Kapitel 7.2 Transferprozesse durch Sedimentresuspension ULRICH FÖRSTNER (Hamburg) (Original Kapitel 4.4, S. 432-449) 7.2.1 Einleitung Trotz Rückgang der Schadstoffeinleitungen sind vielerorts die Flußsedimente in beachtlichem Maße mit Schadstoffen belastet. Hochwasserereignisse können eine Resuspension kontaminierter Feinsedimente und eine Verfrachtung der sedimentgebundenen Schadstoffe über große Distanzen bewirken. Auch die Aufwirbelung durch Baggerarbeiten und Schiffs- bewegungen kann zu einer Freisetzung von Schadstoffen aus den Sedimenten und dem Porenwasser führen und dadurch das Ökosystem Fließgewässer erheblich belasten. Diese Einflußfaktoren müssen für eine qualifizierte und umfassende Risikoabschätzung untersucht werden. Eine solche Risikoabschätzung ist die Voraussetzung für eine fachgerechte Planung technischer Maßnahmen für eine ökologisch verträgliche Unterhaltung bzw. Sanierung der Fließgewässer (Westrich und Kern 1996). Beim Ausbau von Gewässern und Hafenbecken sowie deren Unterhaltung fallen Sedimente auch in der Form von „Baggergut“ an. Man geht derzeit von etwa 20 bis 50 Mio. m 3 Baggergut aus, das pro Jahr in der Bundesrepublik Deutschland bewegt wird. Für die Bundeswasserstraßenverwaltung bildet die Umlagerung von Baggergut als Regelfall die wirtschaftlichste und anzustrebende Form der Unterbringung; andere Formen der Unterbringung kommen nur in Frage, wenn diese technisch, wirtschaftlich und ökologisch sinnvoll und tragbar sind (Anonym 1997a). Aus der Sicht des Gewässer- schutzes können dagegen grundsätzlich Umlagerungsverfahren von
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Kapitel 7.2 Transferprozesse durch Sedimentresuspension
ULRICH FÖRSTNER (Hamburg)
(Original Kapitel 4.4, S. 432-449)
7.2.1 Einleitung
Trotz Rückgang der Schadstoffeinleitungen sind vielerorts die Flußsedimente
in beachtlichem Maße mit Schadstoffen belastet. Hochwasserereignisse
können eine Resuspension kontaminierter Feinsedimente und eine
Verfrachtung der sedimentgebundenen Schadstoffe über große Distanzen
bewirken. Auch die Aufwirbelung durch Baggerarbeiten und Schiffs-
bewegungen kann zu einer Freisetzung von Schadstoffen aus den
Sedimenten und dem Porenwasser führen und dadurch das Ökosystem
Fließgewässer erheblich belasten. Diese Einflußfaktoren müssen für eine
qualifizierte und umfassende Risikoabschätzung untersucht werden. Eine
solche Risikoabschätzung ist die Voraussetzung für eine fachgerechte
Planung technischer Maßnahmen für eine ökologisch verträgliche
Unterhaltung bzw. Sanierung der Fließgewässer (Westrich und Kern 1996).
Beim Ausbau von Gewässern und Hafenbecken sowie deren Unterhaltung
fallen Sedimente auch in der Form von „Baggergut“ an. Man geht derzeit von
etwa 20 bis 50 Mio. m3 Baggergut aus, das pro Jahr in der Bundesrepublik
Deutschland bewegt wird. Für die Bundeswasserstraßenverwaltung bildet die
Umlagerung von Baggergut als Regelfall die wirtschaftlichste und
anzustrebende Form der Unterbringung; andere Formen der Unterbringung
kommen nur in Frage, wenn diese technisch, wirtschaftlich und ökologisch
sinnvoll und tragbar sind (Anonym 1997a). Aus der Sicht des Gewässer-
schutzes können dagegen grundsätzlich Umlagerungsverfahren von
2
Sedimenten gegenüber einer landseitigen oder subaquatischen Ablagerung
schadstoffhaltiger Gewässersedimente als belastend angesehen werden
(Anonym 1996).
