- Standortkunde und Bodenschutz

Transcription

Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter
Schwermetalle in Sandböden an stark befahrenen
Außerortsstraßen
von
Diplom-Geoökologin Birgit Kocher
aus Sindelfingen
von der Fakultät VI der Technischen Universität Berlin
zur Erlangung des akademischen Grades
Doktorin der Naturwissenschaften
- Dr. rer. nat. genehmigte Dissertation
Promotionsausschuss:
Vorsitzender:
Prof. Dr. Martin Kaupenjohann
1. Berichter:
Prof. Dr. Gerd Wessolek
2. Berichter
Prof. Dr. Manfred Renger
Tag der mündlichen Prüfung: 12. Mai 2006
Berlin 2007
D 83
Einträge und Verlagerung straßenverkehrsbedingter Schwermetalle in Sandböden an stark befahrenen Außerortsstraßen
II
Danksagung
Die vorliegende Arbeit beruht auf dem Schlußbericht zum F+E-Projekt „Verlagerung
straßenverkehrsbedingter Stoffe mit dem Sickerwasser“, ergänzt um Modellberechnungen, die ich im
Rahmen meiner Tätigkeit bei der Bundesanstalt für Straßenwesen durchführen konnte.
Für die Vergabe und Betreuung der Arbeit danke ich Prof. Dr. Gerd Wessolek und Prof. Dr. Manfred
Renger herzlich.
Für die finanzielle Unterstützung bedanke ich mich bei der Bundesanstalt für Straßenwesen,
Bergisch-Gladbach und für konstruktive und praxisbezogene Diskussion den Mitgliedern des
forschungsbegleitenden Arbeitskreises, insbesondere Dr. agr. Udo Tegethof.
Besonders möchte ich mich bei allen MitarbeiterInnen des Institues für Ökologie der TU Berlin
bedanken, die zum Gelingen des Projektes beigetragen haben. Sollte jemand vergessen worden
sein, so geschah dies nur aus Versehen.
Anstiftung und Diskussion: Christian Hoffmann
Geländeuntersuchungen: Michael Facklam, Carsten Gartenschläger, Inka Greusing, Robert Schettler,
Dörte Diehl, Leif Ikels - und als freiwillige Opfer fast alle Mitarbeiter der beiden Fachgruppen
Laboranalysen: Kotan Yildiz, Christine Ehrlicher, Nevenka Stefancic, Claudia Kuntz, Anke Schwolow,
Nadine Kurowski, Jeannette Regnéry, Sven Rannow
Herstellung und Reparatur zahlloser Saugkerzen und technische Unterstützung: Karl Böttcher
Einige Zeichnungen und viele Computertipps: Helena Schmieschek
Datalogger, Klimastation und Eichung: Hartmut Küster
Beratung in klimatologischen, computer- und modelltechnischen Fragen: Lutz Schlenther und Heiner
Stoffregen
Scientific Support: Günther Springob
Dank an Missus Pieper für Rettung aus mancher Not.
Die Kapitel zu Wasserhaushaltsgrößen und Tracerversuch, zur Stoffbilanz und die Daten der
Adsorptionsuntersuchungen basieren auf den Diplom- und Studienarbeiten von Karsten Täumer,
Dörte Diehl und Jennifer Weitsch. Dafür möchte ich mich herzlich bedanken.
Meinen Eltern möchte ich danken, dass sie mir dieses wunderbare Studium, Grundlage dieser Arbeit,
ermöglicht haben.
Institut für Ökologie und Biologie
Standortkunde / Bodenschutz
TU Berlin
III
IV
Input and Migration of Traffic-Related Heavy Metals in Sandy Soils
along Motorways and Federal Roads
Abstract
Birgit Kocher, Technical University of Berlin, May 2006
Introduction
For soils near heavily traffic-loaded roads with a low pH factor, quite few measurements
existed on whether percolating water and groundwater are polluted by the input of road
runoff.
Hence this study concentrated on soils at such sites which are to represent the worst case.
Eight sites at motorways and federal roads were chosen. In depth profiles of percolating
water the concentrations of traffic-related metals were measured over a period of 24 months
and evaluated subsequently.
At each site, the overall metal freights that passed the soil in direction to the groundwater
during this period were calculated for different distances. These were 1 m, 2.5 m, 5 m and
10 m from the edge of the roads. The concentrations of lead, cadmium, copper, zinc, nickel
and chromium were measured, and also those of 15 PAH (EPA), naphtaline, mineral oil
carbons, MTBE and benzene in the capillary zone.
The main object was to determine the input and output of heavy metals for soil profiles near
roads. Therefore, at each site samples of soil and the soil solution were taken at four
distances and two resp. three depths. At one site bulk deposition samples were taken at four
distances and the road runoff was sampled. Measurements and calculations to describe the
soil water balance including road runoff were done.
The heavy metal discharge measured at the profiles in the field was compared with mass
balances and simulated results using the water and solute transport models SISIM and
HMET. The ability of these methods to estimate the long-term development of concentrations
and freights was evaluated.
Results
Along the road edge and close to the soil high bulk deposition rates of heavy metals, but also
other elements like calcium and sodium occur. As a result, a zone of elevated metal
concentrations and elevated pH factors in soil and percolating water has developed, which is
several meters wide. However, the concentrations of the heavy metals in percolating water in
and below the root zone are lower than the reference values of the German soil protection
ordinance. The organic contaminants show in most samples concentrations below the limit of
quanitation.
The groundwater recharge near the road edge turned out to be very high, so despite low
metal concentrations considerable freights accumulate. These do not pose any risk for the
TU Berlin
V
soil and the groundwater because only a strip of 1 m along the sealed edge of the road is
affected. Only in exceptional cases where very small aquifers occur, the metal freights may
be problematic.
The expected long-term discharge of cadmium and copper was calculated using extrapolated
data of the field measurements and two water and solute transport models. The cascade
model SISIM assumes that a chemical equlibrium exists in each soil horizon and it uses
saturated conditions. The model HMET uses steady-state one-dimensional flow under
unsaturated conditions.
If one compares the results of all the three methods, only at few sites and distances from the
road edge the maximum occuring concentrations during the investigated time exceeded the
reference values. But the over all results of the methods differ strongly. The cumulated
freights of cadmium show less differences than those of copper. The comparison of the
methods used for the estimation of metal discharge shows the advantages and
disadvantages of each method: Field measurements are very suitable for the investigation of
the current situation and short-term predictions (<10 years), but are expensive. If one uses
the extrapolation of the field measurements for long-term prediction, the effect of the
continuous metal input is not taken into account. If one uses the cascade model SISIM, the
same applies because data concerning continuous metal input cannot be entered.
Hence for long-term predictions the model HMET seems to deliver the most accurate results.
The reason for this is that the continuous metal input along the road edge can be adequatly
entered into the model. However, even before the calculations start, e.g. the determination of
the mobile metal concentrations by the different methods yields highly different results. So
the heavy metal transport is still hard to predict.
VI
Zusammenfassung
Für stark verkehrsbelastete Straßenstandorte mit niedrigen pH-Werten der Böden lagen
bisher zu wenig Daten vor, um mögliche Belastungen des Sicker- und Grundwassers durch
infiltrierendes Straßenablaufwasser zu beurteilen. Deswegen wurden in der vorliegenden
Arbeit Sickerwasserkonzentrationsprofile an acht Standorten an Bundesfernstraßen
bestimmt, bewertet und die vom Sickerwasser mitgeführten Frachten verkehrsspezifischer
Schwermetalle entfernungsbezogen berechnet.
Untersucht wurden Blei, Cadmium, Kupfer, Zink, Nickel und Chrom, außerdem 15 PAK nach
EPA, Naphtalin, MKW, MTBE und Benzol im Kapillarsaum. Es wurden zwei Jahre lang
umfangreiche Gelände- und Laboruntersuchungen durchgeführt. Kernpunkt war die
Beprobung der Bodenlösung an allen Standorten in vier Entfernungen vom Fahrbahnrand
und zwei bzw. drei Tiefen, die Untersuchung von Deposition und Straßenabflusswasser
sowie
Messungen
und
Berechnungen
zur
Ermittlung
des
straßennahen
Bodenwasserhaushaltes.
Zum Vergleich mit dem im Freiland untersuchten Schwermetallaustrag wurden
Massenbilanzen sowie die Stofftransportmodelle SISIM und HMET herangezogen. Es wurde
ein Vergleich dieser Methoden zur Prognose der Konzentrationen und Frachten über lange
Zeiträume durchgeführt.
Ergebnisse
In Straßennähe treten hohe bodennahe Depositionsraten von Schwermetallen, aber auch
von Elementen wie Ca und Na auf. Dadurch bildet sich eine Zone erhöhter
Schwermetallgehalte. Durch den Eintrag von Stoffen aus Straßenabrieb und Spritzwasser
bildet sich jedoch auch auch ein Bereich erhöhter pH-Werte in Boden und Sickerwasser von
mehreren Metern Breite neben der Fahrbahn. Die Konzentrationen straßenverkehrsbedingter
Schwermetalle im Sickerwasser sind deshalb auch auf natürlicherweise sauren, sandigen
Böden in Straßennähe unproblematisch. Ebenso liegen die Konzentrationen der organischen
Schadstoffe im Kapillarsaum meist unterhalb oder nahe der Bestimmungsgrenze.
Die ermittelten Grundwasserneubildungsraten sind in Straßennnähe so hoch, dass trotz
geringer Schwermetallkonzentrationen im Sickerwasser beträchtliche Frachten erreicht
werden. Diese stellen wegen ihres kleinräumigen Auftretens (etwa 1 m neben der befestigten
Fahrbahnfläche) jedoch nur in Ausnahmefällen ein Problem für Boden oder Grundwasser
dar.
Der über längere Zeiträume zu erwartende Stoffaustrag für Cadmium und Kupfer wurde auf
der Basis der zeitlich extrapolierten Feldmessungen und mit zwei Stofftransportmodellen
berechnet. Es wurden das Kaskadenmodell SISIM mit Gleichgewichtseinstellung in jeder
TU Berlin
VII
Bodenschicht unter gesättigten Verhältnissen sowie das Modell HMET für stationären,
eindimensionalen Fluss unter ungesättigten Verhältnissen angewandt.
Bei allen drei Methoden überschreiten die maximalen im Betrachtungszeitraum gemessenen
bzw. berechneten Konzentrationen nur an wenigen Standorten und Entfernungen die
Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. Die Ergebnisse der Verfahren unterscheiden sich
jedoch sehr stark. Die mit den drei Verfahren berechneten über längere Zeiträume
kumulierten Cadmiumfrachten weisen geringere Unterschiede auf als die kumulierten
Frachten von Kupfer.
Der Vergleich der angewendeten Methoden zur Austragsschätzung zeigt für jede der
Methoden Vor- und Nachteile: Feldmessungen sind für die Ermittlungen des aktuellen Status
quo und Prognosen über kurze Zeiträume (<10 Jahre) als die genaueste, aber aufwendige
Lösung anzusehen. Bei Extrapolation der Ergebnisse der Feldmessungen über längere
Zeiträume fehlt die Berücksichtigung der Wirkung des kontinuierlichen Stoffeintrages in den
Oberboden. Diese kann jedoch auch beim Kaskadenmodell SISIM nicht eingegeben werden.
Für lange Zeiträume sind deswegen die Ergebnisse des Modells HMET als die richtigsten
anzusehen, da dort die Berücksichtigung des kontinuierlichen Stoffeintrages vollständig
möglich ist. Schon für die Bestimmung der mobilen Schwermetallkonzentrationen liefern die
verschiedenen Methoden sehr unterschiedliche Ergebnisse, so dass ein hoher
Unsicherheitsbereich bei der Prognose der Stoffverlagerung verbleibt.
VIII
Inhaltsverzeichnis
1
Einführung und Stand der Forschung
1
1.1 Emissionen und Immissionen persistenter und „ablagerbarer“ Schadstoffe
aus dem Straßenverkehr.................................................................................................. 3
1.2 Verteilung der emittierten Stoffe auf Transportpfade........................................................ 7
1.3 Akkumulierte Konzentrationen in straßennahen Oberböden, Bindungsformen,
zeitliche Entwicklung ........................................................................................................ 8
1.4 Stoffverlagerung in Straßenrandböden........................................................................... 11
1.5 Sickerwasserbildung am Straßenrand............................................................................ 13
2
3
4
Standorte
16
2.1 Anforderungen an die Standortbedingungen.................................................................. 16
2.2 Lage der Standorte ......................................................................................................... 16
2.3 Beschreibung.................................................................................................................. 19
2.3.1 Standort 1A BAB7, km 115.1, Berkhof ................................................................... 19
2.3.2 Standort 2A BAB7, km 123.1 Mellendorf................................................................ 21
2.3.3 Standort 3A BAB7, km 91.1 Fallingbostel .............................................................. 23
2.3.4 Standort 4A A115 (AVUS) – 1 km nördlich der Abfahrt Hüttenweg ........................ 24
2.3.5 Standort 5B B214, km 5.8 Altencelle...................................................................... 25
2.3.6 Standort 6B B188, km 1.9 Gifhorn I (Ost) .............................................................. 26
2.3.7 Standort 7B B188, km 1.4 Gifhorn II (West)........................................................... 27
2.3.8 Standort 8B B214, km 8.5 Flackenhorst / Eicklingen ............................................. 28
2.3.9 Referenzstandort I Grunewald ................................................................................. 29
2.3.10 Referenzstandort II Fuhrberger Feld ........................................................................ 29
Methoden
31
3.1 Geländemethoden .......................................................................................................... 31
3.1.1 Sickerwassergewinnung........................................................................................... 31
3.1.2 Beprobung des Kapillarsaums ................................................................................. 34
3.1.3 Klimastation.............................................................................................................. 35
3.1.4 Bestimmung des Bodenwassergehaltes .................................................................. 36
3.1.5 Bodenwasserspannung............................................................................................ 36
3.1.6 Bromid-Tracerversuch - Tiefenverlagerung des Straßenabflusswassers ................ 36
3.1.7 Entnahme der Bodenproben .................................................................................... 37
3.1.8 Untersuchung von Deposition und Straßenabfluss .................................................. 38
3.1.9 Messausfälle ............................................................................................................ 38
3.2 Labormethoden............................................................................................................... 39
3.2.1 Wasserproben .......................................................................................................... 39
3.2.2 Bodenproben............................................................................................................ 40
3.2.3 Schwermetalle in Depositionsproben und Straßenablaufwasser ............................. 43
Berechnungen
45
4.1 Wasserhaushalt .............................................................................................................. 45
4.1.1 Wasserhaushaltsgrößen .......................................................................................... 45
4.1.2 Verlagerung des Tracers.......................................................................................... 50
4.1.3 Flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches.............................. 50
TU Berlin
IX
4.2 Stoffhaushalt................................................................................................................... 51
4.2.1 Vergleich der mobilen Schwermetallgehalte auf der Basis von
Feldmessungen, Kd-Werten und Adsorptionsisothermen ........................................ 51
4.2.2 Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation ...... 53
4.2.3 Stofftransportmodell SISIM ...................................................................................... 53
4.2.4 Vorgehen zum Test der Anwendbarkeit des Modells SISIM für
Straßenrandböden ................................................................................................... 55
4.2.5 Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET................................................ 56
5
6
X
Ergebnisse
61
5.1 Übersicht der Stoffkonzentrationen ................................................................................ 61
5.1.1 Schwermetalle in der Bodenlösung.......................................................................... 62
5.1.2 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser / Kapillarsaum ......................... 74
5.1.3 Organische Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser .................................. 80
5.1.4 Schwermetalle im Bodenfeststoff ............................................................................. 82
5.1.5 Mineralölkohlenwasserstoffe im Bodenfeststoff ....................................................... 87
5.1.6 Differenz Boden- und Bodenlösungs-pH.................................................................. 87
5.2 Wasserhaushalt.............................................................................................................. 89
5.2.1 Klimabedingungen und Witterung im Versuchszeitraum, Grundwasserstände
und Abflussmenge ................................................................................................... 89
5.2.2 Auswertung der automatischen Bodenwasserhaushaltsmessungen ....................... 93
5.2.3 Tracerversuch – Abgrenzung der vom Straßenabfluss beeinflussten
Kompartimente......................................................................................................... 96
5.2.4 Zusammenfassung Wasserhaushalt: ..................................................................... 100
5.2.5 Abschätzung der Unterschiede zwischen den Standorten..................................... 101
5.3 Stoffhaushalt................................................................................................................. 102
5.3.1 Einträge durch Deposition und Straßenablaufwasser ............................................ 102
5.3.2 Stoffaustrag mit dem Sickerwasser und Bilanz ...................................................... 105
5.3.3 Unterschiede der Schwermetallausträge zwischen den Standorten ...................... 106
5.3.4 Ergebnisse SISIM .................................................................................................. 111
5.3.5 Ergebnisse HMET .................................................................................................. 116
5.3.6 Vergleich der Ergebnisse der Methoden und Modelle ........................................... 119
Zusammenfassung und Diskussion
130
6.1 Feldmessungen ............................................................................................................ 130
6.1.1 Schwermetallgehalte im Bodenfeststoff ................................................................. 130
6.1.2 Schwermetalle in Sickerwasserproben .................................................................. 130
6.1.3 Schwermetallfrachten............................................................................................. 131
6.1.4 Beprobung organischer Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser
und im Boden......................................................................................................... 131
6.1.5 Zusammenfassung der Ergebnisse der Feldmessungen....................................... 132
6.2 Bewertung der Methoden zur Konzentrations- und Frachtabschätzung ...................... 133
6.2.1 Gegenüberstellung von wichtigen Berechnungs- bzw. Modellelementen .............. 133
6.2.2 Gegenüberstellung der Fehlermöglichkeiten, Handhabbarkeit der Programme .... 134
6.2.3 Zusammenfassung der Methodenbewertung......................................................... 135
6.2.4 Zusammenfassung der Modellergebnisse ............................................................. 136
6.2.5 Gefährdungsabschätzung und rechtliche Bewertung ............................................ 137
7
Fazit
139
7.1 Bisher schon bekannte Veränderungen gegenüber natürlichen Standorten ................ 139
7.2 Ergebnisse der vorliegenden Arbeit.............................................................................. 139
7.2.1 Schwermetalle im Bodenfeststoff ........................................................................... 139
7.2.2 Einfluss der Einträge auf pH-Werte von Boden und Sickerwasser ........................ 139
7.2.3 Schwermetalle in der Bodenlösung........................................................................ 140
7.2.4 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser............................................... 140
7.2.5 Einflüsse auf die Mobilität der Schwermetalle........................................................ 140
7.2.6 Erhöhte Versickerung und Grundwasserneubildung am Fahrbahnrand
auch unter Einberechnung der versiegelten Flächen ............................................ 141
7.2.7 Einfluss der langjährigen Infiltration von Straßenablaufwasser auf die
Schwermetallfrachten, beschleunigte Tiefenverlagerung ...................................... 141
7.2.8 Vergleich der Verfahren zur Abschätzung der Einträge in das Grundwasser ........ 142
7.2.9 Reinigungsleistung der Sandböden im Vergleich zu Bodenfiltern.......................... 143
7.3 Vorschläge zum weiteren Vorgehen / Forschungsbedarf............................................. 143
7.4 Empfehlungen für die Praxis......................................................................................... 145
8
Literatur
9
Anhang
147
153
9.1 Stoffkonzentrationen in Bodenlösung und oberflächennahem Grundwasser............... 153
9.2 Bodenprofilaufnahmen.................................................................................................. 162
9.3 Schwermetallkonzentrationen der Bodenproben.......................................................... 170
9.4 MKW-Konzentrationen der Bodenproben..................................................................... 189
9.5 Ergebnisse Adsorptionsisothermen und HMET............................................................ 192
9.5.1 Gemessene Adsorptionsisothermen ...................................................................... 198
9.5.2 Korrigierte und angepaßte Adsorptionsisothermen................................................ 200
TU Berlin
XI
Abbildungsverzeichnis
Abb. 1:
Abb. 2:
Abb. 3:
Abb. 4:
Abb. 5:
Abb. 6:
Abb. 7:
Abb. 8:
Abb. 9:
Abb. 10:
Abb. 11:
Abb. 12:
Abb. 13:
Abb. 14:
Abb. 15:
Abb. 16:
Abb. 17:
Abb. 18:
Abb. 19:
Abb. 20:
Abb. 21:
Abb. 22:
Abb. 23:
Abb. 24:
Abb. 25:
Abb. 26:
Abb. 27:
Abb. 28:
Abb. 29:
Abb. 30:
Abb. 31:
Abb.32:
Abb. 33:
Abb. 34:
Abb. 35:
Abb. 36:
XII
Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysator-Kfz, bleifreier Anteil am
Vergaserkraftstoffverbrauch ......................................................................................................... 4
Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen in Deutschland 5
Entwicklung der Blei-Emissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen ................................. 5
Bleikonzentrationen in straßennahen Böden ............................................................................... 9
Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Böden .................................................................... 10
Verkehrsstärken (DTV) auf den untersuchten Straßen aus Abb. 4 und 5 zur Beprobungszeit . 10
Beziehung zwischen mittlerer Grundwasserneubildung und der nutzbaren Feldkapazität
im effektiven Wurzelraum für verschiedene Gebiete ................................................................. 14
Beziehung zwischen effektiver Grundwasserneubildung und Grundwasserflurabstand............ 14
Modellberechnung zu Infiltrations- und Versickerungsgeschehen am Fahrbahnrand ............... 15
Standorte im Raum Berlin (Kartengrundlage: BMV 1995)........................................................... 17
Standorte in Niedersachsen (Kartengrundlage: BMV 1995) ....................................................... 18
Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand ............................ 20
Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in 2.5 m Entfernung vom Fahrbahnrand......................... 20
Standort 2A / Mellendorf, Blick nach Norden............................................................................... 21
Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand ....................... 22
Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand ....................... 22
Standort 3A / Fallingbostel........................................................................................................... 23
Standort 3A / Fallingbostel, Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand ......................... 24
Standort 4A / AVUS Hüttenweg ................................................................................................... 25
Standort 7B / Gifhorn West .......................................................................................................... 27
Standort 8B / Flackenhorst, Bodenprofil in 10 mEntfernung vom Fahrbahnrand........................ 28
Standort 8B / Flackenhorst .......................................................................................................... 29
Schematischer Schnitt duch eine Messstelle .............................................................................. 32
Schematische Lage der Messpunkte an der Bodenoberfläche................................................... 33
Wasserprobenahme aus dem Kapillarsaum mit Schlitzsonde .................................................... 35
Simulationsmodell Wasserhaushalt, schematisch....................................................................... 46
Tracerversuch: Darstellung der beprobten Flächen und der durch Interpolation
gewonnenen Bereiche am Standort Mellendorf ......................................................................... 51
Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Kupfer am Standort 3A,
10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 210 Jahren Simulationszeit ............................. 58
Verlauf der Bodenfeststoffkonzentration von Kupfer am Standort 3A,
10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 210 Jahren Simulationszeit ............................. 59
Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Cadmium am Standort 1A,
1 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von 0 bis 21 Jahren Simulationszeit ................................. 59
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration des Sickerwassers Standort 1A,
1.5m Tiefe (Podsol unter Kiefernforst, DTV 70 000)................................................................... 63
Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers Standort 1A,
Zeitlicher Verlauf der el. Leitfähigkeit des Sickerwassers Standort 1A,
Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes des Sickerwassers Standort 1A,
Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden der
Autobahnstandorte ..................................................................................................................... 67
Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden der Bundesstraßenstandorte
..................................................................................................................................................... 67
Abb. 37:
Abb. 38:
Abb. 39:
Abb. 40:
Abb. 41:
Abb. 42:
Abb. 43:
Abb. 44:
Abb. 45:
Abb. 46:
Abb. 47:
Abb. 48:
Abb. 49:
Abb. 50:
Abb. 51:
Abb. 52:
Abb. 53:
Abb. 54:
Abb. 55:
Abb. 56:
Abb. 57:
Abb. 58:
Abb. 59:
Abb. 60:
Abb.61:
Abb. 62:
Abb. 63:
Abb. 64:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers
im Unterboden der Autobahnstandorte. ......................................................................................68
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers
im Unterboden der Bundesstraßenstandorte .............................................................................68
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers
im Unterboden der Autobahnstandorte . .....................................................................................69
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers
im Unterboden der Bundesstraßenstandorte ..............................................................................69
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers
im Unterboden Bundesstraßenstandorte ...................................................................................73
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im oberflächennahen Grundwasser
des Standortes 5B ......................................................................................................................74
Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Standortes 5B ..............................................................................................................................75
Zeitlicher Verlauf der Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser des Standortes 5B......75
Zeitlicher Verlauf der pH-Werte im oberflächennahen Grundwasser des Standortes 5B .........76
Mittelwerte der pH-Werte und el. Leitfähigkeiten im oberflächennahen Grundwasser...............77
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Bleikonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................77
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmiumkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................78
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupferkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................78
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickelkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................79
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chromkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................79
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zinkkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser................................................................................................................................80
MKW-Chromatogramme von Wasserproben aus dem oberflächennahen Grundwasser .........81
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile von organischem Kohlenstoff und pH-Wert (CaCl2)
im obersten Horizont und Unterboden aller untersuchten Bodenprofile .....................................82
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) in 0 bis 10 cm Tiefe aller untersuchten Bodenprofile.................................................83
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) im Unterboden aller untersuchten Bodenprofile.. ......................................................83
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe der Autobahnstandorte ....................84
TU Berlin
XIII
Abb. 65:
Abb. 66:
Abb. 67:
Abb. 68:
Abb. 69:
Abb. 70:
Abb. 71:
Abb. 72:
Abb. 73:
Abb. 74:
Abb. 75:
Abb. 76:
Abb. 77:
Abb. 78:
Abb. 79:
Abb. 80:
Abb. 81:
Abb. 82:
Abb. 83:
Abb. 84:
Abb. 85:
Abb. 86:
Abb. 87:
Abb. 88:
Abb. 89:
Abb. 90:
Abb. 91:
Abb. 92:
Abb. 93:
Abb. 94:
Abb. 95:
XIV
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe der Bundesstraßenstandorte .......... 85
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden der Autobahnstandorte . ....................... 85
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden der Bundesstraßenstandorte ............... 86
Niederschlag und mittlere Temperatur am Standort 2A / Mellendorf für den
Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis........................................................................... 89
Niederschlag, Verdunstung und Klimatische Wasserbilanz am Standort 2A / Mellendorf
für den Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis .............................................................. 90
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 2A / Mellendorf in 1 m, 4.8 m und 10 m
Entfernung vom Fahrbahnrand ................................................................................................... 91
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 5B / Altencelle in 3.5 m und 10 m
Entfernung vom Fahrbahnrand und am Standort 8B / Flackenhorst in 10 m Entfernung .......... 91
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 6B / Gifhorn Ost in 4 m und 10 m Entfernung
vom Fahrbahnrand und am Standort 7B / Gifhorn West in 1 m und 10 m Entfernung............. 92
Änderung der Wasserspannung im fahrbahnnahen Boden in Abhängigkeit von
Niederschlägen ........................................................................................................................... 93
Änderung der Wasserspannung im Boden 10 m von der Fahrbahn entfernt in
Abhängigkeit von Niederschlägen............................................................................................... 94
Verlauf der Tagesmittel der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf
in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand ........................................................... 95
Verlauf der Differenzen der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf
in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand ........................................................... 96
Zonierung der Standorte Stolpe und Mellendorf anhand der Bromidgehalte nach der
Beendigung des Tracervesuches................................................................................................ 97
Verteilung des Spritzwasseranteils mit der Entfernung zum Fahrbahnrand, Standort Stolpe .... 98
Grundwasserneubildung (mm/a) bei unterschiedlichen Flächennutzungen an
grundwasserfernen Standorten im Raum Hannover ................................................................ 100
Relativer Verlauf der Deposition von Schwermetallen, Na und Ca mit der Entfernung
vom Fahrbahnrand. ................................................................................................................... 102
Anteile der Pfade am Eintragvon Schwermetallen, Na und Ca im Bankettbereich .................. 103
Eintrag von Pb, Cd, Cu und Zn in den Boden am Autobahnstandort Mellendorf (2A)
durch Abflusswasser und Deposition ........................................................................................ 105
Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration in 50 cm Tiefe ...................... 111
Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration unterhalb des Wurzelraums
(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 112
Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration in 50 cm Tiefe ........................... 112
Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration unterhalb des Wurzelraums
(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 113
Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil
nach 10 Jahren.......................................................................................................................... 114
Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil
nach 100 Jahren........................................................................................................................ 114
Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil
nach 10 Jahren.......................................................................................................................... 115
Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil
nach 100 Jahren........................................................................................................................ 115
Angepaßte Sorptionsisothermen von Cd an den Oberböden (0 bis10 cm)
des Standortes Berkhof............................................................................................................. 117
Gemessene Adsorptionsisothermen von Cadmium .................................................................. 117
Gemessene Adsorptionsisothermen von Kupfer ....................................................................... 118
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Cadmium ..................................................................... 119
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Cadmium.................................................. 119
Abb. 96:
Abb. 97:
Abb. 98:
Abb. 99:
Abb. 100:
Abb. 101:
Abb. 102:
Abb. 103:
Abb. 104:
Abb. 105:
Abb. 106:
Abb. 107:
Abb. 108:
Abb. 109:
Abb. 110:
Abb. 111:
Abb. 112:
Abb. 113:
Abb. 114:
Abb. 115:
Abb. 116:
Abb. 117:
Abb. 118:
Abb. 119:
Abb. 120:
Abb. 121:
Abb. 122:
Abb. 123:
Abb. 124:
Abb. 125:
Abb. 126:
Abb. 127:
Abb. 128:
Abb. 129:
Abb. 130:
Abb. 131:
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen
mit den Mittelwerten aus Feldmessungen .................................................................................121
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen
mit den Mittelwerten aus Feldmessungen .................................................................................121
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen
für alle untersuchten Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt..............122
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen
für alle untersuchten Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt..............122
Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe ..........123
Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe .............124
Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe ...............124
Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe ..................125
Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren ........................................126
Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren ......................................127
Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren .............................................128
Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren ...........................................128
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration des Sickerwassers
Standort 3A, 1 m Tiefe (Pseudogley-Braunerde unter Grünbrache, DTV 70 000)...................156
Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration des Sickerwassers
Zeitlicher Verlauf der el. Leitfähigkeit des Sickerwassers
Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes des Sickerwassers
Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes im Sickerwasser
Standort 4A, 1.9 m Tiefe (Podsolige Braunerde unter Laubmischwald, DTV 90 000) .............158
Zeitlicher Verlauf der elektrischen Leitfähigkeit im Sickerwasser
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im Sickerwasser
Zeitlicher Verlauf der Bleikonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Standortes 5B, Grünbrache Altencelle ......................................................................................159
Zeitlicher Verlauf der Nickelkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Zeitlicher Verlauf der Chromkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Zeitlicher Verlauf der Zinkkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe , Autobahnstandorte ...............................................177
Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte .......................................177
Blei-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte .......................................................178
Blei-Konzentrationen im Unterboden , Bundesstraßenstandorte ............................................178
Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ......................................179
Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte ............................179
Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte .............................................180
Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ...................................180
Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ..........................................181
Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte ..................................181
Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte ..................................................182
TU Berlin
XV
Abb. 132:
Abb. 133:
Abb. 134:
Abb. 135:
Abb. 136:
Abb. 137:
Abb. 138:
Abb. 139:
Abb. 140:
Abb. 141:
Abb. 142:
Abb. 143:
Abb. 144:
Abb. 145:
Abb. 146:
Abb. 147:
Abb. 148:
Abb. 149:
Abb. 150:
Abb. 151:
Abb. 152:
Abb. 153:
Abb. 154:
Abb. 155:
XVI
Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte. ........................................ 182
Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte ........................................... 183
Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte .................................. 183
Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. .................................................. 184
Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ........................................ 184
Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte........................................... 185
Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte . .............................. 185
Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. ................................................. 186
Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte . ...................................... 186
Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte .............................................. 187
Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte. .................................... 187
Zink-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte. ..................................................... 188
Zink-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte ............................................. 188
Gemessene Adsorptionsisothermen von Blei............................................................................ 198
Gemessene Adsorptionsisothermen von Zink........................................................................... 198
Gemessene Adsorptionsisothermen von Nickel........................................................................ 199
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Kupfer.......................................................................... 200
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Kupfer....................................................... 200
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Blei .............................................................................. 201
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Blei ........................................................... 201
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Zink.............................................................................. 202
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Zink .......................................................... 202
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Nickel........................................................................... 203
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Nickel ....................................................... 203
Tabellenverzeichnis
Tab. 1:
Tab. 2:
Tab. 3:
Tab. 4:
Tab. 5:
Tab. 6:
Tab. 7:
Tab. 8:
Tab. 9:
Tab. 10:
Tab. 11:
Tab. 12:
Tab. 13:
Tab. 14:
Tab.15:
Tab.16:
Tab. 17:
Tab. 18:
Tab. 19:
Tab. 20:
Tab. 21:
Tab. 22:
Tab. 23:
Tab. 24:
Tab. 25:
Tab. 26:
Tab. 27:
Tab. 28:
Tab. 29:
Tab. 30:
Tab. 31:
Statistik der Schwermetallkonzentrationen in den Abb. 4 bis 6 .......................................................11
Relative Verfügbarkeit und Grenz-pH-Werte für den Beginn der Mobilisierung verschiedener
Schwermetalle. ............................................................................................................................12
Standorte, Nutzung, Verkehrsstärke, Bodenart und Bodentyp ........................................................19
Konzentrationsstufen zu Bestimmung der Adsorptionsisothermen ................................................42
Mittlerer prozentualer Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern ....45
Haude-Faktoren zur Berechnung der potentiellen Verdunstung über Gras ....................................45
Konstanten für die Bestimmung der realen Evapotranspiration nach Renger und Wessolek .........48
Eingangsgrößen für SISIM .............................................................................................................556
Eingabeparameter für HMET ...........................................................................................................60
Sickerwasserparameter, Bodenlösung aus Saugkerzen, alle Messstellen .....................................61
Sickerwasserparameter, oberflächennahes Grundwasser, alle Messstellen ..................................61
Sickerwasserparameter – Vergleich mit den Referenzstandorten ..................................................62
MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Kapillarsaum ................................................80
MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Bodenfeststoff..............................................87
Zusammengefasste Wasserhaushaltsgrößen für die Winter 99/00 und 00/01, die
Vegetationsperiode Sommer 00 und das gesamte Jahr 2000 ....................................................89
Ergebnisse der Abflussmengenmessung im Sommer 2000 am Standort 2A / Mellendorf.............92
Bilanz der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe auf Stundenbasis am Standort
2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m, 2.5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, über
den Zeitraum vom 27.7.00 bis 23.5.01 ........................................................................................95
Wasserbilanz des Systems Straße für den Standort Mellendorf im langjährigen Mittel ..................99
Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch trockene und
nasse Deposition .......................................................................................................................102
Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch feste und gelöste
Bestandteile des Straßenabflusses ..........................................................................................103
Eigenschaften der untersuchten Bodenhorizonte der Standorte 3A = Fallingbostel;
1A = Berkhof; 2A = Mellendorf ..................................................................................................104
Mittlere jährlichen Grundwasserneubildungsrate, Stoffeinträge für die Bodenprofile
der Standorte 1A, 2A und 3A .....................................................................................................105
Schwermetalleintrag in den Boden am Standort 2A/Mellendorf durch Abflusswasser
und Deposition ...........................................................................................................................106
Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung und Schwermetallaustrag
aus dem Boden durch Sickerwasser am Standort 2A/Mellendorf ............................................106
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Blei aus dem Boden
durch Sickerwasser ...................................................................................................................107
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Cadmium aus dem Boden
durch Sickerwasser....................................................................................................................107
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Kupfer aus dem Boden
durch Sickerwasser....................................................................................................................108
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Zink aus dem Boden
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Nickel aus dem Boden
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Chrom aus dem Boden
Mittlerer Austrag von Schwermetallen aus dem Boden durch Sickerwasser an den
Referenzstandorten, Vergleich mit Literaturdaten ....................................................................110
TU Berlin
XVII
Tab. 32: Frachtbezogener Wirkungsgrad der Bodenpassage im Mittel der untersuchten Standorte
für den Bereich 1 m und 1 bis 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand.......................................... 143
Tab. 33: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung in 50 cm Tiefe....................... 153
Tab. 34: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden
(100 bis 200 cm Tiefe)............................................................................................................... 154
Tab. 35: Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Kapillarsaum
(100 bis 350 cm Tiefe)............................................................................................................... 155
Tab. 36: Profilbeschreibungen Standort 1A – Berkhof ............................................................................... 162
Tab. 37: Profilbeschreibungen Standort 2A – Mellendorf ............................................................................ 163
Tab. 38: Profilbeschreibungen Standort 3A – Fallingbostel......................................................................... 164
Tab. 39: Profilbeschreibungen Standort 4A – AVUS ................................................................................... 165
Tab. 40: Profilbeschreibungen Standort 5B – Altencelle ............................................................................. 166
Tab. 41: Profilbeschreibungen Standort 6B – Gifhorn Ost .......................................................................... 167
Tab. 42: Profilbeschreibungen Standort 7B – Gifhorn ................................................................................. 168
Tab. 43: Profilbeschreibungen Standort 8B – Flackenhorst ........................................................................ 169
Tab. 44: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 1A - Berkhof.................................................. 170
Tab. 45: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 2A - Mellendorf ............................................. 171
Tab. 46: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 3A - Fallingbostel......................................... 172
Tab. 47: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 4A - AVUS ................................................... 173
Tab. 48: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 5B - Altencelle .............................................. 174
Tab. 49: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 6B - Gifhorn Ost............................................ 174
Tab. 50: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 7B - Gifhorn West ......................................... 175
Tab. 51: Schwermetallgehalte der Bodenproben – Standort 8B - Flackenhorst ......................................... 176
Tab. 52: Bestimmungsgrenzen der Schwermetalle in Wasser- und Bodenproben..................................... 176
Tab. 53: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 1A – Berkhof.............................................. 189
Tab. 54: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 2A – Mellendorf ......................................... 189
Tab. 55: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 3A – Fallingbostel ...................................... 190
Tab. 56: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 4A – AVUS ................................................ 190
Tab. 57: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 5B – Altencelle........................................... 191
Tab. 58: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 6B – Gifhorn Ost........................................ 191
Tab. 59: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 7B – Gifhorn West ..................................... 192
Tab. 60: Konzentration von MKW in Bodenproben – Standort 8B – Flackenhorst ..................................... 192
Tab. 61: Parameter der angepaßten Freundlich-Sorptionsisothermen für alle Schwermetalle .................. 193
Tab. 62: Ergebnisse der Modellberechnungen für Cadmium....................................................................... 194
Tab. 63: Ergebnisse der Modellberechnungen für Kupfer............................................................................ 194
Tab. 64: Vergleich der gemessenen und berechneten Cd-Konzentrationen in der Bodenlösung .............. 195
Tab. 65: Vergleich der gemessenen und berechneten Cu-Konzentrationen in der Bodenlösung .............. 196
Tab. 66: Kd-Werte und Schwermetallgehalte im Königswasserextrakt für alle Bodenproben..................... 197
XVIII
1 Einführung und Stand der Forschung
Ökosysteme an Straßenrändern sind durch menschliche Einflüsse in unterschiedlichem Maß
verändert. Es findet ein erhöhter Eintrag von Stäuben und Schadstoffen, die über die Luft und das
Straßenablaufwasser transportiert werden, statt. Umlagerung, Auftrag und Verdichtung von
Bodenmaterial können zu verändertem Horizontaufbau, geänderter Lagerungsdichte, Porosität und
Durchlässigkeit führen. Durch die Ableitung des Niederschlagswassers über die Bankette kann dort
erhöhte Infiltration auftreten. Verdichtung des Bodens durch Betreten und Befahren, Ansammlung von
Abfällen, Verschütten von Tankinhalt oder transportierten Stoffen bei Unfällen, verringerte
Grundwasserneubildung durch Versiegelung sind weitere mögliche Einflüsse. Der Stoffaustrag aus
den straßennahen Bodenprofilen ist bisher nicht bekannt. Er läßt sich trotz gut untersuchter
Stoffkonzentrationen im Bodenfeststoff wegen der zeitlich stark veränderlichen Eintragssituation auch
nicht ohne weiteres modellieren, so dass Feldmessungen als Integration über die
„Eintragsgeschichte“ unverzichtbar scheinen.
