untersuchungszeitraum hinweg mit NaCl fast oder vollständig gesättigt.

Aus den im Material enthaltenen Nitriden entstehen unter Wassereinfluss Ammonium und Ammoniak, die zu einer sehr hohen Stickstoff-Belastung der Eluate führen. Die Grenzwerte nach LAB (1998) werden von den Eluaten um ein Vielfaches überschritten. Durch die Zumischung von alkalischem SAV-Stabilisat wird das Reaktionsgleichgewicht zwischen Ammonium und Ammoniak auf die Seite von flüchtigem Ammoniak verschoben, und es kommt bei den Lysimetern Typ I und II zu gasförmigen N-Verlusten, die sich in einer geringeren N-Fracht im Sickerwasser dokumentieren.

Die Kupfer-Frachten sind bei allen Lysimetern (mit Ausnahme von Lysimeter 11) sehr hoch und überschreiten den Grenzwert nach LAB deutlich. Lysimeter 11 zeigt eine abweichende Lösungsdynamik mit ansteigender Tendenz am Ende des Versuchszeitraumes.

Bei Zink wird der Grenzwert im Untersuchungszeitraum von den Eluaten bei drei Lysimetern überschritten, bei den anderen kann eine Überschreitung bei höheren Q-Werten nicht ausgeschlossen werden.

Nickel kann nur in den Eluaten der Lysimeter Typ III mit Rekal/SAV-Stabilisat in nennenswerten Mengen nachgewiesen werden. Die Frage, ob die Grenzwerte nach LAB für Q = 10 eingehalten werden können, ist nicht mit Sicherheit zu beantworten.

Die Chrom-Gehalte der Eluate sind gering, die im Untersuchungszeitraum eluierten Mengen können als unbedenklich gelten.

Cadmium kann aufgrund der Salzmatrix der Proben nur mit einer relativ hohen Bestimmungsgrenze analysiert werden. Höchster gemessener Cadmium-Gehalt ist 0,28 mg/l. Ob die Grenzwerte für Q = 10 nach LAB eingehalten werden können, lässt sich nicht mit Sicherheit aussagen.

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Feldversuche – Zusammenfassung

Bei der Untersuchung der Materialien in den Lysimetern bei Abschluss der Versuche konnte festgestellt werden, dass die pH-Werte des Rekal-Rückstandes allgemein leicht ansteigen, in der Mischung mit SAV-Stabilisat weitgehend stabil sind. In den oberen Horizonten bis ca. 30 cm fallen die pH-Werte um bis zu zwei Stufen ab.

Die elektrische Leitfähigkeit ist zum überwiegenden Teil vom Chlorid-Anion und dem antagonistischen Kation (v. a. Natrium) abhängig. Die Lysimeter der Typen II und III zeigen bis in ca. 80 cm Tiefe elektrische Leitfähigkeiten, die ein Wachstum Höherer Pflanzen erlauben. Die Lysimeter Typ I weisen, besonders bei der Variante mit Rekal-Rückstand, erhöhte Leitfähigkeiten in oberflächennahen Schichten auf, die vermutlich auf kapillaren Salzaufstieg zurückgehen.

Die Begrünung der Lysimeter ist erfolgreich, lediglich die Lysimeter Typ I mit Rekal-Rückstand weisen Defizite in der Pflanzendeckung aufgrund der hohen Chlorid-Gehalte auf. Auf den anderen Lysimetern konnte jeweils eine Pflanzenbedeckung von 75 bis 95 % aufgebaut werden, die hauptsächlich von den Gräsern Rotschwingel (Festuca rubra rubra) und Deutschem Weidelgras (Lolium perenne) aufgebaut wurde.

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Schlussbetrachtung

7 Schlussbetrachtung

Die Zumischung des Kraftwerksreststoffs SAV-Stabilisat des Gemeinschaftskraftwerkes Hannover zur Verfestigung des Rekal-Rückstandes hat sich bewährt. Das Gemisch im Masse-Verhältnis Rekal-Rückstand SAV-Stabilisat von 7 zu 3 steht seit Beginn der Aufhaldung an der Nordflanke der Rückstandshalde in Sigmundshall. Die Wiedernutzbarmachung kann aus statischen Gründen also mit dieser Mischung durchgeführt werden.