7.2.2 Interdisziplinäre Forschung über Transferprozesse bei Sediment-
umlagerungen
Die Probleme, die bei der natürlichen oder anthropogenen Verlagerung von
schadstoffbelasteten Feststoffen in Binnen- und Ästuargewässern
entstehen, haben in den vergangenen 10 Jahren die interdisziplinäre
Forschung auf diesem Gebiet beträchtlich ausgeweitet; beispielhaft genannt
seien die Übersicht von Westrich (1988) und die Arbeiten im DFG-
Sonderforschungsbereich 327 „Wechselwirkungen zwischen abiotischen und
biotischen Prozessen in der Tideelbe“ (Kausch und Michaelis 1996). An
einem regionalen Beispiel wurde die Verknüpfung von dominanten
hydromechanischen und geochemischen Einflußfaktoren erfolgreich
durchgeführt (Kern 1997).
Unter dem Begriff „Transferprozesse“ werden drei Forschungsrichtungen
und ihre fachspezifische Meßtechnik, Analytik, Versuchsstrategien und
Modellbildung miteinander verbunden: Die hydrodynamischen Vorgänge bei
der Ausbreitung sowohl der gelösten als auch der partikelgebundenen
Schad- und Belastungsstoffe, die biologisch geprägten Prozesse des
Abbaus, der Stoffumwandlung und -festlegung von Nähr- und Schadstoffen
sowie die chemischen Wechselwirkungen zwischen festen und wäßrigen
Phasen.
3
In Abb. 7.2-1 sind die Wechselwirkungen zwischen wichtigen Komponenten
und Mechanismen bei diesen Transferprozessen schematisch dargestellt:
Die Fließgeschwindigkeit und Turbulenz eines Fließgewässers und damit
dessen erosiv/akkumulatives Potential sind in erster Linie vom Abfluß ab-
hängig. Dabei wird die hydrodynamische Resuspensionsschwelle bei
organikreichen Feinsedimenten wesentlich durch deren mikrobiologische
Besiedlung bestimmt. Schadstoffe können über die Partikeln oder die
Porenlösungen in das Oberflächenwasser transferiert werden.
Im Mittelpunkt des Systems der Wechselwirkungen steht der biologische
Abbau organischer Substanzen. Er liefert biologisch aktive und inaktive
Substanzen zur Bildung von Oberflächenfilmen auf Partikeln (wo sie
einerseits die Flocken- und Aggregatbildung beeinflussen und
andererseits Sorptionsplätze für die Readsorption der bei den
diagenetischen Prozessen freigesetzten Schad- und Nährstoffe
bereitstellen) und transferiert weniger stark gebundene organische
Feststoffkomponenten in das Interstitial - mit Auswirkungen auf die
Komplexierung von gelösten Metallen und die Kolloidbildung sowie auf
stabilitätsrelevante Wirkungen bei hydrodynamischen Prozessen.
Für den Übergang von Schadstoffen wie beispielsweise Schwermetallen
aus resuspendierten Sedimente in die Lösungsphase und Wieder-
adsorption an natürliche Feststoffe wird grundsätzlich das Wechselspiel
von mechanischer Erosion (hier als Oxidationsereignis) und die
Sedimentation mit nachfolgenden chemischen Reduktionsprozessen
verantwortlich gemacht (Abschnitt 7.2.3).
4
Die wichtigste Funktion dieser Abbauprozesse - von denen auch in
unterschiedlicher Weise organische Schadstoffe betroffen sind - ist in dem
vorliegenden Systemausschnitt die Herausbildung von Redoxzyklen, die als
Steuerprozesse und „Treibstoff“ für sekundäre biogeochemische
Mobilisierungs- und Transfervorgänge wirken können.
7.2.3 Steuerprozesse und kapazitative Eigenschaften beim
Schadstofftransfer
Ursache für die letztlich wirksame Mobilisierung von Schadstoffen ist häufig
eine biochemische Umsetzung organischer Stoffe, doch können auch
anorganische Komponenten als Auslöser für pH- und Redoxgradienten
dabei eine Rolle spielen. Organische Substanzen in Porenlösungen
beeinflussen die Schadstoffgehalte in mehrfacher Weise, nämlich
als lösungsvermittelnder Faktor für den Transport von Spurenelementen,
vor allem durch Komplexierungsprozesse mittels organischer Abbau-
produkte,
als Ursache für die Bildung von Kolloiden, mit der ein intensiver Transport
auch der schwerlöslichen Komponenten in der Wasserphase erfolgt,
als Motor und wesentlicher Milieu- und Steuerfaktor für die Stoffkreisläufe
anderer Haupt- sowie Neben- und Spurenkomponenten (Abb. 7.2-2).