Die freigesetzten Schadstoffe stammen teilweise aus den Abgasen, die gut untersucht und durch
Motorstandsversuche beschreibbar sind; teilweise aber auch aus indirekten, weniger untersuchten
Quellen wie dem Abrieb beweglicher Teile (Reifen, Brems- und Kupplungsbeläge), Tropf- und
Verdampfungsverlusten und dem Fahrbahnabrieb.
Die Menge und Zusammensetzung dieser Emissionen hat sich über die letzten Jahrzehnte aus
verschiedenen Gründen verändert. Die Benzinbleigesetze, die Einführung der ungeregelten und
geregelten Katalysatoren, neue Materialien an und in Kfz und vor allem die immer noch
zunehmenden Vekehrsstärken haben die Gewichtungen der Quellen verschoben, ohne dass die
Auswirkungen für einzelne Standorte genau zu quantifizieren wären.
Der Hauptteil der freigesetzten Schwermetalle wird in die straßennahen Böden verlagert. Dort wird
wiederum der größte Anteil an die Festsubstanz der Böden gebunden und akkumuliert sich im Lauf
der Jahrzehnte. Ein anderer Teil der Schwermetalle jedoch kann mit dem Sickerwasser in das
Grundwasser transportiert werden. Beide Anteile hängen einerseits von den mobilen Anteilen der
Stoffe ab, die je nach Stoff und Bodeneigenschaften variieren. Sie sind aber auch durch die als
Transportmedium zur Verfügung stehende Sickerwassermenge (Grundwasserneubildungsrate)
bestimmt, die von klimatischen Bedingungen, Bodeneigenschaften und dem Pflanzenbewuchs
abhängt.
Nach den bisherigen Erkenntnissen in der Literatur führt die Belastung durch
straßenverkehrsbedingte Immissionen bei filter- und sorptionsstarken Böden unter Grünland und
Acker kaum zu einer Gefährdung des Grundwassers, die Gefahr des Erreichens der
Sickerwasserprüfwerte nach der BBodSchV ist dort eher gering. Dagegen lagen für saure Böden und
Böden unter Wald nur wenige Untersuchungen zu verkehrsbedingten Sickerwasserkonzentrationen
vor. Aus den vorhandenen Informationen konnten keine übertragbaren Aussagen über die mit dem
Sickerwasser in das Grundwasser transportierten Frachten der Schadstoffe abgeleitet werden.
Für die vorliegende Arbeit wurde deshalb eine umfangreiche Geländeuntersuchung durchgeführt und
die Ergebnisse mit Modellberechnungen für dieselben Standorte verglichen und bewertet. Folgende
Untersuchungen wurden zur Quantifizierung des Wasser- und Stoffhaushalts an Straßen
durchgeführt:
• Beprobung des Wassers im Kapillarsaum mit Hilfe von Schlitzsonden: Mit diesen Sonden kann
das Sickerwasser bei seinem Eintritt in das Grundwasser erfasst werden. Auch die Anpassung an
TU Berlin
1
•
•
•
•
im Jahresverlauf schwankende Grundwasserspiegel ist möglich. So kann die Probenahme jeweils
direkt am „Ort der Gefahrenbeurteilung“ durchgeführt werden, so daß das Problem der Mischung
des Bodensickerwassers mit dem Grundwasser nicht auftritt (Strebel et al. 1992).
Wasserhaushaltsuntersuchungen zur Ermittlung der Grundwasserneubildungsrate durch
Messung von Niederschlag, Temperatur, Luftfeuchte, sowie im Boden Wasserspannung und
Wassergehalt.
Bromidtracerversuch an einem Standort zur Quantifizierung der räumlichen Verteilung und
Infiltrationstiefe des Straßenabflusswassers in Abhängigkeit von Niederschlags- und
Abflussmengen.
Abflusssammlung und Beprobung der Inhaltsstoffe an einem Standort: exemplarische Messungen
zur Situation unter heutigen Emissionsbedingungen.
Ermittlung der bodennahen Gesamtdeposition mit Bergerhoffgefäßen, deren Rand 10 cm über der
Geländeoberfläche liegt, in vier Entfernungen vom Fahrbahnrand. Von Norra (1995) wurde eine
vergleichbare Untersuchung im Stadtgebiet von Karlsruhe durchgeführt. Er fand trotz schwieriger
Ausbreitungsverhältnisse erstaunlich gute Zusammenhänge zur Verkehrsbelastung der
untersuchten Straßen.
Das Ziel des Forschungsvorhabens war einerseits die Bestimmung und Bewertung von
Sickerwasserkonzentrationsprofilen in Böden an stark verkehrsbelasteten, pufferschwachen
Straßenstandorten und nachfolgend der Vergleich von Verfahren zur Prognose von
Schadstoffkonzentrationen und -frachten im Sickerwasser für die spezifische Situation in
straßennahen Böden. Dabei wird nur die „chronische“ Belastung durch den normalen Straßenverkehr,
nicht jedoch Stoffeintrag und Verunreinigungen durch Unfälle oder Gefahrstoffhavarien betrachtet. Es
wurden nur Standorte an Außerortsstraßen mit freier Entwässerung über das Bankett ausgewählt, um
andere Eintragsquellen als den Straßenverkehr und die Hintergrundbelastung auszuschließen.
An acht Standorten wurden über zwei Jahre Gelände- und Laboruntersuchungen durchgeführt. Außer
der Ermittlung der Sickerwasserbelastung an allen Straßenstandorten wurden an einem
Autobahnstandort auch die Einträge von Schwermetallen in den straßennahen Boden über
luftgetragene Deposition und das von der Fahrbahn ablaufende Wasser untersucht. Mit den
Messergebnissen wurde ein Vergleich des im Freiland untersuchten Schwermetalltransportes im
Boden mit den Stofftransportmodellen SISIM und HMET durchgeführt. Vor dem Hintergrund der
Anforderungen der Bodenschutzverordnung werden die berechneten Schwermetallkonzentrationen
und -frachten im Sickerwasser den Messergebnissen aus den Feldversuchen gegenübergestellt und
bewertet.
Für diese Arbeit wurden Standorte auf sauren, sandigen Böden ausgewählt, die besonders
empfindlich für Schwermetallverlagerung sind. Sie weisen ohne den Einfluss des
Straßenablaufwassers Grundwasserneubildungsraten von etwa 250 mm/a unter Grünland auf. Dieser
Wert liegt im oberen Bereich der in Deutschland in großflächig verbreiteten Lockergesteinen
autretenden Neubildungsraten. Zusammen mit den niedrigen pH-Werten sind diese Standorte
gegenüber anderen Böden und Standorten mit wenigen Ausnahmen, wie Kluftgrundwasserleiter in
saurem Gestein regenreicher Mittelgebirge, als „worst case“ anzusehen.
Möglichkeiten zur Ermittlung von Sickerwasserkonzentrationen und Frachten sind die Nutzung von
Schadstofftransportmodellen, Laborversuche an gestörten oder ungestörten Proben und die
Abschätzung des Transportverhaltens anhand von Pedotransferfunktionen aus einfach zu
ermittelnden Bodenparametern. Da sich die Ergebnisse des einfachen Kaskadenmodells SISIM
(ARGE Fresenius-focon 1997) als unbefriedigend erwiesen, wurde außerdem ein
Stofftransportmodell angewandt, das den Bodenwasserhaushalt genauer beschreibt als SISIM, sowie
2
die Eingabe der tatsächlich in den untersuchten Straßenrandböden gemessenen
Adsorptionseigenschaften erlaubt. Es wurde dafür das Modell „HMET“, dessen erste Version
Swartjes, Fahrenhorst und Renger (1990) entwickelt haben, gewählt. Um eine bessere Beurteilung
der Genauigkeit der wichtigen Modelleingabegröße „mobile Schwermetallkonzentration“ zu
ermöglichen, wurden mit Hilfe von Verteilungskoeffizienten aus der Literatur und
Adsorptionsisothermen berechnete mobile Schwermetallkonzentrationen mit den im Feld
gemessenen Werten verglichen.
Die vorliegende Arbeit zeigt Ergebnisse dieser Feldmessungen und Modellrechnungen, um einem
Teil der hier aufgezeigten Fragen näher auf den Grund zu gehen.
Das Untersuchungsprogramm umfasste außer den Schwermetallen auch orientierende
Untersuchungen organischer Schadstoffe (MKW, PAK, MTBE) im Boden und im oberflächennahen
Grundwasser. Deren Ergebnisse sind dargestellt, werden aber nicht in die Frachtbetrachtungen und
Modellrechnungen einbezogen.
1.1 Emissionen und Immissionen persistenter
Schadstoffe aus dem Straßenverkehr
und
„ablagerbarer“
Bei der Betrachtung der Emissionen des Straßenverkehrs wird oft unterschieden zwischen „direkten“
Emissionen aus den Abgasen der Kfz (regulated emissions) und allen anderen Emissionen, die
„indirekte“ Emissionen (non-exhaust emissions, non regulated emissions) genannt werden. Für diese
existieren keine Emissionsgrenzwerte.
Emissionsquellen sind Abgase, der Abrieb von Reifen, Brems- und Kupplungsbelägen, sowie
Fahrbahn und Markierungsfarben, außerdem Katalysatoren, Tropfverluste, Verdampfungsverluste,
Stoffe aus dem Winterdienst und die Wiederaufwirbelung schon abgelagerter Stäube.
Die direkten Emissionen sind sehr gut untersucht und können mit Emissionsmodellen gut
prognostiziert werden. Sie bestehen vorwiegend aus Gasen und Schwebstaub, die allerdings für
Einträge in straßennahe Böden wenig relevant sind, da sie leicht in größere Entfernung transportiert
werden. Wesentlich schlechter zu untersuchen und zu quantifizieren sind die indirekten Emissionen,
die sehr wahrscheinlich aber den größten Teil der Immissionen persistenter Stoffe in Böden an
Straßen verursachen. Sie sind schwerer an der Emissionsquelle zu messen als Abgase, da sie nur
unter realen Fahrbedingungen freigesetzt und gleichzeitig durch die Bewegung der Fahrzeuge
überhaupt erst in der Umwelt verteilt werden. Dazu zählt auch die noch wenig untersuchte
Wiederaufwirbelung von schon abgelagerten Stäuben oder Stäuben aus der Umgebung der Straße.
Schätzungen indirekter Emissionen können nur anhand der Betrachtung und Bilanzierung der
Inhaltsstoffe von Verschleißteilen an Kfz wie Reifen und Bremsbelägen versucht werden (z.B. in
Muschack 1989/1990, Gebbe/Hartung/Berthold 1997a,b). Die Schätzung von Abriebraten für
Straßenbeläge ist wegen der Verformung von asphaltierten Fahrbahnbelägen durch die Auflast der
Fahrzeuge nur schwer möglich. Da die Zusammensetzung der abgeriebenen Stoffe und ihre Gehalte
an den interessierenden Schadstoffen auch im Gegensatz zu Abgasinhaltsstoffen in weiten Grenzen
schwankt, sind kaum realistische Bilanzen aufzustellen.
Die Entwicklung der Emissionen und Immissionen des Straßenverkehrs ist außerdem beeinflusst
durch zeitliche Veränderungen, die mit dem Einsatz veränderter Materialien und Treibstoffe und mit
der Änderung der Verkehrsmengen und der Fahrweise zusammenhängen. Dies wird im folgenden an
einigen Beispielen beschrieben. Dabei werden hier nur Stoffe betrachtet, die in relevanten Mengen in
den Boden eingetragen werden können.
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3
Die eindrucksvollste Veränderung der Emissionen und Immissionen ist die Folge des in mehreren
Stufen in Kraft getretenen Benzinbleigesetzes. Abb. 1 zeigt die Senkung der maximal zulässigen
Bleikonzentration im Normalbenzin von Gehalten bis 600 mg/L auf weniger als 10 mg/L. Das dem
Benzin zur Erhöhung der Klopffestigkeit beigegebene Bleitetraethyl wurde von den 70er bis in die
90er Jahre vor allem durch verzweigte Kohlenwasserstoffe ersetzt.
Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysatorautos
120.0
700
600
500
80.0
400
60.0
300
40.0
200
20.0
100
0
0.0
1960
Bleigehalt verbleites
Benzin (mittel, mg/l)
Prozentanteile
100.0
1965
1970
1975
1980
1985
1990
1995
2000
Jahr
Fahrzeuge mit Dieselmotoren in % von PKW+Kombi
% Anteil schadstoffarme Ottomotor-PKW am Otto-PKW+Kombi-Bestand
bleifreier Anteil an Vergaser-kraftstoffverbrauch (%)
Bleigehalt verbleites Benzin (mittel, mg/l))
Abb. 1:
Entwicklung der Anteile von Diesel- und Katalysator-Kfz, bleifreier Anteil am Vergaserkraftstoffverbrauch
(Daten: DIW/BMV 1972-1997, BUWAL 1992, Reutter et al. 1993)
Diese Senkung der Bleikonzentration im Benzin führte trotz starker Erhöhung der Verkehrs in
Deutschland (Abb. 2) zu einer enormen Senkung der durch Abgase aus dem Straßenverkehr
emittierten Bleimenge (Abb. 3).
4
Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen
50000
60
mittl. DTV BAB
45000
mittl. DTV Bundesstr.
50
mittl. DTV Landesstr.
40000
Kfz Bestand (in Mio.)
35000
30000
25000
30
20000
Kfz-Bestand
Verkehrsstärken
40
20
15000
10000
10
5000
0
0
1920
1930
1940
1950
1960
1970
1980
1990
2000
2010
2020
Jahr
Abb. 2:
Entwicklung der durchschnittlichen Verkehrsstärken auf überörtlichen Straßen in Deutschland (Daten:
DIW/BMV 1972-1997)
Entwicklung Bleiemissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen
60
300.00
50
250.00
40
Blei-Emission je km Landesstr. (kg/(km*a))
Blei-Emission je km Bundesstr. (kg/(km*a))
200.00
Blei-Emission je km BAB (kg/(km*a))
Kfz Bestand (in Mio.)
30
150.00
20
Anzahl Kfz / PKW (Mio.)
Blei aus Treibstoffverbrennung [kg/(km*a)]
350.00
100.00
10
50.00
0.00
1940
1950
1960
1970
1980
1990
2000
0
2010
Jahr
Abb. 3:
Entwicklung der Blei-Emissionen aus Abgasen auf überörtlichen Straßen (eigene Berechnung, Daten:
DIW/BMV 1972-1997)
Andere Emissionsanteile von Blei aus dem Straßenverkehr können kaum quantifiziert werden, spielen
aber im Vergleich zu den Bleigehalten aus dem Treibstoff eine relativ geringe Rolle. Dies läßt sich
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5
anhand der sowohl in belastungsfernen Gebieten als auch in Ballungsräumen und Städten stark
gesunkenen Blei-Immissionen zeigen. Diese Senkung ist - wie auch der vorangegangene Anstieg
durch Industrialisierung und Verkehr - beispielsweise in den Bleigehalten von Seesedimenten des
Loch Lomond archiviert (Farmer et al. 1996) und in Umgebungsluft und Staub über Jahrzehnte
nachweisbar (Ballach/Wittig/Wulff 2001, Golwer/Zereini 1998, Ho 1990 u.v.a.).
Auch in den Bleikonzentrationen straßennaher Oberböden zeigt sich eine gewisse Veränderung,
siehe Abb. 4 in Kap. 1.3. Wie bei anderen Langzeitakkumulatoren sind die möglichen Aussagen bzw.
Voraussagen jedoch begrenzt, da sich der vorhandene Stoffbestand, mögliche Austräge und neue
Einträge überlagern, wie z. B. Ballach/Wittig/Wulff (2001) am Beispiel des Akzeptors Eschenrinde
zeigen.
Die Verminderung der Blei-Immissionen bei Gleichbleiben oder Steigerung der Immissionen anderer
Schwermetalle ist eine Entwicklung, von der alle industrialisierten Länder betroffen sind. So zeigt
beispielsweise Ho (1990) in einem Vergleich der Metallgehalte im Straßenstaub 1977 und 1987 für
Hongkong eine deutliche Abnahme von Blei gegenüber gleichbleibenden Konzentrationen von
Kupfer, Mangan und Zink. Auch in anderen Umweltkompartimenten hat sich die Senkung der
Bleiemissionen bemerkbar gemacht, wie z.B. Helmers/Wilk/Wippler (1994) anhand des zeitlichen
Verlaufs der Bleikonzentration in Klärschlamm 1972 - 1992 darstellen.
Sowohl heute wie auch bei älteren Untersuchungen der Bodenschwermetallgehalte an Straßen ist
davon auszugehen, dass in unregelmäßigen Abständen ein Austrag der Spitzenwerte der
fahrbahnnahen Schadstoffkonzentrationen durch Bankettschälungen und Ausbaumaßnahmen erfolgt.
Bankettschälung ist das Abtragen des in Fahrbahnnähe durch Stoffeinträge aufgewachsenen
Bankettmaterials zur Sicherstellung der Straßenentwässerung. In vielen der für die Abb. 4 bis 6
ausgewerteten Untersuchungen wurde dies dadurch berücksichtigt, dass Probepunkte ausgewählt
wurden, die langjährig nicht geschält oder umgebaut wurden.
Quellen der Stäube und Schadstoffe sind außer den Abgasen der Kraftfahrzeuge im wesentlichen der
Abrieb von Reifen, Fahrbahn und Bremsbelägen. Dieser erreicht nach Muschack (1990) an
mehrstreifigen, stark befahrenen Straßen jährlich Emissionsraten von 120 bis 160 kg / km Straße
(Bremsbeläge) bis über 30 000 kg/km Straße (Fahrbahnabrieb). Diese Zahl erscheint sehr hoch,
entspricht aber „nur“ einem Abrieb der Fahrbahnoberfläche von weniger als einem Millimeter pro
Jahr.
Die Environment Agency Bristol (1998) ermittelte die Abnutzung der Reifen auf 10 bis 20 % des
Reifengewichts, dieser Anteil wird also als Reifenabrieb im Laufe eines Reifenlebens freigesetzt. Die
VDI-Richtlinie 3782-7 zur
Kfz-Emissionsbestimmung (VDI 2003) berücksichtigt außer den
Emissionen aus Verbrennung und Verdampfung auch den Reifenabrieb. Dafür werden Fahrverhalten,
Oberflächenbeschaffenheit der Fahrbahn, Klima und Orographie, Reifeneigenschaften und
fahrzeugspezifische Einflussgrößen als bestimmend angesehen. Es wird darin geschätzt, dass durch
Straßenabrieb und Aufwirbelungsprozesse im Straßenraum Emissionen in der gleichen
Größenordnung wie durch die Motoren der Kfz verursacht werden. Für PKW, leichte und schwere
Nutzfahrzeuge wird jeweils eine Abriebrate in g/km * Reifen genannt. Der PM10-Anteil (Partikel kleiner
10µm, lungengängiger Schwebstaub) beim Reifenabrieb liegt nach VDI (2003) bei etwa 1 bis 7 %.
Daraus kann der Rückschluß getroffen werden, dass der Restabrieb in Form gröberer Partikel
emittiert wird, die relativ leicht sedimentierbar sind und vorwiegend in Straßennähe abgelagert
werden. Informationen zur Zusammensetzung des Abriebs werden jedoch außer der Nennung eines
Anteils von 29 % Ruß im PM10-Anteil nicht gemacht.
Das PC-Programm zum „Merkblatt über Luftverunreinigungen an Straßen“ (FGSV 2002) ermöglicht
eine Immissionprognose für Feinstaub, jedoch ist damit keine Aussage zur Staubdeposition auf
Straßenrandböden möglich.
6
Die Immissionen am Fahrbahnrand weisen also eine große Heterogenität auf und sind nicht nur mit
der Verkehrsstärke, sondern auch über die Zeit veränderlich. Einträge in straßennahe Böden und die
darin enthaltenen Schadstofffrachten sind bisher nur wenig bekannt.
1.2 Verteilung der emittierten Stoffe auf Transportpfade
Im Gegensatz zur veränderlichen Zusammensetzung der Emissionen kann davon ausgegangen
werden, dass die räumliche Ausbreitung der emittierten Substanzen, die von deren physikalischen
Eigenschaften, von Bewuchs und Landschaftsformen, den örtlichen Wetter- und Klimabedingungen,
und der Luftverwirbelung durch den Straßenverkehr abhängt, über die Zeit weitgehend gleich
geblieben ist.
Xanthopoulos (1990) zeigte mit einer innerstädtischen Untersuchung, dass Straßen viel mehr mit
Feststoffen belastet sind als andere Flächen. Die Stäube aus Abgasen und Abrieb werden teilweise
mit der Luftströmung transportiert, aber ein beträchtlicher Anteil sedimentiert auf oder nahe bei der
Fahrbahn. Die Straßensedimente, die sich dabei bilden, weisen relativ hohe Schwermetallgehalte auf.
Diese sind unterschiedlich in den Größenfraktionen verteilt. Im allgemeinen weisen feinere Fraktionen
deutlich höhere Konzentrationen auf und der anthropogene Schwermetallanteil findet sich in den
mobilen oder leicht verfügbaren Fraktionen (Ellis/Revitt 1981, Al-Chalabi/Hawker 1996, Colandini et
al. 1995). In Straßenabflusswasser besteht eine wesentlich stärkere Korrelation der
Schwermetallgehalte mit der Korngröße der Partikel als mit dem Gehalt an abfiltrierbaren Stoffen:
Xanthopoulos (1990) ermittelte den Beitrag der Kornfraktion 0.006-0.060 mm zur
Schwermetallbelastung zu mehr als 70 %. Die Größenverteilung der Stäube aus verschiedenen
Emissionsquellen ist unterschiedlich, als feinste gelten die Partikel aus den Abgasen, als gröbste die
Reifenpartikel und Partikel des Straßenabriebs. Die unterschiedlichen Metallgehalte dieser Quellen
können zu unterschiedlichen Verteilungsmustern der Schwermetalle durch verschiedene
Transportmechanismen führen (Harrison/Wilson 1985a,b,c).
Die Sedimentationsraten von Blei, Cadmium, Kupfer und PAK aus Straßenabflusswasser, das über
bewachsene Bankette, Mulden und Böschungen fließt, sind von der Entfernung vom Straßenrand
abhängig (Krauth/Stotz 1987). Eine Abschätzung des infiltrierten Niederschlagsanteils bei
Autobahnen mit Entwässerung über das Bankett ergibt nach Krauth/Stotz ca. 30 %. Auch die
Deposition luftgetragener Stoffe ist von der Entfernung zum Fahrbahnrand abhängig, wie
beispielsweise Depositionsmessungen von Schwermetallen, PAK und organischen Bleiverbindungen
neben Autobahnen zeigten (Harrison/Johnston 1985, Hewitt/Rashed 1990).
Die auf dem Bewuchs und auf dem Boden abgelagerte Schadstoffmenge setzt sich aus den
Teilmengen, die über die verschiedenen Transportwege eingetragen werden, zusammen. Einige
Autoren haben Konzentrationsbereiche, die sich als Ergebnisse dieser Teilströme im Boden
einstellen, durch die Abgrenzung verschiedener Belastungsbereiche qualitativ abgeschätzt. In einer
sehr umfangreichen Literaturstudie beschreibt beispielsweise Golwer (1991) die Abnahme der
Konzentrationen aller relevanten Schadstoffe mit der Entfernung vom Straßenrand durch die
Einteilung in drei Belastungsbereiche. Danach wird der Bereich 0 bis 2 m vorwiegend durch die
Versickerung des Fahrbahnablaufes geprägt, der Bereich 0 bis 10 m durch Spritzwasser und der
Bereich 0 bis 50 bzw. bis >100 m durch Windverfrachtung.
TU Berlin
7
1.3 Akkumulierte
Konzentrationen
in
Bindungsformen, zeitliche Entwicklung
straßennahen
Oberböden,
Die
Konzentrationen
von
Schwermetallen
und
organischen
Schadstoffen
sind
in
Straßenabflusswasser gegenüber durchschnittlichem Niederschlagswasser erhöht (Makepeace et al.
1995, Gäth et al. 1991, Muschack 1989, Sieker/Grottker 1988 u.a.). Über den Verbleib dieser
erhöhten Einträge ist aus vielen Untersuchungen bekannt, daß die Bodenkonzentrationen in
Straßennähe durch Filtration und Sorption der Stoffe im Boden ebenfalls erhöht sind. Es findet also
eine Retardation und Akkumulation vieler eingetragenen Stoffe in den straßennahen Böden statt,
damit aber gleichzeitig eine Reinigung des durch den Boden perkolierenden Wassers.
Bleiisotopenuntersuchungen von Puchelt et al. (in Bergfeldt, 1994) ergaben am Ort der
fahrbahnnächsten Messung (allerdings in 20 m Entfernung vom Fahrbahnrand) eine Eindringtiefe des
benzinbürtigen Bleianteils in den Boden von bis zu 40 cm. Isotopenuntersuchungen an der
Bodenlösung wurden nicht durchgeführt. In einer älteren Untersuchung (Chow 1970 in Cichos 1992)
konnte anhand von Bleiisotopenuntersuchungen nur eine Eindringtiefe von unter 10 cm im direkt
fahrbahnnahen Boden einer Straße festgestellt werden. Die höhere Eindringtiefe des Benzinbleis in
der neueren Untersuchung deutet auf langsame, aber doch vorhandene zeit- und mengenabhängige
Schadstoffverlagerung hin.
Nach Ellis/Revitt (1981) beseitigt die Straßenreinigung innerorts vor allem den Staub mit >250µm
Partikeldurchmesser, so dass auch dort trotz Reinigung noch ein beträchtlicher Schwermetallgehalt
im verbleibenden Staub zu erwarten ist. Die bei der Reinigung erfassten Korngrößenbereiche hängen
jedoch stark vom Reinigungsverfahren ab (z.B. naß oder trocken kehren). Ein guter Teil der
Schwermetalle ist an die mineralischen Stäube austauschbar sorbiert. Die Extrahierbarkeit der
Metalle mit Regenwasser sinkt in der Reihenfolge Cd > Zn, Cu > Mn > Pb und ist unabhängig von
Straßentyp und Verkehrsstärke (Ellis/Revitt 1981). Auch Colandini et al. (1995) fanden hohe mobile
Anteile, insbesondere für Cadmium und Zink. Die sequentielle Extraktion von gesammelten
Straßensedimenten zeigt, daß nur Cadmium einen austauschbaren Anteil von über 30 bis 50 %
aufweist, Blei, Kupfer und Zink sind in den fester gebundenen Fraktionen enthalten. Blei und
Cadmium sind zu etwa 30 %, Zink zu etwa 20 % an die Karbonatfraktion gebunden, (AlChalabi/Hawker 1996, Harrison/Wilson 1985a). Die chemischen Bindungsformen der Schwermetalle
in den suspendierten Stoffen des Straßenabflusses sind denen in direkt auf der Fahrbahn
abgelagerten Straßensediment ähnlich, allerdings tritt eine generelle Anreicherung der Schwermetalle
durch bevorzugten Transport des feineren Materials auf (Harrison/Wilson 1985a). Lee/Touray (1998)
zeigen, daß je feiner das Straßensediment und die daraus entstandenen Bodenpartikel auf dem
Bankett sind, desto mehr Schwermetalle an amorphes Fe und Mn und die Carbonatfraktion, bei Blei
auch an den organischen Kohlenstoffanteil, gebunden sind. Desto leichter mobil oder mobilisierbar
sind die Schwermetalle dann auch.
Wheeler/Rolfe (1979) beschreiben die räumliche Verteilung von Blei in Böden und Pflanzen neben
Straßen mit einer täglichen Verkehrsstärke (DTV) bis 8000 für die Entfernung 0.3 bis 200 m und
machen einen Vorschlag für eine Modellfunktion zur Beschreibung der Verteilung im Boden. Dieser
ist für andere Schwermetalle, heterogene Nutzungsbedingungen und Daten aus verschiedenen
Quellen aber nicht übertragbar (Kocher/Prinz 1998).
In Böden spielt die Beprobungstiefe wegen der langsamen Verlagerung eine sehr große Rolle für die
Höhe der gefundenen Schwermetallkonzentrationen. Für die folgenden Abbildungen wurden
vorwiegend Daten aus 0 bis 10 cm, bis maximal 0 bis 30 cm Tiefe ausgewertet. Bleikonzentrationen
in straßennahen Oberböden konnten noch in den 80-er Jahren des 20. Jahrhunderts bis in den
8
Bereich von mehreren Gramm Blei pro Kilogramm Boden reichen. Warren/Birch (1987) fanden in
Großbritannien 900 bis 1770 mg Blei/kg in 0 m bis 6 m Entfernung an einem „major arterial highway“
mit 70000 Fahrzeugen pro Tag. Werte um 300 bis 800 mg Blei /kg wurden in 0 bis 1 m Entfernung
vom befestigten Fahrbahnrand an stark befahrenen Straßen in vielen Arbeiten festgestellt.
Die folgenden Abbildungen 4 bis 6 geben eine Übersicht über die im Lauf mehrerer Jahrzehnte in
Deutschland gemessenen Blei- und Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Oberböden anhand
von etwa vierhundert Proben. Die Daten sind alle an Königswasseraufschlüssen gemessen worden
und stammen aus den folgenden Arbeiten: Dierkes/Geiger (1999), Joneck/Prinz (1996), Schweikle
(1996), BIOPLAN (1994), Cichos (1992), Reinirkens (1992, 1996), Unger/Prinz (1992), Veit-Meya
(1992), Umlandverband Frankfurt (1991a,b), Radtke/Gaida/Sauer (1990), Hoffmann/Scholl/Trenkle
(1989), Golwer/Schneider (1973), Sommer/Rosopulo/Klee (1971). In Tab. 1 sind die Daten
zusammengestellt. Es sollte beachtet werden, dass für den Zeitraum vor 1980 nur sehr wenige
Messwerte vorhanden sind.
Schwermetallkonzentration (mg / kg TrS)
1200
1000
800
600
400
200
0
1965
1972
1980 - 84 1985 - 89 1990 - 94 1995 - 97
Jahr der Probenahme
Abb. 4:
Bleikonzentrationen in straßennahen Böden (Bankett 0 bis 2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, verschiedene
Beprobungstiefen bis max. 30 cm, Quellen siehe Text)
TU Berlin
9
Schwermetallkonzentration (mg / kg TrS)
10
8
6
4
2
0
1980 - 84
1985 - 89
1990 - 94
1995 - 97
Jahr der Probenahme
Abb. 5:
Cadmiumkonzentrationen in straßennahen Böden (Bankett 0 bis 2 m Entfernung vom Fahrbahnrand,
verschiedene Beprobungstiefen bis max. 30 cm, Quellen siehe Text)
120000
100000
DTV (Kfz / 24h)
80000
60000
40000
20000
0
1965
1972
1980 - 84 1985 - 89 1990 - 94 1995 - 97
Jahr der Probenahme
Abb. 6:
10
Verkehrsstärken (DTV) auf den untersuchten Straßen aus Abb. 4 und 5 zur Beprobungszeit, Quellen siehe
Text
Die Verkehrsstärken der für die verschiedenen Untersuchungen ausgewähltenen Standorte stieg im
Lauf der Jahre kontinuierlich an (Abb. 6), dies entspricht mindestens dem in dieser Zeit allgemein
gestiegenen Verkehrsaufkommen (Abb. 2). Die Bleigehalte im Oberboden stiegen stark bis Ende der
80er Jahre, seitdem sinken die 90-Perzentile und Extremwerte, während die Mittwelwerte weiter leicht
steigen (Abb. 4). Für Cadmium liegen erst ab Beginn der 80er Jahre Messungen vor. Die
Konzentrationen liegen in einem engeren Bereich als die von Blei. Auch bei Cadmium sinken die 90Perzentile im Lauf der Zeit, während die 10-Perzentile und Mittelwerte seit Mitte der 80er Jahre leicht
steigen (Abb. 5).
Tab. 1:
Statistik der Schwermetallkonzentrationen in den Abb. 4 bis 6
1965
1972
1975 - 1980
1985 - 1989
1990 - 1994
1995 - 1997
Blei: Proben 0-2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 0 bis max. 30 cm Tiefe
Anzahl n
6
6
338
22
53
40
Mittelwert
40
61
259
264
246
231
Stabw
27
18
205
274
211
137
10-Perzentil
17
43
66
27
50
79
50-Perzentil
33
58
183
143
160
220
90-Perzentil
70
81
612
732
474
408
Maximum
78
87
962
830
909
591
Cadmium: Proben 0-2 m Entfernung vom Fahrbahnrand, 0 bis max. 30 cm Tiefe
Anzahl n
0
0
334
20
53
40
Mittelwert
1.53
1.10
1.67
1.65
Stabw
1.28
0.98
1.45
0.90
10-Perzentil
0.32
0.24
0.31
0.74
50-Perzentil
1.10
0.80
1.30
1.45
90-Perzentil
3.27
2.48
3.00
2.54
Maximum
7.30
3.50
8.00
4.80
Verkehrsstärke (DTV)
Anzahl n
3
1
346
22
52
43
Mittelwert
10573
8210
24915
41606
40477
67540
Stabw
11309
24325
24160
23030
22131
10-Perzentil
1420
4191
11400
5233
39518
50-Perzentil
5300
10379
47452
50000
73055
90-Perzentil
25000
60855
68000
65000
88812
Maximum
25000
63862
79279
70904
114190
1.4 Stoffverlagerung in Straßenrandböden
Die Mobilität von Schwermetallen in Böden ist stark pH- und sorptionsabhängig, wobei die
Sorptionseigenschaften der Böden vor allem von ihren Anteilen an Ton und organischer Substanz
gesteuert werden. Die folgende Tab. 2 zeigt zur Orientierung eine Klassierung der Verfügbarkeit und
den Grenz-pH-Wert der beginnenden Mobilisierung einiger Schwermetalle in Böden.
TU Berlin
11
Tab. 2:
Relative Verfügbarkeit und Grenz-pH-Werte für den Beginn der Mobilisierung verschiedener Schwermetalle
(nach Sauerbeck 1985 in Scheffer 1998). Die Transferkoeffizienten beschreiben das Verhältnis der
Schwermetallgehalte in Pflanzen zum Gehalt im Boden, auf dem sie wuchsen.
Cichos (1992) stellte dagegen schon im pH-Bereich zwischen 6.7 und 8.7 eine deutliche pHAbhängigkeit der Schwermetallkonzentrationen im Sickerwasser straßennaher Böden fest. Die
Verkehrsstärken lagen bei dieser Untersuchung mit 40000 Kfz/d im stark belasteten Bereich. Die
festgestellten Sickerwasserkonzentrationen fielen bei Blei, Cadmium, Kupfer und Zink jedoch gering
aus. Ein Grund dafür sind die auch in größerer Entfernung von der Straße noch im Neutralbereich
liegenden pH-Werte. Nur Cadmium wurde im Boden auch in größere Tiefen verlagert, aber kaum im
Sickerwasser gefunden. Nach Cichos (1992) könnte hier die partikelgebundene Verlagerung eine
Rolle spielen, die durch die Beprobung des Sickerwassers mit Saugsonden von 1 µm Porenweite
nicht erfasst wird.
Durch
luftgetragenen
Schadstofftransport
und
bei
konzentrierter
Versickerung
von
Straßenablaufwasser (Bankett, Rohrversickerung/Sickerschacht, Mikkelsen et al. 1995/1996) treten
erhöhte Bodenkonzentrationen straßenverkehrsbedingter Schadstoffe auf. Waldränder und
Schutzpflanzungen sind durch die Depositionsbedingungen höheren Einträgen ausgesetzt
(Reinirkens 1992), die auf der Leeseite einer Straße akkumulierten Bodenschadstoffmengen liegen
bis zu doppelt so hoch wie auf der Luvseite (Kocher/Prinz 1998).
Nach den vorliegenden Informationen stellen i.d.R. auch diese hohen Bodenbelastungen keine
erhöhte Gefahr für Sicker- und Grundwasser dar, wenn die Böden über eine ausreichende
Sorptionskapazität und Filtrationsvermögen verfügen (Golwer 1973/1983/1991, Cichos 1992,
Reinirkens 1992). Dagegen ist bei Böden mit geringer Sorptions- und Pufferkapazität, die häufig auch
mit niedrigen pH-Werten und hohen Wasserdurchlässigkeiten einhergeht (beispielsweise
Sandböden), eine Belastung des Grundwassers nach den bisherigen Erkenntnissen nicht
auszuschließen.
Um den Transport von Schwermetallen im Boden nachvollziehen zu können, muss der mobile Anteil
der Stoffe ebenso wie die Menge des zur Verfügung stehenden Transportmittels Sickerwasser
bestimmt werden. Über den in Lösung vorliegenden Schwermetallanteil ist für Straßenrandböden nur
wenig bekannt (Cichos 1992, Reinirkens 1992, 1996).
Die Untersuchung des Wasserhaushaltes an Straßenrändern konnte in bisherigen Arbeiten gar nicht
oder nur eingeschränkt durchgeführt werden (Krauth/Stotz 1987, Cichos 1992, Reinirkens 1992).
Speerschneider (1992) konnte aber nachweisen, dass im Bereich des Banketts teilweise ganzjährig
nach unten gerichtete hydraulische Gradienten auftreten und dass der Wassergehalt dort ganzjährig
nicht unter die Feldkapazität des Bodens absinkt. Das deutet auf erhöhte Versickerungsraten hin.
12
In keiner der hier zitierten Arbeiten wurden die bodenphysikalischen Parameter mit ausreichender
Genauigkeit ermittelt, um die Menge des an Straßenrändern tatsächlich ins Grundwasser
übergehenden Sickerwassers zu ermitteln. Nur in einem Fall wurden verkehrsbedingte
Schwermetallkonzentrationen im Übergangsbereich zum Grundwasser (Stauwasser) bestimmt
(Cichos 1992). Es liegen für straßenverkehrsbedingte Belastungen also noch kaum Angaben von
Sickerwasserkonzentrationen und Sickerwassermengen am Ort der Gefahrenbeurteilung nach dem
Bundesbodenschutzgesetz vor.
Reinirkens (1992, 1996) fand an fünf untersuchten Straßen bis auf Kupfer nur geringfügige
Schwermetallgehalte im Sickerwasser. Die in o.g. Arbeit untersuchten Standorte wiesen jedoch nur
relativ geringe Verkehrsstärken (max. 14 000 Kfz/d) auf. Der Autor stellte im Bereich einer
Schutzpflanzung nur gering erhöhte Konzentrationen von Schwermetallen im Boden, aber erhöhte
Konzentrationen im Sickerwasser fest. Als Ursache vermutet er erhöhten Säureeintrag in der
Schutzpflanzung. Kocher/Prinz (1998) fanden im Rahmen einer Literaturstudie an Straßenstandorten
mit Schutzpflanzungen 1.2-fach bis 2-fach höhere Schwermetall-Zusatzbelastungen im untersuchten
Bodenbereich neben der Fahrbahn im Vergleich zu unbepflanzten Straßenstandorten.
Aus diesen Informationen und den Erkenntnissen aus der Waldschadensforschung (z.B. Kratz et al.