Die Versuche im Gewächshaus haben gezeigt, dass die verwendeten Materialien nach Auswaschung der leicht löslichen Salze begrünbar sind. Diese Ergebnisse wurden von dem üppigen Biomasse-Aufwuchs aus den Lysimetern am Ende des Versuchs im Freiland eindrucksvoll bestätigt.

Zwar sind bei einigen Spurennährstoffen Überversorgungen in den Versuchspflanzen festgestellt worden, die unter Umständen auch zu „Ertragsdepressionen“ führen können. Bei einer Wiedernutzbarmachung eines bergbaulichen Standorts, bei dem die Funktion des Biomasse-Aufwuchses nicht in der Produktion von Futtermitteln liegt, und der Standort auf lange Sicht noch unter Bergaufsicht steht, besteht nicht die Gefahr, dass die in der Biomasse angereicherten Elemente, namentlich Bor und Kupfer, in den Nahrungskreislauf eintreten. Die positiven Wirkungen, die in der weiteren Reduzierung der stark salzhaltigen Haldenwässer liegen, wiegen mindestens so schwer wie die Einwände.

Dennoch sollte die Entwicklung der Biomasse, insbesondere deren Inkorporation von Spurenelementen, Gegenstand des Interesses auch in der Zukunft nach erfolgter Begrünung sein.

Die Ergebnisse zur Entwicklung der Sickerwassermengen im Lysimeterversuch zeigen, dass die Abdeckschichten, wie sie in den Versuchen nachgestellt wurden, auch bereits ohne Begrünung und in salzhaltigem Zustand einen erheblichen Einfluss auf die Abflussraten der Salzhalde bei der Überdeckung haben werden. Die Speicherfähigkeit und die Evaporation der Abdeckschicht führen zu Reduzierung der Sickerwässer auf unter 50 % des auf die Flächen gefallenen Niederschlages, ein Wert, der sich mit der angestrebten Vegetation vermutlich noch einmal deutlich steigern lässt.

Die Frist von ca. zwei Jahren, die zwischen Befüllung der Lysimeter mit salzhaltigem Rekultivierungsmaterial und dem Wachstum der ersten Gräser lag, lässt die Hoffnung auf einen zügigen Verlauf der Aussalzung des Materials an der Halde und einer schnellen Begrünung zu. Hinweise auf die Entsalzungsgeschwindigkeiten unter den Bedingungen an den Haldenflanken werden die Ergebnisse der Universität Hannover liefern.

Die in den Lysimetereluaten nachgewiesenen hohen Mengen an gelösten Stickstoff-Verbindungen und Schwermetallen, insbesondere Kupfer, machen eine genaue Kontrolle der im Ringgraben gesammelten Haldenwässer erforderlich. Seit Beginn der Probeaufhaldung läuft hierzu ein Monitoring durch Kali und Salz und den zuständigen Fachbehörden.

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Schlussbetrachtung

Sollte sich auf der Halde bestätigen, was sich in den hohen Schwermetall-Gehalten in den Lysimeter-Eluaten angedeutet hat, könnte eine Aufbereitungsanlage für die verschmutzten Haldenwässer erforderlich werden.

Grundsätzlich konnte mit den Versuchen gezeigt werden, dass eine hochwertige Verwertung von aufgearbeiteten Salzschlacken der Sekundäraluminium-Industrie als Rekultivierungsmaterial einer Kali-Rückstandshalde möglich ist.

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Zusammenfassung

8 Zusammenfassung

Die Rückstandshalden der Kaliindustrie verursachen häufig durch Salzlösungen, die von ihnen ausgehen, Schäden in der Umwelt.

Die Ummantelung und Begrünung zur Verringerung der Haldenwassermengen einer derartigen Halde im Werk Sigmundshall der Kali und Salz GmbH mit einer aufgearbeiteten Salzschlacke der Sekundäraluminium-Industrie („Rekal-Rückstand“) in Mischung mit einem Rückstand aus der Steinkohleverbrennung (SAV-Stabilisat) ist Ziel des beschriebenen Projektes.

In Gewächshausversuchen konnte die Begrünungsfähigkeit dieser Stoffe mit Deutschem Weidelgras (Lolium perenne) nachgewiesen werden. In der ersten Wuchsperiode waren die Pflanzen ausreichend mit Stickstoff, Kalium und Magnesium versorgt, ein Mangel bestand in ihrer Phosphat-Versorgung.