Wie stark die Steuerprozesse ein geochemisches System verändern (und
gegebenenfalls zu einer massiven Freisetzung von Schadstoffen führen),
hängt von dessen "kapazitätsbestimmenden Eigenschaften" (Stigliani 1991)
5
ab. Dieser Faktor - charakteristische Komponente des übergreifenden
Konzepts der "Chemischen Zeitbombe" - zeigt sich einmal darin, daß die
Aufnahmefähigkeit des Feststoffs durch direkte Sättigung erschöpft werden
kann, weist aber zum anderen vor allem auf die Möglichkeit hin, daß
bestimmte Feststoffphasen, die als "Puffer" oder "Barrieren" wirken, durch
äußere Einflüsse in ihrer Kapazität reduziert werden können. Vor allem
Systeme, die hohe Anteile abbaubarer organischer Substanzen enthalten,
zeigen typische nicht-lineare, verzögerte Entwicklungen und sind - anders als
mineralogisch-geochemische Systeme - mit den derzeit verfügbaren
Methoden nicht ausreichend beschreibbar, modellierbar und prognostierbar
(Förstner 1995a).
Ein typischer nicht-linearer und verzögerter Prozeß ist die Spaltung von
Sulfat im Redoxkreislauf (Abb. 7.2-3a): Bei der mikrobiellen Reduktion von
Sulfat und Eisenoxid - organische Substanz wird dabei abgebaut - entstehen
u.a. Eisensulfide und Bicarbonat. In einem geschlossenen System würden
sich die pH-Bedingungen nicht ändern. Wenn jedoch die Bicarbonat-
komponente, die das Säure-Neutralisationspotential des Systems darstellt,
weggeführt wird, können die Eisensulfide, die als Feststoffphasen im
Sediment verbleiben, bei erneuter Sauerstoffzufuhr oxidiert werden und
dabei Säure erzeugen („Säurebildungspotentiale“). Durch häufige Wieder-
holung dieses Vorgangs, besonders ausgeprägt in Bereich von Gezeiten-
strömungen, können die Pufferkomponenten sukzessive aufgebraucht
werden, bis es zum Durchbruch der Säure kommt (Abb. 7.2-3b). Die
Freisetzungsraten für die einzelnen Spurenelemente weisen große
Unterschiede auf, wie die Folientank-Experimente von Hunt und Smith
6
(1983) im Long Island Sound zeigten (Abb. 7.2-3c): Die Zusatzbelastung von
Cadmium wurde innerhalb von nur drei Jahren nahezu vollständig aus dem
Sediment freigesetzt; die Extrapolation für Blei ergab 40 Jahre, für Kupfer
400 Jahre Verweilzeit der anthropogenen Anteile im Sediment. In der
Gewässerpraxis sind solche Effekte schwer vorherzusagen, wenn die
episodischen Umlagerungsereignisse den bestimmenden Faktor darstellen.
Die freigesetzten Metalle können wieder an Feststoffe adsorbiert werden. Für
naturnahe, simultane Untersuchungen der Freisetzungsprozesse von
Belastungs- und Schadstoffen aus dem Porenwasser, der Desorption von
sedimentären Phasen, der Readsorption an Modellsubstrate und der
Aufnahme in biologische Matrices bietet sich ein Mehrkammernsystem an,
das am Arbeitsbereich Umweltschutztechnik der TU Hamburg-Harburg
entwickelt und in Experimenten zum Einfluß von salzreichen Lösungen sowie
der Redox- und pH-Bedingungen auf die Desorption von Schwermetallen
aus Baggerschlämmen eingesetzt wurde (Calmano et al. 1988). Mit diesem
System, in dem sowohl die hydrochemischen Bedingungen als auch die Art
und Konzentration der Modellsubstrate - in den Seitenkammern durch
Membrane von der Zentralkammer getrennt (Abb. 7.2-4a) - variiert werden
können, lassen sich Konkurrenzeffekte verfolgen, die unter Feldbedingungen
nur als Summenergebnis oder überhaupt nicht nachzuweisen sind. Das
Beispiel in Abb. 7.2-4b zeigt, daß Kupfer aus Hafenschlick bei Behandlung
mit Meerwasser zwar nur zu etwa 1% freigesetzt, dieser kleine Anteil jedoch
an dem organischen Modellsubstrat (Algenzellwände) auf über 250 mg/kg
akkumuliert wird. Es ist zu erwarten, daß solche Transferprozesse letztlich zu
entsprechenden Anreicherungseffekten auch in der Nahrungskette führen.