1989, Renger et al. 1989) läßt sich an Schutzpflanzungen ebenso wie an Waldrändern durch erhöhte
Depositionen erhöhte Schwermetallkonzentrationen in Böden und ein erhöhtes Risiko für
Sickerwasserbelastungen ableiten. Zwar liegt aufgrund des Karbonateintrags aus Straßenabrieb der
pH-Wert der direkt angrenzenden Böden im neutralen Bereich. Trotzdem weisen saure Böden schon
wenige Meter vom Fahrbahnrand entfernt wieder den Hintergrund-pH-Wert auf (Reinirkens 1992,
1996).
Stoffgehalte im Grundwasser an Straßen liegen aus mehreren Arbeiten vor (Golwer 1991/1983,
Leschber et al. 1993), erlauben aber keine Aussage über das Mischungsverhältnis von Grundwasser
und Sickerwasser und die eingetragenenen Schadstoffmengen.
1.5 Sickerwasserbildung am Straßenrand
Für die Bildung von Sickerwasser, das schließlich zur Grundwasserneubildung beiträgt, sind
verschiedene Größen maßgeblich. Mit den zur Verfügung stehenden Niederschlägen (Freiland- bzw.
Bestandesniederschläge im Wald) müssen die Verdunstung, die Vorratsänderung durch Änderung
des Wassergehaltes im Boden sowie eventuelle Oberflächenabflüsse verrechnet werden. Ebenfalls
berücksichtigt werden müssen ggf. ein Zustrom aus dem Boden- und Gesteinskörper und
oberflächliche Zuflüsse - wie im Falle von Straßenrändern das Straßenabflusswasser.
Die Grundwasserneubildung ist stark nutzungs- und standortabhängig. Wenn die
Grundwasserflurabstände gering sind und sich dem Wurzelbereich der entsprechenden Pflanzen
nähern, sinkt sie aufgrund des erhöhten kapillaren Aufstiegs und der damit verbundenen erhöhten
Transpiration auf etwa die Hälfte ab (Abb. 8). Die entsprechende Tiefe liegt für Grünland, das der
Straßenrandvegetation am ähnlichsten ist, bei 1 bis 1.5m. Das ist die Tiefe, in der nach
verschiedenen
Autoren
an
stark
befahrenen
Straßen
noch
deutlich
erhöhte
Schadstoffkonzentrationen im Boden festgestellt werden können (zusammengestellt in Kocher/Prinz
1998).
Die nutzbare Feldkapazität im effektiven Wurzelraum beträgt für Sandböden etwa 70 bis 100 mm, die
Grundwasserneubildungsraten liegen also nach Abb. 7 auf Acker mit Winterweizenanbau je nach
Klimagebiet zwischen 150 und 350 mm/a. Abb. 2 ermöglicht die Einschätzung der neugebildeten
TU Berlin
13
Grundwassermengen unter Sandböden im Raum Hannover in Abhängigkeit von Nutzung
(Pflanzenbestand) und Grundwasserflurabstand.
Abb. 7:
Abb. 8:
14
Beziehung zwischen mittlerer Grundwasserneubildung Gneu (mm/a) und der nutzbaren Feldkapazität im
effektiven Wurzelraum nFKwe (mm) für verschiedene Gebiete (Renger / Wessolek 1990)
Beziehung zwischen effektiver Grundwasserneubildung und Grundwasserflurabstand (Eintrittshäufigkeit 50 %)
für Acker, Grünland und Nadelwald auf Sandboden im Raum Hannover (Wessolek in Mull 1987)
Durch die Versiegelung der Fahrbahn findet eine Abflusskonzentration statt. Bei Ableitung des
Straßenablaufwassers über das Bankett muss dieses im Fall einer ebenen Straße die mehrfache
Wassermenge je Fläche infiltrieren wie benachbarte Flächen. Eine Überschlagsrechnung vor Beginn
der Wasserhaushaltsuntersuchungen, basierend auf den folgenden Annahmen (halbe Straßenbreite
etwa 6 m, infiltrierender Bankettbereich 80 cm), ergab eine Erhöhung der Infiltrationsmenge auf ein
Mehrfaches der Infiltration in unbeeinflusstem Boden (siehe Abb. 9). Mit der erhöhten Wassermenge
ist an Straßenrändern auch ein erhöhter Schadstoffeintrag pro Fläche festzustellen (Krauth/Klein
1982, Krauth/Stotz 1987, Sieker/Grottker 1988).
Entfernung von der Fahrbahn (dm)
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0
prognostizierte Verlagerungsstrecke (m/a)
--------------------------------------- Spritzwasserbereich ----------------------------2
4
Annahmen
Asphalt, Straßenbreite: 12 m
Niederschläge: 600 mm/a
Epot (Haude): 620 mm/a
Ereal (Straße): 100 mm/a
Belagsversickerung: 50 mm/a
Boden: Mittelsand
Vegetation: Gras
6
8
10
Oberflächenabfluß
12
14
Abb. 9:
Modellberechnung zu Infiltrations- und Versickerungsgeschehen am Fahrbahnrand
Die Grundwasserneubildung wird bei sonst gleichen Standortbedingungen durch eine größere
Wasserzufuhr in Folge der Aufleitung von Straßenablaufwasser erhöht. Es besteht also in
straßennahen Böden ein erhöhtes Risiko der Verlagerung. Im Lauf der Jahrzehnte wird jedoch durch
straßenverkehrsbedingte Einträge der Oberboden in den ersten Metern neben der Fahrbahn außer
mit Schadstoffen auch mit Feinmaterial aus Straßen- und Reifenabrieb sowie anderen Stäuben
angereichert (Wessolek/Facklam 1996, Muschack 1989 u.a.). Dadurch verliert der Oberboden einen
Teil seines Infiltrationsvermögens, gewinnt aber möglicherweise an Sorptionsvermögen.
TU Berlin
15
2 Standorte
2.1 Anforderungen an die Standortbedingungen
Die Standortsuche wurde in Absprache mit der Bundesanstalt für Straßenwesen durchgeführt. Dabei
sollten die Standorte folgende Bedingungen erfüllen:
Die Böden sollten eher humusarm und der Straßenrandbereich ohne kalkeinbringende
Baumaßnahmen wie Kalkschotter, Beton oder ähnliches ausgebildet sein. Die gleiche Lage zur
Hauptwindrichtung (Leelage) und ein relativ hoher Grundwasserstand wurden angestrebt. Das
entspricht bei sandigen Böden unter Grünland einem Flurabstand von ca. 1 m, bei Wald von weniger
als 3 m, die mittleren Grundwasserneubildungsraten der ausgewählten Standorte sollten vergleichbar
sein.
Die Böden auf der Hälfte der Standorte sollten stark bis sehr stark sauer, sandig, unter Wald liegen,
die der anderen Hälfte schwach bis mittel sauer, sandig, unter extensiver Gras- oder Heidevegetation.
Rahmenbedingungen für die Verkehrsbelastung waren: Jeweils die Hälfte der Standorte sollte an
Bundesautobahnen und an Bundesstraßen liegen. Die Verkehrsbelastung in den letzten 15 bis 20
Jahren sollte dauerhaft hoch sein und es sollten in dieser Zeit keine größeren Umbaumaßnahmen an
den Standorten stattgefunden haben. Die aktuellen Verkehrsstärken sollten ebenfalls hoch sein und
mindestens die folgenden Werte aufweisen:
Autobahn: Verkehrsstärke ca. 50-70000 Kfz/d, vierstreifig mit Standstreifen,
Bundesstaße: Verkehrsstärke 14-20000 Kfz/d, zweistreifig ohne Standstreifen.
Entsprechend fand die Wahl der Standorte nach diesen Kriterien statt. Die Kriterien von
Grundwassernähe und Lage auf der Leeseite der Straße ließen sich allerdings an einigen Standorten
nicht einhalten, die aber wegen sonst günstiger Bedingungen trotzdem ausgewählt wurden. Die
frühere Verkehrsbelastung der Standorte wurde anhand von Daten aus Kocher/Prinz 1998 ermittelt,
die aktuellen Verkehrsstärken anhand der Verkehrsstärkenkarte des Bundesverkehrministeriums
(BMV 1995). Die Messstandorte sind von 1 bis 8 numeriert, der nachfolgende Buchstabe A oder B
gibt an, ob es sich um eine Autobahn oder eine Bundesstraße handelt.
Als Standortvorteil der gewählten Regionen um Berlin und im Nordosten Hannovers standen zwei
nicht verkehrsbeeinflusste Referenzflächen zur Verfügung, an denen langjährige Untersuchungen
von Bodenwasserhaushalt und Schwermetallverlagerung durchgeführt wurden und weiterhin werden.
2.2 Lage der Standorte
Die meisten der Messstandorte wurden in Niedersachsen eingerichtet, da hier das Kriterium der
dauerhaft hohen Verkehrsbelastungen auf sandigen Böden am einfachsten zu erfüllen war. Nur der
Standort 4A befindet sich südlich von Berlin an der A115 (AVUS). Als Referenz zum Vergleich mit
Sickerwasser- und Wasserhaushaltsuntersuchungen an nicht straßenverkehrsbelasteten Böden
standen der Standort Grunewald, der ein langjähriger Untersuchungsstandort der Bodenkunde der
TU Berlin ist und der Standort Fuhrberger Feld nordöstlich von Hannover, eingerichtet und betreut
von der Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe, zur Verfügung.
Auf den beiden folgenden Abb. 10 und 11 sind auf dem Hintergrund der Verkehrsstärkenkarte die
Positionen der Standorte eingetragen.
16
4A
Referenzstandort I:
Grunewald
4A
Abb. 10:
Standort 4A:
BAB A115 AVUS
Standorte im Raum Berlin (Kartengrundlage: BMV 1995)
TU Berlin
17
Abb. 11:
Standorte in Niedersachsen (Kartengrundlage: BMV 1995)
3A
1A
2A
5B
8B
6B
7B
Referenzstandort II
Fuhrberger Feld
Standorte:
1A
BAB A7
2A
BAB A7
3A
BAB A7
5B
B214
6B
B188
7B
B188
8B
B214
18
Berkhof
Mellendorf
Fallingbostel
Altencelle
Gifhorn I Ost
Gifhorn II West
Flackenhorst
2.3 Beschreibung
Die wichtigsten Kennzeichen der Standorte sind in Tab. 3 und im folgenden zusammengestellt. Des
weiteren sind die nach einer Begehung mit Mitgliedern des forschungsbegleitenden Arbeitskreises im
Juni 1999 vorgeschlagenen und durchgeführten Maßnahmen zur Verbesserung des Wasserabflusses
über das Bankett hier beschrieben.
Tab. 3:
Standorte, Nutzung, Verkehrsstärke, Bodenart und Bodentyp
Substrat,
Böden
Autobahnen
mSfs / fSms
1A - BAB A7 Berkhof
Kiefernforst
Bundesstraßen
5B - B 214 Altencelle
Substrat,
Böden
mSfs / fSms
Grünland
DTV: 70 000
DTV : 15-20 000
Grundwasserstand > 5 m u. GOK
Podsol
mSfs
2A - BAB A7 Mellendorf
Grünbrache
Grundwasserstand 1 - 2.5 m u. GOK
Wechselgley
6B - B 188 Gifhorn Ost
mSfs / fSms
Laubwald
DTV: 70 000
DTV : 15-20 000
Grundwasserstand 1.2 m u. GOK
Brauneisengley
mSfs /
3A - BAB A7 Fallingbostel
Grünbrache
Sl2 / Su2
DTV: 50 000
Pseudogley-
4A - BAB A115 (AVUS) – Hüttenweg
Braunerde
mSfs
Laubmischwald
7B - B 188 Gifhorn West
Podsol
mSfs / fSms
Laubwald
DTV : 15-20 000
Podsol
8B - B 214 Flackenhorst
mSfs /
Grünland
fS / Su2
DTV: 90 000
podsolige
DTV : 15-20 000
Braunerde
Grundwasserstand 0.5 - 1.5 m u. GOK
Gley
Die Fahrbahnen weisen Bitumenbelag auf, nur an den Standorten 1A und 3A ist der Fahrbahnbelag
Beton. Die Fahrgeschwindigkeiten sind anhand der zahlreichen eigenen Fahrten auf diesen
Streckenabschnitten während der Messperiode (Tachovergleich) und anhand des Geräuschpegels
geschätzt.
Alle Standorte weisen Substrate auf, die ihre Entstehung der letzten Eiszeit (Weichseleiszeit) und den
mit ihr verbundenen Umlagerungsprozessen verdanken. Es treten kalkfreie, fluviatile, fein- bis
mittelkörnige Sande auf, zum Teil mit Schluff- oder Tonbändern.
Die
Standorte
in
Niedersachsen
liegen
zwischen
40
und
60
müNN.
Die
Jahresdurchschnittstemperatur beträgt 8.8°C (im Mittel der Jahre 1950 – 1985). Es fallen
durchschnittlich 737 mm Niederschlag im Jahr.
Der Standort 4A an der AVUS bei Berlin liegt auf einer Geschiebesandplatte südlich des Berliner
Urstromtales, auf 80 müNN. Auch hier stehen glaziale Sande an, die an dieser Stelle jedoch nicht
fluvial verlagert sind. Die Jahresdurchschnittstemperatur liegt bei 8.9°C, der mittlere
Jahresniederschlag bei 580 mm (Wetterstation Dahlem).
2.3.1 Standort 1A
BAB7, km 115.1, Berkhof
Der Standort liegt auf der Ostseite der Autobahn und hat eine sehr flache Mulde (weniger als 30 cm
tief). Die Autobahn ist hier sechsstreifig mit Standstreifen, die Fahrgeschwindigkeiten sind mittel bis
hoch (ca. 120 bis 130 km/h). Staus traten während der Messfahrten nie auf. Die Verkehrsstärken
liegen bei 70 000 bis 90 000 Kfz/d.
TU Berlin
19
Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des lockeren Kiefernforstes nach 8 m ist der Boden mit dichter
Grasnarbe bedeckt, teilweise wachsen Stauden und kleinere Gehölze (Johanniskraut, Brombeeren,
Feldahorn). Die Messgeräte wurden an einem gehölzarmen Abschnitt eingebaut, um möglichst
ungestörte Strömungs- und Abflussverhältnisse zu bekommen. Im Abstand von 6 m zum
Fahrbahnrand trennt ein 2 m hoher Wildschutzzaun (verzinkter Draht) das grasbedeckte Gelände am
Autobahnrand vom Waldrand ab. Die Kiefern weisen ein Alter von ca. 60 bis 80 Jahren auf und
stehen in relativ weiten Abständen. Der Kronenraum ist nicht vollständig geschlossen, es gibt nur
wenig Unterwuchs (Seegras, einzelne Ebereschen in Strauchgröße). Der Forst verändert sein
Aussehen über mehrere hundert Meter Entfernung vom Fahrbahnrand nicht.
Der Standort weist Podsole auf, der Boden wurde vor der Waldpflanzung gepflügt/gestört, ist aber im
Wald wenig verändert. Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.5. In
1.5 m Tiefe ist in dieser Entfernung der pH-Wert von 4.5 zu finden. Das Bodenprofil in 10 m
Entfernung ist vom Straßenbau nicht beeinflusst (Abb. 13). Es zeigt einen Humuspodsol, an dessen
tieferen Horizonten (ab 80 cm Tiefe) der frühere, höhere Grundwasserstand abzulesen ist. Der rGo Horizont, der früher im oberen Schwankungsbereich des Grundwasserspiegels lag, ist zu erkennen
an der schwachen gelblichen Marmorierung im hellen Sand (r= reliktisch, Go=
grundwasserbeeinflusster Horizont mit vorwigend oxidierenden Bedingungen). Die Bodenprofile in
5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch
den Straßenbau (Abb. 12). In ca. 80 cm Tiefe ist in 1 m Entfernung noch der Beginn des früheren
Bodenprofilaufbaus zu erkennen, der beim Straßenbau überdeckt wurde.
Abb. 12:
Bodenprofil am Standort 1A / Bekhof
in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand
Abb. 13:
Bodenprofil am Standort 1A / Berkhof in
10 m Entfernung vom Fahrbahnrand
Es wurde wenig standortfremdes Material zur Gestaltung des Banketts verwendet, auch die
humusreichen Horizonte bestehen großteils aus Oberbodenmaterial von Podsolen, wie auch heute
20
noch an den Bodenfarben zu erkennen ist. Der Standort liegt im Einzugsbereich des Wasserwerkes
Berkhof und ist jetzt durch die Grundwasserabsenkung grundwasserfern (GW mehr als 5 m unter
GOK).
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben konnten
am 20.4.1999 entnommen werden.
Der Vorschlag bei der Begehung, direkt am Fahrbahnrand unter der Grasnarbe noch etwas Material
von Hand abzuschippen, damit der Wasserabfluss gleichmäßiger wird, wurde am 2.9.1999
ausgeführt.
Die Messstelle konnte durch die Genehmigung einer Projekterweiterung im Juni 2000 um je 8
Saugsonden in 25 m und 50 m Entfernung vom Fahrbahnrand erweitert werden, um den Einfluss der
pH-Wert und Schwermetallkonzentrationsänderung in größerer Entfernung vom Fahrbahnrand zu
überprüfen. Die ersten Sickerwasserproben aus diesen Sonden konnten im Juli 2000 entnommen
werden.
2.3.2 Standort 2A
BAB7, km 123.1 Mellendorf
Der Standort (Abb. 14) liegt auf der Ostseite der Autobahn, die hier auf einem Damm geführt wird. Es
handelt sich um die Einmündung der BAB 352 in die BAB 7 Richtung Norden mit direkt folgender
Abfahrt (Mellendorf). Die Verkehrsstärke (DTV) liegt für den gesamten Streckenabschnitt bei 70 000
bis 90 000 Kfz/d, der auf das Bankett entwässernde Fahrbahnanteil ist baulich von den anderen
getrennt und weist eine Verkehrsstärke (DTV) von etwa 20 000 auf. Die Messstelle liegt im
Anfangsbereich des Ausfahrtstreifens. An dieser Stelle traten während der Messfahrten regelmäßig
zur abendlichen Stoßzeit kleine Staus auf. Die Fahrbahn ist zweistreifig mit Standstreifen, der zum
Ausfahrtsstreifen wird. In 1 m Abstand vom Fahrbahnrand befindet sich eine Leitplanke. Es existiert
eine Geschwindigkeitsbeschränkung von 100 km/h, die tatsächliche gefahrene Geschwindigkeit liegt
eher darunter.
Abb. 14:
Standort 2A / Mellendorf, Blick nach Norden
An die Fahrbahn schließt sich nach 1 m eine Böschung an, die bis 1.8 m Entfernung 21.3° und bis
4.4 m Entfernung 29.5° geneigt ist. Der Böschungsfuß mündet in eine 30 cm tiefe und 1 m breite
TU Berlin
21
Mulde. Die Böschung besteht aus aufgeschüttetem, feinsandigen Mittelsand mit vereinzelten Eisenund Humuskonkretionen, abgedeckt mit 20 cm humusreichem Oberboden (jAh). In 2.3 m Tiefe
(Bezugshöhe Straßenniveau) kann ein ca. 10 bis 20 cm mächtiger fossiler humoser Horizont (fAh) mit
Raseneisenerz bis zum Böschungsfuß verfolgt werden. Der gesamte Standort ist mit Gras
bewachsen, die Böschung allerdings nur lückig (Sommertrockenheit, angezeigt durch
trockenresistente Arten wie Blaugras). Die Nutzung des angrenzenden Geländes ist Grünbrache, die
Mahd erfolgt einmal im Jahr. Ab 20 m Entfernung beginnt eine regelmäßig gemähte eingezäunte
Weide. Erst nach ca. 150 m Entfernung vom Fahrbahnrand stehen vereinzelt alte Bäume.
Der Standort ist grundwassernah (mittlere Grundwasserstände bei 1.3 m u GOK, siehe Abb. 70).
Infolge des geringen Grundwasserflurabstandes kommt es in den Sommermonaten zu kapillarem
Aufstieg und durch das eisenhaltige Aufstiegswasser zur Bildung von Raseneisenstein, weshalb das
sich anschließende Grünland im Abstand von mehr als 6 m zur Fahrbahn bis in 70 cm tiefgepflügt
(rAp) wurde.
Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 5.1. Das Raseneisenerz, das
sich auf dem grundwassernahen Wiesenstandort bildete, prägt auch heute noch die Bodenprofile
(Brauneisengleye) in 10 m und 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand (Abb. 16). Die Bodenprofile in
2.5 m und 1 m Entfernung zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch den Straßenbau (siehe
Abb. 15). Der Damm und teilweise die Mulde wurden aus sehr homogenem kalkfreiem Sand
aufgeschüttet, in dem nur einzelne Humusflecken und Eisenkonkretionen zeigen, daß das Substrat
umgelagert wurde. Der humusreiche oberste Horizont (0 bis 30 cm) wurde bis in etwa 5 m Entfernung
aus standortfremdem Oberbodenmaterial aufgetragen, so daß ein A-C-Profil entstand, das bis auf
feuchtebedingte Marmorierungen in 1 m Entfernung keine bodenbildenden Prozesse erkennen läßt
(Tabellen im Anhang).
Abb. 15:
22
Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in
Abb. 16:
Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben wurden
am 6.5.1999 entnommen. Es wurden keine Beanstandungen bei der Begehung geäußert.
Im August 1999 wurde an diesem Standort eine automatisch messende Klimastation aufgestellt.
Aufgrund des langgestreckten gleichförmigen Dammes und des homogenen sandigen Substrats
wurde an diesem Standort im Sommer 2000 der Einbau von je 40 automatisch messenden TDR- und
DAT-Sonden sowie Depositionsmessungen und die Messung des Straßenabflusses durchgeführt.
2.3.3 Standort 3A
BAB7, km 91.1 Fallingbostel
Der Standort (Abb. 17) liegt auf der Ostseite der Autobahn und hat eine sehr flache Mulde (weniger
als 20 cm tief). Die Autobahn ist hier vierstreifig mit Standstreifen, die Fahrgeschwindigkeiten sind
hoch (120 bis über 150 km/h). Staus traten während der Messfahrten nie auf. Die Verkehrsstärke
(DTV) liegt bei 50 000 – 70 000 Kfz/d.
Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn der Grünbrache (Stillegungsfläche, Umbruch alle zwei Jahre) ist
der Boden mit dichter Grasnarbe bedeckt, auch feuchtezeigende Stauden wie Giersch und
Frühlingskerbel sind anzutreffen, teilweise wachsen kleinere Gehölze (Feldahorn, Eichen). Die
Messgeräte wurden an einem gehölzlosen Abschnitt eingebaut, um störungsarme Strömungs- und
Abflussverhältnisse zu bekommen. Im Abstand von 9 m vom Fahrbahnrand trennt ein 2 m hoher
Wildschutzzaun (verzinkter Draht) das grasbedeckte Gelände am Autobahnrand von der stillgelegten
Ackerfläche ab. Die Stilllegungsfläche verändert ihr Aussehen über ca. zweihundert Meter Entfernung
vom Fahrbahnrand nicht, danach beginnt ein lockerer Eichenwald.
Abb. 17:
Standort 3A / Fallingbostel
Der Standort weist pseudovergleyte Braunerden aus schluffigem bis schwach lehmigem Sand auf.
Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 4.6.
Alle vier Bodenprofile zeigen deutliche Marmorierungen durch den Stauwassereinfluss, der durch das
lehmige Substrat verursacht wird. Auf der Stillegungsfläche (in 10 m Entfernung) ist der Oberboden
gepflügt. Die Bodenprofile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen
deutlich die Veränderung durch den Straßenbau, wo der ehemalige Pfughorizont von 45 bis 70 cm
TU Berlin
23
aufgeschüttetem Material überdeckt ist (siehe Tabellen im Anhang). Darunter ist noch der frühere
Bodenprofilaufbau zu erkennen. Es wurde wenig standortfremdes Material zur Gestaltung des
Banketts verwendet, sondern vermutlich hauptsächlich anstehendes Substrat umgelagert. Der
Standort ist grundwasserfern (GW mehr als 5 m unter GOK), das Jahresmittel der Niederschläge liegt
in diesem Gebiet bei 760 mm, die mittlere Grundwasserneubildungsrate auf einem vergleichbaren
Grünland liegt bei 260mm/a.
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Mai 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben konnten
am 27.5.1999 genommen werden.
Der Vorschlag auf der Begehung, direkt am Fahrbahnrand unter der Grasnarbe noch etwas Material
von Hand abzutragenen, um einen gleichmäßigeren Wasserabfluss zu gewährleisten, wurde am
2.9.1999 ausgeführt.
Abb. 18:
Standort 3A / Fallingbostel, Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand
In Abb. 18 ist ein stark gestörtes Bodenprofil in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zu erkennen, das
durch Infiltration in der Nacht nach der Beprobung starke innere Erosion erlitt.
2.3.4 Standort 4A
A115 (AVUS) – 1 km nördlich der Abfahrt Hüttenweg
Dieser südwestlich von Berlin im Grunewald gelegene Autobahnabschnitt gehört zur ehemaligen
Transitstrecke Richtung Nürnberg. Die AVUS wurde in den zwanziger Jahren angelegt. Es kann
davon ausgegangen werden, daß dieser Standort unter den ausgewählten der am längsten in Betrieb
befindliche ist.
Der Standort (Abb. 19) liegt auf der Westseite der Autobahn. Die Böschung ist ca. 1 m hoch, in 1 m
Entfernung vom Fahrbahnrand trennt eine Leitplanke das fast ebene Bankett vom Böschungsrand,
eine Mulde existiert nicht. Die Autobahn ist vierstreifig, kurz vor der Messstelle beginnt ein
zweistreifiger
Abfahrtsstreifen
der
Ausfahrt
Hüttenweg.
Es
besteht
eine
Geschwindigkeitsbeschränkung von 100 km/h. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt bei 70 000 bis 90 000
Kfz/d.
Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des dichten Laubmischwaldes nach 3 m ist der Boden mit
lückiger Grasnarbe bedeckt. Der Waldrand ist durch Sträucher und kleinere Gehölze (v.a. Sanddorn,
Wildrosen, Feldahorn) sehr dicht. Der Wald wird nach 25 m noch einmal durch eine asphaltierte
24
schmale Waldstraße (Kronprinzessinnenweg), die als Rad- und Fußweg sowie zur Bewirtschaftung
genutzt wird, unterbrochen.
Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.8. Im Unterboden wurden
Werte um 4.3 gemessen.
Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt eine podsolige Braunerde, das ist der Bodentyp, der auch
am Referenzstandort Grunewald typisch ist. Die Bodenprofile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom
Fahrbahnrand zeigen dagegen deutlich die Veränderung durch den Straßenbau.
Abb. 19:
Standort 4A / AVUS Hüttenweg
Bis in mehr als 1 m Tiefe ist kein Zeichen des früheren Bodenprofilaufbaus zu erkennen, das
aufgeschüttete Substrat ist mit Ziegelstücken, Teer-, Beton- und Holzkohlebröckchen durchsetzt,
auch Kunstoffstücke wurden gefunden. Es wurde also vor allem standortfremdes Material zur
Gestaltung des Damms und Banketts verwendet. Der Standort ist grundwasserfern (GW mehr als
10 m unter GOK).
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Mai 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben fielen
am 11.6.1999 an.
Besichtigung bei der Sitzung des forschungsbegleitenden Arbeitskreises am 15.6.1999: Es wurde
bemängelt, daß das Bankett an der Messstelle zu hoch aufgewachsen ist, so daß das
Straßenabflusswasser aufgestaut wird und nicht über das Bankett abfließt. Es wurde vereinbart, daß
eine Bankettschälung durchgeführt werden soll und zwar mindestens auf einer Länge von 50 m
nördlich bis 150 m südlich der Messstelle. Diese wurde am12.10.1999 auf Veranlassung der
Autobahnmeisterei ausgeführt (komplette Schälung des ganzen Streckenabschnittes). Die geschälte
Breite reichte vom Fahrbahnrand bis 1 / 1.2 m Abstand (Abb. 19 direkt danach), das Schälgut wurde
abtransportiert. Durchgeführt wurde die Schälung von einer Fremdfirma im Auftrag der
Senatsverwaltung Berlin.
2.3.5 Standort 5B
B214, km 5.8 Altencelle
Der Standort liegt auf der Westseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1.3 m hoch, daran
schließt sich eine flache Mulde an (ca. 10 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig ohne
Standstreifen, die mittleren Fahrgeschwindigkeiten liegen bei 60 bis 100 km/h, gelegentlich tritt
TU Berlin
25
Rückstau von einer Ampelanlage auf. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt in der Klasse 15 000 bis 20 000
Kfz/d.
Am Straßenrand stehen Alleebäume (alte Eichen) im Abstand von je 20 m. Vom Fahrbahnrand bis
zum Beginn des dichten Laubwaldes nach 12 m ist der Boden mit üppiger Krautvegetation bedeckt,
die im Sommer bis über 120 cm hoch wird. Es handelt sich um extensives Grünland, das seit 20
Jahren nicht gedüngt und nur einmal jährlich gemäht wird. Davor war die Fläche unter Ackernutzung.
Während der Messpase wurde die Fläche regelmäßig von Hand gemäht, da sonst die Sonden nicht
mehr zu finden gewesen wären. Da die Kronen der Alleebäume sich fast berühren und der Abstand
bis zum Wald nur gering ist, wird die Fläche stark beschattet und ist vom Wasserhaushalt und
Auskämmeffekt der Bäume für Deposition zwischen Freiland- und Waldstandorten einzustufen. Die
pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (rAp) liegen in 10 m Entfernung bei 4.7. Der Waldrand beginnt fast
direkt hinter der Messstelle und ist durch Sträucher und Gehölze (v.a. Faulbaum, Johannisbeere,
Brombeere) relativ dicht.
Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen überschütteten humosen Horizont in 50 bis 70 cm
Tiefe und bis fast in den Oberboden leichte Rostfleckung. Aufgrund des im Jahresverlauf sehr stark
schwankenden Grundwasserspiegels (zwischen ca. 70 cm im Spätwinter/Frühjahr und mehr als 2.5 m
im Herbst) kann der Boden als Wechselgley angesprochen werden (Profile in 10 m und 6 m
Entfernung).
Die Bodenprofile in 3.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen leichte Veränderungen
durch den Straßenbau. Es wurde fast nur standortnahes Material zur Gestaltung des Damms und
Banketts aufgeschüttet und in etwa 90 cm Tiefe ist im Profil 5B/1 der begrabene ursprüngliche
Oberbodenhorizont zu finden. Der Standort ist wechselnd grundwassernah, beeinflusst duch
Wasserstandschwankungen eines nahegelegenen Flüsschens.
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im März 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben
konnten am 8.4.1999 genommen werden. Bei der Begehung wurden keine Beanstandungen
geäussert.
2.3.6 Standort 6B
B188, km 1.9 Gifhorn I (Ost)
Der Standort liegt auf der Südseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1 m hoch, daran schließt
sich eine flache Mulde an (ca. 20 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig mit einem etwas
schmäleren Seitenstreifen, der an dieser Stelle oft als Abbiegespur benutzt wird. Es herrschen
geringe Fahrgeschwindigkeiten vor (60 bis 80 km/h) und häufig stehender Verkehr wegen eines
naheliegenden Bahnübergangs mit Ampelanlage. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000
und 20 000 Kfz/d.
Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des lockeren Laubwaldes nach 2 m ist der Boden mit Gras und
mittlerer Krautvegetation bedeckt, die im Sommer bis ca. 80 cm hoch wird. Während der Messpase
wurde die Fläche regelmäßig von Hand gemäht, da sonst die Sonden nicht mehr zu finden gewesen
wären. Der Waldrand ist relativ locker.
Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ap) liegen in 10 m Entfernung bei 3.1.
Der Standort weist Podsole auf, der Boden wurde vor der Waldpflanzung gepflügt, ist aber im Wald
wenig verändert. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Podsol, der im Unterboden
verbraunt ist und leichte Rostfleckung aufweist. Beide Merkmale liegen aber zu tief, um für die
Namensgebung bestimmend zu sein, so daß der Boden trotz relativer Grundwassernähe nicht als
Braunerde oder Gley einzustufen ist.
Die Bodenprofile in 4 m und 1.5 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen leichte Veränderungen
durch den Straßenbau. Es wurde fast nur standortnahes Material zur Gestaltung des Damms und
Banketts aufgeschüttet und in etwa 100 cm Tiefe ist im Profil 6B/4 ein begrabener anstehender
26
Horizont (Go) zu finden. Der Standort ist, bezogen auf den Wurzelraum des Waldes, grundwassernah
(Grundwasserspiegel ca. zwischen 1.2 m und 2.5 m, siehe Abb. 72).
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im April 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben wurden
am 5.5.99 gewonnen. Bei der Begehung wurde vorgeschlagen, direkt am Fahrbahnrand unter der
Grasnarbe (die einen kleinen Wall bildete) etwas Material von Hand abzuschippen und damit die
davorliegende ausgefahrene Fahrspur zu füllen und zu verdichten, um die Spritzwasserbildung zu
normalisieren. Das wurde am 3.9.99 ausgeführt.
2.3.7 Standort 7B
B188, km 1.4 Gifhorn II (West)
Der Standort (Abb. 20) liegt auf der Südseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 20 cm hoch,
daran schließt sich eine flache Mulde an (ca. 20 cm tief) . Die Bundesstraße ist zweistreifig mit einem
etwas schmaleren Seitenstreifen. Es herrschen mittlere Fahrgeschwindigkeiten vor (ca. 80 km/h) und
manchmal stehender Verkehr wegen eines naheliegenden Bahnübergangs mit Ampelanlage. Die
Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000 und 20 000 Kfz/d. Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn
des lockeren Laubwaldes nach 3 m ist der Boden mit Gras und lockerer Krautvegetation bedeckt, die
im Sommer bis ca. 50 cm hoch wird. Der Waldrand ist durch Ahornjungwuchs im Sommer relativ
dicht. Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 3.9.
Der Standort weist Podsole auf, die auch in Straßennähe nur wenig durch Substratüberlagerung
beeinflusst sind. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Podsol, der im Unterboden leichte
Rostfleckung aufweist. Dieses Merkmal liegt aber zu tief, um für die Namensgebung bestimmend zu
sein, so daß der Boden trotz relativer Grundwassernähe nicht als Gley einzustufen ist. Die drei
anderen Profile in 5 m, 2.5 m und 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen dagegen mehr
Grundwassereinfluss. Die Rostfleckung, die anzeigt, daß der Kapillarsaum zeitweise bis in diese
Horizonte hineinreicht, beginnt schon etwa 50 bis 60 cm unter der Geländeoberfläche, so daß die
Böden als Gley-Podsole angesprochen wurden. Es wurde fast nur standortnahes Material zur
Gestaltung des Banketts aufgeschüttet. Der Standort ist, bezogen auf den Wurzelraum des Waldes,
grundwassernah (Grundwasserspiegel ca. zwischen 1 m und 2 m).
Abb. 20:
Standort 7B / Gifhorn West
TU Berlin
27
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Dezember 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben
wurden am 3.2.2000 entnommen.
2.3.8 Standort 8B
B214, km 8.5 Flackenhorst / Eicklingen
Der Standort (Abb. 22) liegt auf der Westseite der Bundesstraße. Die Böschung ist ca. 1.6 m hoch,
daran schließt sich eine zeitweise wasserführende Mulde an (ca. 40 cm tief) . Die Bundesstraße ist
zweistreifig ohne Standstreifen, es werden relativ hohe Geschwindigkeiten gefahren, ca. 100 bis
120 km/h. Die Verkehrsstärke (DTV) liegt zwischen 15 000 und 20 000 Kfz/d.
Vom Fahrbahnrand bis zum Beginn des extensiven Grünlands nach 5 m ist der Boden mit dichter
feuchteliebender Krautvegetation bedeckt, die im Sommer bis ca. 50 cm hoch wird.
Die pH-Werte (CaCl2) im Oberboden (Ah) liegen in 10 m Entfernung bei 5.1.
Der Standort weist Gleye auf, die in Straßennähe relativ stark durch Substratüberlagerung beeinflusst
sind. Das Bodenprofil in 10 m Entfernung zeigt einen Gley, der bis in den ehemaligen Pflughorizont
(Go/rAp) leichte Rostfleckung aufweist (Abb. 21). Die drei anderen Profile in 4.8 m, 2.5 m und 1 m
Entfernung vom Fahrbahnrand zeigen ebenfalls deutlichen Grundwassereinfluss. Die Rostfleckung,
die anzeigt, daß der Kapillarsaum zeitweise bis in diese Horizonte hineinreicht, beginnt teilweise
direkt an der Geländeoberfläche.
Selbst im Bankett, das 1.6 m oberhalb der Geländeoberfläche liegt, ist ab 45 cm Tiefe Rostfleckung
zu sehen, die am Tag der Bodenbeprobung auch mit einer starken Wasserführung des schlecht
gefestigten Substrats einherging (vergleichbar am Standort 3A, siehe Abb. 18). Hier könnte die
Rostfleckung auch von der häufigen Zufuhr von Straßenablaufwasser mitverursacht werden. Es
wurde fast nur standortähnliches Material als Damm aufgeschüttet.
Abb. 21:
28
Standort 8B / Flackenhorst, Bodenprofil in 10 mEntfernung vom Fahrbahnrand
Abb. 22:
Standort 8B / Flackenhorst
Der Standort ist grundwassernah, er weist von allen untersuchten die geringsten
Grundwasserflurabstände auf. Der Grundwasserspiegel liegt ca. zwischen 0.4 m und 1.2 m. Durch
das feinkörnige Substrat (Feinsand, zum Teil mit Schluffanteilen bis 40 %) kann aufsteigendes
Kapillarwasser größere Höhenunterschiede überwinden als bei gröberem Substrat, so daß die Krautund Grasvegetation auch im Hochsommer gut mit Wasser versorgt ist. Dadurch erhöht sich die
Verdunstung an vergleichbaren Standorten sehr stark, so daß hier ohne Straßeneinfluss vermutlich
nur eine sehr geringe Sickerwasserbildung und damit Grundwasserneubildung auftritt. Trotzdem ist
die Eintragsgefahr für Schadstoffe in das Grundwasser auch hier gegeben, da der
Grundwasserflurabstand sehr gering ist.
Die Einrichtung des Standortes erfolgte im Dezember 1999, erste verwertbare Sickerwasserproben
konnten am 3.2.2000 genommen werden.
2.3.9 Referenzstandort I Grunewald
Der Referenzstandort Grunewald liegt etwa 700 m von der A 115 in einem Kiefernforst mit etwas
Beimischung von Laubbäumen. Er weist dieselben klimatischen und geologischen Eigenschaften auf
wie der Standort 4A an der A 115 / AVUS. Auch hier finden sich Rostbraunerden aus Geschiebesand.
Es handelt sich um feinsandigen Mittelsand, zum Teil mittelsandigen Feinsand, mit sehr geringen
Schluff- und Tonanteilen und nur vereinzelten Lehm/Tonbändchen im Unterboden. Die langjährig hier
gemessene Grundwasserneubildungsrate liegt je nach Baumbestand bei 70 bis 80 mm/a oder
darunter. Der Grundwasserflurabstand ist größer als 10 m.
2.3.10 Referenzstandort II Fuhrberger Feld
Das Fuhrberger Feld ist ein für norddeutsche Verhältnisse typisches Wassergewinnungsgebiet. Es
liegt etwa 30 km nordöstlich von Hannover und ist naturräumlich der nordwestdeutschen
Geestniederung zuzuordnen. Geologisch ist das Gebiet durch 20 bis 30 m mächtige quartäre
Sedimente (Sande und kiesige Sande) über kreideeiszeitlichen Tonsteinen geprägt.
Die Lockersedimente bilden einen ausgedehnten Aquifer, aus dem das Wasserwerk Fuhrberg seit
1959 Grundwasser fördert. Die Böden des Fuhrberger Felds sind in meist 2 bis 3 m mächtigen
fluviatilen Fein- bis Mittelsanden entwickelt.