Die Chrom- und Kupfer-Gehalte der oberirdischen Biomasse waren gegenüber natürlichen Standorten deutlich erhöht, sie liegen z.T. in Bereichen, in denen mit ersten negativen Einflüssen auf die Wuchsleistung zu rechnen ist.

In einer zweiten Versuchsanstellung konnte nachgewiesen werden, dass sich das Phosphor-Defizit der Biomasse am effektivsten durch die Gabe von 1000 kg P2O5/ha bekämpfen ließ. Die Applikation sollte in mehreren Gaben verteilt erfolgen.

Eisen und Silicium sind in allen Versuchsvarianten nur in sehr geringem Umfang von den Versuchspflanzen aufgenommen worden. Eine gezielte Düngung mit diesen Elementen erscheint daher sinnvoll.

Der Bor-Gehalt in der Biomasse war teilweise sehr hoch. Das führte nicht zum Absterben der Pflanzen, mit einem Rückgang der Produktion der Pflanzen bei diesen Bor-Gehalten ist jedoch zu rechnen. Synergistische Wirkungen werden diskutiert.

In Keim- und Aufwuchsversuchen wurden auf Rekal-Rückstand und der Mischung aus Rekal-Rückstand/SAV-Stabilisat zahlreiche Gräser und Kräuter auf ihre Eignung, diese Materialien als Substrat zu nutzen, getestet. Es werden zwei Begrünungsmischungen vorgeschlagen.

Im zweiten Teil der Arbeit wurde in 13 Lysimetern das Verhalten der Materialien in Bezug auf ihre Sickerwasserreduzierung und die Lösungsverhalten der enthaltenen Verbindungen und Elemente unter Witterungseinfluss überprüft.

Eine potenzielle Abdeckschicht, wie sie in den Lysimetern dargestellt wurde, führte zu einer Reduzierung der Sickerwässer auf unter 50 % der Niederschlagsmenge.

Aus den produktionstechnisch im Rekal-Rückstand enthaltenen Nitriden bildeten sich unter Wassereinfluss Ammoniak und Ammonium, die zu einer hohen Stickstoff-Belastung der Eluate führten.

Die festgestellten Kupfer-, wie auch die Zink-Frachten lagen z.T. deutlich über den Vorgaben nach LAB (1995).

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Zusammenfassung

Nickel konnte in den Eluaten nachgewiesen werden, ob langfristig die Grenzwerte bezüglich dieses Elementes eingehalten werden, kann nicht vorausgesagt werden. Die Chrom-Gehalte, die während des Untersuchungszeitraumes gemessen wurden, sind sehr gering, die daraus resultierende Fracht deutlich unter dem Grenzwert nach LAB.

Am Ende der Lysimeterversuche wiesen die tieferen Lysimeter bis in eine Tiefe von ca. 80 cm einen Entsalzungsgrad auf, der das Wachstum von Höheren Pflanzen ermöglicht. Die vorgenommene Einsaat auf den Lysimetern führte zu Vegetations-Deckungsgraden von über 90 %. Bei den flachen Lysimetern fand ein Aufstieg salzhaltigen Wassers statt, der eine Begrünung behinderte.

Als sehr erfolgreich erwies sich der Rotschwingel (Festuca rubra rubra) bei der Besiedlung der Rekultivierungsmaterialien unter Freilandbedingungen.

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Summary

9 Summary

Dumps of residue belonging to the potassium industry often cause pollution of the environment due to leaking salt solutions. The aim of the study was the covering and land planting of such a dump of the work “Sigmundshall” of Kali und Salz GmbH in Wunstorf near Hannover to reduce the amount of dump water. Therefore, a mixture of upgraded salt slag of the secondary aluminium industry “Rekal-Residue“ and residues of the coal combustion „SAV-Stabilisat“ (similar to flue gas desulfurization waste) were utilised.

In green house experiments, the ability to plant these materials with Lolium perenne could be proven. In the first growing period, the plants were sufficiently provided with nitrogen, potassium and magnesium. However, Lolium perenne was deficient of phosphate.

The amounts of chromium and copper in the overground biomass were higher than in natural localities. They are partly at a limit, where negative influences on the growth ability can arise.

In a second experimental design it could be shown that the phosphorus deficiency of the biomass could be corrected very efficiently through application of 1000 kg P2O5/ha as triple-phosphate. The application should be elaborated in several doses.