7
7.2.4 Beispiele für Freisetzungs- und Transferprozesse bei
Schwermetallen
Für das Verhalten von Nähr- und Schadstoffen nach der Ablagerung spielen
Redoxveränderungen im Sediment eine besonders wichtige Rolle.
Nachstehend werden einige Beispiele gegeben, aus denen die Bedeutung
dieser Prozesse für die Gewässerpraxis deutlich wird.
7.2.4.1 Untersuchungen an Porenwässern
Die Zusammensetzung von Interstitial- oder Porenlösungen von Sedimenten
ist vermutlich der empfindlichste Indikator für die Art und das Ausmaß von
Reaktionen, die zwischen den schad- oder nährstoffbelegten Sediment-
partikeln und der damit in Kontakt stehenden Lösungsphase stattfinden. Die
große Oberfläche feinkörniger Sedimente bezogen auf das kleine Volumen
des eingeschlossenen Interstitialwassers stellt sicher, daß auch
untergeordnete Reaktionen mit den Feststoffphasen durch eindeutige
Signale aus der Zusammensetzung der Lösungsphase angezeigt werden.
Porenwasseranalysen in Flachwassersediment-Profilen des Puget-Sound-
Ästuars (Emerson et al. 1984) zeigten in den ersten Zentimetern oberhalb
des reduzierten, H2S-haltigen Bereichs erheblich erhöhte Gehalte an
gelösten Cu, Ni und Cd. Durch Tracer-Experimente in der Great Bay, New
Hampshire (Hines et al. 1984) konnte nachgewiesen werden, daß die
biologische Aktivität in den Oberflächensedimenten die Remobilisierung
von Spurenmetallen durch Eintrag von oxischem Wasser in die reduzier-
ten, sulfidhaltigen Horizonte erhöht.
8
Die Freisetzung von Metallen aus dem Porenwasser kontaminierter
Sedimente wurde von Darby et al. (1986) in einem künstlichen Marsch-
gebiet untersucht. Verglichen mit den Flußwassergehalten ist das
Porenwasser um den Faktor 200 für Fe und Mn, 30-50 für Ni und Pb, ca.
10 für Cd und Hg, und 2-3 für Cu und Zn angereichert. Wird die erwartete
Metallkonzentration bei Baggerarbeiten - aus einem Verhältnis von 1:4 für
Fluß- zu Porenwasser berechnet - mit der gemessenen Konzentration am
Ablaufrohr verglichen, so zeigt sich eine deutliche Mobilisierung von Zn,
Cu, Pb und Cd. Diese zusätzliche Freisetzung ist vor allem auf die
Oxidation sulfidischer Phasen zurückzuführen.
Die Auswirkungen von gezeiteninduzierten Oxidationsvorgängen auf die
Mobilität von Nährstoffen und Schwermetallen wurden im Gebiet des
Süßwasser-Wattes "Heukenlock" bei Hamburg an Sedimentkernen
untersucht (Kersten 1989). Die überwiegend organisch/sulfidisch
gebundenen Cadmiumanteile im tieferen Sediment gehen im oxidierten
Teil des Kerns zunehmend in carbonatische und austauschbare
Bindungsformen über. Gleichzeitig findet hier eine deutliche Abnahme der
Gesamtgehalte an Cadmium statt. Es wurde die Hypothese aufgestellt,
daß durch einen Vorgang des "oxidativen Pumpens" - verursacht durch
die Gezeitenbewegung - Cadmium aus den Sedimenten über die
Porenlösungen in das Oberflächenwasser übergeführt wird (Kersten und
Förstner 1987).
9
7.2.4.2 Simultane Freisetzungs- und Festlegungsprozesse
Die komplexen Vorgänge bei der Freisetzung und Bindung von Schad- und
Belastungsstoffen sind in Abb. 7.2-5 (nach Hong 1995) schematisch für
Schwermetalle dargestellt. Danach werden typische Metalle wie Cadmium,
Zink und Kupfer in einer frühen Phase vor allem aus labilen Sulfidmineralen
(ASV = acid volatile sulfide) und nachfolgend aus den beständigeren
FeS2(Pyrit-)Mineralen freigesetzt. Bereits in diesem Stadium erfolgt eine
Wiederadsorption an organischen Feststoffen und an (teilweise
neugebildeten) Eisen- und Manganoxiden; bei höheren Phosphorgehalten
kann später auch eine Fällung von Schwermetallen als Phosphatminerale
stattfinden. Langfristig sind die Karbonat- und Hydroxidfällung wichtige
Mechanismen zur Entfernung von Schwermetallen aus der Lösungsphase. In
Abb. 7.2-6 ist das Beispiel des Bleis wiedergegeben, dessen Verhalten bei
der Aufwirbelung eines Elbesediments über 700 Stunden untersucht wurde
(Hong 1995). Bei der Betrachtung der Nettofreisetzung zeigt sich zunächst
ein starker Anstieg, doch gehen diese Gehalte später wieder deutlich zurück.