TU Berlin
29
Im langjährigen Mittel fallen 700 mm Niederschlag / Jahr, die mittlere Grundwasserneubildung unter
Nadelwald beträgt 135 mm / Jahr. Die mittlere Jahrestemperatur liegt bei 8.8°C.
Der Boden in der Umgebung des Referenzstandortes ist ein Gley-Podsol. Der Grundwasserstand
schwankt im Jahresverlauf etwa zwischen 0.8 und 1.6 m unter Flur. In der Nähe der
Horizontalfilterbrunnen des Wasserwerkes werden jahreszeitlich schwankend auch deutlich
niedrigere Grundwasserstände erreicht. Der Standort ist mit etwa 80-jährigen lichten Kiefern
bewachsen, die einen Kronenschluß von nicht mehr als 40 % aufweisen. Als Unterwuchs treten
Heidelbeere, Heidekraut, Aufwuchs von Vogelbeere und Birke auf (Beschreibung nach Teichert
2001).
30
3 Methoden
3.1 Geländemethoden
3.1.1
3.1.1.1
Sickerwassergewinnung
Saugsonden
Die Saugsonden haben Keramik-Saugköpfe (SKA 100 FF, Fa. Haldenwanger) mit den Außenmaßen
60 mm x 24 mm. Der Innendurchmesser beträgt 19 oder 18 mm. Sie bestehen aus Al2O3-Sinter,
haben eine offene Porosität von 40 bis 45 % und einen mittleren Porendurchmesser von 0.45 µm.
Der Schaft der Saugsonden besteht aus Plexiglasrohr, in das der Keramikkopf mit einem
Zwischenstück aus Plexiglas eingeklebt wird. Das Rohr ist oben mit einem Silikonstopfen
verschlossen. Die Entnahme der Wasserproben erfolgt durch einen PE-Schlauch, der durch den
doppelt durchbohrten Silikonstopfen bis auf den Grund des Keramikkopfes reicht. Das Anlegen und
Ablassen des Unterdruckes erfolgt durch einen Glashahn, der durch die zweite Bohrung des Stopfens
geführt ist. Das Totvolumen der Sonden beträgt ca. 1 bis 2 ml.
3.1.1.2
Konditionierung der Saugsonden
Die Saugsonden wurden zweimal mit Leitungswasser gespült, um anhaftenden Staub aus dem
Produktionsprozeß zu entfernen und dann in Wannen mit wassergesättigtem Straßenrandboden
gestellt, der 1:1 mit sauberem, kalkfreiem Feinsand gemischt wurde. Der dafür verwendete (Sand-)
Boden wurde am Schönefelder Kreuz südöstlich von Berlin in 1 m Entfernung von der Fahrbahn
entnommen. Nach dem Anlegen eines Unterdruckes von -0.6 bar zur Dichtigkeitsprüfung, danach 0.3 bar, wurde das in die Sonden eintretende Wasser mehrfach abgesaugt, jeweils neuer Unterdruck
angelegt und die Lösung danach darin stehen gelassen. Die Sonden wurden so ein bis zwei Wochen
in Straßenrandboden konditioniert, bevor sie transportfertig verpackt und innerhalb weniger Tage
eingebaut wurden.
3.1.1.3
Aufbau der Saugsondenfelder
An jedem der acht Messstandorte wurde ein Saugsondenfeld mit dem gleichen Aufbau installiert
(siehe Abb. 23). Es wurden in jeweils vier Entfernungen vom Fahrbahnrand (i.d.R. 1 m, 2.5 m, 5 m,
10 m) und in zwei Tiefen Saugsonden installiert. In jedem untersuchten Horizont wurden vier
Saugsonden verlegt, um sowohl einen Ausgleich von Bodenheterogenitäten als auch eine größere
Sickerwassermenge zu erreichen. Die Bodenlösung dieser vier Parallelproben aus jeweils einem
Horizont und einer Entfernung vom Fahrbahnrand wurde zur Schwermetallanalytik als Mischprobe
behandelt.
Die Entfernungen wurden den örtlichen Gegebenheiten angepaßt, so daß die Köpfe der zweiten oder
dritten Saugsondenreihe unter der Entwässerungsmulde liegen, während die erste und letzte Reihe
mit einem und zehn Metern Abstand an allen Standorten gleich angebracht wurden.
Die Tiefen wurden nach der vorliegenden Horizontierung so gewählt, daß die Austrocknung im
Sommer nicht zu früh stattfand: Die obere Tiefe ist an allen Standorten einheitlich 50 cm, so daß das
Sickerwasser innerhalb oder kurz unterhalb des humosen A-Horizontes, aber noch im Wurzelraum
entnommen wird. Die untere Tiefe wurde den Wurzelverhältnissen angepaßt und liegt für die vier
Grünlandstandorte (2A, 3A, 5B, 8B) und die grundwassernahen Waldstandorte (6B, 7B) bei 1 m, für
die grundwasserfernen Waldstandorte (1A, 4A) bei 1.5 m bzw. 1.9 m unter der Geländeoberfläche.
Um das Eindringen von Oberflächenwasser entlang des Schaftes zu minimieren, wurden die
Saugsonden in einem Winkel von 30° zur Senkrechten eingebaut und mit einer Gummimanschette an
der Bodenoberfläche versehen.
TU Berlin
31
Aus Platzgründen sind in den folgenden Abb. 23 und 24 die Tensiometer und TDR-Sonden zwischen
5 und 10 m Entfernung eingezeichnet, sie wurden jedoch in der Mulde oder auf der Böschung des
Banketts eingebaut.
1
2.5
5
Entfernung vom Fahrbahnrand (m)
10
0.5
1
2
Saugkerze
(Wasserprobenahme)
TDR-Sonde
(Wassergehaltsmessung)
3
Tiefe unter GOK (m)
Abb. 23:
3.1.1.4
Tensiometer
(Wasserspannungsmessung)
Schematischer Schnitt duch eine Messstelle
Beprobungsintervalle, angelegter Unterdruck, Entnahmemengen
Die Beprobung erfolgte im Abstand von zwei bis vier Wochen.
Der angelegte Unterdruck richtete sich nach der bei der vorigen Beprobung erzielten Wassermenge.
Er wurde so gewählt, daß je Saugsonde eine Probenmenge von etwa 40 bis 60 ml erreicht wurde, so
daß alle wichtigen Parameter bestimmt werden konnten, aber dem System möglichst wenig Wasser
entnommen wurde. Die dazu nötigen Unterdrucke liegen i.d.R. zwischen -0.15 und -0.3 bar, bei
starker Austrocknung im Sommer auch bis zu -0.5 bar.
Der Schaft der Sonden dient gleichzeitig als Unterdruckvorratsgefäß und als Probenbehälter. Der
Unterdruck wird direkt nach der Entnahme der vorigen Wasserproben angelegt. Je nach
Wasserspannung und Wassergehalt im Boden ist nach wenigen Stunden bis ca. drei Tagen der
Saugspannungsausgleich mit dem umgebenden Boden erreicht. Ab da bis zur Entnahme wird die
Wasserprobe im Keramikkopf und dem unteren Teil des Saugsondenschaftes aufbewahrt. Sie
befindet sich also die ganze Zeit in der Bodentiefe, aus der sie stammt, bei der aktuellen
Saugspannung und Temperatur und in hydraulischer Verbindung mit dem Porenwasser außerhalb
der porösen Keramik.
32
1
2.5
5
10
2
4
8
Saugkerze (Wasserprobenahme)
12
Abb. 24:
3.1.1.5
Strecke parallel zur
Fahrbahn (m)
TDR-Sonde (Wassergehaltsmessung)
Tensiometer (Wasserspannungsmessung)
Schematische Lage der Messpunkte an der Bodenoberfläche. Die Pfeile stellen schematisch Niederschlag,
Abfluss und Versickerung dar.
Probengefäße, Vorbehandlung, Transport der Proben für die Schwermetallanalytik
Alle verwendeten Glasgefäße wurden in einer Laborspülmaschine vorgereinigt (zwei Nachspülgänge
mit deionisiertem Wasser) und anfangs danach je zweimal mit verdünnter HNO3 suprapur und
Reinstwasser gespült und im Trockenschrank getrocknet. Tests an Blindproben ergaben, daß die
Reinigung durch die Laborspülmaschine ausreicht und auch nach mehrwöchiger Lagerung von
Wasserproben in den Flaschen keine Memory-Effekte nach der Reinigung feststellbar waren.
Daraufhin wurde auf die HNO3-Nachspülung verzichtet.
Die Entnahme der Wasserproben aus den Saugsonde erfolgte jeweils an den Beprobungsterminen
mit 100-ml-Duranflaschen mit doppelt durchbohrtem Deckel, an die mit einer Saugpumpe ein
Unterdruck von 0.2 bis 0.4 bar angelegt wurde. Bis Juli 1999 wurden 1000-ml-Duranflaschen zu
Aufbewahrung und Transport für die direkt im Gelände hergestellten Mischproben verwendet. Ab Juli
1999 wurden alle Wasserproben einzeln direkt in die für Aufbewahrung und Transport zur Verfügung
stehenden 100-ml-Duran-Flaschen abgepumpt.
Der doppelt durchbohrte Saugdeckel mit PE-Schläuchen wurde jeweils bei einem Messtermin für alle
Proben verwendet. In ihm bleibt etwa ein Totvolumen von 0.5 bis 1 ml zurück. Um die Verschleppung
so gering wie möglich zu halten, wurden die Saugsonden an allen Messstellen immer in der gleichen
Reihenfolge beprobt, beginnend bei den in der größeren Tiefe und der größten Entfernung
eingebauten Sonden.
3.1.1.6
Bestimmung von pH-Werten, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung/Trübung, Probenmenge
Direkt nach der Entnahme im Feld erfolgte die Messung von pH-Wert und Leitfähigkeit in den
Originalgefäßen, wobei die Messgeräte nach jeder Probe gut mit Reinstwasser abgespült und mit
fusselfreiem Einmaltuch getrocknet wurden. Es wurden Feld-pH-Meter der Fa. WTW mit
temperaturkorrigierter Einstabmesskette verwendet. Damit können Probenmengen bis kleiner 15 ml
untersucht werden.
TU Berlin
33
Zur Messung der Leitfähigkeit kam ein Feldmessgerät derselben Firma zum Einsatz. Aufgrund der
größeren Messsonde können hiermit nur Proben von mindestens 40 ml untersucht werden. Auf einem
weißen Hintergrund wurden die Farbe und Trübung der Proben qualitativ eingeschätzt und notiert.
Die Probenmenge wurde auf etwa 5 ml genau anhand der Skalierung der Probenflaschen
abgeschätzt.
3.1.2 Beprobung des Kapillarsaums
An sandigen Standorten, deren Grundwasserspiegel nicht tiefer als fünf Meter liegt, können mit einer
einfachen und störungsarmen Methode größere Wassermengen (mehrere Liter) aus dem gesättigten
Porenbereich des Bodens oberhalb oder auf Höhe des Grundwasserspiegels entnommen werden.
Das trifft auf die Standorte 2A, 5B, 6B, 7B, 8B zu. Die Entnahme am Standort 8B wurde jedoch nach
drei Beprobungsterminen eingestellt, da das Substrat so feinkörnig ist, daß die Beprobung meist nur
wenige 100 ml sehr stark schlammigen Wassers ergab, die für die gewünschten Untersuchungen
nicht ausreichten.
3.1.2.1
Schlitzsondentechnik
Die Beprobung des Kapillarsaumes bzw. oberflächennahen Grundwassers erfolgte mit einer
Schlitzsonde (siehe Abb. 25). Die Sonde wird durch Bohrungen mit 20 mm Durchmesser am
jeweiligen Beprobungstermin in den Boden bis zur Tiefe des aktuellen Kapillarsaumes eingebracht.
Durch das Anlegen eines Unterdruckes von -0.2 bis -0.7 bar am oberen Ende des
Schlitzsondenschaftes wird Porenwasser aus dem Kapillarsaum angesaugt und durch ein
geschlossenes System über einen Sandfang direkt in die Probenflasche gefördert. Für die
Probenahme zur Bestimmung der Mineralölkohlenwasserstoffe wurde eine Schlitzsonde aus
Edelstahl benutzt. Die bei Edelstahlschlitzsonden teilweise festgestellte Abnahme der Konzentration
organischer Schadstoffe (Reynolds et al. 1990) trat nur bei fest eingebauten Sonden auf. Durch das
Verwerfen des Vorlaufes (s.u.) wurde das System für die jeweilige Entnahmestelle konditioniert.
3.1.2.2
Lage der Bohrungen
Die Bohrungen wurden im gleichen Abstand vom Fahrbahnrand angebracht wie die Saugsonden
(i.d.R. 1 m, 2.5 m, 5 m, 10 m). Sie sind in den untersuchten Sandböden über mehrere Jahre
standfest, können also immer wieder verwendet werden. Um Verschmutzungen und das Hineinfallen
von stärker belastetem Bodenmaterial aus den oberen Horizonten in die Bohrung zu verhindern,
wurden die Bohrungen bis in ca. 80 cm Tiefe mit Hart-PVC-Rohren verrohrt, mit einer
Gummimanschette seitlich abgedichtet und mit einem Silikonstopfen verschlossen. Bei steigendem
Grundwasserstand schließt sich der vorher über dem Grundwasserspiegel liegende Teil der
Bohrungen durch das Zusammenfließen des Bodens beim Wegfallen der Kapillarspannung. Bei
Wiederabsinken des Grundwasserspiegels bis zur nächsten Probenahme muss dann nachgebohrt
werden.
3.1.2.3
Entnahmemengen und Beprobungintervalle
Etwa 1 bis 1.5 Liter Porenwasser wurden am Beginn jeder Probenahme abgepumpt, bis nur noch
wenig Sand und Trübstoffe im hervorgepumpten Wasser enthalten sind. Dieser Vorlauf dient
gleichzeitig zur Spülung der Schlitzsonde, des Sandfanges und des verbindenden PESchlauchsystems und wird verworfen.
Die dann entnommene Probenmenge richtet sich nach der vom Labor geforderten Menge für eine
optimale Extraktion und beträgt für die Analyse der Mineralölkohlenwasserstoffe und PAK zwei Liter
je Probe, für Benzol einen Liter. Danach wurde aus dem Sandfang jeweils noch eine kleinere Probe
zur Schwermetallanalyse entnommen und in eine 100-ml-Duran-Flasche abgefüllt.
34
Abb. 25:
Wasserprobenahme aus dem Kapillarsaum mit Schlitzsonde
Die Beprobung des Kapillarsaumes wurde im Mittel alle zwei bis drei Monate durchgeführt, da die zu
erwartenden Schwankungen der Stoffgehalte geringer sind als bei oberflächennäheren
Wasserproben.
3.1.2.4
Probengefäße, Vorbehandlung, Transport der Proben für die organische Analytik
Als Probengefäße zur MKW-, PAK- und Benzol-Analyse werden eingewogene, mit Aceton p.a.
gespülte 2- Liter-Braunglasflaschen mit Schliffstopfen verwendet. Sie werden voll gefüllt (bis auf etwa
50 ml, die zur Zugabe des Extraktionsmittels im Labor freibleiben), sofort verschlossen und während
des Transports auf Entnahmetemperatur, wenigstens aber unter 15°C gehalten. Danach erfolgte die
Aufbewahrung bis zur Extraktion bei 5 bis 8°C.
3.1.2.5
Bestimmung von pH-Werten, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung / Trübung / Geruch
Die 100-ml-Duran-Flaschen für den Probenanteil zur Schwermetallanalyse sind wie für die
Sickerwasserbeprobung vorbehandelt. An diesen Proben erfolgt ebenfalls sofort nach der Entnahme
die Bestimmung von pH-Wert, elektrischer Leitfähigkeit, Färbung / Trübung und Geruch.
3.1.3 Klimastation
Im September wurde am Standort 2A / Mellendorf eine automatisch aufzeichnende Klimastation
aufgestellt. Sie umfasste die Messung stündlicher Mittelwerte von Windgeschwindigkeit und
Windrichtung, sowie fünfminütige Messungen von Niederschlagsmenge, relativer Luftfeuchte und
Temperatur.
TU Berlin
35
3.1.4 Bestimmung des Bodenwassergehaltes
Die Bestimmung der Bodenwassergehalte erfolgte in situ mit Hilfe der TDR-Methode (Time-DomainReflectometry). Als Messprinzip wird die Laufzeit einer elektromagnetischen Welle entlang einer im
Boden fest installierten Sonde gemessen und über eine Eichfunktion in den volumetrischen
Wassergehalt umgerechnet.
Die Laufzeit ist in erster Linie von der relativen Dielektrizitätskonstante εr des die Sonde umgebenden
Mediums abhängig (εr ist etwa gleich 1 für Luft, 1 bis 3 für Minerale und 80 für Wasser). Für die
Laufgeschwindigkeit gilt: V = c * εr1/2 + µ, wobei V die Ausbreitungsgeschwindigkeit im untersuchten
Medium, c die Lichtgeschwindigkeit im Vakuum und µ die magnetische Permeabilität bedeuten. V
wird aus der Wellenlaufzeit und der Sondenlänge ermittelt. Da die Dielektrizitätskonstante εr
hauptsächlich vom volumetrischen Wassergehalt des Bodens abhängt, während Unterschiede in
magnetischer Permeabilität, Dichte, Salzgehalt, Bodentemperatur, Bodenart und pH-Wert nur einen
sehr geringen Einfluss haben, kann der Wassergehalt durch die TDR-Messung einfach bestimmt
werden (Plagge et al. 1997). Die erreichbare Genauigkeit beträgt +- 1 Vol.-%. Das Messvolumen liegt
zwischen den parallelen Sondendrähten und hängt von deren Länge und Form ab. Bei den
verwendeten Sonden umfasst es etwa 800 cm³.
3.1.5 Bodenwasserspannung
Neben der Bestimmung des Wassergehaltes sind für Aussagen zur Richtung der Wasserbewegung
im Boden Angaben über die Wasserspannung (Tension, Matrixpotential) in verschiedenen Tiefen des
Bodens im Verlauf der Zeit notwendig. Eine Umrechnung der gemessenen Wassergehalte in
Wasserspannungen ist über eine im Labor gemessene pF-Kurve (Beziehung zwischen Wassergehalt
und Wasserspannung , siehe unten) möglich, aber aufgrund der Hysterese zwischen diesen beiden
Größen bei Befeuchtung und Austrocknung des Bodens wesentlich ungenauer als die aktuell im
Gelände bestimmten Werte.
Das Messprinzip eines (Einstich-)Tensiometers basiert auf der Gleichgewichtseinstellung zwischen
einer wassergefüllten Messzelle und dem Porensystem im Boden. Ein mit entgastem Wasser
gefülltes Rohr ist am oberen Ende mit einem Gummiseptum luftdicht verschlossen, am unteren Ende
ist eine poröse keramische Zelle eingeklebt. Die wassergefüllten Poren der Zelle stehen in Kontakt
mit dem Porensystem des Bodens und über diese hydraulische Verbindung zwischen dem
Bodenwasser und der Wassersäule im Tensiometer wird das Matrixpotential aus dem Boden auf die
Wassersäule im Tensiometer übertragen (nach Schlichting et al. 1995). Die Ablesung erfolgt durch
ein fest eingebautes Manometer oder ein Einstichmanometer, dessen Kanüle bei jedem Messtermin
durch das Gummiseptum gestochen wird. Der Messbereich liegt zwischen Saugspannungen
(Matrixpotentialen) von ca. –800 cm Wassersäule bis zur Anzeige von Wasserdrucken im gesättigten
Bereich, so daß von sehr starker Austrocknung bis zu vollständiger Sättigung des Bodens mit Wasser
alle Kapillarwasserspannungen bestimmt werden können.
3.1.6 Bromid-Tracerversuch - Tiefenverlagerung des Straßenabflusswassers
Am Standort 2A / Mellendorf wurde im Rahmen einer Diplomarbeit (Täumer 2001) nach einem
Vorversuch bei Stolpe nördlich von Berlin ein Tracerversuch durchgeführt, um flächenhafte
Informationen über die Verteilung der Verlagerung des infiltrierenden Straßenablaufwassers zu
bekommen. Besonderes Interesse fand dabei die Ermittlung der Verlagerungstiefe in Abhängigkeit
der Entfernung vom Fahrbahnrand. Versuchsbeschreibung und Ergebnisse basieren großteils auf der
o.g. Arbeit.
36
3.1.6.1
Auswahl des Tracers
Als Tracer zur Bestimmung der Wasserbewegung in Böden oder Gestein können neben leicht
löslichen Anionen auch schwach radioaktive Tracer, wie Tritium oder Na24 eingesetzt werden. Die
Anwendung von radioaktiven Tracern mit kurzen Halbwertzeiten wird durch die
Gesundheitsbestimmungen eingeschränkt (Maniak 1997).
Nach Bowman (1984) sollte ein Tracer von dem zu untersuchenden Boden nicht absorbiert oder
zurückgehalten werden, er sollte nicht oder nur in geringen Konzentrationen im Boden vorhanden
sein und sich konservativ verhalten. Als konservativ werden Stoffe bezeichnet, die sich im Boden
gleich bzw. sehr ähnlich dem Wasser verhalten. Konservative Tracer werden während der
Versuchsdauer weder chemisch noch biologisch verändert. Als Tracer geeignet sind demnach neben
Tritium vor allem Chlorid und Bromid. Untersuchungen von Cameron & Wild zur Verlagerung von
Nitrat, Chlorid und Tritium unter Feldbedingungen belegen, daß Chlorid und Bromid mit etwa gleicher
Rate verlagert werden wie das Sickerwasser, während Tritium ca. 23 % langsamer verlagert wird
(Cameron & Wild in Beisecker 1994).
Da es im Straßenrandbereich durch Verwendung von Auftausalzen wie NaCl, MgCl2 oder CaCl2 zu
erheblichen Chloridkonzentrationen kommen kann (Brod 1996), ist Chlorid in diesem Fall als
Markierungsstoff nicht geeignet. Der mittlere Bromidgehalt in Böden ist hingegen sehr gering. Bromid
reagiert als Anion nicht mit der Bodenmatrix und wird auch nicht von Mikroorganismen verwertet
(Beisecker 1994). Deswegen wurde Bromid als Tracer ausgewählt. Vor dem Versuch konnten in
Mellendorf Kontrollwerte von 0.4 bis 0.7 ppm Bromid bestimmt werden.
3.1.6.2
Ausbringung des Tracers, Probenahme
Auf einem 1 m breiten und 10 m langen Transekt quer zur Fahrbahn wurden am 19. April 2000 500 g
Kaliumbromid ausgebracht. Das entspricht 33.6 g Bromidionen je m2 = 336 kg Br-/ha. Die Applikation
des Bromids, das in 20 Litern Wasser gelöst wurde, erfolgte abschnittsweise und gleichmäßig verteilt
über die 1 m mal 10 m große, direkt an der Fahrbahn beginnende Fläche mit einer feinverteilenden
Gießkanne.
Die Probenahme erfolgte nach einem Monat, am 22. Mai 2000 in einer 9 m langen und 1 m bis 1.7 m
tiefen Profilgrube mit einer vertikalen Auflösung von 10 cm. Im Profilabschnitt von 0 bis 130 cm
Fahrbahnabstand wurde das Profil bis in eine Tiefe von 170 cm und von 130 bis 440 cm Abstand bis
in 1 m Tiefe über die gesamte Profilfläche beprobt (siehe auch Abb. 27). Darüber hinaus wurde in den
Kompartimenten 460 bis 480 cm, 510 bis 530 cm, 700 bis 750 cm und 875 bis 925 cm bis in eine
Tiefe von 120 bzw. 130 cm beprobt.
Es wurden mit einer Handschaufel Mischproben von je ca. 350 g entnommen, in PE-Tüten verpackt
und zur Bestimmung des Wassergehalts luftdicht zugeklebt. An ausgewählten Profilabschnitten
wurden Stechzylinderproben zur Bestimmung der Lagerungsdichte gewonnen. Es wurden je drei
Stechzylinder entnommen, das Probevolumen (Fehlstellen) abgeschätzt und das Bodenmaterial in
eine PE-Tüte umgefüllt. Die Beprobung in größeren Tiefen erfolgte mit Hilfe eines Flügelbohrers (in
20, 45, 90 und 260 cm Abstand zur Fahrbahn), jeweils bis zum Erreichen des Grundwassers. Im
Anhang zu Täumer 2001 sind die Beprobungskompartimente entsprechend der Breite und Tiefe
aufgelistet.
3.1.7 Entnahme der Bodenproben
Die vollständige Bodenansprache sowie die Entnahme von orientierten und gestörten Bodenproben
wurde im Dezember 1999 und März 2000 an Profilgruben an allen Standorten durchgeführt. Es
wurden in jeweils 1 m, 5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand Gruben von ca. 80 cm Breite und
1.2 m Länge ausgehoben. An der straßenzugewandten Stirnwand der Gruben wurden nach der
Profilbeschreibung (siehe Tabellen im Anhang) die Proben zur Schwermetall- und organischen
TU Berlin
37
Analytik sowie für weitere Laboruntersuchungen entnommen. Die Mischproben wurden jeweils aus
der gesamten Mächtigkeit eines Horizontes und der gesamten Breite der Profilwand gewonnen. Dann
wurden aus ausgewählten Horizonten ungestörte Proben (je 10 Stechzylinder 100 cm³) zur
Bestimmung von Durchlässigkeitsbeiwert, pF-Kurven und Lagerungsdichten entnommen. Die
Entfernung 2.5 m wurde von der Rückwand der 1-m-Grube aus aufgegraben und beprobt.
3.1.8 Untersuchung von Deposition und Straßenabfluss
Am Standort 2A / Mellendorf wurden im Rahmen einer Studienarbeit (Diehl 2001)
Depositionsmessungen
und
Untersuchungen
des
Straßenabflusswassers
durchgeführt.
Versuchsbeschreibung und Ergebnisse basieren großteils auf der o.g. Arbeit.
Die Staubdeposition wurde durch Aufstellen von je 2 HNO3-gespülten Bergerhoffgefäßen
(Einmachgläsern) in 1 m, 2.5 m, 4.8 m und 10 m Entfernung vom Straßenrand mit dem Glasrand ca.
5 cm über dem Erdboden ermittelt. Mit einem Glas in 10 m Entfernung vom Straßenrand mit dem
Glasrand ca. 1.5 m über dem Erdboden (Aufstellung nach VDI-Richtlinie) wurde ein Vergleichswert
ermittelt. Es wurden Bergerhoffgefäße mit 8.7 cm und 9.5 cm Durchmesser der Öffnung verwandt.
Diese wurden jeweils nach 24, 116, 20 und 43 Tagen gegen neue HNO3-gespülte ersetzt.
Zur Erfassung des Straßenabflusses wurde ein Abflusssammler bestehend aus 10 Einzelkammern an
die Straßenbelagskante eingebaut. So konnte das Abflusswasser über die Breite von 1 m in 10
Fraktionen, bezogen auf jeweils 10 cm, erfasst und in große PE-Flaschen (10 bis 50 L) geleitet
werden. Schläuche und Flaschen bestanden aus PE, der Sammler selbst aus PVC.
In Abständen von etwa 20 bis 30 Tagen wurden diese Auffangflaschen beprobt, die Menge ermittelt
und zweimal zusätzlich zu den Einzelproben eine gesamte Flasche mit ins Labor gebracht.
Leitfähigkeit und pH-Wert wurden wie bei den Sickerwasserproben gleich nach der Probenahme im
Feld gemessen.
3.1.9 Messausfälle
Ab Juni 1999 hielten zunehmend mehr Saugsonden schlechter den Unterdruck und lieferten nur noch
geringe Wassermengen oder gar keine Proben mehr. Anfangs wurde dieses Verhalten als
Trockenfallen durch sommerliche Austrocknung des Bodens gedeutet. Es stellte sich jedoch heraus,
daß das verwendete Saugsondenmaterial insbesondere den höheren Unterdrucken nicht standhielt,
so daß Haarrisse auftraten, die nach einer gewissen Zeit zur Undichtigkeit der Saugsondenkeramik
führten. Dadurch fielen zwischen Juni und Oktober 1999 bis über die Hälfte der Proben weg. Davon
betroffen waren als erstes bzw. hauptsächlich die Saugsonden in 0.5 m Tiefe, da hier ein etwas
höherer Unterdruck angelegt wurde, um das geringere Volumen der Saugsonde auszugleichen und
dieselbe Probenmenge zu erhalten wie in der größeren Tiefe.
Die Saugsonden wurden ab September 1999 sukzessive gezogen und gegen solche mit stabileren
Keramikköpfen ausgetauscht. Es konnten jeweils nur soviele Sonden zur Reparatur entnommen
werden, wie Austauschsonden zur Verfügung standen, da die Bohrungen aufgrund der 30°-Neigung
nicht lange standfest sind. So konnte der Austausch erst im Oktober 1999 abgeschlossen werden.
38
3.2 Labormethoden
3.2.1
3.2.1.1
Wasserproben
Konservierung, Mischprobenbildung
Die Proben für die Schwermetallanalyse wurden nach Ankunft im Labor durch Zugabe eines Tropfens
HNO3 suprapur je 50 ml Probenmenge auf einen pH-Wert unter 2 gebracht und bis zur Analyse
aufbewahrt (ein bis drei Wochen bei Zimmertemperatur).
Von März bis Juli 1999 wurden jeweils alle vier Proben aus der gleichen Tiefe und Entfernung an
einem Messstandort sofort nach der Bestimmung von pH-Wert und Leitfähigkeit im Feld zu einer
Mischprobe vereinigt. Dabei wurde jeweils die gesamte Probenmenge verwendet, auch wenn die
geförderten Mengen etwas unterschiedlich waren. Aufgrund des feuchten Frühjahrs und der relativ
homogenen Körnungsverhältnisse lieferten die Saugsonden allerdings bei gleichem angelegten
Unterdruck fast genau die gleiche Probenmenge, so daß kaum ein Unterschied zur späteren Methode
der Mischprobenherstellung besteht.
Aufgrund der Haarrißbildung am Keramikkopf vieler Saugsonden (siehe auch oben unter
„Messausfälle“) fielen zum Teil über die Hälfte der Proben weg, so daß bis zum sukzessiven
Austausch der Saugsonden im September und Oktober auf die Mischprobenbildung verzichtet wurde
und alle anfallenden Proben einzeln analysiert wurden.
Ab Ende November 1999 konnten alle ausgetauschten Sonden wieder als gut konditioniert
angesehen werden, so daß nun wieder Mischproben aus den jeweils vier zusammengehörigen
Proben hergestellt wurden. Da aufgrund der sehr starken Austrocknung im Spätsommer die
anfallenden Probenmengen jetzt größere Unterschiede aufwiesen, wurde seitdem die
Mischprobenbildung durch Aliquotierung im Labor durchgeführt. Jeweils die gleiche Menge von jeder
der vier Parallelproben wird in einen 100-ml-Standzylinder gefüllt, angesäuert und durch Schütteln
gemischt. Mit 20 bis 30 ml dieser Menge wird ein 50-ml-PE-Fläschchen vorgespült, die Vorspülmenge
verworfen und mit dem Rest der Mischprobe die PE-Flasche aufgefüllt und bis zur Analyse
aufbewahrt. In den 100-ml-Standzylinder kommen also maximal 50 ml je Probe, wenn nur zwei
Saugsonden Probenflüssigkeit liefern, mindestens aber 10 ml je Probe, wenn die Probenmenge sehr
gering ist. Probenmengen unter 10 ml wurden dazugegeben, aber von den anderen Parallelen dann
trotzdem 10 ml verwendet, damit die Mischprobenmenge auf jeden Fall für die Schwermetallanalyse
ausreichte.
3.2.1.2
Schwermetallkonzentrationen
Die Sickerwasserkonzentrationen von Pb, Cd, Cu, Ni und Cr wurden am Graphitrohr-AAS bestimmt
(AA700 der Fa. Perkin-Elmer), die von Zn am Flammen-AAS (1100B Fa. Perkin-Elmer). Die Analyse
erfolgte direkt aus den unfiltrierten, angesäuerten Proben. Diese waren im allgemeinen klar und
farblos oder klar und leicht gelblich bis bräunlich gefärbt. In einzelnen Proben traten Tage oder
Wochen nach der Entnahme und dem Ansäuern braune Niederschläge auf, bei denen es sich
vermutlich um vorher kolloidal gelöste organische Substanzen handelt. Die Bestimmungsgrenzen
sind in Tabelle 46 im Anhang zusamengestellt.
Eine Verdünnung war im allgemeinen nicht nötig, die meisten der Proben lagen im Messbereich der
o.g. Geräte. Falls doch, wurde mit angesäuertem Reinstwasser verdünnt. Ebenso wurden die
Standards in angesäuertem Reinstwasser angesetzt.
Die Wasserproben, die mittels der Schlitzsonde entnommen wurden, wiesen meist eine leichte
Trübung durch Feinmaterial auf, die sich nach mehreren Stunden sehr gut absetzte. Deswegen
wurden auch diese Proben nicht filtriert, sondern erst nach dem Ansäuern und Durchmischen aus
dem klaren Überstand ein bis zwei ml zur Schwermetallanalyse entnommen.
TU Berlin
39
3.2.1.3
Organische Analytik (MKW, PAK, Benzol, MTBE)
Die Bestimmung der organischen Parameter erfolgte durch ein externes Labor, die Bestimmung von
MTBE durch das Institut für Mineralogie der Universität Frankfurt / Main.
Die Extraktion der MKW und PAK erfolgte direkt aus den eingewogenen 2 –Liter-Braunglasflaschen.
Das Probenvolumen wurde durch Wägung und Umrechnung mit der Dichte emittelt. Es wurde zur
MKW-Bestimmung ein GC-FID-Screening des Hexanextraktes nach DIN 38409 (Entwurf)
durchgeführt. Die Bestimmungsgrenze beträgt 0.1 mg/L. Zur Bestimmung der PAK wurde ebenfalls
eine Extraktion durchgeführt und die 16 PAK nach EPA aus dem Extrakt mit HPLC Fluoreszenz-UVDetektor bestimmt (EPA 610). Die Bestimmungsgrenze beträgt 0.05 µg/L für die Einzelsubstanzen.
Benzol und MTBE wurden aus dem Kopfraum der Probengefäße bestimmt, Benzol mit HRGC-FID
nach DIN 38 407 F9 und MTBE nach Adsorption an einen Austauscher zur Aufreinigung per GC-MS.
Die Bestimmungsgrenze für Benzol beträgt 0.5 µg/L, die von MTBE 10 ng/L.
3.2.2
3.2.2.1
Bodenproben
Durchlässigkeitsbeiwert (kF-Wert)
Die Durchlässigkeitsbeiwerte der wichtigsten bzw. durchlässigkeitsbestimmenden Bodenhorizonte
wurden an ungestörten Bodenproben ermittelt. Diese werden dazu mit 100 cm³-Stechzylindern, die in
die Profilwand eingedrückt oder eingeschlagen werden, entnommen (7 bis 10 Wiederholungen). Im
Labor werden sie auf ein Filterpapier und Gitter in einem Wasserbecken gestellt, mit entgastem
Wasser aufgesättigt, dann wird das Becken vollständig gefüllt. Zur Durchlässigkeitsbestimmung wird
ein Haubenpermeameter verwendet, das über die Stechzylinder gestülpt wird und mit einer
Druckmanschette an den Metallzylinder angepreßt wird. Mit Hilfe einer hängenden Wassersäule wird
von unten Wasser durch die Probe gesaugt und die Durchflussrate mit Waage und Stoppuhr
bestimmt. Die verwendeten Druckhöhen lagen zwischen 2 und 30 cm, im Schnitt 5 cm. Aus
Druckhöhe, durchströmtem Querschnitt, Höhe der Probe und Durchflussrate wird der
Durchlässigkeitsbeiwert jeder Probe berechnet und das geometrische Mittel aller Proben eines
Bodenhorizontes bestimmt.
3.2.2.2
Trockenrohdichte
An je drei nicht gestörten Proben der kF-Wert-Bestimmung sowie den drei zur pF-Wert-Bestimmung
verwendeten Stechzylinderproben wurde die Trockenrohdichte (auch Lagerungsdichte, angegeben in
g/cm³) durch Trocknung bei 105°C bis zur Gewichtskonstanz ermittelt (DIN 19683 Blatt 12).
3.2.2.3
Wasserspannungs-Wassergehaltskurven
Die Wasserspannungs-Wassergehaltskurven (pF-Kurven) ungestörter Bodenproben werden für
Aussagen über die Richtung und Geschwindigkeit des Wasserflusses im Boden benötigt. Durch
Anlegen von Überdruck in mehreren Stufen an je drei Stechzylinderproben eines Bodenhorizontes
werden verschiedene Wasserspannungen in den Proben erzeugt. Nachdem sich jeweils ein
Gleichgewicht zwischen der durch den Druck erzeugten Wasserspannung und dem Wassergehalt der
Proben eingestellt hat, werden diese gewogen und nach der höchsten Druckstufe bei 105°C
getrocknet und nochmals gewogen. Aus diesen Wägungen kann der jeweilige Wassergehalt der
Proben berechnet werden.
Dieser wird in einer Grafik gegen die zugehörige Wasserspannung logarithmisch aufgetragen (pFKurve, Bodenwassercharakteristik). Diese Kurven enthalten gleichzeitig Informationen über die
Porengrößenverteilung im Boden, die zur Charakterisierung von Wasser- und Lufthaushalt und
Stofftransport verwendet werden. Da die Größe der Poren der Intensität ihrer Wasserbindung im
wesentlichen proportional ist, kann aus der Wassermenge, die eine Bodenprobe bei definierter
Saugspannung enthält, auf das Volumen der Poren geschlossen werden, deren Grenzdurchmesser
40
duch diese angelegte Saugspannung gegeben ist. Die ermittelten Porengrößenbereiche sind
Äquivalentdurchmesser, das heißt, es werden Poren verschiedener Form und Größe in einer Klasse
zusammengefasst, die bei der gleichen Wasserspannung noch gesättigt ist oder schon entwässert.
Es wird unterschieden zwischen den Porenklassen Feinporen (Äquivalentdurchmesser <0.2 µm),
Mittelporen (Äquivalentdurchmesser = 0.2 bis 10 µm), Grobporen (Äquivalentdurchmesser = 10 bis
1000 µm) und Gröbstporen (Äquivalentdurchmesser >1000 µm, also > 1mm).
3.2.2.4
pH-Wert in Calciumchlorid (DIN 19684 Teil I) und Wasser
Von den lufttrockenen Bodenproben werden je 10 g in Kunststoffbecher eingewogen und mit 25 ml
0.01-molarer CaCl2-Lösung bzw. 25 ml deionisiertem Wasser aufgefüllt. Die Gefäße werden
verschlossen und kurz geschüttelt, um die vollständige Benetzung des Bodens zu erreichen. Nach
mindestens einer Stunde Standzeit und nochmaligem Aufschütteln wird der pH-Wert in Wasser und in
CaCl2 bestimmt (elektrometrisch, mit demselben Messgerät wie bei den Wasserproben im Feld).
3.2.2.5
Die Schwermetallkonzentrationen in den Bodenproben werden aus den gesiebten, gemahlenen
Proben der vier Profilwände eines Standortes aus dem Königswasseraufschluß (DIN ISO 11466
1997-06) bestimmt.
Die Extraktion mittels Königswasser nach DIN ISO 11466 (06.97) ist in der BBodSchV
vorgeschrieben, um eine Beurteilung der potentiellen Gefährdung eines Bodens durch
Schadstoffbelastung anhand der Vorsorgewerte vorzunehmen. Dieses Verfahren ist zur Ermittlung
der Schwermetallbelastung von Böden weit verbreitet, ein vergleichbares Verfahren (DIN 38414-7) ist
in der Klärschlammverordnung (Abf-KlärV 1982) für Bodenproben vorgeschrieben.