Iron and silicium were taken up by the experimental plants only in very small amounts. A specific fertilisation with these elements appears to be useful.

The content of boron was partly very high in the biomass. This did not cause death of the plants, however, such a boron content might reduce the productivity of the plants. Synergistic effects are discussed.

In germination experiments, several grasses and herbs were investigated for their ability to use the Rekal-residue and the mixture of Rekal-Residue/SAV-Stabilisat as substrate. Two land planting mixtures are suggested.

In the second part of the thesis, the behaviour of the materials was elucidated in 13 lysimeters. Their ability to reduce water leakage was tested and the solution behaviour of the containing compounds and elements was investigated under influence of the weather.

A potential cover layer, as demonstrated in the lysimeters, could reduce the water leakage to less than 50 % of the precipitation.

Ammonia and ammonium were formed from the nitrides that are present in the Rekal-Residue due to the production technique. These compounds resulted in a higher load of nitrogen in the eluates.

The detected copper and zinc contents exceeded partly the limiting values of Länderausschuss Bergbau (LAB 1995).

Nickel was shown to be present in the eluates. However, it is uncertain, if the limiting values for this element are kept long-term. The chromium content measured during

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Summary

the experimental period was very low, the resulting load was distinctly below the limiting values according to LAB.

At the end of the lysimeter experiments, the deeper lysimeter till a depth of 80 cm showed a low salt concentration, that enabled growth of Higher plants. The dissemination on the lysimeters resulted in a degree of plant cover above 90 %. In the shallow lysimeters the salty water ascended and hindered a land planting.

Festuca rubra rubra was very successful in the colonisation of recultivation materials under field conditions.

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Anhang

11 Anhang

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Anhang

Liste der beteiligten Projektpartner und Behörden

BA Goslar Bergamt Goslar Herr Rieche Postfach 1240 38602 Goslar

IGBE Institut für Grundbau, Bodenmechanik und Energiewasserbau der Universität Hannover Prof. Dr. Blümel Abbel Str. 9 A 30167 Hannover

BTI Bodentechnisches Institut (NLfB) Dr. Schäfer Friedrich Mißler Str. 46/48 28211 Bremen

Ingenieurgemeinschaft Dr. Eugen Macke mbH Dr. Macke Am Hafen 22 38112 Braunschweig

FG Bodenkunde Fachgebiet Bodenkunde der Universität Gh Kassel Prof. Dr. Wildhagen, Herr Wöhler Postfach 1252 37202 Witzenhausen

K + S Kali und Salz GmbH Werk Sigmundshall Dr. Diekmann, Herr Rickens Postfach 1352 31511 Wunstorf

FG Landschaftsökologie und Naturschutz Fachgebiet Landschaftsökologie und Naturschutz der Universität Gh Kassel Prof. Dr. Schmeisky, Herr Scheer Postfach 1252 37202 Witzenhausen

KAFI Kaliforschungs-Institut Dr. Stahl, Herr Rest In der Aue 1 36266 Heringen /Werra

GfR Gesellschaft für die Aufbereitung und Verwertung von Reststoffen mbH Dr. Demmich, Dr. Weißflog, Dr. Gerstner Postfach 6529 97006 Würzburg

NLfB Niedersächsisches Landesamt für Bodenforschung Dr. Meyer Postfach 510153 30631 Hannover

GGU Gesellschaft für Grundbau und Umwelttechnik mbH Am Hafen 22 38112 Braunschweig

NLÖ Niedersächsisches Landesamt für Ökologie Dr. Heine An der Scharlake 29 31135 Hildesheim

IfBK Institut für Bodenkunde der Universität Hannover Prof. Dr. van der Ploeg, Herr Hermsmeyer Herrenhäuser Str. 2 30419 Hannover

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Hiermit versichere ich, dass ich die vorliegende Dissertation selbständig und ohne unerlaubte Hilfe angefertigt und andere als die in der Dissertation angegebenen Hilfsmittel nicht benutzt habe. Alle Stellen, die wörtlich oder sinngemäß aus veröffentlichten oder unveröffentlichten Schriften entnommen sind, habe ich als solche kenntlich gemacht. Kein Teil dieser Arbeit ist in einem anderen Promotions- oder Habilitationsverfahren verwendet worden.

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Untersuchungen zur Nutzbarkeit aufbereiteter Salzschlacke ... · Danksagung Danksagung Allen...

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