Die hier gewählte Versuchsanordnung läßt aber erkennen, daß die
Gesamtfreisetzung nach dem ersten, starken Anstieg praktisch erhalten
bleibt, dann aber neue Prozesse einsetzen (Fällung von Bleiphosphat?), die
zu einer Readsorption und Entfernung von Blei aus der Lösungsphase
führen. Derartige unterschiedliche zeitliche Entwicklungen der Desorptions-
und Sorptionsprozesse müssen für die einzelnen Schadstoffspezies bekannt
sein, wenn solche Daten einem dynamischen Transport genauer zugeordnet
und modelliert werden sollen.
10
7.2.4.3 Verdrängungsmechanismen bei der Metallsorption
Die Auswirkungen geochemischer Vorgänge, an denen Eisen- und andere
Sulfide beteiligt sind, auf Vorgänge der Diagenese und damit gekoppelter
umweltgeochemisch relevanter Reaktionen wurde von Peiffer (1997)
systematisch untersucht. In Abb. 7.2-7 ist das Schema der Auswirkung von
Oxidationsprozessen auf die Cadmium-Mobilisierung in gut gepufferten,
neutralen Sedimenten ausgewählt. Zufuhr von Sauerstoff führt zur Oxidation
von Sulfiden, Ammonium und organischer Substanz. Es entsteht Azidität in
Form von Kohlensäure und Protonen, die im System unter Auflösung von
Calcit bzw. Austausch von freigesetztem Calcium und Protonen mit dem in
der Matrix gebundenen Cadmium teilweise verbraucht werden. Außerdem
entstehen bei der Reaktion von Eisensulfiden mit Sauerstoff auch große
Mengen an Fe(III), welches wiederum in der Lage ist, die Eisensulfide weiter
zu oxidieren. Dabei entsteht wieder Azidität, ebenso wie durch Hydrolyse von
Fe(III). Wichtig ist hierbei, daß diese Freisetzung auch in kalkreichen
Sedimenten stattfindet - durch die Verdrängung von Cadmium aus
Sorptionsplätzen an der Matrix. Die Geschwindigkeit der Cadmium-
freisetzung wird durch die Geschwindigkeit der Oxidationsvorgänge
bestimmt. Sie wird letztlich nur limitiert durch die Auflösungsrate von Calcit
bzw. die Zeit, die für die Einstellung des Gleichgewichts der Konkurrenz-
reaktion zwischen Cadmium und Calcium notwendig ist.
7.2.4.4 Transfer von Spurenelementen in Tidegewässern
11
In den Mündungen der Tidegewässer finden natürliche, periodische und
anthropogene Resuspensionsereignisse statt, die in der Zeitskala von
Minuten bis zu Jahresrythmen reichen. Die Änderung der jahreszeitlichen
Produktivität induziert Variationen bei den Reduktionsprozessen, die sich
beispielsweise sowohl in der Verstärkung als auch Minderung der
Einbindung von Spurenmetallen äußern kann. Im Oberflächenwasser der
Meeresbucht von Corpus Christi wurde beobachtet (Holmes et al. 1974), daß
die Cadmiumgehalte im Winter stets höher lagen als im Sommer. Es wurde
vermutet, daß dies auf eine Auflösung der im Sommer bei Stagnations-
bedingungen ausgefällten Cadmiumsulfide zurückzuführen ist. Die
Auswirkungen von gezeiteninduzierten Oxidationsvorgängen wurden bereits
beschrieben (Abschnitt 7.2.4.1). Schwierig für Prognosen sind vor allem die
kurzfristigen Ereignisse - die Bewegung von Organismen, das Baggern und
Schlickeggen, aber insbesondere die Einflüsse von Oberwasserwellen bei
Hochwasserereignissen.