Die mit dem Königswasseraufschluß extrahierbaren Gehalte werden häufig als Gesamtgehalte
bezeichnet. Diese Bezeichnung ist nicht ganz korrekt, da das Bodenmaterial durch Königswasser
nicht vollständig in Lösung gebracht wird, bestimmte Silikate und Oxide werden nicht aufgeschlossen.
„Die Extraktionsausbeute ist je nach Element und Matrix verschieden. z.B. werden die Gehalte an Cr
erheblich unterschätzt, die Gehalte an Ni, Cu, Zn, Cd und Pb werden in der Regel zu mehr als 80 %
erfasst, in quarzreichen, sandigen Böden können auch bei diesen Elementen die Minderbefunde
größer als Faktor 2 werden.“ (DIN ISO 11466, 06.97: Nationales Vorwort; Anmerkung 1). Die als
unlöslicher Rest verbleibenden Minerale, im wesentlichen Quarz, verwitterungsstabile
Schwerminerale und Titanoxide, weisen in der Regel nur noch geringe Gehalte an Schwermetallen
auf, die darüber hinaus ausschließlich lithogenen Ursprungs sind (Blume 1991). Anthropogen
zugeführte Mengen werden dagegen vollständig gelöst.
Der Vorteil dieser Methode besteht in ihrem hohen Standardisierungsgrad und ihrer guten
Vergleichbarkeit und Reproduzierbarkeit. Sie wurde in Ringuntersuchungen der VDLUFA getestet
und in einer DIN als Standardverfahren festgelegt, es stehen bereits umfangreiche Ergebnisse mit
dieser Methode und zertifizierte Referenzproben zur Verfügung. Nachteil ist ein relativ hoher
Verbrauch an konzentrierten Säuren und die Freisetzung giftiger nitroser Gase.
Aus den Aufschlußlösungen wurden die Schwermetalle Cu, Zn und Cr am Flammen-AAS bestimmt.
Pb, Cd und Ni wurden am Graphitrohr-AAS gemessen. Die Bestimmungsgrenzen sind in Tabelle 46
im Anhang zusamengestellt. Sie wurden aus dem Mittelwert der untersuchten Blindwerte und ihrer
dreifachen Standardabweichung ermittelt und auf Feststoffkonzentrationen umgerechnet.
3.2.2.6
MKW-Konzentrationen im Boden
Die Probenahme erfolgte direkt aus den frisch aufgegrabenen Profilgruben als Mischprobe über den
jeweiligen Bodenhorizont. Als Probengefäße zur MKW-Analyse wurden auch hier eingewogene, mit
Aceton p.a. gespülte Braunglasflaschen mit Teflondichtung verwendet (500 ml). Sie wurden voll
TU Berlin
41
gefüllt, sofort verschlossen und beim Transport auf Entnahmetemperatur, wenigstens aber unter 15°C
gehalten. Die Aufbewahrung bis zur Extraktion erfolgte bei 5 bis 8°C.
Die Analyse erfolgte durch ein externes Labor. Dazu wurden je Probe etwa 25 g Bodenmaterial mit
Hexan extrahiert und ein GC-FID-Screening des Hexanextraktes nach DIN 38409 (Entwurf)
durchgeführt. Die Bestimmungsgrenze liegt bei 25 mg MKW je kg Trockensubstanz.
3.2.2.7
Bromidbestimmung
Die Bestimmung der Bromidgehalte der Bodenproben erfolgte direktpotentiometrisch durch
ionenselektive Messung. Aus den Proben bis 20 cm Tiefe wurde mit einem 2 mm-Prüfsieb der
Skelettanteil abgesiebt. Die im Skelettanteil vorhandenen Wurzeln wurden aussortiert. Feinboden,
Skelettanteil und Wurzeln wurden separat weiter behandelt. Nach der Einwaage von ca. 40g
trockenem Bodenmaterial und Versetzung mit 50 ml deionisiertem Wasser wurden die Proben in
100 ml-Plastikflaschen (PE) zwei Stunden geschüttelt und in 50 ml-Bechergläser filtriert (Faltenfilter
Schleicher & Schüll 595 1/2 ).
Den Proben und Standards wurde ISA-Lösung (5M NaNO3) im Verhältnis 1:50 zugegeben, um die
Ionenstärke der Lösungen auf ein einheitlich hohes Niveau anzuheben. Die Messung der Proben
erfolgte bei konstanter Rührgeschwindigkeit in den Bechergläsern. Für die Messung wurde die
Bromid-Elektrode Br 500 (Mettler-Toledo) sowie die Bezugselektrode InLab 301 (Mettler-Toledo)
verwendet. Die Werte wurden an einem pH/Ion-Meter pMX 3000/pH von WTW gemessen.
Die Einstellzeit der Elektroden auf den Messwert ist von den gemessenen Konzentrationen abhängig.
Bei hohen Konzentrationen stellt sich der Wert schneller ein, als bei niedrigen Konzentrationen. Die
angezeigten Augenblickswerte nähern sich dem endgültigen Messwert exponentiell an. Die Proben
wurden jeweils 10 min gemessen. Die Beobachtung der Einstellzeit der Elektrode ergab bei
Messabbruch nach 10 min einen relativen Messfehler von max. 4 % bei niedrigen Werten (0.5 ppm).
Bei hohen Werten (>100 ppm) betrug der Fehler lediglich 0.2 % (Täumer 2001).
3.2.2.8
Korngrößenbestimmung
Es wurde eine kombinierte Sieb- und Pipettanalyse unter Verwendung von Prüfsieben (DIN 4188)
durchgeführt.
3.2.2.9
Bestimmung des Kohlenstoffanteils
Die Bestimmung des organischen Kohlenstoffgehaltes und Stickstoffgehaltes wurde an
feingemahlenen Proben mit einem C/N-Analyzer der Fa. Carlo-Erba durchgeführt. Da kein Karbonat
in den Proben enthalten war, musste der Karbonatkohlenstoff nicht gesondert bestimmt werden.
3.2.2.10 Adsorptionsisothermen
Die Bestimmung der Adsorptionsdaten erfolgte im Rahmen einer Diplomarbeit (Weitsch 2001). Oft
werden - auch bestimmt durch die Fragestellung - zur Bestimmung der Adsorptionsfähigkeit von
Böden gering oder nicht vorbelastete Bodenproben benutzt. Zur Validierung des Modells HMET
wurden dagegen relativ hoch schwermetallbelastete Bodenprofile von den Berliner Rieselfeldern
verwendet (beschrieben in Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990). Die straßennahen Bodenprofile der
vorliegenden Untersuchung entsprechen deren Gehalten etwa. Die straßenferneren sind geringer
belastet. Trotzdem wurde für alle Proben derselbe Konzentrationsbereich zur Bestimmung der
Sorptionsisothermen gewählt (Tab. 4).
Tab. 4:
42
Konzentrationsstufen zu Bestimmung der Adsorptionsisothermen (in mg Kation/L Zugabelösung)
Element
Stufe 1
Stufe 2
Stufe 3
Stufe 4
Pb
0
0.5
5
50
Cd
0
0.1
1
10
Cu
0
1
10
100
Zn
0
10
100
1000
Cr
0
1
10
100
Ni
0
1
10
100
In 0.01-molarer CaNO3-Lösung wurden Acetate der Schwermetalle Cd, Cu, Pb und Zn, Nickelnitrat
und Chromsulfat in jeweils drei Konzentrationsstufen als Gemisch gelöst. Die vierte
Konzentratiosstufe musste ohne Pb hergestellt werden, da bei der vorgesehenen Konzentration von
50 mg Pb2+ / L das Löslichkeitsprodukt von Pb(SO4)2 überschritten worden war. Es wurde
entsprechend dem in der Bodenschutzverordnung (BMU 1999) beschriebenen Verfahren zur
Herstellung eines Bodensättigungsextraktes aus den Bodenproben vorgegangen. Die einzige
Abweichung war die Verwendung einer größeren Menge Boden (je Konzentrationsstufe 250 g statt
100 g), um eine größere Menge Bodenlösung zu gewinnen, damit alle Analysen auch sicher
durchgeführt werden konnten. Die Schwermetallbestimmung an den erhaltenen Lösungen erfolgte mit
Flammen- und Graphitrohr-AAS.
3.2.3
3.2.3.1
Schwermetalle in Depositionsproben und Straßenablaufwasser
Bestimmung der Menge und Eigenschaften von Straßenabflusswasser, Abfiltrierbare Stoffe
Zur Bestimmung des Feststoffgehaltes wurden jeweils ca. 4 l des Straßenabflusswassers aus der 50l-Auffangflasche über Papierfilter filtriert und das Gewicht des Filtrates bezogen auf die Menge des
filtrierten Wassers ermittelt. Dazu wurden die Papierfilter vor dem Filtrieren durch Spülen mit 200 ml
Reinstwasser und 24-stündigem Trocknen bei 105°C konditioniert und nach Abkühlung im Exsikkator
gewogen. Nach dem Filtrieren wurden sie wieder bei 105°C bis zur Gewichtskonstanz getrocknet und
erneut das Gewicht bestimmt. Die Differenz aus Ein- und Auswaage ergab das Feststoffgewicht bzw.
- bezogen auf die filtrierte Wassermenge - die Feststoffkonzentration.
Zur Kontrolle wurde zusätzlich zweimal der gesamte Inhalt einer 10-L-Auffangflasche filtriert und das
Filtratgewicht ermittelt.
3.2.3.2
Bestimmung der Depositionsmenge
Aus den Depositionsgefäßen wurden im Labor die Insekten entfernt und im Trockenschrank die
Flüssigkeit (Regenwasser) bei 80°C verdunstet. Dann wurden die Stäube mit Reinstwasser und mit
Hilfe eines Ionenwischers in die später zum Aufschluß verwandten Teflontiegel überführt, im
Abrauchblock eingeengt und im Trockenschrank bei 105°C getrocknet. Nach Abkühlung auf
Raumtemperatur im Exsikkator konnte dann das Gewicht bestimmt werden.
Zur Schwermetallbestimmung wurde ein Vollaufschluß der Feststoffe aus Deposition und
Straßenabfluss durchgeführt (HNO3/HF-Druckaufschluß, Totalaufschluß zur Bestimmung der
Gesamtgehalte aus Boden-, Auflage- und Nadelproben)
3.2.3.3
Aufschluß der Feststoffe (bulk deposition) zur Schwermetallbestimmung
Es wurde ein HNO3/HF-Druckaufschluß (Totalaufschluß zur Bestimmung der Gesamtgehalte aus
Boden-, Auflage- und Nadelproben) durchgeführt (AG Bodenanalytik 1999).
Die getrockneten Filter wurden in Porzellantiegeln 24 h bei knapp 300°C im Muffelofen verascht. Die
abgebrannten Filter wurden in jeweils einen Teflontiegel überführt und die Porzellantiegel mit jeweils
4 ml HNO3 suprapur (65 %) nachgespült.
TU Berlin
43
Als Standardproben wurden in 4 Teflontiegeln je etwa 0.2 g Boden (Ah III Standard) eingewogen und
zur Voroxidation ebenfalls mit je 4 ml HNO3 suprapur (65 %) versetzt.
Zusätzlich wurden 8 Teflontiegel nur mit 4 ml HNO3 suprapur (65 %) als Blindproben mitgeführt.
Die bereits in die Teflontiegel überführten Depositionsstäube, 8 eingewogene Standardproben (4
CRM und 4 ISO1-Standardbodenproben) sowie 8 Teflontiegel als Blindproben wurden ebenfalls zur
Voroxidation mit 4 ml HNO3 suprapur (65 %) versetzt.
Nach einer etwa 1.5-stündigen Voroxidationszeit wurden die Teflontiegel verschlossen, in
Druckaufschluß-Blöcke verschraubt und im Aufschlußofen nach 2-stündiger Aufheizzeit 6 h bei 185
°C beheizt (Schritt 1).
Nach dem Abkühlen wurden die Tiegel geöffnet und jeweils 2 ml HF suprapur (40 %) und 2 ml HNO3
suprapur (65 %) dazugegeben, bevor sie erneut nach 2-stündiger Aufheizzeit bei 185°C im
Aufschlußofen beheizt wurden (Schritt 2).
Wieder abgekühlt wurden die Aufschlüsse bis zur Trockne abgeraucht, das entstandene Pellet mit 2
ml HNO3 suprapur (65 %) aufgenommen und 10 ml Reinstwasser dazugegeben. Durch ein
einstündiges Beheizen bei 185°C nach zweistündiger Aufheizzeit im Auschlußofen wurden die Pellets
vollständig in Lösung gebracht (Schritt 3). Wenn noch Feststoffreste oder Trübungen festzustellen
waren, wurden Schritt 2 und 3 wiederholt, bis die vollständige Lösung erreicht war.
Nach dem Abkühlen der Teflontiegel wurde der gesamte Inhalt über Trichter in 25 ml-Glaskolben
überführt und diese mit Reinstwasser auf 25 ml aufgefüllt. Zur weiteren Lagerung wurden die Proben
in PE-Fläschchen aufbewahrt.
Sämtliche genutzten Geräte wie z.B. Teflontiegel, Porzellantiegel, Trichter, Glaskolben oder PEFläschen wurden vor Gebrauch mit 0.01M HNO3 und Reinstwasser vorgespült.
3.2.3.4
Bestimmung der Metallkonzentrationen im filtrierten Straßenabfluss, im Filterrückstand und im
Depositionsstaub
Die Bestimmung der Konzentrationen von Cd, Cu, Pb, Zn, Na und Ca in den aufgeschlossenen
Proben des Depositionsstaubes und des Filtrates des Straßenabflusses erfolgte mit Hilfe der
Flammen-AAS. In den Straßenabflussproben konnten nur die Konzentrationen von Zn, Na und Ca mit
Flammen-AAS bestimmt werden. Die Konzentrationen von Cd, Cu und Pb im Straßenabfluss wurden
wegen der besseren Nachweisgrenze mit Graphitrohr-AAS bestimmt.
44
4 Berechnungen
4.1 Wasserhaushalt
4.1.1
4.1.1.1
Wasserhaushaltsgrößen
Klimatische Wasserbilanz
Die klimatische Wasserbilanz (KWB) ist die Differenz zwischen mittlerem Niederschlag und mittlerer
Verdunstung. Wenn sie positive Werte aufweist, steht Wasser zur Auffüllung des Bodenwasservorrats
bzw. Versickerung zur Verfügung, bei Werten kleiner null wird von den Pflanzen mehr verbraucht, als
die Niederschläge nachliefern. Sie wurde für die Jahre 1950 – 1985 sowie für die
Untersuchungszeiträume (22.03. bis 07.04.2000 Stolpe, 19.04. bis 22.05.2000 Mellendorf) nach der
Gleichung KWB = N − ETpHaude berechnet. Dabei ist N die Niederschlagsmenge und ETp die
potentielle Evapotranspiration nach Haude.
Die an der Klimastation in 1 m Höhe erfassten Niederschlagsdaten wurden auf die Bodenoberfläche
umgerechnet. Die Korrektur erfolgte nach DVWK-Merkblatt 238/1996 (Gebiet III, Lage b). Der mittlere
prozentuale Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern, der entsteht, weil
in der Messhöhe höhere Strömungsgeschwindigkeiten als an der Bodenoberfläche herrschen, ist in
Tab. 5 für das Gebiet um Mellendorf dargestellt.
Tab. 5:
Mittlerer prozentualer Messfehler bei der Niederschlagsbestimmung mit Hellmann-Sammlern (DVWKMerkblatt 238/1996, Gebiet III, Lage b)
Jan.
Feb.
März
April
Mai
Juni
Juli
23,3
24,5
20,3
15,1
11,1
9,8
10,0
August
Sept.
Okt.
Nov.
Dez.
Jahresmittel
9,5
11,5
12,7
16,8
19,8
14,6
Die Berechnung der potentiellen Evapotranspiration (ETp) erfolgt nach Haude (1955).
ETpHaude = f ⋅ (es (T ) − e)14
f
ETpHaude ≤ 7 mm / d
Tab. 6:
fT
fM
(es(T)-e)14
Haude-Faktoren für die einzelnen
Monate/Tage in mm/hPa (Tab. 4)
Sättigungsdefizit der Luft mit Wasserdampf in hPa zum Mittagstermin 14.30
Uhr MEZ
Haude-Faktoren zur Berechnung der potentiellen Verdunstung über Gras, für mittlere Tageswerte (fT) und
Monatssummen (fM), Auszug Februar bis Juli (nach DIN 19685)
Februar
März
April
Mai
Juni
Juli
0.22
6.22
0.22
6.82
0.29
8.70
0.29
8.99
0.28
8.40
0.26
8.06
Das Sättigungsdefizit läßt sich aus der relativen Luftfeuchte bestimmen. Der Sättigungs-dampfdruck
es(T) in hPa wird dabei aus der Lufttemperatur T in °C nach der Magnus-Formel mit den neuen
Koeffizienten nach Sonntag (1994) für den Temperaturbereich T = −45... + 60°C errechnet.
TU Berlin
45
es (T ) = 6,11 ⋅ e
17 , 62⋅T
243,12 +T
⎛ U 14 ⎞
es (T ) − e = es (T ) ⋅ ⎜1 −
⎟
⎝ 100 ⎠
U14
Relative Luftfeuchte
Mittagstermin 14.30 Uhr MEZ
zum
In Einzelfällen kann sich rechnerisch eine potentielle Verdunstung >7 mm/d ergeben. Da dies aus
energetischen Gründen nicht möglich ist, wurde ETpHaude nachträglich auf 7 mm/d begrenzt (DVWK
1996).
4.1.1.2
Berechnung der Wasserhaushaltskomponenten im Untersuchungszeitraum für den Standort
Mellendorf
Zur Berechnung der Wasserhaushaltskomponenten im Untersuchungszeitraum vom 19.04. –
22.05.2000 für den Standort Mellendorf wurde ein Zweischichtsimulationsmodell (Wessolek 1989)
benutzt, das schematisch in Abb. 26 dargestellt ist. Im Modell wird für eine Grasvegetation auf
täglicher Basis die reale Evapotranspiration im effektiven Wurzelraum berechnet. Die dazu
erforderlichen Eingabeparameter wurden entweder im Feld gemessen (Pflanzenhöhe, Klimadaten)
oder anhand von Laborversuchen ermittelt (Porengrößenverteilung und ungesättigte
Wasserleitfähigkeit).
N
ETI
Grasvegetation
(Biomasseproduktion)
Wurzelraum
V
VKap
(PSI, Temperatur)
Grundwasser
N:
Niederschlag
Vkap:
kapillarer Aufstieg
ETI:
Evapotranspiration
PSI:
Porensättigungsindex
V:
Versickerung
Abb. 26:
Simulationsmodell Wasserhaushalt, schematisch
Die ungesättigte Bodenzone setzt sich im Modell aus zwei Schichten zusammen: dem Wurzelraum
sowie einer nichtdurchwurzelten Zone, die bis zur Grundwasseroberfläche reicht. Die durchwurzelte
Zone wird als effektiv nutzbarer Wurzelraum behandelt. Der für den Grasaufwuchs verfügbare
Wasservorrat pro m² setzt sich zusammen aus der Summe der nutzbaren Feldkapazität bis in diese
Tiefe. Bislang werden im Modell die komplizierten Abläufe der Hysterese und Schrumpfung
vernachlässigt. Im effektiven Wurzelraum wird auf Tagesbasis der Wasserumsatz bilanziert, d.h. die
reale Evapotranspiration als Funktion der Niederschläge, des Bodenwassergehalts und der
Klimabedingungen berechnet. Zur Verdunstungsberechnung wird eine modifizierte RIJTEMA-Formel
benutzt, die von einer nassen Pflanzenoberfläche ausgeht:
46
∆ R n / L + γ f ( z o , d ) u 0 .7 5 ( e s − e a )
Ewet =
∆ + γ
Ewet : maximale Evapotranspiration von einer nassen Oberfläche unter Berücksichtigung
Pflanzenhöhe (mm)
∆:
Steigung der Sättigungsdampfdruckkurve (hPa / °C)
Rn:
Nettostrahlung (J / m2 d)
L:
Verdampfungswärme (J / m2 d)
γ:
Psychrometerkonstante (hPa / °C)
f(zO,d):
Rauhigkeitsparameter (-)
u:
Windgeschwindigkeit in 2 m Höhe (im Freiland gemessen)
es :
Sättigungsdampfdruck (hPa)
ea:
aktueller Dampfdruck (hPa)
Die reale Evapotranspiration (Ereal) kann aus Ewet unter Berücksichtigung
Diffsuionswiderstandes (r) und der Interzeptionsverdunstung Ei wie folgt berechnet werden:
Ereal =
der
eines
∆ + γ
(Ewet - Ei)
∆ + γ ( 1 + f ( z o , d ) u 0 .7 5 r )
Die Interzeptionsverdunstung Ei wird in Abhängigkeit der Niederschläge, der Bodenbedeckung und
der potentiellen Verdunstung berechnet.
Der Diffusionswiderstand ‘r’ setzt sich aus drei Teilwiderständen zusammen:
r = rl + rc + rΨ
rl
rc
rΨ
ein von der Strahlungsintensität abhängiger Diffusionswiderstand;
abhängig vom Bedeckungsgrad des Bodens und der Wasserspannung im Wurzelraum
abhängig von der mittleren Wasserspannung im Blatt.
Eine ausführliche Beschreibung der Widerstände findet sich bei Wessolek (1989).
4.1.1.3
Ermittlung der realen Verdunstung in Einzeljahren
Zur Ermittlung der realen Verdunstung in Einzeljahren steht ein Verfahren von Renger und Wessolek
(DVWK 1996) zur Verfügung. Die Berechnung der realen Evapotranspiration [mm] als Summe von
April bis März des Folgejahres erfolgt nach der Formel:
ETa = a ⋅ PSo + b ⋅ PWi + c ⋅ log WPfl + d ⋅ ETp + e
PSo
PWi
WPfl
ETp
Sommerniederschlag [mm], Summe 1.04. bis 30.09.
Winterniederschlag [mm], Summe 1.10. bis 31.03. des Folgejahres
pflanzenverfügbare Wassermenge im Boden [mm]
potentielle Evapotranspiration nach Haude (Gras) [mm],
Summe 1.04. bis 31.03. des Folgejahres
TU Berlin
47
Die pflanzenverfügbare Wassermenge WPfl setzt sich zusammen aus der nutzbaren Feldkapazität im
effektiven Wurzelraum (nFKWe) und dem kapillaren Aufstieg aus dem Grundwasser (KRV), d.h. WPfl =
nFKWe + KRV. Bei vom Grundwasser unbeeinflussten Standorten gilt WPfl = nFKWe. Die Konstanten a
bis e sind abhängig von Klima und Standortbedingungen.
Sie ergeben sich über Berechnungen der realen Evapotranspiration in Tagesschritten nach dem
Rijtema-Ansatz. Die Genauigkeit der Verdunstungsbestimmung beträgt nach diesem Verfahren 20 bis
35 mm/a. Für die Konstanten a bis e wurden von Renger und Wessolek für norddeutsche
Bedingungen die in Tab. 7 zusammengestellten Werte bestimmt:
Bodennutzung
Tab. 7:
4.1.1.4
a
b
c
d
e
Ackerland
0.39
0.08
153
0.12
-109
Grünland
0.48
0.10
286
0.10
-330
Nadelwald
0.33
0.29
166
0.19
-127
Konstanten für die Bestimmung der realen Evapotranspiration nach Renger und Wessolek aus DVWK (1996)
Wasserhaushaltsbetrachtungen der Fahrbahn, der Infiltrations- und Spritzwasserzone
Bei Aufstellung der Wasserbilanz in Fahrbahnnähe müssen entsprechend den verschiedenen
Bilanzräumen (Fahrbahn, Infiltrations- und Spritzwasserzone, unbeeinflusster Standort)
unterschiedliche
Ansätze
berücksichtigt
werden.
Dabei
wird
die
allgemeine
Wasserhaushaltsgleichung modifiziert.
N + Z = ET + A + W + V
N
Z
ET
A
W
V
Niederschlag
oberirdischer Zufluss
Evapotranspiration
oberirdischer Abfluss
Vorratsänderung im Boden
Versickerung
Ein wichtiger Unterschied zu den meisten natürlichen Standorten sind im Straßenseitenraum die
lateralen Flüsse Z und A zwischen den Kompartimenten, die sich aus veränderter Verdunstung und
Versickerung auf der versiegelten Fahrbahnfläche ergeben. Im folgenden sind die Systemgrenzen so
gewählt, daß nach außen, über die Systemgrenzen hinaus, keine Zu- oder Abflüsse auftreten (Z=0,
A=0), während die Flüsse zwischen den Kompartimenten und die Werte der Bilanzglieder aus
Messungen, Literaturwerten und Berechnungen ermittelt werden.
4.1.1.4.1 Kompartiment Fahrbahn
Die Asphaltdecke der Fahrbahn schränkt den vertikalen Wassertransport nahezu vollständig ein. Bei
der Abschätzung der Infiltration in die Fahrbahn (VSt) wird von einer maximal möglichen Rate von 0.1
mm/h ausgegangen. Wessolek & Facklam (1996) ermittelten Infiltrationsraten <1 cm/d in
wasserdurchlässigen Asphalt. Bei einer durchschnittlichen Regendauer von 550 h/a und der
Annahme, daß Versickerung erst nach Überwindung der Benetzungskapazität erfolgt, entspricht die
Infiltration maximal 7 % der Niederschlagsmenge. Da die Frostschutzschicht unter der Fahrbahn als
48
Kapillarsperre wirkt, wird davon ausgegangen, daß kein aufwärtsgerichteter Wassertransport durch
den Straßenbelag erfolgt (DR=0). Die reale Evaporation der Straße ist somit auf die Verdunstung des
im Straßenbelag gespeicherten Wassers beschränkt.
Die Wassermenge, die von der Fahrbahn gespeichert werden kann, wird als Benetzungskapazität
bezeichnet. Die maximale Benetzungskapazität ist die maximal anhaftende Wassermenge, bevor
Oberflächenabfluss
einsetzt.
Wessolek
&
Facklam
(1996)
gehen
von
mittleren
Benetzungskapazitäten von Asphalt von 0.3 mm im Winterhalbjahr und 0.8 mm im Sommerhalbjahr
aus. Zur Abschätzung der maximalen Verdunstung der Straße wurden die Werte der maximalen
Benetzungskapazität (1 mm Winterhalbjahr; 1.5 mm Sommerhalbjahr) herangezogen. Die Werte für
die reale Verdunstung der Straße wurden auf täglicher Basis berechnet.
Für die Berechnung des Abflusses von der Fahrbahn wird, wie oben bereits beschrieben, Z=0 und
DR=0 angenommen. Der geringe Speicher der Straße wird bei Niederschlagsereignissen mit 0.3 bis
maximal 1.5 mm aufgefüllt und nach Niederschlagsende innerhalb weniger Stunden (bei niedrigen
Temperaturen und hoher Luftfeuchtigkeit bis zu wenigen Tagen) wieder aufgebraucht.
ESt
VSt
ASt
ASp
aSt
BK
bSt
N = E St + V St + A
A = A St + A Sp
a St =
A St
A
Evaporation Straße
Versickerung Straße
Straßenabfluss
Spritzwasser
Anteil Straßenabfluss an Gesamtabfluss A
Benetzungskapazität der Fahrbahn
abflusswirksame Straßenbreite
Die Abflüsse A setzen sich aus dem Straßenabfluss ASt und dem Spritzwasser ASp zusammen. Damit
errechnet sich der Straßenabfluss ASt eines Niederschlagsereignisses aus:
ASt = (N − BK −VSt ) ⋅ bSt ⋅ l ⋅ aS
Der Gesamtabfluss A der Straße berechnet sich aus dem Niederschlag abzüglich der Verdunstung
der Fahrbahn und der Infiltration in die Fahrbahn. Die Verdunstung der Fahrbahn in einem Zeitraum
entspricht dabei der Summe der jeweils anhaftenden Wassermenge (Benetzungskapazität) der
einzelnen Niederschläge in diesem Zeitintervall.
Der Gesamtabfluss A läßt sich in die Teilströme Straßenabfluss ASt und Spritzwasser ASp unterteilen.
Der Faktor aSt beschreibt den Anteil des Straßenabflusses ASt am Gesamtabfluss A der Straße.
Daraus ergibt sich der Abfluss ASt [l] eines Straßenabschnittes mit der Länge l und der
abflusswirksamen Straßenbreite bSt.
4.1.1.4.2 Kompartiment Infiltrationszone
Der Straßenabfluss ASt versickert in der Infiltrationszone in Abhängigkeit von Infiltrationseigenschaften
und Wassermenge. Der Wasseranfall in der Infiltrationszone setzt sich dabei aus den Niederschlägen
(N), dem Straßenabfluss (ASt) und dem Spritzwasser (ASp) in dieser Zone zusammen. Die
Wasserbilanz kann somit für die Infiltrationszone
aufgestellt
werden:
VI folgenderweise
Versickerung
in Infiltrationszone
Breite der Infiltrationszone
Länge des Straßenabschnitts/ der
Infiltrationszone
AI
Abfluss von Infiltrations- in
Spritzwasserzone
ASp(x) Spritzwasser bei Fahrbahnabstand x
TU Berlin
49
bI
l
N = ETI + VI −
ASt
− ASp ⎛⎜⎝ x ⎞⎟⎠ + AI
l ⋅ bI
AI = 5% ⋅ ASt
Die Verteilung des Spritzwassers (ASp(x)) im Straßenrandbereich wurde aus den Messungen zur
Spritzwasserverteilung am Standort Stolpe abgeleitet (siehe Kap. 6.2.3).
4.1.1.4.3 Kompartiment Spritzwasserzone
Die Zuflüsse in die Spritzwasserzone setzen sich aus dem Spritzwasser der Fahrbahn ASp und aus
den Abflüssen der Infiltrationszone AI, die bei Starkregen auftreten können, zusammen.
N = ETI + VSp − ASp ( x) − AI
4.1.2 Verlagerung des Tracers
Die Berechnung der Massenschwerpunkte M(x) in Abhängigkeit der Entfernung von der
Fahrbahnkante erfolgte für die Einzelprofile über die tatsächlich wiedergefundenen Stoffmengen in
den beprobten Tiefen.
i max
∑t
M ( x) =
i, x
⋅ ci , x
die spezifische Tiefe an der
Transektposition x
der Stoffgehalt in dieser Tiefe
Abstand von der Straße
ti,x
i =0
i max
∑c
ci,x
x
i, x
i =0
Die Verlagerungsgeschwindigkeit V(x) wird für jede Transektposition x ermittelt:
V(x) =
M(x)
∆t
Zeitdifferenz seit Ausbringung des Tracers
Dt
Zur Aufstellung der Massenbilanz wurden die wiedergefundenen Konzentrationen für jede Tiefe auf
das Einheitsvolumen dm3 bezogen. Die relative Wiederfindung errechnet sich aus dem Verhältnis der
wiedergefundenen Menge (cx) zur ausgebrachten Menge (c0). Ist der Quotient cx/c0 > 1 hat eine
Akkumulation im Profil stattgefunden. Ist cx/c0 < 1 sind Bromidverluste aufgetreten. Der arithmetische
Mittelwert der Wiederfindungsraten aller Profilabschnitte wird als mittlere Wiederfindung betrachtet.
_
cx =
c
i max
∑c
crel = cx
i, x
i =0
_
−1
c=n ⋅
x max
∑c ;n = n +1
x
x = 0; n = 0
__
cx
c0
crel
_
crel = c
mittlere Wiederfindung
wiedergefundene Menge der
Transektposition x (Vertikalsumme)
mit:
Wiederfindungsrate
__
c0
crel
n
i
mittlere Wiederfindungsrate
Anzahl der Kompartimente (horizontal)
Beprobungstiefe
4.1.3 Flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches
Die flächenhafte Darstellung der Ergebnisse des Tracerversuches für das Ergebniskapitel erfolgte mit
dem Programm „Surfer 7.0“.
Den Abbildungen liegen Raster mit einer Auflösung von 10 x 10 cm (Fahrbahnabstand x Tiefe)
zugrunde. Für die beprobten Profilabschnitte (siehe Abb. 27) wurden die ermittelten Werte in dieses
50
Raster eingetragen. Die Werte der Rasterpunkte (Stützstellen), für die keine Messungen vorlagen
und bei denen von gleichen Bedingungen ausgegangen werden konnte, wurden durch lineare
Interpolation ermittelt. Die Interpolationsrichtung ist für Tiefen < 1 m parallel zur Geländeoberkante.
Tiefere Bereiche wurden horizontal interpoliert. Teilweise war es aufgrund wechselnder Bedingungen
erforderlich, zusätzliche Annahmen zu treffen. Für die Abbildungen des Standortes Mellendorf wurde
in 150 cm Fahrbahnabstand für die Tiefen > 1 m eine Reihe von Stützwerten entsprechend zu den
Werten in 260 cm Fahrbahnabstand eingefügt. Zwischen 90 und 150 cm Fahrbahnabstand wurde
dann in horizontaler Richtung interpoliert. Bei den Abbildungen für den Standort Stolpe wurde für
Fahrbahnabstände > 150 cm und einer Tiefe > 50 cm Nullwerte eingefügt. Die Ermittlung der Werte
für den Bereich von 25 bis 150 cm Fahrbahnabstand und einer Tiefe > 1 m erfolgte nach der
Abschätzung der möglichen Verlagerungstiefen in diesem Bereich.
Aus dem erstellten Raster wird im Programm „Surfer“ ein „Grid“ zur Abbildung erzeugt. Für die hier
gezeigten Abbildungen wurde zur Erzeugung des „Grids“ die Interpolationsmethode „Triangulation w/
Linear Interpolation“ angewendet. Die Klassen (z.B. Wassergehalte) wurden so ausgewählt, daß die
Charakteristik der Verteilung gut zur Geltung kommt.
0
Tiefe [cm]
Mellendorf
beprobte Flächen
interpolierte Bereiche
100
200
300
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Fahrbahnabstand [cm]
Abb. 27:
Tracerversuch: Darstellung der beprobten Flächen und der durch Interpolation gewonnenen Bereiche am
Standort Mellendorf, die Pfeile markieren die Interpolationsrichtung für diesen Abschnitt
4.2 Stoffhaushalt
4.2.1
Vergleich der mobilen Schwermetallgehalte auf der Basis von Feldmessungen, KdWerten und Adsorptionsisothermen
Feldmessungen: Die Ergebnisse der Feldmessungen beruhen auf der zweijährigen Gewinnung und
Analyse von Bodenwasserproben an drei Straßenstandorten. Für die Auswertung wurden die
arithmetischen Mittelwerte und 90-Perzentile aller Messungen verwendet. Es liegen Daten aus zwei
Tiefen vor, aus 50 cm Tiefe (im Wurzelraum) und aus 100 bzw. 150 cm Tiefe (unterhalb des
Wurzelraumes).
Verteilungskoeffizienten (Kd-Werte):
Für SISIM wurden von ARGE Fresenius-focon (1997) tongehalts-, humus- und pH-Wert-abhängige
Verteilungskoeffizienten zwischen Bodenfeststoff und Bodenlösung aus Literaturdaten entwickelt.
Danach werden die Kd-Werte für jeden Bodenhorizont bzw. jede Bodenprobe aus den vorliegenden
Daten bestimmt:
TU Berlin
51
Tc
Corg . ⎞
⎛
Kd = 1.5 * ⎜ C 0 + C1 *
+ C2 *
⎟ * 10 exp(C3 * pH + C4 * pH² − 5)
100
100 ⎠
⎝
Kd
Corg.
Tc
C0 - C4
(1)
= Verteilungskoeffizient zwischen Boden und Wasser (L/kg)
= Gehalt an organischem Kohlenstoff im Boden (Massen -%)
= Tongehalt im Boden (Massen -%)
= Schwermetallspezifische Konstanten
Die schwermetallspezifischen Konstanten C0 bis C4 sind in ARGE Fresenius-focon (1997)
zusammengestellt.
Unter der Annahme, dass sich das Verteilungsgleichgewicht lokal im Boden sofort einstellt, lassen
sich die die jeweiligen Schadstoffanteile, die an die Bodenmatrix sorbieren, im Sickerwasser gelöst
werden und in die Bodenluft diffundieren, aus den Boden-Wasser-Verteilungskoeffizienten
berechnen. Da der Bodenluftanteil für die hier untersuchten Schwermetalle keine Rolle spielt, läßt
sich die Sickerwasserkonzentration wie folgt herleiten (nach ARGE Fresenius-focon 1997):
Csw =
( ρs + θ )
ρs * Kd + θ
* Ct
Csw
Ct
= Konzentration im Bodenwasser (mg/L)
= Gesamtkonzentration im Gesamtboden (mg/kg)
ρs
θ
= Trockendichte des Bodens (kg/L)
Kd
(2)
= wassergefüllter Porenanteil (L Wasser / L Boden)
= Verteilungskoeffizient zwischen Boden und Wasser (L/kg)
Die Kd-Werte sind in Tab. 12, die aus den Gesamtgehalten geschätzten Sickerwasserkonzentrationen
für Cadmium und Kupfer in Tab. 10 und 11 im Anhang zusammengestellt.
Sorptionsisothermen:
Zur Auswertung kann an die Darstellung von gelöster und sorbierter Stoffkonzentration für die
verschiedenen Konzentrationsstufen im xy-Diagramm eine Funktion angepaßt werden. Deren
Steigung ist, wenn sie linear ist, der Verteilungskoeffizient Boden/Bodenlösung für den untersuchten
Konzentrationsbereich (Kd-Wert). Bei Betrachtung der Sorption von Schadstoffen an natürliche Böden
zeigt sich häufig, dass die Funktion nicht über einen weiteren Konzentrationsbereich linear ist und
sich Exponentialfunktionen vom Typ der Freundlich-Isotherme am besten zur Beschreibung eignen
(Scheffer 1998). Die angepaßten Funktionen sind dann für die Bedingungen bei der
Versuchsdurchführung und im untersuchten Konzentrationsbereich gültig.
An die Messdaten für jeden Bodenhorizont wurden Exponentialfunktionen vom Typ der FreundlichIsotherme angepaßt. Die Parameter der Gleichung können direkt oder (einfacher) für die
logarithmierte Form (Gl. 3) durch lineare Regression an die Messdaten angepaßt werden. Sie sind
einheitenabhängig und wurden zur Benutzung im Programm HMET für die u.g. Einheiten bestimmt.
log S = log k + M * log C
S
k
C
M
(3)
= sorbierte Konzentration (mg/kg , 0.4* C(Königswasser))
= Sorptionskonstante (Freundlich-Koeffizient)
= gelöste Konzentration (µg/L)
= Freundlich-Exponent (-)
Die Ergebnisse sind für alle 36 untersuchten Bodenhorizonte in Tab. 61 im Anhang
zusammengestellt. Bei den im Rahmen dieses Projektes gemessenen und berechneten FreundlichIsothermen wurde der jeweils aus der Regressionsrechnung erhaltene Wert für M verwendet. Das
Bestimmtheitsmaß r² liegt für Cd zwischen 0.703 und 1, der Mittelwert ist 0.956. Für Kupfer liegen die
52
Werte zwischen 0.745 und 1 mit einem Mittelwert von 0.955. Es standen für die Berechnung nur drei
Konzentrationsstufen (=Wertepaare) je Bodenprobe zur Verfügung.
Zum Vergleich wurde für Cadmium der Freundlich-Koeffizient k nach Literaturdaten (Springob /
Böttcher 1998b) aus pH-Wert und organischem Kohlenstoffgehalt abgeschätzt (Gl. 4). Der Exponent
M wird dabei für alle Proben gleichbleibend auf den Wert 0.815 gesetzt. Die mit diesem Verfahren
bestimmten Lösungsgehalte finden sich in Tab. 65 im Anhang.