Eine regionale Bilanzierung der Transferraten von Spurenelementen wurde
von Hennies (1997) für die Tideelbe vorgenommen. Auch dieses stellte eine
äußerst komplexe Aufgabe dar, da biogeochemische Umsetzungsprozesse
auf molekularer Ebene, advektive und diffusive Stoffaustauschvorgänge im
Millimeter- bis Zentimeterbereich und darüber hinaus auch großräumige
Transportvorgänge erfaßt werden mußten. Die beiden wichtigsten Prozesse
für die Mobilität von Spurenelementen sind die Austauschvorgänge an der
Sediment/Wasser-Grenzschicht und die Freisetzung zuvor akkumulierter
Einzelsubstanzen während des biologischen Abbaus von Phytoplankton in
der Wassersäule. Für die experimentelle Untersuchung des ersten Teil-
aspekts stand die am Forschungszentrum Geesthacht entwickelte Labor-
12
simulationsapparatur (Schroeder et al. 1992) zur Verfügung; für den zweiten
Aspekt wurde eine Anlage konzipiert, mit der unter Simulation ästuar-
typischer Bedingungen (Lichtmangel, steigende Salinität) ein Absterben von
limnischen Algen induziert werden konnte.
Der Transport von gelösten Substanzen im Porenwasser findet im obersten
Teil der Sedimentsäule durch molekulare Diffusion und Faunaaktivität statt,
während unterhalb etwa 1 cm Sedimenttiefe Advektion entlang von Methan-
gaswegen vorherrscht. Die bioturbate Transportsteigerung beträgt maximal
das 5fache der molekularen Diffusion. Ein Austausch von frühdiagenetisch
mobilisierten Elementen wie Mangan durch die Sediment/Wasser-Grenz-
fläche erfolgt nur dann, wenn sich ein starker Porenwasser-/Freiwasser-
gradient unterhalb eines ggf. nur wenigen Millimeter mächtigen oxischen
Horizonts fortsetzt. Bei den sulfidbildenden Spurenmetallen Cu, Cd und Zn,
die in diesem oxischen (und postoxischen) Horizont auftreten, findet ein
Vertikaltransport weitgehend durch molekulare Diffusion statt (Hennies
1997).
Es bestehen ausgeprägte jahreszeitliche Effekte bei der Freisetzung und
Readsorption von Spurenmetallen an Schwebstoffen. Im Sommer und im
Frühherbst liegen Cu, Cd, Pb und auch Zn wahrscheinlich durchgängig zu
mehr als 50% an Algen gebunden vor; Cu, Cd und Zn sind überwiegend
intrazellulär, Pb dagegen im Bereich der Zellwände festgelegt. Beim
Biomasse-Abbau und der Metallfreisetzung spielen die metallspezifischen
Bindungsstärken im Plankton und die Readsorptionsneigung der gelösten
Metallspezies eine wichtige Rolle. Während der Vegetationsperiode werden
in der Tidelebe etwa ein Drittel bis die Hälfte der aus der Mittelelbe
13
importierten schwebstoffgebundenen Anteile von Cu, Cd, Zn und Pb
remobilisiert, wobei für Cd und Zn ist der Beitrag der planktischen Prozesse
etwa fünfmal höher als der benthische Mobilisierungspfad (Hennies 1997).
Die Trübungszone mit Schwebstoffgehalten, die um 1-2 Größenordnungen
über denen der limnischen Zone liegen, ist für die meisten Schwermetalle
die entscheidende Barriere gegen den Austrag in den Küstenbereich.
7.2.5 Methodische Ansätze zur Bewertung und Prognose von
Transferprozessen
In Anbetracht der - im Vergleich zur reinen Lösungsphase - sehr komplexen
feststoffdominierten Systeme erfordert die Untersuchung von kontaminierten
Sedimenten und ihren Porenlösungen ein breites Methodenspektrum in der
Meßtechnik, Analytik, im experimentellen Design und bei der Modellierung.