(4)
k = 0.116 (H+)-0.537 * Corg 0.783
Die Parameter der Freundlich-Isotherme können so interpretiert werden, dass mit zunehmendem
Belegungsgrad der Oberfläche eine logarithmische Abnahme der Adsorptionsenergie eintritt. In
doppeltlogarithmischer Darstellung liefert die Funktion eine Gerade. Wenn dies bei den im
Laborversuch ermittelten Daten nicht der Fall ist, sind außer Adsorption an der Bodenmatrix auch
andere Prozesse wie Fällung oder Lösung eingetreten, die Beschreibung durch die FreundlichIsotherme ist dann nicht sinnvoll.
Die Annahme eines gleichbleibenden mobilen Anteils wird oft als zu ungenau angesehen.
Insbesondere bei veränderlichen Umgebungsbedingungen wie pH-Wert, Redoxpotential, Temperatur,
aber auch zeitabhängig, können sich bei gleichem Feststoffgehalt eines Stoffes im Boden
unterschiedliche Lösungskonzentrationen einstellen, oder bei gleicher Zugabe eines gelösten Stoffes
können unterschiedliche Anteile davon in der Lösung verbleiben. Um dieses Verhalten zu
beschreiben, können z.B. zeit-, pH-Wert- oder temperaturabhängige Sorptionsfunktionen aufgestellt
werden. Davon ist sowohl im Programm SISIM durch die Möglichkeit einer Alterungskorrektur als
auch in HMET durch die Möglichkeit pH-abhängiger Sorption Gebrauch gemacht worden.
4.2.2 Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation
Die einfachste Methode zur Bestimmung einer Schadstofffracht, die die untersuchten Bodenprofile in
einem bestimmten Zeitraum nach unten verläßt, ist eine Massenbilanz. Das Volumen des
Sickerwassers, das z.B. im Jahresmittel unter einer Bezugsfläche anfällt, wird ermittelt und mit der
mittleren Konzentration des gesuchten Stoffes in diesem Zeitraum multipliziert. Das Ergebnis ist die
ausgetragene Stoffmenge, bezogen auf die betrachtete Zeit und Fläche, z.B. Gramm Schwermetall
pro Jahr und Hektar.
Diese jahresgemittelte Wasser- und Schadstoff-Austragsschätzung wird an einer „Kontrollebene“
oder „Betrachtungsebene“ durchgeführt. Die gewählte Kontrollebene ist die untere Begrenzung des
Wurzelraumes (1 m Tiefe unter Grünland, 1.5 m Tiefe unter Wald). Für jeden Standort und jede
Entfernung vom Fahrbahnrand werden die Mittelwerte der Bodenlösungskonzentrationen in dieser
Tiefe mit der mittleren jährlichen Grundwasserneubildungsrate multipliziert. So ergibt sich die mittlere
jährliche Austragsrate des Stoffes. Unter der Annahme, dass Gundwasserneubildungsrate und
Lösungskonzentrationen über die Zeit gleich bleiben, kann dieses Ergebnis auf längere Zeiträume
hochgerechnet werden, so dass man eine Gesamtfracht des Schadstoffes für den betrachteten
Zeitraum erhält.
4.2.3 Stofftransportmodell SISIM
Das „Sickerwasser-Simulationsmodul“ SISIM ist ein Programm, das den Schadstofftransfer in der
ungesättigten Bodenzone zeitlich und räumlich abschätzen kann. Es wurde im Auftrag des
Umweltbundesamtes zur Prognose von Sickerwasserbelastungen im Rahmen des „UMS-Systems zur
Altlastenbeurteilung“ entwickelt (ARGE Fresenius-focon 1997, Bergmann/Doetsch/Grünhoff 1998).
TU Berlin
53
SISIM läuft unter Windows, bietet einfache Eingabe- und Steuerungsmöglichkeiten sowie eine
komfortable grafische Ergebnisdarstellung. Es ist als einfach strukturiertes, robustes Programm für
Anwender mit Fachkenntnissen, aber ohne spezielle Modellierungskenntnisse konzipiert. Das
Programm simuliert den Transport von im Sickerwasser gelösten Schadstoffen durch die ungesättigte
Bodenzone (für Lockergesteine) bis zum Erreichen der Kapillarzone, dem Ort der rechtlichen
Beurteilung nach der Bodenschutzverordnung. Damit soll die Abschätzung des Eintrags von
belastetem Sickerwasser in Quantität und Qualität möglich sein.
Das Modell beruht auf der Unterteilung des untersuchten Bodenprofils in Schichten (Layer), in denen
jeweils beim Transport des Wassers durch sie hindurch eine schnelle Einstellung der
Verteilungsgleichgewichte für Schadstoffe zwischen den drei Phasen (fest, flüssig, gasförmig) im
Boden angenommen wird. Für den Fall der Schwermetalle betrifft das nur die flüssige und feste
Phase. Die Lage dieser Gleichgewichte wird durch Verteilungskoeffizienten bzw. pH-abhängige
Sorptionsisothermen beschrieben, die auf der Basis von Literaturdaten erstellt wurden
(Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990, Van den Berg/Roels 1991 zit. in ARGE Fresenius-focon 1997).
Nicht alle Stoffe, die an die Bodenmatrix sorbieren, sind vollständig wieder desorbierbar, und wenn,
dann ist dieser Vorgang auch zeitabhängig. Im wesentlichen nimmt die Desorbierbarkeit mit
zunehmendem Alter der Kontamination ab, beispielsweise durch Diffusion der Stoffe in das Innere
von Bodenpartikeln, z.T. sogar Einbau in das Kristallgitter. Dieser Effekt kann im Modell SISIM durch
das Einschalten einer „Alterungsfunktion“ berücksichtigt werden (Bergmann et al. 1998).
Die Dicke der Layer wird vom Programm so gewählt, daß jeder Layer in einem Bodenprofil, abhängig
von seiner gesättigten Durchlässigkeit, in der gleichen Zeit vom Sickerwasser durchflossen werden
kann. Basis der Berechnung des Sickerwasser- und Schadstofftransportes durch diese Layer ist eine
Kaskadengleichung, die jeweils die aus einem Layer austretende Wasser- und Stoffmenge als
Eingangsgröße für den nächsttieferen Layer verwendet.
Die Ergebnisdarstellungen enthalten Informationen über die maximalen Schadstoffkonzentrationen in
Boden und Sickerwasser, den Verbleib der Schadstoffe im Bodenprofil (wählbar für Zeiten und
Tiefen), die Gesamtdauer des Schadstofftransfers, die Höhe und den zeitlichen Verlauf des
Schadstoffeintrags in den Grundwasserleiter und die Schadstoffgesamtfracht bezogen auf 1 m²
Fläche, abrufbar für jeden Simulationszeitpunkt. Eine ausführlichere Beschreibung des Modells mit
den Formeln zur Berechnung findet sich in Bergmann at al. (1998).
In der folgenden Tab. 8 sind die für SISIM notwendigen Eingabeparameter aufgeführt. Sie wurden im
Rahmen der Standortuntersuchung und Bodenbeprobung für alle Standorte ermittelt und sind in
verschiedenen Tabellen des Anhangs verteilt.
54
Tab. 8:
Eingangsgrößen für SISIM
Stoffeintrag in das Grundwasser - Simulation mit SISIM
Eingabegrößen (hier auch durch Messung im Gelände ermittelt):
Einheit
Vorhandene Schadstoffe und ihre Konzentrationen im Boden
mg/kg
-
Horizontaufbau des Bodens, für jede Schicht: Mächtigkeit und Körnung nach KA 4
L/(m² * d)
Grundwasserneubildungsrate
mg/L / Monate
optional: Eintrag an Oberfläche, Eintragszeit
Vorgaben bzw. schätzbar durch SISIM:
g/cm³
Dichte
organischer Kohlenstoffgehalt
Mass.-%
Tongehalt
Mass.-%
-
pH-Wert
Vol.-%
Gesamtporenanteil, wassergefüllter, luftgefüllter Anteil, Haftwasseranteil
m/s
(gesättigter) Durchlässigkeitsbeiwert kf
Eigenschaften der Schadstoffe (Wasserlöslichkeit, Dampfdruck, Verteilungskoeffizienten u.a.)
Genauere Wasserhaushaltsuntersuchung (zusätzlich):
Klimadaten (Niederschlag, Temperatur, Windgeschwindigkeit, 5-minütlich bzw. stündlich))
Wassergehaltsverlauf im Bodenprofil (mit TDR-Technik, 5 Tiefen, mehrmals täglich)
Wasserspannungsverlauf im Bodenprofil (mit Tensiometer-Technik, 5 Tiefen, mehrmals täglich)
daraus berechnet:
L/d bzw. L/(d * m²)
Sickerwassermenge, zeitlich hoch aufgelöst
4.2.4
Vorgehen zum Test der Anwendbarkeit des Modells SISIM für Straßenrandböden
Validierungskonzept:
1. Vorgesehen war die Berechnung der Sickerwasserkonzentrationen im untersten Layer nach
einem Zeitraum, der der Dauer der intensiveren Nutzung der Straßen entspricht (z.B. 35 Jahre).
Diese sollten mit den Mittelwerten der Messungen im unteren Messhorizont für jedes Bodenprofil
verglichen werden. Dabei stellte sich als Problem heraus, daß SISIM nur die Maximalkonzentration
als Zahl anzeigt, während der übrige Konzentrationsverlauf nur grafisch ausgegeben wird. Deswegen
wurde die von SISIM berechnete Maximalkonzentration im untersten Layer als Vergleichsgröße
gewählt und die Zeit, die SISIM bis zum Erreichen dieser Konzentration berechnete, jeweils notiert.
2. Die zweite Vergleichsmöglichkeit war die Berechnung der Schwermetallfrachten nach einem
Zeitraum, der der Dauer der intensiveren Nutzung der Straßen entspricht, und einem längeren
Zeitraum, der etwa dem Zeithorizont der Ableitung der zulässigen Frachten in der
Bodenschutzverordnung entspricht (z.B. 100 Jahre). Diese Ergebnisse sollten mit den aus
Geländemessungen berechneten, auf den gleichen Zeitraum hochgerechneten jetzigen Frachten
verglichen werden.
Die gemessenen Schwermetall-Eintragsraten wurden auf die für das jeweilige Bodenprofil ermittelten
Versickerungsraten verteilt und, um die mittleren Eintragsraten entfernungsabhängig für jeden
Standort abzuschätzen, als Konzentration im infiltrierenden Wasser für die SISIMBerechnungsvariante mit kontinuierlichem Eintrag verwendet. Dazu wurden die Ergebnisse der
Depositions- und Straßenabflussbeprobung herangezogen.
Dabei wurde davon ausgegangen, daß sich die Schadstoffeinträge aus dem Straßenabflusswasser
genau entsprechend der eingetragenen Wassermenge verteilen, also über 90 % in der
Infiltrationszone und der Rest in der Spritzwasserzone.
TU Berlin
55
Für die Verteilung der Depositionsmengen wurden die Abb. 80 dargestellten entfernungsabhängigen
relativen Depositionen verwendet. Dabei wurden beide untersuchten Schwermetalle (Cd und Cu)
gleich behandelt.
Da die untersuchten Bundesstraßen eine nur höchstens halb so hohe Verkehrsstärke aufweisen wie
die untersuchten Autobahnen, wurde dort die Eintragsmenge der Schwermetalle aus Deposition und
Straßenabfluss halbiert. Ebenso wurde die Berechnung der Abflussmenge von der Straßenoberfläche
an die geringere versiegelte Fahrbahnbreite angepaßt, sowie die Versickerungsraten mit Hilfe von
Daten der Referenzstandorte und aus der Literatur an den jeweiligen Bewuchs.
4.2.5 Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET
Im Rahmen eines FE-Projektes des UBA wurde ein numerisches Simulationsprogramm zur
Bewertung des zeitlichen Verlaufes des eindimensionalen Stofftransportes im Boden entwickelt
(Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990). Das Modell verknüpft die Beschreibung der Verlagerung
konservativer (nicht mit der Bodenmatrix wechselwirkender) Stoffe durch die KonvektionsDispersionsgleichung mit der Beschreibung der lösungskonzentrationsbestimmenden Prozesse durch
die Retardationsbeschreibung mit Gleichgewichts-Adsorptionsisothermen.
Der Transport von gelösten Stoffen in der Bodenlösung erfolgt durch Konvektion und Diffusion. Dabei
dominiert jedoch über größere Distanzen, wie sie für die Frage des Eintrags in das Grundwasser von
Belang sind, die Konvektion (hier: Verlagerung einer Stoffkomponente mit der Strömung der Lösung)
so stark, dass die Diffusion bei den Modellansätzen für Schwermetalle nicht eigens berücksichtigt
wird, sondern nur zusammen mit der mechanischen Dispersion, die durch unterschiedliche Fließwege
im Porenraum zu einer Durchmischung von Flüssigkeitszonen führt. Die durch beide Effekte
gemeinsam hervorgerufene Verbreiterung und Abflachung von Stoffimpulsen wird als
hydrodynamische Dispersion oder einfach Dispersion bezeichnet.
Die Konvektions-Dispersionsgleichung für den Transport nichtreaktiver (konservativer) Stoffe ist die
Basis für die meisten Stofftransportmodelle in Böden, hier erweitert zur Konvektions-ReaktionsDispersionsgleichung für den Transport reaktiver Stoffe (Gl. 5). Der Term δQ/δt repräsentiert hier die
Konzentrationsänderung in der Bodenfestphase durch Wechselwirkung des transportierten Stoffes
mit der Bodenfestphase.
∂c
∂c
∂ ²c ∂Q
= −ν
+D
−
∂t
∂z
∂z² ∂t
c
t
ν
z
D
Q
(5)
= Lösungskonzentration (mol/kg Wasser)
= Zeit (s)
= Abstandsgeschwindigkeit (m/s)
= Entfernung (m)
= hydrodynamischer Dispersionskoeffizient (m²/s)
= Festphasengehalt (mol/kg)
Die Lösung der Gleichungen erfolgt hier numerisch mit Hilfe der Galerkin-Finite-Elemente-Methode.
Es wurden von den Autoren zwei Modellvarianten realisiert: Ein vereinfachter „zeitgetrennter“ Ansatz,
bei dem Transport- und Retardationsprozesse getrennt betrachtet und für jeden Zeitschritt
nacheinander berechnet werden und ein „simultaner“ Ansatz, bei dem der Transport und die
lösungskonzentrationsbestimmenden Prozesse während eines Zeitschrittes gleichzeitig ablaufen.
Eine Sensitivitätsuntersuchung ergab, dass sich die im Zeitraum von 30 Jahren simulierte CadmiumAuswaschung aus einem versauerten Sandboden an der Profiluntergrenze bei sonst gleichen
Bedingungen für die beiden Ansätze um weniger als 1 % unterscheidet. Dieses Ergebnis ist sogar
unabhängig davon, ob die Nettoniederschläge als stationärer mittlerer Fluss oder als „übertriebene“
Blockregen 1x pro Woche eingegeben werden (Swartjes/Fahrenhorst/Renger 1990).
56
Die von den Autoren durchgeführten Empfindlichkeitsstudien zeigen auch, dass der größte Teil der
empirisch zu bestimmenden Parameter durch abgeschätzte Werte ersetzbar ist. Besonderen Wert
muss jedoch auf die Bestimmung der nichtlinearen Retardationsbeschreibung gelegt werden, die auf
der Basis der Adsorptionsisothermen abgeleitet wurde. Der Unterschied, der zwischen Adsorption
und Desorption desselben Stoffes am gleichen Substrat auftreten kann (Hysterese), wird im Modell
nicht berücksichtigt. Dagegen wurden pH-Änderungen der Adsorption sowohl bei der
Modellerstellung als auch bei den Bestimmungen der Sorptionskoeffizienten zur Modellvalidierung
einbezogen.
Das Programm läuft unter DOS, bietet umfassende Steuerungsmöglichkeiten und den Zugang zum
Quelltext (Fortran). Es erfordert aber die Erstellung unwirtlicher Eingabedateien und die Ausgaben
werden „nur“ als Tabellen erstellt, müssen also ggf. noch grafisch aufbereitet werden. Als Vorteil
gegenüber SISIM ist zu sehen, dass die Ausgabedaten überhaupt in tabellarischer Form zugänglich
sind. HMET erzeugt die folgenden Ausgabedateien: *TEST.OUT, *.CON, *.FLU, *.PH, *.PSI, *.QQ,
*.THE.
*TEST.OUT enthält eine Übersicht der wichtigsten abgeleiteten Ergebnisse wie kumulierte Einträge
und Austräge an Sickerwasser und Schadstoffen, Gesamtmenge der an der Bodenmatrix sorbierten
und der im Bodenprofil gelöst vorliegenden Schadstoffmengen, jeweils für vorher wählbare
Zeitabschnitte als Zwischenergebnis zusammengestellt. Die anderen Dateien enthalten die
grundlegenden Ergebnisdaten für das gesamte Bodenprofil und die gesamte Modellierungszeit,
jeweils in einer Datei nach Bodentiefen und Zeitschritten geordnet. CON steht für die
Schadstoffkonzentration in der Bodenlösung, QQ für die Feststoffkonzentration des Schadstoffs, FLU
für Wasserfluss durch das Bodenprofil, PH für die Änderungen des PH-Wertes, PSI für die
Änderungen der Saugspannung und THE für den Wassergehalt im Bodenprofil.
Diese Dateien können in andere Programme importiert werden, um Grafiken oder Tabellen zur
weiteren Auswertung und Ergebnisdarstellung zu erzeugen.
Als Beispiel für einen Konzentrationsverlauf von Kupfer in der Bodenlösung während einer Simulation
zeigt Abb. 28 eine auf diese Weise erstellte Grafik. Die Verlagerung erfolgt relativ langsam, da das
Substrat an diesem Standort schluffhaltig ist. Im Verlauf der hier dargestellten Simulationszeit von
210 Jahren wird das Bodenprofil zunehmend durch die gleichleibend hohen Einträge mit dem
Straßenablaufwasser überprägt (Tab. 11, Tab. 22). An diesem Standort sind das 31.6 µg Kupfer/L. Es
ist zu sehen, wie dieser Wert im Sickerwasser in immer tiefere Bodenschichten vordringt, nachdem
nach mehr als 20 Jahren die Grenze der Sorptionsfähigkeit des oberen Bodenhorizontes erreicht
wird. Die anfänglich bestehenden Unterschiede der Bodenlösungskonzentration werden davon
überlagert. Das entsprechende Diagramm mit den Bodenfeststoffkonzentrationen spiegelt weiterhin
die unterschiedliche Sorptionsfähigkeit der Bodenhorizonte wieder (Abb. 29).
TU Berlin
57
Kupferverlagerung im Bodenprofil 3A10 - HMET
Lösungskonzentration (µg/L)
Bodenhorizonte
0
5
10
15
20
25
30
35
0
0 - 25 cm
Ap
20
25 - 44 cm
Bv
40
44 - 70 cm
BvSw1
80
Tiefe (cm)
70 - >105 cm
BvSw2
60
100
120
140
160
0
10
21
100
180
150
210
200
Abb. 28:
Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Kupfer am Standort 3A, 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von
0 bis 210 Jahren Simulationszeit
Die Verlagerung von Cd am Standort 1A in nur 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand zeigt Abb. 30.
Durch die Nähe zur Fahrbahn ist die Sickerwassermenge mehr als zehnmal so hoch wie die
standortübliche Grundwasserneubildung, was eine entsprechend schnelle Verlagerung bewirkt.
Durch das rein sandige Substrat ist die Sorption auch geringer als am Standort 3A, der schluffhaltige
Horizonte aufweist. So ist hier der Durchbruch der dauerhaft eingetragenen berechneten
Cadmiumkonzentration von knapp 2 µg/L am unteren Profilende in 2 m Tiefe schon nach wenig mehr
als zwanzig Jahren zu erwarten.
58
Kupferverlagerung im Bodenprofil 3A10 - HMET
Bodenfeststoffkonzentration (mg/kg)
Bodenhorizonte
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0
0 - 25 cm
Ap
20
25 - 44 cm
Bv
40
44 - 70 cm
BvSw1
80
Tiefe (cm)
70 - >105 cm
BvSw2
60
100
120
0
140
10
21
160
100
150
180
210
200
Abb. 29:
Verlauf der Bodenfeststoffkonzentration von Kupfer am Standort 3A, 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, von
0 bis 210 Jahren Simulationszeit
Cadmiumverlagerung im Bodenprofil 1A1 - HMET
Bodenhorizonte
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
1.2
1.4
1.6
1.8
2
0
0 - 22 cm
jAh
20
22 - 77 cm
jBh
jBs
jBv
40
0
60
91 - 109 cm
Bv1
109 - 200 cm
Bv2
Tiefe (cm)
1
77 - 91 cm
fAh
80
5
10
100
14
17
120
21
140
160
180
200
Abb. 30:
Verlauf der Bodenlösungskonzentration von Cadmium am Standort 1A, 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand,
von 0 bis 21 Jahren Simulationszeit
In der folgenden Tabelle sind die für HMET notwendigen Eingabeparameter aufgeführt.
TU Berlin
59
Tab. 9:
Eingabeparameter für HMET
Stoffeintrag in das Grundwasser - Simulation mit HMET
Eingabegrößen:
Einheit
Aufbau des Bodens, für jeden Horizont Mächtigkeit und Eigenschaften:
-
Trockendichte
g/cm³
Gesamtporenanteil, max. wassergefüllter und luftgefüllter Anteil
cm³/cm³
(gesättigter) Durchlässigkeitsbeiwert kf
cm/d
pH-Wert
Vorhandene Schadstoffe und ihre Konzentrationen in jedem Horizont
mg/kg oder µg/L
Sorptionsparameter der Schadstoffe für jeden Bodenhorizont (Freundlich-; lineare oder Langmuir-Isotherme)
Eigenschaften des Standortes bzw. Bodenprofils:
Vegetation
Grundwasserneubildungsrate
Eintrag an Oberfläche durch Schadstoffkonzentration des infiltrierenden Wassers / Eintragszeit
cm/d
µg/L / unbegrenzt
Weitere Modellparameter:
Dicke und Zahl der Layer, Dauer und max. Zahl der Zeitschritte, Abbruchkriterium für die numerische Berechnung
optional: Wassergehalts - Saugspannungskurven, zeitliche Änderungen von pH-Wert oder Wasserspannung / Wassergehalt,
Diffusions- und Dipsersionskoeffizienten, Koeffizienten für biologischen Abbau
60
5 Ergebnisse
5.1 Übersicht der Stoffkonzentrationen
Tab. 10:
Sickerwasserparameter, Bodenlösung aus Saugkerzen, alle Messstellen, April 1999 bis August 01
alle Saugkerzenproben
Min
0.1-Perz.
Median
Mittelwert
0.9-Perz.
Max
n
pH
-
3.53
4.72
6.92
6.63
7.72
8.77
4236
el. Leitf.
µS/cm
7
165
588
1031
2044
22000
3858
Pb
µg/L
0.01
0.06
0.49
1.24
2.49
80.75
1540
Cd
µg/L
0.00
0.01
0.12
0.78
1.63
27.76
1541
Cu
µg/L
0.05
2.13
7.95
16.29
35.27
665.27
1533
Ni
µg/L
0.02
0.63
2.67
5.77
14.24
155.90
1263
Cr
µg/L
0.02
0.39
1.33
2.50
5.77
66.57
1277
Zn
mg/L
0.00
0.01
0.02
0.10
0.28
3.84
1508
Al
mg/L
0.10
0.20
0.40
1.73
4.00
27.20
95
Na
mg/L
10
18
63
72
135
269
49
K
mg/L
0.33
0.92
5.00
6.17
16
27
49
Mg
mg/L
0.09
1.08
4.70
4.94
9
13
49
Ca
mg/L
2.90
22
56
78
154
468
49
Fe
mg/L
0.02
0.03
0.03
0.32
0.92
1.78
6
Tab. 11:
Sickerwasserparameter, oberflächennahes Grundwasser, alle Messstellen, April 1999 bis Mai 2001
alle Kapillarsaumproben
Min
0.1-Perz.
Median
Mittelwert
0.9-Perz.
Max
n
pH
-
4.70
5.69
6.75
6.64
7.35
7.88
129
el. Leitf.
µS/cm
253
327
1227
1357
2302
6450
127
Pb
µg/L
0.01
0.10
1.60
3.32
9.35
21.79
143
Cd
µg/L
0.01
0.01
0.07
0.18
0.42
2.34
143
Cu
µg/L
0.07
1.78
8.26
12.64
30.92
72.14
143
Ni
µg/L
0.05
0.96
5.75
10.81
27.89
48.35
127
Cr
µg/L
0.09
1.12
3.85
5.10
10.07
22.31
108
Zn
mg/L
0.00
0.01
0.01
0.03
0.05
0.58
142
MKW
mg/L
n.n.
n.n.
n.n.
0.108
0.100
0.440
144
16 PAK/EPA
µg/L
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
23.1
30
Naphtalin
µg/L
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
0.05
30
Benzol
µg/L
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
n.n.
0.5
12
MTBE
µg/L
6
n.n.
Die Tab. 10 und 11 geben einen Überblick über alle untersuchten Wasserproben. Die Verteilungen
aller Messwerte außer den pH-Werten und Konzentrationen der Alkali- und Erdalkaliionen sind relativ
stark linksschief - kleine Werte treten also viel häufiger auf als große. Die Proben aus dem
TU Berlin
61
Kapillarsaum weisen bei allen Schwermetallen bis auf Chrom niedrigere Werte auf, die Linksschiefe
der Verteilungen ist dort auch weniger ausgeprägt.
In der Tab. 12 werden die Messergebnisse der Straßenstandorte mit den Messwerten der
Referenzstandorte und den Prüfwerten der Bodenschutzverordnung verglichen. Auffällig dabei sind
die im Vergleich zu den Referenzstandorten relativ hohen pH-Werte der Bodenlösungen der
Straßenstandorte. Dieser Unterschied war in straßennahen Böden schon beobachtet worden, an
Bodenlösungen wurden jedoch noch keine vergleichbaren Messungen durchgeführt. Entsprechend
liegen die Konzentrationen der Schwermetalle, die bei niedrigen pH-Werten zuerst in Lösung gehen
(Cd, Zn, Ni, siehe Tab. 2), an den Referenzstandorten deutlich höher. Etwa im gleichen Bereich wie
an den Referenzstandorten liegen die Konzentrationen von Pb, Cu und Cr der straßennahen Proben.
Bei allen untersuchten Substanzen liegen die Mittelwerte und 90-Perzentile deutlich unterhalb der
Prüfwerte, es weisen also deutlich weniger als 10 % der Wasserproben Konzentrationen über dem
Prüfwert auf. Kupfer und Zink aus den Saugkerzenproben und Kupfer und Nickel bei den
Kapillarsaumproben kommen mit ihrem 90-Perzentil dem jeweiligen Prüfwert am nächsten. 6.3 % der
Messwerte aus den Saugkerzen überschreiten den Prüfwert für Cu, 4.6 % für Zn, bei den
Kapillarsaumproben sind es 2.7 % für Cu und keine Überschreitungen für Ni (maximale gemessene
Konzentration 48.4 µg/L). Bei den organischen Substanzen lagen die meisten Messungen unterhalb
der Bestimmungsgrenze, hier verweisen wir zur Beschreibung der Prüfwertüberschreitungen auf die
Tab. 13.
Tab. 12:
Sickerwasserparameter – Vergleich mit den Referenzstandorten (Daten der Referenzstandorte aus Strebel et
al. 1992, Teichert et al. 2001, Schlenther et al. 1995)
Saugkerzenbeprobung
Straßenrandböden
Kapillarsaumbeprobung
Straßenrandböden
Fuhrberger Feld
(Kiefernwald)
Grunewald
(Mischwald)
feinsandiger
Mittelsand, fluviatil
feinsandiger
Mittelsand
feinsandiger Mittelsand, großteils fluviatil
Podsole, GleyPodsole
podsolige
Braunerde
anthropogen überprägt,
Podsole, Gley-Podsole und Braunerden
Einheit
oberflächennahes GW
Bodenlösung
Saugkerzen
pH-Wert
(-)
4.16
el. Leitf.
(µS/cm)
Substrat
Böden
Meßwerte
Blei
(µg/L)
2
Cadmium
(µg/L)
1.3
Kupfer
(µg/L)
9.5
Nickel
(µg/L)
59.6
Chrom
(µg/L)
5.2
Zink
(µg/L)
213
BBodSchVO:
Prüfwert
Sickerwasser
3.8 - 4.1
Bodenlösung,
90-Perzentil
(µg/L)
Bodenlösung,
Median
oberflächennahes GW,
90-Perzentil
oberflächennahes GW,
Median
7.72
6.92
7.35
6.75
2044
588
2302
1227
25
2.5
0.5
9.3
1.6
3.1
5
1.63
0.12
0.42
0.07
5 - 50
50
35.3
7.9
30.9
8.3
50
14.2
2.7
27.9
5.7
50
5.8
1.3
10.1
3.8
500
281
20
55
15
2.1
200 - 1500
MKW
(µg/L)
200
0.1
n.n.
PAK (EPA)
(µg/L)
0.2
n.n.
n.n.
Naphtalin
(µg/L)
2
n.n.
n.n.
Benzol
(µg/L)
1
n.n.
n.n.
MTBE
(µg/L)
(-)
n.n.
n.n.
5.1.1
5.1.1.1
Schwermetalle in der Bodenlösung
Zeitreihen
Anhand von zwei Standorten soll ein Eindruck der zeitlichen und räumlichen Variabilität von
Cadmium- und Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden gegeben werden (Abb.
62
31 ff.). Zur Einschätzung der sonstigen Eigenschaften sind danach pH-Wert und elektrische
Leitfähigkeit als Maß für die Salzeinflüsse durch den straßenbedingten Eintrag abgebildet (Abb. 24/25
bzw. 28/29). Es wurden dazu die Standorte 1A / Berkhof (Autobahn, Wald, reiner Sandboden,
grundwasserfern), 3A / Fallingbostel (Autobahn, Grünbrache, schluffiger Sand, grundwasserfern)
ausgewählt. Um einen eventuellen Einfluss der Bankettschälung am Standort 4A / AVUS Hüttenweg
(Autobahn, Laubmischwald, reiner Sand, grundwasserfern) sichtbar zu machen, wurden dieselben
Parameter von diesem Standort ebenfalls abgebildet (Abb. 114 ff. im Anhang). Dieser Standort ist
außerdem derjenige mit der stärksten Verkehrsbelastung und der längsten Betriebsdauer. Die
Übersicht über die anderen Standorte und Schadstoffe befindet sich in Form von
zusammenfassenden Abbildungen im nächsten Kapitel und im Anhang.
Cadmium in der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
25 m Entf.
50 m Entf.
100
Konzentration in der
Bodenlösung (µg/L)
10
1
0.1
0.01
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
30. Mai 99
1. Mrz 99
0.001
Probenahmedatum
Abb. 31:
Standort 1A, 1.5m Tiefe (Podsol unter Kiefernforst, DTV 70 000)
TU Berlin
63
Kupfer in der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
25 m Entf.
50 m Entf.
10000
1000
100
10
1
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
30. Mai 99
1. Mrz 99
0.1
Probenahmedatum
Abb.32:
Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe
Leitfähigkeit der
Bodenlösung (µS/cm)
10000
1000
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
25 m Entf.
50 m Entf.
100
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
30. Mai 99
1. Mrz 99
10
Probenahmedatum
Abb. 33:
Alle hier gezeigten Messgrößen weisen am Standort 1A und 4A in 10 m Entfernung vom Straßenrand
die geringsten Schwankungen auf. Dagegen variieren die Schwermetallgehalte, Leitfähigkeit und pH-
64
Wert direkt am Fahrbahnrand und vor allem in 2.5 und 5 m Entfernung wesentlich stärker. Ein Grund
für die stärkeren Schwankungen in Fahrbahnnähe sind bei den Schwermetallen die niedrigeren
Konzentrationen, die v.a. bei Cd schon an der Nachweisgrenze liegen, insbesondere am Standort 4A
in 1.9 m Tiefe und 1 m bzw. 2.5 m Entfernung. Eine weitere mögliche Ursache ist der Einfluss von
Straßenablaufwasser, das in 1 m Entfernung regelmäßig infiltriert (siehe auch Kap. 6.2.3 Ergebnisse
Tracerversuch), in 2.5 m und 5 m Entfernung dagegen nur nach Starkregenereignissen bzw. bei
starkem Spritzwasseranfall. Vereinfacht kann gesagt werden, daß die Saugkerzen in 1 m Entfernung
in fast dauerfeuchtem Boden liegen, die in 10 m Entfernung wesentlich häufiger in relativ gleichmäßig
trockenem Boden, während die dazwischenliegenden Sondenreihen wechselnden Bedingungen
ausgesetzt sind.
Bei allen Standorten ist der pH-Wert der Bodenlösungen in größerer Entfernung von der Fahrbahn
niedriger als in Fahrbahnnähe. Die Leitfähigkeit ist an den Standorten 3A und 4A in Fahrbahnnähe
am höchsten, am Standort 1A im Wald in 10 m Entfernung. Leitfähigkeitsmaxima in den
Wintermonaten sind an den Standorten 1A, 3A und 4A /50 cm Tiefe deutlich zu erkennen (vor allem
für den Winter 2000/2001), während in 1.9 m Tiefe am Standort 4A ebenso wie in 10 m Entfernung
bei den anderen Standorten kaum eine jahreszeitliche Dynamik zu sehen ist. Am Standort 1A wurde
im Juli 2000 eine Erweiterung der Messstelle auf 25 m und 50 m Entfernung vorgenommen. In der
Zeit nach dem Einbau der neuen Saugsonden konnte aufgrund der starken Austrocknung mehrere
Monate nur sehr wenig Bodenlösung entnommen werden, so daß die Keramik erst im Januar 2001
als genug konditioniert betrachtet werden konnte. Zu sehen ist das in den Abb. 31 bis 34 am bis
Februar 01 andauernden Absinken der pH-Werte und am entsprechend starken Ansteigen der CdKonzentrationen in diesen beiden Entfernungen. Zur Berechnung der Mittelwerte bzw. Mediane
wurden nur die Daten ab Januar 2001 verwendet.
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
25 m Entf.
50 m Entf.
pH-Wert der Bodenlösung - Standort Berkhof (1A) - 1.5m Tiefe
pH-Wert der Bodenlösung (-)
9
8
7
6
5
4
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
30. Mai 99
1. Mrz 99
3
Probenahmedatum
Abb. 34:
TU Berlin
65
Um einen möglichen Einfluss der Bankettschälung in direkter Fahrbahnnähe, die am 12. Oktober
1999 am Standort 4A durchgeführt wurde, auf die Eigenschaften des Sickerwassers einschätzen zu
können, sind im folgenden pH-Werte, Leitfähigkeiten und Cadmium-Konzentrationen in 1.9 m Tiefe an
diesem Standort abgebildet (Abb. 114 ff im Anhang). Es liegen in diesem Zeitraum aufgrund von
Trockenheit und defekten Saugsonden nur relativ wenige Messungen vor, aber keine der
Messgrößen zeigt ein auffällig verändertes Verhalten. Die einzige starke Änderung in diesem
Zeitraum betrifft eine starke Absenkung des pH-Wertes in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand. Diese
ist aber mit großer Sicherheit nicht auf die Bankettschälung, die nur etwa 1 m weit weg vom
Fahrbahnrand reichte, sondern auf die wegen starker Trockenheit noch andauernde Konditionierung
der Saugsonden zurückzuführen.
5.1.1.2
Entfernungsabhängigkeit, Unterschiede im Straßentyp und Bodennutzung
In den Abb. 35 ff. sind die Mittelwerte der Bodenlösungskonzentrationen aller untersuchten
Schwermetalle mit Angabe des 10- und 90-Perzentils für alle Standorte und Entfernungen dargestellt.
Wegen der Relevanz für den Transport in das Grundwasser wurden die Messwerte der Proben aus
den jeweils tieferliegenden Saugsonden unterhalb des Wurzelraumes gewählt. Die Sonden befinden
sich in 1 m bis 1.9 m Tiefe.
Die pH-Werte in den Bodenlösungsproben nehmen mit der Entfernung vom Fahrbahnrand bei den
meisten Standorten deutlich ab (Abb. 35 und 36). An den ganzjährig grundwassernahen Standorten
zeichnet sich der pH-Einfluss der Straße weniger ab, da diese generell etwas höher liegende pHWerte aufweisen. An zwei Standorten sind in 10 m bzw. 25 m Entfernung schon wieder etwas höhere
pH-Werte zu finden. Das betrifft den Standort 1A, wo vermutlich der in 8 m Entfernung vom
Fahrbahnrand liegende Waldrand für hohe Säure-, Schwermetall- und Salzdepositionen sorgt. Dies
führt dort zu einem pH-Minimum und zu Maxima von Leitfähigkeit und Schwermetallkonzentrationen
in der Bodenlösung (siehe Abb. 35).
Am Standort 2A sind wegen der Dammlage der Straße die beiden Saugsondenreihen in 1 m und
2.5 m Entfernung grundwasserfern, die in 5 m und 10 m Entfernung dagegen grundwassernah. Daher
liegen in 5 bis 10 m Entfernung etwas höhere pH-Werte vor. Am Standort 3A liegt die
Saugsondenreihe in 10 m Entfernung auf einer Ackerbrache, die noch vor wenigen Jahren genutzt
wurde und deswegen sowohl niedrigere Gehalte an organischem Kohlenstoff als auch einen leicht
höheren pH-Wert als der Boden in 5 m Entfernung aufweist (Abb. 64). Besonders in 5 m Entfernung
bei Standort 3A und 1A weisen die pH-Werte eine große Variabilität auf. Diese Variabilität findet sich
dort auch in den Schwermetallkonzentrationen wieder (Beispiel Cd in Abb. 39 und 40).
Die Leitfähigkeit nimmt an allen Autobahnstandorten vom Fahrbahnrand aus deutlich ab (Abb. 35
und 36), nur am Waldstandort 1A treten in 10 m Entfernung höhere Werte auf als in Fahrbahnnähe.
An diesem Standort liegen die Leitfähigkeitswerte allerdings insgesamt am niedrigsten. An den
Bundesstraßenstandorten ist diese Abnahme der Leitfähigkeitswerte nur am Standort 5B / Altencelle
deutlich ausgeprägt, während die Standorte 6B, 7B und 8B einen uneinheitlichen Verlauf der
Leitfähigkeiten aufweisen, der vermutlich durch ihre Grundwassernähe bedingt ist.
Das Verhalten der Schwermetallkonzentrationen zum pH-Wert der Sickerwasserproben zeigt für
die Standorte 1A und 3A deutliche Zusammenhänge, während bei 2A und 4A das Spektrum der pHWerte enger ist und kein Zusammenhang erkennbar. Für die Standorte 1A und 3A sind bei niedrigen
pH-Werten deutlich höhere Cadmiumkonzentrationen im Sickerwasser festzustellen (Abb. 39), dort
treten auch die Überschreitungen der Prüfwerte auf. Dies entspricht dem bekannten
Mobilitätsverhalten dieses Elements in Böden.
66
20.00
5000
4500
18.00
el. Leitfähigkeit (µS/cm)
pH-Wert (-)
3500
16.00
14.00
3000
2500
12.00
2000
10.00
1500
8.00
1000
6.00
500
Abb. 35:
4A 10m
4A 5m
4A 1m
4A 2.5m
3A 5m
3A 10m
3A 1m
3A 2.5m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
2A 2.5m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 1m
4.00
1A 2.5m
0
pH-Wert (-)
Leitfähigkeit (µS/cm)
4000
Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden
Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof, 2A: Grünbrache Mellendorf, 3A: Grünbrache Fallingbostel, 4A:
Mischwald, AVUS Hüttenweg)
20.00
5000
4500
18.00
4000
pH-Wert (-)
16.00
3500
14.00
3000
2500
12.00
2000
10.00
8.00
1000
6.00
500
Abb. 36:
8B 5m
8B 10m
8B 1m
8B 2.5m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 6m
5B 10m
5B 3.5m
4.00
5B 1m
0
pH-Wert (-)
1500
Mittlere pH-Werte und Leitfähigkeit des Sickerwassers im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
(5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst)
TU Berlin
67
Vergleich der Standorte - Blei in der Bodenlösung
6
Prüfwert: 25 µg/L
5
Pb (µg/L)
4
3
2
1
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
1A 1m
0
Standorte
Abb. 37:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Mischwald, AVUS Hüttenweg).
Vergleich der Standorte - Blei in der Bodenlösung
12.3
6
Prüfwert: 25 µg/L
Pb (µg/L)
5
4
3
2
1
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
5B 1m
0
Standorte
Abb. 38:
68
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Blei-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Bundesstraßenstandorte (5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland
Flackenhorst)
7.81
10.3
20.00
18.00
Prüfwert: 5 µg/L
5
16.00
4
14.00
Cd (µg/L)
3
12.00
pH-Wert (-)
10.00
2
8.00
1
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 1m
0
1A 2.5m
6.00
pH-Wert (-)
Schwermetallkonzentration (µg/L)
6
4.00
Standorte
Abb. 39:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Vergleich der Standorte - Cadmium in der Bodenlösung
6
5
Prüfwert: 5 µg/L
4
Cd (µg/L)
3
2
1
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
5B 1m
0
Standorte
Abb. 40:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmium-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Flackenhorst)
TU Berlin
69
Vergleich der Standorte - Kupfer in der Bodenlösung
154.9
120
100
Cu (µg/L)
80
60
Prüfwert: 50 µg/L
40
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
0
1A 1m
20
Standorte
Abb. 41:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Vergleich der Standorte - Kupfer in der Bodenlösung
120
100
Cu (µg/L)
80
60
Prüfwert: 50 µg/L
40
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
0
5B 1m
20
Standorte
Abb. 42:
70
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupfer-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Flackenhorst)
Vergleich der Standorte - Nickel in der Bodenlösung
50
Prüfwert: 50 µg/L
45
40
Ni (µg/L)
35
30
25
20
15
10
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
0
1A 1m
5
Standorte
Abb. 43:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Vergleich der Standorte - Nickel in der Bodenlösung
50
Prüfwert: 50 µg/L
45
40
Ni (µg/L)
35
30
25
20
15
10
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
0
5B 1m
5
Standorte
Abb. 44:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickel-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Flackenhorst)
TU Berlin
71
Vergleich der Standorte - Chrom in der Bodenlösung
12
Prüfwert: 50 µg/L
10
Cr( µg/L)
8
6
4
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
0
1A 1m
2
Standorte
Abb. 45:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Vergleich der Standorte - Chrom in der Bodenlösung
12
Prüfwert: 50 µg/L
10
Cr( µg/L)
8
6
4
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
0
5B 1m
2
Standorte
Abb. 46:
72
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chrom-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Flackenhorst)
Vergleich der Standorte - Zink in der Bodenlösung
0.9
0.8
Zn (mg/L)
0.7
0.6
Prüfwert: 0.5 mg/L
0.5
0.4
0.3
0.2
4A 10m
4A 5m
4A 2.5m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 50m
1A 25m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
0
1A 1m
0.1
Standorte
Abb. 47:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Vergleich der Standorte - Zink in der Bodenlösung
1.22
0.9
0.8
Zn (mg/L)
0.7
0.6
Prüfwert: 0.5 mg/L
0.5
0.4
0.3
0.2
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
0
5B 1m
0.1
Standorte
Abb. 48:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zink-Konzentrationen des Sickerwassers im Unterboden
Flackenhorst)
TU Berlin
73
5.1.2
Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser / Kapillarsaum
5.1.2.1
Zeitreihen
Als Beispiel für die zeitlichen Verläufe der Schwermetallkonzentrationen im oberflächennahen
Grundwasser sind in den Abb. 49 bis 52 Ergebnisse des Standortes 5B dargestellt, die restlichen
Schwermetalle in den Abb. 117 bis 120 im Anhang. Sie weisen, wie auch an den anderen Standorten,
geringere Schwankungen in den Gehalten über die Zeit auf als die der Saugkerzenproben.
Trotz unfiltrierter angesäuerter Proben treten oft geringere Konzentrationen als in den
darüberliegenden Saugkerzen auf, Ausnahmen sind Ni und zum Teil auch Cr (siehe Tab. 10 und 11).
Cadmium in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
100.000
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
1.000
0.100
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.001
30. Mai 99
0.010
1. Mrz 99
10.000
Probenahmedatum
Abb. 49:
74
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Standortes 5B, Grünbrache Altencelle
Kupfer in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
10000.0
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
100.0
10.0
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.1
30. Mai 99
1.0
1. Mrz 99
1000.0
Probenahmedatum
Abb. 50:
Zeitlicher Verlauf der Kupferkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
10000
1000
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
10
30. Mai 99
100
1. Mrz 99
Leitfähigkeit der
100000
Probenahmedatum
Abb. 51:
Zeitlicher Verlauf der Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser des
TU Berlin
75
pH-Wert der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
8.0
7.0
6.0
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
5.0
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
3.0
30. Mai 99
4.0
1. Mrz 99
9.0
Probenahmedatum
Abb. 52:
5.1.2.2
Zeitlicher Verlauf der pH-Werte im oberflächennahen Grundwasser des
Entfernungsabhängigkeit, Unterschiede in Straßentyp und Bodennutzung
Am einzigen grundwassernahen Autobahn-Standort 2A/Mellendorf ist eine deutliche
Entfernungsabhängigkeit von pH-Wert und Leitfähigkeit im oberflächennahen Grundwasser zu sehen
(Abb. 53). Auch die maximalen Leitfähigkeitswerte in Fahrbahnnähe sind eher niedrig, ebenso
erreicht der Wert in 10 m Entfernung das Minimum aller grundwassernahen Standorte.
Nur zwei der Bundesstraßenstandorte weisen ein geringfügiges Absinken des pH-Wertes mit der
Entfernung vom Fahrbahnrand auf. Die räumliche Verteilung der Leitfähigkeitswerte ist uneinheitlich
und fast alle liegen über dem höchsten Wert des Autobahnstandortes. Die höchsten
Leitfähigkeitswerte werden an den Messstellen 6B und 7B erreicht (Abb. 53).
Auch bei den Schwermetallkonzentrationen unterscheidet sich der Autobahnstandort von den
Bundesstraßen. An den Bundesstraßen treten zwar ebenfalls einige hohe Messwerte auf, ablesbar
an den 90-Perzentilen, die Mittelwerte der Konzentrationen liegen jedoch bei allen Metallen außer Cr
und Zn am Autobahnstandort am höchsten (Abb. 54 bis 59).
76
2500
20.00
18.00
pH-Wert (-)
2000
14.00
1500
12.00
1000
10.00
8.00
500
6.00
Abb. 53:
8B 5m
8B 10m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 1m
7B 2.5m
6B 4m
6B 10m
6B 3m
6B 1.5m
5B 6m
5B 10m
5B3.5m
5B 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
4.00
2A 2.5m
0
pH-Wert (-)
16.00
Mittelwerte der pH-Werte und el. Leitfähigkeiten im oberflächennahen Grundwasser: Autobahn: 2A
Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle,
6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst
20
Prüfwert: 25 µg/L
18
Pb (µg/L)
16
14
12
10
8
6
4
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 4m
6B 10m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 1m
5B3.5m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
0
2A 2.5m
2
Standorte
Abb. 54:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Bleikonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 2A
TU Berlin
77
1.4
Prüfwert: 5 µg/L
1.2
1
Cd (µg/L)
0.8
0.6
0.4
8B 10m
8B 5m
8B 1m
8B 2.5m
7B 10m
7B 5m
7B 1m
7B 2.5m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 1m
5B3.5m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
0
2A 2.5m
0.2
Standorte
Abb. 55:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Cadmiumkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser
Autobahn: 2A Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle,
80
70
Cu (µg/L)
60
Prüfwert: 50 µg/L
50
40
30
20
8B 10m
8B 5m
8B 1m
8B 2.5m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10m
6B 4m
6B 3m
6B 1.5m
5B 6m
5B 10m
5B3.5m
5B 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
0
2A 1m
10
Standorte
Abb. 56:
78
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Kupferkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn:
2A Grünbrache Mellendorf, Bundesstraßen 5B: Grünbrache Altencelle,
50
Prüfwert: 50 µg/L
45
40
Ni (µg/L)
35
30
25
20
15
10
8B 5m
8B 10m
8B 2.5m
8B 1m
7B 5m
7B 10m
7B 2.5m
7B 1m
6B 4m
6B 10m
6B 3m
6B 1.5m
5B 6m
5B 10m
5B 1m
5B3.5m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
0
2A 2.5m
5
Standorte
Abb. 57:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Nickelkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn:
Prüfwert: 50 µg/L
18
16
Cr( µg/L)
14
12
10
8
6
4
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 4m
6B 10m
6B 3m
6B 1.5m
5B 6m
5B 10m
5B 1m
5B3.5m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
0
2A 2.5m
2
Standorte
Abb. 58:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Chromkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn:
TU Berlin
79
0.523
0.3
Prüfwert: 0.5 mg/L
0.25
0.2
Zn (mg/L)
0.15
0.1
8B 5m
8B 10m
8B 1m
8B 2.5m
7B 5m
7B 10m
7B 1m
7B 2.5m
6B 4m
6B 10m
6B 3m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B3.5m
5B 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 1m
0
2A 2.5m
0.05
Standorte
Abb. 59:
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Zinkkonzentrationen im oberflächennahen Grundwasser Autobahn: 2A
5.1.3 Organische Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser
Es wurden 144 Proben aus dem oberflächennahen Grundwasser an acht Terminen auf MKW
untersucht. Davon lagen 136 unter der Bestimmungsgrenze von 0.1 mg/L, 3 % der Werte
überschreiten den Prüfwert von 0.2 mg/L. Deswegen ist die Unterscheidung nach Standorten und
Tiefen nicht sehr ergiebig. Alle Messwerte über der Bestimmungsgrenze sind in der folgenden Tab.
13 abgedruckt.
Tab. 13:
MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Kapillarsaum
Datum
Standort
Entfernung
(m)
Tiefe
(m u. GOK)
MKW (mg/L)
07.10.1999
5B
1
3
0,11
07.10.1999
6B
10
2,75
0,26
17.01.2000
2A
2,5
2,45
0,23
17.01.2000
2A
1
3,06
0,44
18.01.2000
6B
4
1,9
0,15
18.01.2000
6B
3
2,4
0,22
18.01.2000
6B
1,5
2,8
0,14
28.07.2000
7B
1
1,58
0,1
Die beiden Standorte, bei denen die häufigsten und höchsten Überschreitungen festgestellt wurden,
sind 6B / Gifhorn Ost und 2A / Mellendorf. Diese sind die einzigen der untersuchten Standorte, an
80
denen regelmäßig kleinere Verkehrsstaus auftreten, und zwar zu den Hauptverkehrszeiten. Gründe
dafür sind ein beschrankter Bahnübergang für Regionalzüge bei 6B und eine zeitweise überlastete
Autobahnabfahrt bei 2A. Möglicherweise ist die Ursache für die erhöhten MKW-Gehalte in diesen
Staus zu suchen
Die Vermutung, daß die Mitextraktion organischer Bodenbestandteile zu fälschlich erhöhten MKWMessergebnissen führt, kann durch die Auswertung der Chromatogramme für die oben aufgeführten
Werte widerlegt werden. Ein Beispiel ist in Abb. 60 zu sehen. Die beiden unteren Chromatogramme
weisen eine für MKW-Kontaminationen typische Kombination eines breiten, undifferenzierten Peaks
(Schmieröle) mit sehr scharf definierten Peaks in regelmäßigen Abständen auf
(Kohlenwasserstoffketten verschiedener Länge). Eine Verfälschung durch mitextrahierte Huminstoffe
kann hier ausgeschlossen werden.
< 100 µg/L
230 µg/L
440 µg/L
Abb. 60:
Chromatogramme dreier Wasserproben aus dem oberflächennahen Grundwasser mit MKW-Peaks
TU Berlin
81
5.1.3.1
Orientierende Beprobung PAK, Naphtalin, Benzol und MTBE
Von den untersuchten organischen Substanzen konnte kaum eine im oberflächennahen
Grundwasser nachgewiesen werden. Es wurden dreißig Wasserproben, vorwiegend aus 1 m
Entfernung vom Fahrbahnrand, auf die Summe von 15 PAK nach EPA beprobt. Davon überschritt nur
ein Messwert am Standort 2A mit 23.6 µg/L die Bestimmungsgrenze von 0.3 µg/L. An denselben
Proben wurde auch Naphtalin untersucht, hier lagen alle Werte unterhalb der Bestimmungsgrenze
von 0.04 µg/L. Zwölf Proben, alle aus 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand, wurden auf Benzol
untersucht, auch hier lagen alle unter der Nachweisgrenze von 0.5 µg/L.
Am Standort 2A, der aufgrund einer relativ häufig auftretenden MKW-Belastung als der gefährdetste
erschien, wurden zwei Proben aus dem Straßenabflusssammler sowie vier Proben aus dem
oberflächennahen Grundwasser in 1 m, 2.5 m, 5 m und 10 m Abstand vom Fahrbahnrand
entnommen. Die sechs Proben wurden auf MTBE untersucht und waren alle unbelastet. Die
Nachweisgrenze lag hier bei 10 ng/L.
5.1.4
Schwermetalle im Bodenfeststoff
8
pH-Wert (-) / Corg. (Gew.-%)
7
6
5
4
3
2
1
0
pH 0 - 10 cm
Abb.61:
Corg. 0 - 10 cm
pH 100/200 cm
Corg. 100/200 cm
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile von organischem Kohlenstoff und pH-Wert (CaCl2) im obersten Horizont
und Unterboden aller untersuchten Bodenprofile
Die Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der pH-Werte im Ober- und Unterboden der 31 untersuchten
Bodenprofile unterscheiden sich relativ wenig, dagegen zeigen die Gehalte an organischem
Kohlenstoff deutlich den Unterschied zwischen den belebten Oberböden und den unterhalb des
Wurzelraums liegenden Proben aus dem Unterboden (Abb. 61). Je nach Bodentyp sind bei einzelnen
Standorten oder Bodenprofilen Besonderheiten der Tiefenverteilung von pH-Wert, Corg.-Gehalt und
Körnung festzustellen. Diese sind in der Standortbeschreibung in Kap. 2 erläutert. Die räumliche
Verteilung dieser beiden Parameter an allen Standorten findet sich in den Abb. 64 bis 67 im nächsten
Kapitel.
82
Konzentration (mg/kg Trs)
1000
100
60
40
30
20
15
10
1
0.4
0.1
0.01
Cu
Abb. 62:
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) in 0 bis 10 cm
Tiefe aller untersuchten Bodenprofile. Die Kästchen enthalten die Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung
für die Bodenart Sand.
Konzentration (mg/kg Trs)
1000
100
60
40
30
20
15
10
1
0.4
0.1
0.01
Cu
Abb. 63:
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
Mittelwerte, 10- und 90-Perzentile der Schwermetallkonzentrationen (Königswasseraufschluß) im Unterboden
aller untersuchten Bodenprofile. Die Kästchen enthalten die Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung für
die Bodenart Sand.
TU Berlin
83
5.1.4.1
Unterschiede Straßentyp, Bodennutzung, Verkehrsstärke
In den Abb. 64 bis 67 wird ein Überblick über die räumliche Verteilung der pH-Werte und organischen
Kohlenstoffgehalte an allen Standorten gegeben. Die pH-Werte im Boden nehmen an allen
Standorten in den ersten zehn Metern vom Fahrbahnrand deutlich ab. Das Spektrum reicht von
Werten um pH 7.5 in 1 m Entfernung bis zu Werten unter pH 4.0 in 10 m Entfernung.
7
19.00
Corg. (Gew.-%)
6
Corg. (Gew.-%)
pH (CaCl2)
17.00
5
15.00
4
13.00
11.00
3
9.00
7.00
1
5.00
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.00
1A 1m
0
pH-Wert (-)
2
Standorte
Abb. 64:
84
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe
7
19.00
6
17.00
Corg. (Gew.-%)
5
Corg. (Gew.-%)
pH (CaCl2)
15.00
13.00
4
11.00
3
9.00
7.00
1
5.00
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.00
5B 1m
0
pH-Wert (-)
2
Standorte
Abb. 65:
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert in 0 – 10 cm Tiefe
Flackenhorst).
2.50
19.00
Corg. (Gew.-%)
2.00
17.00
pH (CaCl2)
1.50
13.00
11.00
1.00
9.00
7.00
0.50
5.00
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.00
1A 1m
0.00
pH-Wert (-)
Corg. (Gew.-%)
15.00
Standorte
Abb. 66:
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden
TU Berlin
85
2.50
19.00
17.00
15.00
Corg. (Gew.-%)
pH (CaCl2)
1.50
13.00
11.00
1.00
9.00
7.00
0.50
5.00
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.00
5B 1m
0.00
pH-Wert (-)
Corg. (Gew.-%)
2.00
Standorte
Abb. 67:
Organischer Kohlenstoff und pH-Wert im Unterboden
Flackenhorst).
Die Verteilung des organischen Kohlenstoffs ist teilweise mit den bodenbildenden Prozessen
verknüpft (z.B. Humusanreicherung unter Wald bei 4A/10m), zeigt aber durch die baubedingte
Ablagerung humosen Materials an den verschiedenen Standorten keine einheitliche Tendenz.
Die höchsten Konzentrationen aller Schwermetalle außer Chrom treten am „ältesten“ Standort auf,
der seit den zwanziger Jahren des 20. Jh. in Betrieb ist (4A, A 115 AVUS). Weitere Standorte bzw.
Profile mit hohen Konzentrationen sind die mit etwas feinkörnigeren Böden oder sehr hohen Gehalten
an organischer Substanz (Standorte 3A, 6B, Abb. 121 bis 144 im Anhang).
In den Unterböden sind Überschreitungen der Vorsorgewerte selten, nur der älteste Standort (4A) ist
in Bezug auf Pb davon betroffen und ein Standort mit schluffhaltigem Ausgangssubstrat in Bezug auf
Ni (3A). Im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe) ist gewährleistet, daß nicht mehr als zehn Prozent der
Schwermetallgehalte
der
untersuchten
Bodenhorizonte
die
Vorsorgewerte
der
Bodenschutzverordnung überschreiten (Abb. 62 und 63). Dagegen liegen in den Oberböden in
0 bis 10 cm Tiefe schon die Mittelwerte von Cu, Cd, Zn und Pb um oder über dem Vorsorgewert, bei
Ni und Cr sind es etwa 30 % bzw. weniger als 10 % der Messwerte. Alle Autobahnstandorte sind von
erhöhten Werten betroffen, zum Teil auch in bis zu 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand. An den
Bundesstraßen ist vor allem ein Standort betroffen, dessen Böden sehr hohe Anteile an organischer
Sustanz enthalten (6B, siehe Abb. 65 und 67). Dies dokumentiert ein weiteres Mal die immer noch
stattfindenden Emissionen und die Anreicherung der Schwermetallimmissionen in straßennahen
Böden.
Die Maßnahmenwerte des BBodSchG (Pb, Cd, Cu und Ni im Königswasser-Extrakt aus 0 bis 10 cm
Bodentiefe) für den Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im Hinblick auf die
Pflanzenqualität werden jedoch trotz der hohen Verkehrsbelastungen in keiner der Bodenproben
erreicht.
86
5.1.5 Mineralölkohlenwasserstoffe im Bodenfeststoff
Von den insgesamt untersuchten 178 Bodenhorizonten wurden 132 auf MKW beprobt.
Entfernungsabhängigkeit, Tiefenverteilung, Unterschiede in Abhängigkeit von Straßentyp,
Bodennutzung oder Verkehrsstärke sind kaum festzustellen, da 108 von 132 untersuchten Proben
Werte unter der Bestimmungsgrenze aufwiesen. Es konnte an drei Standorten eine Häufung von
Werten über der Bestimmungsgrenze festgestellt werden (10 von 24 Werten am Standort 2A, sechs
am Standort 6B und fünf am Standort 3A, siehe Tab. 14). Dabei ist keine Tiefen- und
Entfernungsabhängigkeit der Messwerte zu erkennen. Zwei dieser Standorte sind grundwassernah.
Sie sind auch die einzigen, an denen häufiger Staus auftreten. An den gleichen Standorten wurde
auch der größte Teil der Überschreitungen des Prüfwertes für MKW im oberflächennahen
Grundwasser festgestellt.
Tab. 14:
MKW – Messwerte über der Bestimmungsgrenze im Bodenfeststoff
7B
Entfernung
vom
Fahrbahnrand (m)
5
6B
10
0 - 20
6B
10
33 - 53
6B
10
53 - 70
6B
10
Standort
34.6
2A
Entfernung
vom
Fahrbahnrand (m)
10
0 - 10
31.6
31.5
2A
10
17 - 40
39.7
33.6
2A
10
40 - 70
26.3
33.6
2A
10
70 - 110
31.2
70 - 90
33.6
2A
4.8
0 - 10
28.6
31.4
2A
4.8
20 - 40
27.5
4.8
40 - 75
34.1
Tiefe (cm)
48-64
MKW
(mg/kg TrS)
Standort
Tiefe (cm)
MKW
(mg/kg TrS)
6B
4
45 - 80
6B
1.5
10 - 40
3A
10
0 - 10
27.5
27.5
2A
2A
4.8
75 - 90
40.3
3A
10
65 - 90
45.3
2A
4.8
90 - 120
40.3
3A
10
90 - 110
61.9
2A
2.5
0 - 10
31.5
3A
1
10 - 30
53
1A
2.5
0 - 23
3A
1
30 - 48
39.9
4A
1
72-94
27.6
29.3
5.1.6 Differenz Boden- und Bodenlösungs-pH
Eine der Anforderungen an die Untersuchungsstandorte waren niedrige Boden-pH-Werte. Die
Auswahl fand anhand von geologischen und bodenkundlichen Karten sowie vorbereitenden
Felduntersuchungen statt. Dabei wurde unter anderem der pH-Wert des Bodens in etwa 5 bis 7 m
Entfernung vom Fahrbahnrand in CaCl2-Lösung bestimmt und nur Standorte mit kleineren pH-Werten
als 6 in die nähere Auswahl genommen.
Bei den Hauptuntersuchungen stellte sich heraus, daß (wie schon vorher vermutet) sowohl in den
Wasserproben als auch in den Bodenproben ein z.T. sehr starkes pH-Gefälle zwischen
fahrbahnnahen und -fernen Messpunkten besteht - jedoch auch ein Unterschied von ein bis zwei pHStufen zwischen dem Boden-pH und dem Bodenlösungs-pH an denselben Messpunkten. Dieser
Unterschied ist methodenbedingt. Dies wird im folgenden näher erläutert.
Die pH-Werte im untersuchten Sickerwasser lagen meist zwischen denen der in Wasser und
Calciumchlorid bestimmten Boden-pH-Werte (Tabellen im Anhang). In einigen Fällen wurden aber
auch die in Wasser ermittelten Boden-pH-Werte beträchtlich von den in der Bodenlösung bestimmten
überschritten. Meist handelt es sich dabei um die Werte aus 10 m Entfernung (alle Standorte), nur
beim Standort 1A auch in 50 cm Tiefe und 5 m Entfernung.
TU Berlin
87
Da sowohl Verwitterung als auch Zersetzung stark pH-abhängig sind, wird der pH-Wert oft als Maß
für die Verfügbarkeit eines bestimmten (Nährstoff-) Vorrates benutzt. Niedrige pH-Werte senken die
Verfügbarkeit von N, P, Mo, Sb und heben diejenige von Fe, Mn, Cu, Zn, B, Al, As, Be, Cd, Co, Cr,
Hg, Ni, Pb, Sn, Tl und V. Niedrige pH-Werte lassen meist auf Armut an K, Ca und Mg schließen. (s.
Schlichting et al. 1995). Entsprechend gilt das für die Verfügbarkeit, also auch Mobilität der meisten
Schwermetalle in Konzentrationsbereichen, die nicht mehr für die Pflanzenernährung wichtig sind,
sondern Schadwirkungen herbeiführen können.
Die Zusammensetzung (also auch der pH-Wert) der Bodenlösung schwankt im Jahresverlauf, da
bereits jede Wassergehaltsänderung das Gleichgewicht zwischen den Austauschern der Bodenmatrix
verändert. Außerdem enthält die Bodenlösung gelöste Gase der Bodenluft wie O2, N2, CO2 und NH3,
die zum Teil in wäßriger Lösung dissoziieren und dann ebenfalls die Bodenreaktion beeinflussen
können. Die Gehalte an dissoziierten Gasen schwanken um Teil noch stärker als die der Ionen, da
ihre Löslichkeit stark temperaturabhängig ist. Strenggenommen dürfte der Boden-pH nur direkt am
Standort, in situ bestimmt werden, um diese Faktoren richtig abzubilden.
Da dies sehr schwierig ist und dann auch kein für das ganze Jahr übertragbarer Messwert das
Ergebnis wäre, wird der Boden-pH im allgemeinen in Suspensionen gemessen. Da sich der pH mit
der Verdünnung ändert, die Messung mit Elektroden oder Farbindikatoren aber eine gewisse
Mindestwassermenge erfordert, werden die Proben verdünnt. Die übliche Konvention dazu ist das
Verhältnis von 1 Gewichtsteil Boden zu 2.5 Volumenanteilen Suspendierungsmittel.
Wählt man Wasser als Suspendierungsmittel, könnten die H+-Aktivitäten auf die verschiedenen
Wassergehalte umgerechnet werden, sofern feldfrische Proben untersucht wurden (beim Trocknen
treten irreversible Veränderungen auf) und der Einfluss der ebenfalls vom Wassergehalt abhängigen
Aktivität der anderen Ionen auf die H+-Aktivität sich einfach berechnen ließe. Da das nicht der Fall ist,
versucht man, den Einfluss anderer Ionen durch den Einsatz überschüssiger Mengen auszuschalten
und damit auch Schwankungen im Jahresverlauf zu unterdrücken, und mißt deshalb in Suspensionen
mit Salzlösungen (konventionell 0.01 M CaCl2 oder 1 M KCl).
So wird selbst bei weitem Boden-Lösungs-Verhältnis meist eine höhere, dem pH der unverdünnten
Bodenlösung eher entsprechende H+-Aktivität erzielt. Die auf diese Weise gewonnene H+-Aktivität ist
eine konventionelle Größe (s. Schlichting et al. 1995). Der pH(CaCl2) liegt im allgemeinen um 0.6 +0.2 pH-Einheiten tiefer als der pH(H2O), weil v.a. H+ und Al3+-Ionen durch Ca2+ ausgetauscht werden.
88
5.2 Wasserhaushalt
Klimabedingungen und Witterung im Versuchszeitraum, Grundwasserstände und
Abflussmenge
150
30
Monatsniederschlag (mm)
25
NS Monatssumme (mm)
125
T Monatsmittel (°C)
20
100
15
75
10
50
5
25
0
Apr 01
Mrz 01
Feb 01
Jan 01
Dez 00
Nov 00
Okt 00
Sep 00
Aug 00
Jul 00
Jun 00
Mai 00
Apr 00
Mrz 00
Feb 00
Jan 00
Dez 99
Nov 99
Okt 99
-5
Sep 99
0
Abb. 68:
Temperatur Monatsmittel (°C)
5.2.1
Niederschlag und mittlere Temperatur am Standort 2A / Mellendorf für den Untersuchungszeitraum auf
monatlicher Basis
Die Abb. 68 zeigt die Niederschlags- und Temperaturverhältnisse im Untersuchungszeitraum am
Standort 2A / Mellendorf. Die in Abb. 69 dargestellte, auf Monatsbasis berechnete Verdunstung und
klimatische Wasserbilanz ist in Tab. 15 für die beiden Winterhalbjahre 99/2000 und 2000/2001, die
Vegetationsperiode 2000 und das Jahr 2000 zusammenfassend dargestellt. Im Vergleich zum
langjährigen Mittel von 700 mm wies das Jahr 2000 eine etwas höhere Niederschlagssumme auf.
Tab.15:
Zusammengefasste Wasserhaushaltsgrößen für die Winter 99/00 und 00/01, die Vegetationsperiode Sommer
00 und das gesamte Jahr 2000
Zeitraum
NS Summe
(mm)
T Mittel (°C)
Verdunstung
(ETHaude, mm)
Klimatische
Wasserbilanz
(mm)
Okt 99 - März 00
470,7
5,8
110,7
360,0
April 00 - Sept. 00
388,9
16,5
565,4
-176,5
Okt. 00 - März 01
323,0
4,1
110,4
212,6
Jahr 2000
830,8
11,3
684,1
146,6
TU Berlin
89
150
NS Monatssumme (mm)
Verdunstung (ETHaude, mm)
Klimatische Wasserbilanz (mm)
Wasserbilanzgrößen (mm)
100
50
Apr 01
Mrz 01
Feb 01
Jan 01
Dez 00
Nov 00
Okt 00
Sep 00
Aug 00
Jul 00
Jun 00
Mai 00
Apr 00
Mrz 00
Feb 00
Jan 00
Dez 99
Nov 99
Okt 99
Sep 99
0
-50
-100
Abb. 69:
Niederschlag, Verdunstung und Klimatische Wasserbilanz am Standort 2A / Mellendorf für den
Untersuchungszeitraum auf monatlicher Basis
Die Grundwasserstände an den Standorten, die weniger als 4 m Grundwasserflurabstand aufweisen
(2A, 5B, 6B, 7B, 8B), sind in den folgenden Abbildungen dargestellt. Dabei wurden teilweise mehrere
Entfernungen von Fahrbahnrand untersucht, um Unterschiede durch die Infiltration von
Straßenabflusswasser feststellen zu können. Bei allen Grundwasserpegeln eines Standortes
verlaufen die Messwerte eines Standortes jeweils ziemlich parallel. Einzelne Unterschiede wie
beispielsweise am Standort 5B/ Altencelle im Juni und Oktober 2000 sind vermutlich eher auf
methodenbedingte Messungenauigkeiten (Messung von Hand mit Lichtlot) als auf systematische
Unterschiede zurückzuführen.
Die Unterschiede in der Höhenlage der Grundwasserstände in verschiedenen Entfernungen sind
durch die Topographie des Straßenseitenraums am jeweiligen Standort bedingt. Am Standort 2A liegt
die Messstelle in 1 m Entfernung auf dem Damm und ist dadurch ganzjährig grundwasserfern,
während sich die Pegel in den Entfernungen 4.8 m im Graben und 10 m auf dem Niveau des
umliegenden Grünlandes befinden. Der Höhenunterschied der Geländeoberfläche beträgt etwa
30 cm. Die Schwankung der Grundwasserstände im Jahreslauf ist hier relativ gering und bewegt sich
im Graben etwa zwischen 0.8 m und 1.5 m unter GOK, so daß auch hier den größten Teil des Jahres
das Gundwasser kaum einen Beitrag zur Verdunstung leistet.
An den Standorten 5B bis 8B sind die Schwankungen im Jahreslauf sehr viel größer, sie reichen für
5B/10 m von 0.7 m bis 2.7 m u. GOK. Der Standort 5B liegt etwa von März bis Mai im Einflussbereich
des Grundwassers, der etwa 1.5 km entfernte Standort 8B dagegen nur von Juni bis Dezember 2000
außerhalb des Grundwassereinflusses.
Die Grundwasserstände der Standorte 6B und 7B unterscheiden sich im Mittel um etwa 0.5 m. Auch
hier liegen die fahrbahnnäheren GW-Pegel jeweils im Graben. Die Standorte sind etwa 1 km
voneinander entfernt, und ihre Grundwasserstände schwanken zeitlich parallel um etwa dieselbe
Amplitude von etwa 1 m bis 2.5 m u.GOK.
90
Entfernungsbedingte Unterschiede in Änderungen des Grundwasserspiegels konnten an keinem der
Standorte festgestellt werden.
0
GW 2A 1m (m u. GOK)
GW 2A 4.8 m (m u. GOK)
GW 2A 10m (m u. GOK)
0.5
GW-Stand (m u GOK)
1
1.5
2
2.5
3
3.5
Abb. 70:
Sep 01
Jul 01
Mai 01
Mrz 01
Jan 01
Nov 00
Sep 00
Jul 00
Mai 00
Mrz 00
Jan 00
Nov 99
Sep 99
4
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 2A / Mellendorf in 1 m, 4.8 m und 10 m Entfernung vom
Fahrbahnrand
0
GW-Stand (m u GOK)
0.5
1
1.5
2
GW 5B 3.5m (m u. GOK)
GW 5B 10m (m u. GOK)
2.5
Abb. 71:
Jul 01
Mai 01
Mrz 01
Jan 01
Nov 00
Sep 00
Jul 00
Mai 00
Mrz 00
Jan 00
Nov 99
Sep 99
3
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 5B / Altencelle in 3.5 m und 10 m Entfernung vom
Fahrbahnrand und am Standort 8B / Flackenhorst in 10 m Entfernung
TU Berlin
91
0
GW 6B 4m (m u. GOK)
GW 7B 1m (m u. GOK)
GW-Stand (m u GOK)
0.5
1
1.5
2
2.5
Abb. 72:
Jul 01
Mai 01
Mrz 01
Jan 01
Nov 00
Sep 00
Jul 00
Mai 00
Mrz 00
Jan 00
Sep 99
Nov 99
3
Verlauf des Grundwasserstands am Standort 6B / Gifhorn Ost in 4 m und 10 m Entfernung vom
Fahrbahnrand und am Standort 7B / Gifhorn West in 1 m und 10 m Entfernung
Das Ergebnis der Abflussmessungen am Standort 2A ist in Tab. 16 zusammengefasst. Eine
Hochrechnung aus den hier aufgeführten Messterminen auf ein Jahr ergibt einen Jahresabfluss von
diesem Teil der Autobahn von 3400 L pro lfd. m Straße. Wenn man berücksichtigt, daß ein Teil der
Flaschen bei jedem Messtermin schon übergelaufen war, und durch die Beprobungszeit im Sommer
auch mit einer beträchtlichen Verdunstung aus den Sammelgefäßen zu rechnen ist, paßt dieses
Ergebnis gut mit den Messungen und Rechnungen aus dem Tracerversuch zusammen (Kapitel
6.2.3).
Tab.16:
Ergebnisse der Abflussmengenmessung
im Sommer 2000 am Standort 2A / Mellendorf
Probenahmedatum
Tage
Abfluß gesamt (L/m*d)
27.07.2000
29
165
16.08.2000
20
110
05.09.2000
20
100
28.09.2000
23
370
Summe
92
745
Jahressumme
365
3400
Zur Berechnung der eingetragenen Frachten und Abschätzung der Konzentrationen für den
kontinuierlichen Eintrag für das Programm SISIM wurden die aus dem Tracerversuch errechnten
Abflussmengen verwendet, da diese durch die Einbeziehung langjähriger Klimareihen genauer sind.
Sie liegen jedoch in derselben Größenordnung.
92
5.2.2 Auswertung der automatischen Bodenwasserhaushaltsmessungen
Aus dem Verlauf der Wasserspannungen in den vier untersuchten Entfernungen am Standort 2A /
Mellendorf läßt sich die Situation wie folgt beschreiben:
Im Untergrund herrscht scheinbar hydraulisches Gleichgewicht. Die Tensiometer in 80, 110 und 140
cm Tiefe folgen den Grundwasserständen, das heißt, das Bodenprofil entwässert in das
Grundwasser. Im Graben (4.8 m Entfernung) ist die hydraulische Leitfähigkeit ab Ende Mai (bei 40 bis
50 cm Wasserspannung und gröberem Bodenmaterial) so gering, daß die Tensionen in 80 cm Tiefe
nicht weiter fallen, dadurch bildet sich ein abwärts gerichteter Gradient, der aber aufgrund der
geringen Leitfähigkeit kaum zu Wasserfluss führt.
Aufgrund der hohen Niederschläge im Juli 2000 sättigt sich das Profil auch im Untergrund wieder auf,
Anfang Juli und Anfang August kommt es dann zu einer Versickerung unterhalb des Wurzelraums im
Graben, Anfang August auch in 10 m Entfernung. Die Wasserspannungen steigen dann langsam bis
Dezember wieder an, der nach unten gerichtete Gradient nimmt ab. Es findet eine Versickerung zum
Grundwasser statt. Eine Veränderung des Grundwasserspiegels ist aber an den Tensiometerdaten
nicht zu sehen. (Tensiometer bei 140 cm Tiefe und 10 m Entfernung; 110 cm Tiefe in 4.8 m
Entfernung). Im Winterhalbjahr kommt es dann wieder zu einem Anstieg des Grundwassers,
gleichzeitig entwässert das Profil ins Grundwasser.
Die Oberböden reagieren schnell auf Regenereignisse, im Mai/Juni und August 2000 kommt es zum
Teil zu hohen Werten der Wasserspannung. Bei Regenereignissen drehen sich die Gradienten um sie sind positiv vor dem Regen, das bedeutet Fluss nach oben, negativ nach dem Regen, der
Wasserfluss ist dann nach unten gerichtet. Die Wasserspannungen fallen dann schnell ab und
steigen langsam bis zum nächsten Niederschlagsereignis wieder an (Abb. 73). Am Hang und an der
Strasse (Abstände 1 m und 2.5 m) ist an den Wasserhaushaltsdaten aufgrund der Topographie kein
Grundwasseranschluss zu sehen.
Wasserspannung im Bodenprofil am Standort Mellendorf (2A)
0.4 m Entfernung vom Fahrbahnrand
80
40
70
35
60
30
Wasserspannung (cm WS)
50
25
A K3 (80 cm)
40
20
30
A K8 (80 cm)
15
20
10
10
5
0
A K9 (110 cm)
A K10 (140cm)
24-h-NS
T °C Tagesmittel
0
-10
-5
-20
-30
20. Apr 00
A K5 (140 cm)
-10
30. Apr 00
10. Mai 00
20. Mai 00
30. Mai 00
09. Jun 00
Datum
Abb. 73:
Änderung der Wasserspannung im fahrbahnnahen Boden in Abhängigkeit von Niederschlägen
TU Berlin
93
Wasserspannung im Bodenprofil am Standort Mellendorf (2A)
250
40
35
200
Wasserspannung (cm WS)
30
25
150
20
C K2 (50 cm)
C K3 (80 cm)
C K4 (110 cm)
C K5 (140 cm)
C K7 (50 cm)
100
15
C K8 (80 cm)
10
C K10 (140 cm)
C K9 (110 cm)
24-h-NS
50
5
T °C Tagesmittel
0
0
-5
-50
20. Apr 00
-10
30. Apr 00
10. Mai 00
20. Mai 00
30. Mai 00
09. Jun 00
Datum
Abb. 74:
Änderung der Wasserspannung im Boden 10 m von der Fahrbahn entfernt in Abhängigkeit von
Niederschlägen
Die Wasserspannungen in 50, 80 und 110 cm Tiefe bleiben im Bereich zwischen 30 und 60 hPa.
Oberhalb von 60 hPa ist die Leitfähigkeit so gering, dass das Wasser nur sehr langsam fließt,
unterhalb von 30 hPa so hoch, daß es schnell in den Untergrund fließt. Der Wechsel zwischen
niedrigen und hohen Wasserspannungen ist vor allem direkt am Fahrbahnrand sehr häufig und relativ
schnell, er folgt jeweils den Niederschlags/Abflussereignissen und weist eine große Amplitude auf
(Abb. 73). In 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand spielt die Änderung der Wasserspannung durch
Verdunstung, erkennbar am Tagesgang, eine viel größere Rolle als durch Niederschlagsereignisse
(Abb. 74). Lediglich im Oberboden der straßenferneren Messpunkte steigen die Wasserspannungen
aufgrund der Verdunstung in den Sommermonaten stärker an.