7.2.5.1 Verknüpfung von hydromechanischen und geochemischen
Daten
In dem bereits genannten, grundlegenden Projekt des Instituts für
Wasserbau der Universität Stuttgart zur Mobilität von Schadstoffen in den
Sedimenten staugeregelter Flüsse (Westrich und Kern 1996) wurde auf drei
Ebenen gearbeitet: (1) Analyse von Einzelprozessen in Laborexperimenten,
(2) Sediment- und Schadstoffbilanzen im Freiland und (3) Analyse des
Zusammenwirkens der Einzelprozesse mit Hilfe von numerischen
Simulationen. Neuere Erosionsversuche im Strömungskanal, die anhand
weitgehend ungestört entnommener Sedimentkerne vorgenommen wurden,
haben gezeigt, daß die untersuchten Flußsedimente aus dem Neckar bis in
14
eine Sedimenttiefe von mindestens 1m bei signifikantem Hochwasser (Q >
10 MQ) erosionsgefährdet sind, da die sohlnahen Strömungskräfte dann
stärker sind als die Haltekräfte im Sediment. Für zwei Hochwasser belegen
über Naturmessungen aufgestellte Stofffrachtbilanzen an einer Einzel-
stauhaltung eine entsprechende Sedimentauspülung und Schadstoff-
reaktivierung. Numerische Langzeitrechnungen bestätigen die Hypothese,
daß sich infolge des Erosionsrisikos bereits geringfügige Veränderungen des
Hochwassergeschehens (z.B. durch climate change) stark auf die Sediment-
und Schadstoffdynamik auswirken. Für den prognostischen Einsatz von
Simulationsmodellen ist daher großes Augenmerk auf die Generierung
realitätsnaher Eingangshydrographen zu richten.
In dem DFG-Projekt „Schwermetalltransfer bei Sedimentresuspension“ wird
z.Zt das komplexe und bisher kaum quantifizierte Geschehen der Lösung
und Readsorption in einem integrierten Untersuchungsansatz mittels einer
neuartigen Erosionskammer (Gust und Müller 1997) unter kontrollierten
Bedingungen simuliert. Mit Hilfe einer ebenfalls am Arbeitsbereich Meeres-
technik der Technischen Universität Hamburg-Harburg entwickelten
Heißfilmsensor-Methode lassen sich die charakteristischen Strömung- und
Erosionsverhältnisse an bestimmten Probenahmestellen in der Natur
aufzeichnen und auf Laboruntersuchungen übertragen.
Für die Simulation von Stoffübergängen sind experimentelle Modellsysteme
erforderlich, die sich auf die zentralen Mechanismen konzentrieren und die
natürlichen Gewässerbedingungen bis hin zum „worst case“ variieren lassen.
Ein Beispiel ist die Differentielle Turbulenzsäule von Brunk et al. (1996), mit
der die strömungsmechanische Wechselwirkung der Turbulenz mit
15
Sedimentations- und Stoffadsorptionsvorgängen über realistische Zeitskalen
ermöglicht wird.
Die quantitative Beschreibung der Schadstoffmobilität, die bislang vor allem
die hydromechanischen und geochemischen Einflußfaktoren verknüpft hat,
ist künftig vor allem um die biologischen Aspekte zu erweitern (Abb. 7.2-8
nach Kern [1997]). Bei der verstärkten Hinwendung zu einem immissions-
orientierten Gewässerschutz, die sich in der neuen Wasserrahmenrichtlinie
der Kommission der Europäischen Gemeinschaft niederschlägt, wird auch
die Frage der Schutzziele für die Sedimente eine immer größere Rolle
spielen. Allerdings sollten auch bei den Immissionskriterien wichtige
sedimenthydraulische und geochemische Faktoren berücksichtigt werden.
7.2.5.2 Langzeitprognosen zum Schadstofftransfer bei
Sedimentresuspension
Geochemische Aspekte stehen bei der Bewertung des Langzeitverhaltens
von Sedimenten und Baggerschlämmen im Vordergrund. Die methodische
Brücke zwischen Gegenwart und möglicherweise sehr ferner Zukunft bilden
die Auslaugungstests (van der Sloot et al. 1997). Ein wissenschaftlich
fundierter Ansatz muß sowohl die aktuelle Auslaugbarkeit von Stoffen
berücksichtigen als auch die langfristige Pufferkapazität der Feststoffmatrix
in Relation zur Entwicklung typischer Einflußfaktoren. Insgesamt spielt dabei
das Säurebildungspotential die größte Rolle. Eine geeignete Methode, diese
Faktoren gemeinsam zu betrachten, ist die Titration von Feststoff-
suspensionen im zeitlichen Ablauf. Weitgehend standardisiert ist das pHstat-
Verfahren, das Obermann und Cremer (1992) im Auftrag des Landes
16
Nordrhein-Westfalen entwickelt haben. Das Titriersystem zeichnet
kontinuierlich den Säureverbrauch auf; diese Daten erlauben es, auch
Prognosen über den künftigen Milieu-Einfluß auf die Sedimente und die
möglichen Konditionierungsmittel abzugeben.
Bei Schlämmen, die einem sehr dynamischen Medium ausgesetzt sind, wie
z.B. feinkörnige Flußsedimente, erfordert die Langzeitprognose eine worst-
case-Betrachtung. Kersten und Förstner (1991) haben dazu einen Vorschlag
gemacht, der die Eluierbarkeit von typischen Elementen in einer
sequentiellen Extraktion zugrunde liegt. Dabei wurde die Sequenz des
Bureaus für Referenzsubstanzen (BCR) der EU benutzt (Ure et al. 1993):
Calcium in der ersten Stufe steht für die Carbonatanteile; "reduzierbares
Eisen" entspricht dem reaktiven Eisenanteil, der beispielsweise nicht in
Silikaten eingebunden ist; der aktuelle Sulfidanteil wird in der oxidierbaren
Fraktion bestimmt. Interessant für die langfristige Prognose ist vor allem der
2. Schritt. Das reaktive Eisen ist grundsätzlich in der Lage, Sulfidionen, die
im System entstehen, zu binden und diese bei Oxidationsprozessen wieder
freizugeben. Die Bilanz für eine Schlickprobe aus der Elbe sieht wie folgt aus
(Tab. 7.2-1): Calcium steht für die Säureneutralisierungskapazität. Schwefel
kann unmittelbar Säure bilden. Dazu kommt unter ungünstigen Umständen
der Schwefelanteil, der theoretisch an Eisen gebunden werden kann. Die
Bilanz ist negativ, d.h. dem Säurebildungspotential der Sedimente steht eine
geringe Pufferkapazität gegenüber. Das System ist empfindlich für Säure-
bildungsprozesse, die den Übergang von Metallen in die Lösungsphase
fördern.
17
7.2.5.3 Umgang mit Baggergut
Bei den technischen Maßnahmen zum Umgang mit Baggergut wird in
Deutschland vor allem aus Kostengründen die Methode der Umlagerung im
Gewässer immer mehr zum Regelfall. Diese Entwicklung steht offensichtlich
im Zusammenhang mit den wachsenden Problemen, u.a. mit kontaminierten
Sedimenten, im Einzugsgebiet der Elbe. In den achtziger Jahren waren in
der Bundesrepublik Deutschland maßgebliche Techniken zur Baggergut-
behandlung realisiert worden, insbesondere die METHA-Anlage in Hamburg,
mit der eine Abtrennung und Entwässerung der hochkontaminierten
Feinfraktionen von Hafensedimenten im Umfang von bis zu 600.000 m3/a
möglich ist. Inzwischen finden die innovativen Entwicklungen zur Behandlung
und Verwertung von Baggergut in Nordamerika und den Niederlanden statt
(Anonym 1994, 1997b).
Im Hinblick auf deren praktischen Einsatz sollte man festhalten, daß
Sanierungstechniken für belastete Sedimente grundsätzlich viel enger
begrenzt sind als für anderes belastetes Material. Die unterschiedlichsten
Belastungsquellen im Einzugsgebiet größerer Flüsse haben in der Regel
eine Schadstoffmixtur zur Folge, die wesentlich schwieriger zu behandeln ist
als ein industrieller Abfall. Eine Behandlung im engeren Sinne - chemische
Extraktion, Verfestigung, biologische Behandlung - wird sich nur in wenigen
Fällen rechtfertigen lassen (Förstner 1995b).
Während bei den Vor-Ort-Maßnahmen vor allem eine in-situ-Abdeckung
("Capping") und Eindeichung/Einwandung in Frage kommen, werden sich
Aufbereitungsverfahren künftig im wesentlichen auf eine mechanische
Trennung der stärker kontaminierten Feinkornfraktion beschränken. Als
18
wichtigste Problemlösungen für das kontaminierte Gesamtsediment oder für
die abgetrennte Feinfraktion gelten die Methoden der obertägigen,
subaquatischen und untertägigen Unterbringung. Unter dem Kriterium der
„Langzeitsicherheit" (d.h. hier ist keine Nachsorge erforderlich) dürfte die
Wahl nur noch zwischen einer Kavernenlagerung und subaquatischen
Ablagerung getroffen werden (Abb. 7.2-9).
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1070, im Auftrag des Bundesministeriums für Verkehr. 27 S. Koblenz,
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