In der Abb. 75 sind beispielhaft für drei Messpunkte in 0.25 m, 1 m und 10 m Entfernung Zeitreihen
der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf dargestellt. Es handelt sich um
Tagesmittelwerte, berechnet aus Messungen der Wassergehalte mit den automatischen TDR-Sonden
in fünf Bodentiefen und vier Entfernungen (von der Geländeoberfläche bis zur untersten Messtiefe).
Daraus lassen sich für jeden Zeitraum die Differenzen der Wassermenge im Bodenprofil gegenüber
dem vorigen Zeitraum errechnen. Diese sind als Tagesmittel in Abb. 76 dargestellt.
An beiden Zeitreihen ist jeweils in 0.25 m Entfernung vom Fahrbahnrand deutlich der Einfluss der
erhöhten Infiltration durch das zufließende Straßenablaufwasser sichtbar. In Abb. 75 sieht man die
dort im Mittel etwa 1.5-mal höhere Wassermenge im Bodenprofil und in Abb. 76 die wesentlich
stärkeren Schwankungen der Wassermengen im Bodenprofil in 0.25 m und 1 m Entfernung
gegenüber dem Messpunkt in 10 m Entfernung. Zwar sind die Wassermengen im Profil in 10 m
Entfernung ebenfalls zeitweise recht hoch (zurückzuführen auf die Grundwassernähe dieses Profils),
jedoch schwanken sie nicht kurzfristig. Da hier nicht die gleichen außergewöhnlich
Infiltrationsereignisse wie direkt am Fahrbahnrand auftreten, ist nur eine über den gesamten
Messzeitraum stattfindende langsame Auffüllung des im Spätsommer 2000 relativ trockenen Profils
von etwa 100 mm auf 200 mm zu bemerken (Abb. 75).
94
Die Tab. 17 enthält für jeden der acht Messpunkte die Bilanzierung dieser Wassermengen auf
Stundenbasis. „a“ und „b“ sind jeweils Messpunkte in gleicher Entfernung vom Fahrbahnrand, etwa
8 m parallel zur Fahrbahn versetzt. Die Gesamtbilanz unterscheidet sich hier nur wenig für die
verschiedenen Entfernungen, während die kumulierten Zulauf- und Ablaufmengen aus den
Bodenprofilen deutlich die starke Infiltration und Versickerung am Fahrbahnrand zeigen. Im Mittel
liefen für diesen Zeitraum von dreihundert Tagen in 25 cm Entfernung vom Fahrbahnrand
nachmessbar mindestens 3100 mm Wassersäule durch das Bodenprofil. Durch die Begrenzung der
Erfassung auf stündliche Messungen können es sogar noch mehr sein, da nicht alle Abflussspitzen
mitgemessen wurden. Die Verdunstung ist in diese Berechnung nicht einbezogen. Wenn man die
nach Haude aus den Klimadaten des gleichen Standortes berechnete Verdunstung von 400 mm für
Grünland einrechnet, ergibt sich für die 300-tägige Messperiode eine Versickerung von mindestens
2700 mm Wassersäule am Fahrbahnrand. Auf ein Jahr hochgerechnet, wären es bei vergleichbarer
Witterung 3300 mm/a.
Tab. 17:
Bilanz der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe auf Stundenbasis am Standort 2A / Mellendorf in
0.25 m, 1 m, 2.5 m und 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand, über den Zeitraum vom 27.7.00 bis 23.5.01.
(mm/t = hier: mm Niederschlags- oder Versickerungshöhe je Zeiteinheit)
Entfernung / Meßpunkt
25 cm a 25 cm b
Summe Zulauf (mm/t)
Summe Auslauf (mm/t)
Gesamtbilanz (mm/t)
1ma
1mb
2.5 m a 2.5 m b
10 m a
10 m b
2874
3250
390
374
481
397
456
435
-2891
-3268
-387
-373
-488
-401
-426
-406
-17
-18
3
0
-7
-4
29
29
Tagesmittel der Wassermenge im Bodenprofil bis 125 cm Tiefe
Wassermenge im Profil (mm)
300
25 cm Entf.
1 m Entf.
250
10 m Entf.
200
150
100
50
Abb. 75:
19. Apr 01
20. Mrz 01
18. Feb 01
19. Jan 01
20. Dez 00
20. Nov 00
21. Okt 00
21. Sep 00
22. Aug 00
23. Jul 00
0
Verlauf der Tagesmittel der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m und
TU Berlin
95
Differenzen der Wassermenge im Bodenprofil zum Vortag
110
90
25 cm Differenz (mm)
1 m Differenz (mm)
9.2 m Differenz (mm)
Differenz (mm)
70
50
30
10
-10
-30
-50
Abb. 76:
5.2.3
5.2.3.1
19. Apr 01
20. Mrz 01
18. Feb 01
19. Jan 01
20. Dez 00
20. Nov 00
21. Okt 00
21. Sep 00
22. Aug 00
23. Jul 00
-70
Verlauf der Differenzen der Wassermengen im Bodenprofil am Standort 2A / Mellendorf in 0.25 m, 1 m und
Tracerversuch – Abgrenzung der vom Straßenabfluss beeinflussten Kompartimente
Wasserbilanzierung der Infiltrations- und Spritzwasserzone
Die Wasserbilanzen für straßennahe Bereiche werden neben den klimatischen Faktoren wie
Verdunstung und Niederschlag insbesondere durch die Wasserflüsse zwischen den Kompartimenten
beeinflusst. Der Tracerversuch wurde durchgeführt, um ergänzend zu den oben dargestellten
physikalischen Untersuchungen des Wasserhaushaltes am Straßenrand eine anschaulichere
Ermittlung des Einflusses des Straßenablaufwassers auf den straßennahen Boden zu ermöglichen.
Abb. 77 zeigt die Bromidverteilung an beiden untersuchten Standorten nach Versuchsende. Helle
Farbtöne repräsentieren geringe zurückgebliebene Bromidgehalte, also starke Verlagerung (in 0 bis
1 m Entfernung) und dunkle Farbtöne hohe verbleibende Konzentrationen nach einem Monat
Versuchszeit, also geringe Verlagerung. Wie hier anhand der Tiefenverlagerung des Bromidtracers
zu sehen ist, kam es bei beiden Versuchen am Fahrbahnrand zur Ausbildung einer ca. 1 m breiten
Zone bevorzugter Infiltration („Infiltrationszone“).
96
Infiltrationszone
Spritzwasserzone
0
Tiefe [cm]
100
Stolpe: 29.03. - 7.04.2000
N: 17,3 mm
KWB: - 4,5 mm
200
0
100
50
10
Mellendorf: 19.04. - 22.05.2000
N: 43 mm
KWB:- 87mm
100
5
3
200
2
Bromidkonzentration [ppm]
150
1
300
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
0.5
Fahrbahnabstand [cm]
Abb. 77:
Zonierung der Standorte Stolpe und Mellendorf anhand der Bromidgehalte nach der Beendigung des
Tracervesuches
Die Breite dieser Infiltrationszone ist vor allem von der Infiltrationsleistung des Bodens im
Straßenrandbereich und von der Abflussmenge, somit also von der Fahrbahnbreite, abhängig. Die
untersuchten Autobahnabschnitte weisen mit 8.2 m (Stolpe) und 8.4 m (Mellendorf) vergleichbare
Breiten auf, die zu ähnlichen Abflussmengen führten. Am Standort Stolpe wurde durch
Niederschlagsmessungen im Straßenrandbereich versucht, den Anteil und die räumliche Verteilung
des Spritzwassers zu ermitteln. Demnach verteilt sich das Spritzwasser am Standort Stolpe in einer
ca. 5 m breiten Zone entlang der Fahrbahn. Der Anteil des Spritzwassers am Gesamtabfluss der
Straße beträgt etwa 5 %. Dabei nimmt das Aufkommen des Spritzwassers von der Fahrbahnkante bis
in 5 m Entfernung nahezu linear ab (Abb. 78).
Bei Starkniederschlagsereignissen treten hohe Abflussraten von der Fahrbahn auf. Übersteigen die
Abflussraten die Infiltrationskapazität der Infiltrationszone, tritt Abfluss von der Infiltrationszone in die
Spritzwasserzone auf. Im Jahresmittel infiltrieren, abgeleitet aus Niederschlagsintensitätsverteilungen
und der Wasserleitfähigkeit des Bodens, am untersuchten Standort etwa 95 % der Abflüsse in der
Infiltrationszone. Die restlichen 5 % fließen aus der Infiltrationszone in die Spritzwasserzone ab.
TU Berlin
97
30
Abweichung vom Referenzwert [%]
25
20
15
10
5
0
-5
0
1
2
3
4
5
Fahrbahnabstand [m]
Abb. 78:
Verteilung des Spritzwasseranteils mit der Entfernung zum Fahrbahnrand - Abweichung des Inhalts der
Niederschlagsmesser im Straßenrandbereich der A111 am Standort Stolpe im Bezug zur Referenzmessung in
20m Abstand 7.12.2000 – 8.02.2001
In Tab. 18 wurden in zwei Szenarien die Wasserbilanzen für den Standort Mellendorf für das
langjährige Mittel (1950 bis 1985) aufgestellt. Die Grundlagen der Berechnung sind im Kap. 4.1
beschrieben.
In der „min-Variante“ wurden die Abschätzungen so getroffen, daß die Veränderungen im
Wasserhaushalt, insbesondere die Versickerung in der Infiltrationszone, minimal werden. Die „maxVariante“ gibt die obere Grenze der Abschätzungen wieder.
Die Zu- und Abflüsse sowie die reale Evapotranspiration Ereal der Straße wurden dabei auf täglicher
Basis bestimmt. Die reale Evapotranspiration für die Infiltrations- und Spritzwasserzone sowie für den
unbeeinflussten Standort wurde auf jährlicher Basis nach dem Verfahren von Renger & Wessolek
(DVWK 1996) ermittelt. Es wurden die langjährigen Klimadaten von Hannover-Langenhagen
verwendet und als pflanzenverfügbare Wassermenge WPfl entsprechend zu den Verhältnissen im
Bankett-/Hangbereich 46 mm angenommen.
Für die Abschätzung der „max-Variante“ wurde davon ausgegangen, daß sich die reale Verdunstung
der Referenzfläche sowie der Infiltrations- und Spritzwasserzone auf demselben Niveau bewegt. Der
Zustrom des Straßenabflusswassers in die Infiltrationszone führt zu einem wesentlich höheren
Wasserangebot in dieser Zone, die Abflüsse treten dabei fast zeitgleich mit den
Niederschlagsereignissen auf. Da der Boden in der Infiltrationszone auch in den Sommermonaten
häufig bis zur Feldkapazität aufgesättigt wird, können auch höhere Verdunstungswerte erzielt
werden. Die reale Verdunstung der Infiltrationszone liegt somit zwischen der realen Verdunstung ETI
mit 433 mm/a und der potentiellen Verdunstung ETpHaude mit 553 mm/a. Für die „min – Variante“
wurde daher ETpHaude als Obergrenze für die reale Verdunstung angesetzt.
In der „min – Variante“ wurden die Eigenschaften der Fahrbahn so gewählt, daß der Abfluss von der
Fahrbahn minimal wird. Dazu wurde für den Speicher der Straße die maximale Benetzungskapazität
nach Wessolek & Facklam (1996) angesetzt. Demnach erfolgt Abfluss von der Fahrbahn erst nach
1 mm Niederschlag in den Wintermonaten und nach 1.5 mm in den Sommermonaten. Es wurde eine
98
Versickerung von Niederschlägen im Kompartiment Straße in Höhe von 0.1 mm pro Stunde
Niederschlag angenommen, wobei Versickerung erst nach Auffüllung des Speichers
(Benetzungskapazität) auftritt. Es wird angenommen, daß sich der Speicher innerhalb 24 h entleert,
das Benetzungswasser also in diesem Zeitraum verdunstet.
Bei der Abschätzung des maximalen Abflusses wurden für die Fahrbahn die mittleren
Benetzungskapazitäten von 0.3 mm im Winterhalbjahr und 0.8 mm im Sommerhalbjahr
angenommen. Eine Versickerung durch die Fahrbahn wurde ausgeschlossen. Der Speicher der
Fahrbahn wird in den Sommermonaten binnen 24 h entleert, in den Wintermonaten in 48 h.
Wenngleich sich die Bedingungen im Straßenrandbereich (Relief, Leitplanke) bei beiden Standorten
unterscheiden, wurde für den Standort Mellendorf die gleiche Spritzwasserverteilung angenommen,
wie sie in Stolpe bestimmt wurde (siehe Abb. 78).
Tab. 18:
Wasserbilanz des Systems Straße für den Standort Mellendorf im langjährigen Mittel (1950 – 85, Klimadaten
Hannover Langenhagen). Die Wasserhaushaltsgrößen dieser Tabelle beziehen sich jeweils auf eine Fläche
von 1m2 . So ergibt sich z.B. der maximale Abfluss der Straße aus der Multiplikation mit der Straßenbreite.
Straße
Infiltrationszone
Spritzwasserzone
System Straße
Referenz
8.4 m
1m
4m
(-8.4 bis +5m)
(10m)
Variante
min
max
min
max
min
max
Ereal [mm]
186
82
553
433
433
433
213 - 287
433
NS [mm]
737
737
737
737
737
737
737
737
ZSt [mm]
0
0
4035
5228
50
65
ZSp [mm]
0
0
66
84
36
48
ASt /AI
481
622
202
261
0
0
ASp
25
33
0
0
0
0
V [mm]
45
0
4083
5355
390
417
450-524
304
Wie in Tab. 18 zu sehen ist, ist die Verdunstung (82 bis 186 mm/a) und die Versickerung (0 bis 45
mm/a) im versiegelten Fahrbahnbereich sehr stark eingeschränkt. Infolgedessen kommt es zu hohen
Abflüssen in Form von Straßenabfluss- und Spritzwasser. Dabei fließen pro m2 Fahrbahn 481 bis
622 mm/a ab und 25 bis 33 mm/a gelangen als Spritzwasser in den Randbereich. Am Standort
Mellendorf führt dies bei einer Straßenbreite von 8.4 m zum Abfluss von 4035 bis 5228 L pro Jahr und
lfdm. Straße. Verglichen mit der am Standort Mellendorf im Abflusssammler gemessenen
Abflussmenge von hochgerechnet 3400 L/a * lfdm. Straße (Messzeitraum von Juni bis September
2000), bei der ein beträchtlicher Verdunstungsfehler berücksichtigt werden muss, erscheinen diese
Werte sehr realistisch.
Als Folge der Zuflüsse in die Infiltrationszone treten dort extrem hohe jährliche Sickerwassermengen
(V) von 4083 bis 5355 mm (=L/m²) auf (Tab. 18). Dies übertrifft noch die in Kapitel 6.2 berechneten
Werte von 3300 mm/a aus den Wassergehaltsmessungen im Bodenprofil.
Damit ist die Grundwasserneubildung in der Infiltrationszone ca. 13- bis 18-mal höher als der Wert
von 304 mm/a, der auf der unbeeinflussten Referenzfläche ermittelt wurde. Dementsprechend erhöht
sich auch mit der Verlagerungsgeschwindigkeit von Wasser und dem nichtreaktiven Tracer Bromid
die Gefahr der Verlagerung reaktiver (sorbierender) Schadstoffe in dieser Zone.
Die Zuflüsse in die Spritzwasserzone (Spritzwasser und Abfluss aus Infiltrationszone) führen dort zu
einer Erhöhung der Sickerwassermenge um 30 bis 40 % gegenüber der Referenzfläche.
TU Berlin
99
In der Spalte „System Straße“ der Tab. 18 wurden die Wasserhaushaltsgrößen der einzelnen
Kompartimente des Systems zu einem 13.4 m breiten Streifen zusammengefasst. Dazu gehören die
Fahrbahn mit 8.4 m Breite und der ablauf- und spritzwasserbeeinflusste Bereich mit 5 m Breite. Die
Zonen wurden entsprechend ihrer Breite gewichtet.
Demnach ist im „System Straße“ die Verdunstung gegenüber der Referenzfläche eingeschränkt, die
Versickerung deutlich erhöht. Der Versiegelungsgrad des Systems Straße am Standort Mellendorf
beträgt 63 % (das entspricht dem Flächenanteil der Fahrbahn).
Grundwasserneubildung [mm/a
600
500
400
300
200
100
0
System Straße
min/max
Abb. 79:
Acker
Grünland
Nadelwald
Grundwasserneubildung (mm/a) bei unterschiedlichen Flächennutzungen an grundwasserfernen Standorten
im Raum Hannover, nach Wessolek (1989), ergänzt
In Abb. 79 sind zum Vergleich die mittleren Grundwasserneubildungsraten bei unterschiedlichen
Flächennutzungen an grundwasserfernen Standorten im Raum Hannover dargestellt. Das „System
Straße“ weist dabei etwa doppelt so hohe jährlichen Raten wie ein Acker- oder Grünlandstandort auf.
5.2.4 Zusammenfassung Wasserhaushalt:
Durch die Bilanzierung des Wasserhaushalts der einzelnen Kompartimente konnten die
Wechselwirkungen zwischen den Teilbereichen Straße, Infiltrations- und Spritzwasserzone
quantifiziert werden. Dabei ergeben sich mit verschiedenen Mess- und Berechnungsmethoden
jeweils sehr ähnliche Ergebnisse für den Eintrag und die Menge von Straßenablaufwasser.
Der Straßenrandbereich zeichnet sich durch eine verminderte Verdunstung und erhöhte Versickerung
aus. Als Folge des geringen Speichervolumens des Straßenbelags und der gehemmten Infiltration
auf der Fahrbahn treten hohe Abflüsse in den Straßenrandbereich auf. Diese Abflüsse infiltrieren fast
vollständig in der etwa 1 m breiten Infiltrationszone und führen dort zu einer jährlichen
Grundwasserneubildung in Höhe von 4000 bis 5500 mm. Das ist das 13– bis 18-fache einer
Grünlandfläche unter vergleichbaren Klimabedingungen. Somit besteht ein erhöhtes Potential zur
Schadstoffverlagerung. Selbst unter Zusammenfassung der verschiedenen Infiltrations- und
Verlagerungsbedingungen in einem Streifen parallel zum Fahrbahnrand, der die Fahrbahn mit 8.4 m
Breite und die Infiltrations- und Spritzwasserzone mit 5 m Breite umfasst, ist die Versickerungsmenge
noch anderthalbmal bis doppelt so hoch wie auf einer unbeeinflussten Referenzfläche (Abb. 79).
100
5.2.5 Abschätzung der Unterschiede zwischen den Standorten
Basierend auf den Messungen und Berechnungen der Kapitel zu Wasserhaushalt und Tracerversuch,
den Niederschagsverhältnissen und den Straßenbreiten wurden die Infiltrationsverhältnisse und der
Sickerwasseranfall als Eingabegrößen für das Modell SISIM an den verschiedenen Standorten und in
den untersuchten Entfernungen abgeschätzt. Dabei wurde wie folgt vorgegangen:
Statt der Fahrbahnbreite von 8.4 m am Standort Mellendorf wurde die am jeweiligen Standort
vorhandene Fahrbahnbreite angesetzt. Bei der Berechnung der Abflussmenge wurden dieselben
Annahmen zu Niederschlag, Benetzungskapazität, Abflussbeiwert und Verdunstung getroffen wie
oben beschrieben, außer am Standort 4A / AVUS, wo die geringere Niederschlagsmenge von 580
mm/a im Raum Berlin berücksichtigt wurde. Für die Waldstandorte wurde die durch die Verdunstung
der Bäume geringere Grundwasserneubildungsrate einbezogen (siehe z.B. Abb. 79).
Die vom Spritzwasser betroffene Entfernung wurde nicht verändert, unabhängig, ob es sich um eine
Luv- oder Leelage oder einen Bundesstraßenstandort handelt.
Die berechneten Versickerungsraten wurden dann verwendet, um den Stofftransport zu beschreiben
(siehe nächste Kapitel).
TU Berlin
101
5.3 Stoffhaushalt
5.3.1 Einträge durch Deposition und Straßenablaufwasser
Tab. 19 zeigt die Einträge aus der bodennahen Deposition in Abhängigkeit von der Entfernung des
Messpunktes zum Fahrbahnrand. Deutlich zu erkennen ist die Abnahme der deponierten Mengen mit
der Entfernung, wobei die Geländeform auch einen Einfluss auf die Messergebnisse hat. Auf der
Schulter des Damms sind die Einträge aller untersuchten Metalle außer Cu und Zn relativ geringer, im
Graben dafür etwas höher (Abb. 80).
Tab. 19:
Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch trockene und nasse Deposition
(bulk-deposition, Standort Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000)
Cu
Zn
Cd
Pb
Feststoffe
Na
Ca
mg/m²*a
mg/m²*a
bodennahe Deposition (Totalaufschluß HF/HNO3 des Inhalts der Depositionssammler A7 Mellendorf)
bulk-deposition / Jahr (mg/m²*a)
mg/m²*a
mg/m²*a
mg/m²*a
mg/m²*a
Deposition in 1m Abstand (mg/m²*a)
77.6
517.8
1.368
50.7
46111
28514
Deposition in 2.5 m Abstand (mg/m²*a)
20.4
262.6
0.571
14.9
11833
9341
Deposition in 4.8 m Abstand (mg/m²*a)
13.2
144.5
0.830
24.5
14713
12115
Deposition in 10 m Abstand (mg/m²*a)
9.5
107.5
0.652
10.9
8284
5903
Referenz (10 m, 1.5 m Höhe)
3.5
65.8
0.203
4.0
5189
4040
Deposition in 1m Abstand (g/ha*a)
776
5178
13.7
507
461
285
Deposition über 0 -10m Abstand
(g/ha*a)
235
2178
8.1
228
172
124
Referenz (10 m, 1.5 m Höhe, g/ha*a)
35
658
2.0
40
52
40
Verlauf der relativen Deposition mit dem Abstand zum Fahrbahnrand
(Standort Mellendorf)
9.5
0.8
Cu
Zn
Cd
Pb
Na
Ca
Höhe (m)
7.5
0.6
Referenz
(10 m Abstand,
1.5m Höhe)
0.4
5.5
3.5
0.2
Höhe über der Mulde (m)
relativer Schwermetalleintrag
1
1.5
0
-0.2
-0.5
0
2
4
6
8
10
12
14
16
Abb. 80:
102
Relativer Verlauf der Deposition von Schwermetallen, Na und Ca mit der Entfernung vom Fahrbahnrand,
bezogen auf den Schwermetalleintrag in 1 m Entfernung. Unten ist der Verlauf der Geländeoberfläche
dargestellt.
Aus Konzentrationen und Abflussmengen wurden die Frachten berechnet und als Masseneinheit
Metall je lfdm. Straße und Jahr sowie umgerechnet auf g/ha * a in Tab. 20 zusammengestellt. Für die
Berechnung der Fracht in g/ha * a wurden die Daten so behandelt, als ob alle im Abflusswasser
enthaltenen Substanzen im ersten Meter neben der Fahrbahn deponiert würden (was mit den
Ergebnissen des Tracerversuches bestätigt werden konnte).
Tab. 20:
Einträgevon Schwermetallen, Na und Ca in den Straßenseitenraum durch feste und gelöste Bestandteile des
Straßenabflusses (Standort Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000)
Cu
Zn
Cd
Pb
Feststoffe
Na / 1000
Ca / 1000
Gelöste Fracht im Abfluß (Filtrat des Straßenabflusses A7 Mellendorf)
gelöste Fracht / Jahr (mg/lfdm*a)
37,1
91,0
4,540
0,034
26006
41065
gelöste Fracht / Jahr (g/ha*a)
371
910
45
0,34
260
411
Feststoff-Fracht im Abfluß (Totalaufschluß der Feststoffe des Straßenabflusses A7 Mellendorf)
Feststoff-Fracht / Jahr (mg/m*a)
208,7
2646,5
2,4
74,3
592
10676
41914
Feststoff-Fracht / Jahr (g/ha*a)
2087
26465
24
743
5917
107
419
Abb. 81 zeigt die Verteilung der eingetragenen Stoffe auf die verschiedenen Transportpfade. Zu
großen Anteilen gelöst transportiert werden Cd, Na und Ca, während Pb und Zn praktisch vollständig
über die Luft und den Feststoffanteil des Straßenabflusswassers eingetragen werden. Na wurde zu
über der Hälfte auf dem Luftpfad transportiert.
Anteile der Pfade am Schwermetalleintrag im Bankett
(0 bis 1m Abstand vom Fahrbahnrand)
100%
80%
60%
40%
Deposition
20%
gelöst im Abfluß
Feststoff im Abfluß
0%
Cu
Abb. 81:
Zn
Cd
Pb
Na
Ca
Anteile der Pfade am Eintragvon Schwermetallen, Na und Ca im Bankettbereich (0 bis 1 m Abstand vom
Fahrbahnrand, Standort 2A /Mellendorf, vier Probenahmetermine im Sommer 2000)
In Tab. 21 sind die Ergebnisse der Bodenuntersuchungen zu den Standorten 1A, 2A und 3A
zusammengestellt. Es wurde für die Berechnungen mit HMET davon ausgegangen, dass alle drei
Standorte in Fahrbahnnähe die gleiche Menge Straßenablaufwasser erhalten. Wichtige Unterschiede
zeigen sich z.B. in der mittleren Grundwasserneubildung in größerer Entfernung, wo die Bodenprofile
TU Berlin
103
1A10 und 1A50 aufgrund ihrer Waldvegetation nur etwa die Hälfte der Grundwasserneubildung
erreichen wie die Bodenprofile am Standort 3A mit Grünbrache. Entsprechend liegen die
Konzentrationen der Einträge bei 1A10 und 1A50 etwa doppelt so hoch wie bei 3A10, da die
Eintragsmenge die gleiche ist, aber auf weniger Wasser umgerechnet wird (Tab. 22). Die hier
gezeigten Eintragskonzentrationen sind also nicht gleichzusetzen mit Konzentrationen im
Straßenablaufwasser, sondern wurden eigens für die Modellberechnung aus der Schwermetallfracht
aller Eintragswege berechnet.
Tab. 21:
Eigenschaften der untersuchten Bodenhorizonte der Standorte
3A = Fallingbostel; 1A = Berkhof; 2A = Mellendorf
(Horizont und Textur nach AG Boden 1994; T, U, S = Anteile von Ton, Schluff, Sand; M.% > 2mm =
Skelettanteil, Corg = Anteil an organischem Kohlenstoff, alle Angaben außer pH in Massenprozent)
Standort Entf. (m) Tiefe (cm)
Horizont
T (%)
U (%)
S (%)
Textur
3A
1
0-18
jAh
4.5
9.3
86.2
mSfs
M.% > 2mm pH (CaCl2) pH (H2O) Corg (%)
4.3
6.09
6.59
5.60
3A
1
18-40
jBv/Sw
6.6
13.3
80.2
Sl2
3.63
5.99
7.85
0.39
3A
1
40-45
jH / Sd
7.2
23.1
69.8
Sl2
3.8
6.29
7.28
11.3
3A
1
45-72
jC2
1.5
5.2
93.3
mSfs
0.89
6.29
7.76
0.47
3A
1
72-75
fAp
4.3
12.8
82.9
Su2
3.17
6.04
6.65
1.47
3A
1
75-93
fSwBv
4.1
17.6
78.3
Su2
2.25
6.03
6.97
1.18
3A
1
93 - >105
Sw
4.4
19.9
75.7
Su2
3.69
6.10
7.24
1.01
3A
10
0-25
Ap
3.8
13.0
83.3
Su2
2.07
4.44
5.76
2.09
3A
10
25-44
Bv
4.2
16.1
79.7
Su2
2.59
5.04
5.96
1.08
3A
10
44-70
BvSw1
3.1
13.0
83.9
Su2
4.03
5.61
6.14
0.60
3A
10
70 - >105
BvSw2
4.2
8.6
87.2
mS
1.55
5.68
6.39
0.21
3A
50
0-30
Ap
3.9
18.0
78.1
Su2
4.13
4.57
5.58
2.01
3A
50
30-60
BvSw1
4.7
17.9
77.4
Su2
3.16
4.55
5.25
0.75
3A
50
60- >90
BvSw2
3.4
8.5
88.1
mS
3.02
4.34
5.24
0.30
1A
1
0-10
jAh
0.7
4.9
94.4
mS
1.45
5.98
6.24
3.67
1A
1
22-45
jBv
0.6
1.5
97.9
mS
6.67
6.75
6.54
0.54
1A
1
77-91
fAh
1.0
3.3
95.7
mS
0.42
6.30
6.58
2.50
1A
1
91-109
fBsh
0.2
2.3
97.6
mS
0.26
6.03
6.72
0.84
1A
1
108 - >122
fBs/Cv
1.5
7.8
90.8
mSfs
0.15
5.93
6.84
0.49
1A
10
0-14
Ah (Ae/Bh)
2.0
3.4
94.6
mS
0.44
3.40
4.01
5.23
1A
10
14-17
Bh
1.2
2.9
95.9
mS
0.27
3.69
4.18
n.b.
1A
10
17-20
Bv (jBv?)
0.7
3.2
96.1
mS
0.13
4.05
4.29
2.42
1A
10
20-42
Bhs
1.0
2.7
96.3
mS
0.14
4.25
4.39
1.24
1A
10
42-70
Bh1
0.9
1.6
97.5
mS
0.26
4.53
5.24
0.30
1A
10
70- >85
Bh2
0.8
5.5
93.7
mSfs
0
4.51
4.76
0.29
1A
50
0-11
Aeh
0.8
4.5
94.7
mS
0.15
2.94
4.00
3.07
1A
50
11-17
Bh1
2.3
4.9
92.8
mS
0.27
3.04
3.98
5.73
1A
50
17-35
Bsh1
1.6
2.2
96.2
mS
0.55
4.35
4.51
0.92
1A
50
35-55
Bsh2
1.1
1.3
97.5
mS
0.29
4.40
4.60
0.62
1A
50
55-83
Bh2
0.9
1.4
97.7
mS
0.13
4.55
4.61
0.28
1A
50
83- >100
rGo
1.0
1.5
97.5
mS
0.05
4.50
4.52
0.25
2A
1
0-25
jAh
1.9
3.3
94.7
mS
5.51
6.08
7.27
1.88
2A
1
25-60
jC
0.9
2.2
96.9
mS
0.61
6.08
7.08
0.17
2A
1
60- >100
jC
1.2
2.6
96.2
mS
0.48
6.06
6.96
0.24
2A
4.8
0-24
Ap
2.0
5.0
93.0
mS
14.58
5.21
5.93
2.08
2A
4.8
24-48
rAp
1.7
5.4
93.0
mS
0.16
5.50
6.60
0.13
2A
4.8
48-76
Go
0.9
1.8
97.4
mS
0
5.61
6.42
0.11
2A
4.8
76- >101
Gor
1.8
2.7
95.5
mS
0.77
5.56
6.54
0.18
104
Tab. 22:
Mittlere jährlichen Grundwasserneubildungsrate, Stoffeinträge für die Bodenprofile
der Standorte 1A, 2A und 3A
Standort Entf. (m)
Gwneu
(mm/a)
Gwneu
(L/m²*d)
Einträge
Cd (µg/L)
Einträge
Cu (µg/L)
3A
1
4700
12.88
1.77
68.8
3A
10
300
0.82
2.17
31.6
3A
50
300
0.82
2.17
31.6
1A
1
4700
12.88
1.77
68.8
1A
10
140
0.38
4.66
67.6
1A
50
140
0.38
4.66
67.6
2A
1
4700
12.88
1.77
68.8
2A
4.8
394
1.08
2.11
33.5
Die Abb. 82 zeigt die räumliche Verteilung der addierten Einträge aus Straßenablaufwasser und
luftgetragener Deposition, die am Standort 2A bestimmt worden sind.
Schwermetallfracht (g/ha*a)
3500
3000
2500
2000
1500
Zink * 0.1
1000
Kupfer
500
Blei
0
1
2
3
4
5
Entfernungsbereich
vom Fahrbahnrand (m)
Abb. 82:
6
Cadmium * 10
7
8
9
10
Eintrag von Pb, Cd, Cu und Zn in den Boden am Autobahnstandort Mellendorf (2A) durch Abflusswasser und
Deposition
5.3.2 Stoffaustrag mit dem Sickerwasser und Bilanz
In Tab. 23 sind für den Standort Mellendorf die summierten Schwermetalleinträge in den Boden aus
Straßenablaufwasser und Gesamtdeposition zusammengestellt. Es wurde auch eine gewichtete
Eintragsrate über 0 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand berechnet. Tab. 24 zeigt für den gleichen
Standort die mit dem Sickerwasser aus dem Boden ausgetragenen Schwermetallfrachten. Die
Ermittlung dieser Stoffausträge erfolgte durch Multiplikation des arithmetischen Mittels der
Stoffkonzentration in der Bodenlösung des untersten untersuchten Horizontes mit der für das
jeweilige Profil berechneten Sickerrate pro Jahr. Es wurden Stoffausträge für die Infiltrationszone, die
Spritzwasserzone, den Bereich 5 bis 10 m und zum Vergleich für eine Fläche in 10 m Abstand
berechnet. Außerdem wurde die über die Fahrbahnfläche und 10 m angrenzendes Gelände
gewichtete Austragsrate berechnet.
TU Berlin
105
Tab. 23:
Schwermetalleintrag in den Boden am Standort 2A/Mellendorf durch Abflusswasser und Deposition
(4 Monate im Sommer 2000), Verhältnis Eintrag zu Austrag in der Infiltrationszone
Eintrag in den
Boden aus
Deposition und
Straßenabfluß
Eintrag
Infiltrationszone (0 - 1m)
(g/ha*a)
Eintrag
Spritzwasser
zone (1 - 5m)
(g/ha*a)
Eintrag
5 - 10 m
Entfernung
(g/ha*a)
gewichteter
Eintrag
0 - 10 m Entf.
(g/ha*a)
BBodSchVO:
Frachtgrenzwerte
(g/ha*a)
Verhältnis von
Eintrag in und Austrag aus dem Boden
(Infiltrationszone)
Blei
1250
149
177
303
400
15
Cadmium
83
5,7
7,4
15
6
5,8
Kupfer
3234
204
113
481
360
1,9
Zink
32553
2626
1260
4916
1200
18
Tab. 24:
Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung und Schwermetallaustrag aus dem Boden
durch Sickerwasser am Standort 2A/Mellendorf (gesamte Beprobungsphase)
Mittelwert Schwermetallkonzentration
(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/L,
Zn in mg/L)
Entfernung
Austrag
Infiltrationszone
(g/ha*a)
Austrag
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
Austrag
5 - 10 m
(g/ha*a)
Austrag
10m
(g/ha*a)
Austrag
gewichtet:
-8.4m bis
+10m
1m
2.5m
5m
10m
0 - 1m
1-5m
5 - 10 m
10 m
Blei
1.6
1.3
0.7
0.6
83
5.1
1.8
1.7
6.1
Cadmium
0.27
0.33
0.11
0.20
14
1.3
0.5
0.6
1.2
Kupfer
32.0
28.7
10.3
9.1
1714
117
29
27
126
Nickel
5.2
4.9
3.8
3.6
277
20
11.1
11
22.3
Chrom
4.4
5.5
1.7
2.9
235
22
6.9
9
20.0
0.033
0.073
0.027
0.036
1786
297
95
109
191
Zink
Der Vergleich der beiden Tab. 23 und 24 zeigt, daß trotz langjähriger Belastung die Austräge an
Schwermetallen noch nicht die Menge der Einträge erreicht haben. Das Filter- und Puffervermögen
des Bodens ist bis jetzt nicht erschöpft. Das Verhältnis zwischen Eintrag in den Boden und Austrag
aus dem Bodenprofil nach unten ist am größten für Pb und Zn und am kleinsten für Cu. Cu wird also
am schwächsten, Pb und Zn am stärksten zurückgehalten.
5.3.3 Unterschiede der Schwermetallausträge zwischen den Standorten
Die Austräge wurden für jede untersuchte Entfernung und für die im Tracerversuch festgestellten
Zonen unterschiedlicher Einwirkung des Straßenablaufwassers berechnet. Trotz der zweijährigen
Messreihen, die gute Möglichkeiten zur Identifikation und Beseitigung von Ausreißern gaben, fallen
sowohl bei Bundesstraßen als auch bei Autobahnen einige Konzentrationsmittelwerte sehr stark aus
dem Rahmen. Dies beeinflusst auch die Frachtberechnungen in den einzelnen Entfernungen. Zum
besseren Vergleich der verschiedenen Standorte und Straßentypen wurde deswegen eine gewichtete
Fracht für die abflusswirksame Straßenbreite und einen Streifen von 10 m Breite an jedem Standort
ermittelt. Die Fracht in den Zonen 0 bis 1 m, 1 bis 5 m und 5 bis 10 m wurden mit der Breite der
jeweiligen Zone multipliziert und durch die gesamte Breite inklusive der versiegelten Fahrbahnbreite
dividiert (siehe letzte Spalte der Tab. 25 bis 30 als „Summe Straße + 10 m“).
106
Tab. 25:
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Blei aus dem Boden durch Sickerwasser (MW =
Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte
0 -1 m
1 -5 m
Infiltrations- Spritzwaszone
serzone
(g/ ha*a)
(g/ ha*a)
Mittelwert Schwerm etallkonzentration
(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/ L)
Blei
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
0.9
1.1
1.1
1.8
0.6
1.4
2A
1.6
1.3
0.7
3A
0.30
1.15
4A
0.35
5B
5 - 10 m
(g/ ha*a)
Referenz
10m
(g/ ha*a)
Summe
Straße
+ 10m
47
3.8
2.0
2.5
4.0
0.6
83
5.1
1.8
1.7
6.1
0.82
0.59
16
5.9
2.1
1.8
2.6
1.36
0.64
2.0
19
2.4
0.9
1.4
1.8
0.25
0.34
1.45
0.68
4
0.8
2.1
1.4
1.1
6B
0.50
0.21
0.68
1.12
9
0.5
1.8
2.2
1.7
7B
0.57
1.53
3.99
3.80
10
4.1
7.8
7.6
5.1
8B
0.35
0.55
0.27
0.32
6
1.4
0.29
0.32
1.1
MW BAB
0.77
1.21
0.80
1.23
41
4.3
1.7
1.8
3.6
MW BS
0.42
0.66
1.60
1.48
7.5
1.7
3.0
2.9
2.2
Tab. 26:
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Cadmium aus dem Boden durch Sickerwasser (MW
= Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte)
(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, µg/L)
Cadmium
0-1m
Infiltrationszone
(g/ha*a)
1-5m
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
5 - 10 m
(g/ha*a)
9
0.6
5.1
7.5
2.64
Summe
Referenz
Straße
10m (g/ha*a)
+ 10m
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
0.17
0.16
1.97
5.33
2.86
1.11
2A
0.27
0.33
0.11
0.20
14
1.3
0.5
0.6
1.24
3A
0.04
0.10
5.48
0.16
2.4
0.5
8.5
0.5
0.37
4A
0.33
0.11
0.49
4.30
18
0.2
1.7
3.1
1.69
5B
0.04
0.05
0.08
0.11
1
0.1
0.2
0.2
0.17
6B
0.13
0.07
0.18
0.78
2
0.2
1.0
1.6
0.85
7B
0.11
0.30
0.39
0.42
2
0.8
0.81
0.84
0.73
8B
0.06
0.06
0.16
0.34
1
0.2
0.25
0.34
0.27
MW BAB
0.20
0.18
2.01
2.50
11
0.7
3.9
2.9
1.49
MW BS
0.09
0.12
0.20
0.41
1.5
0.3
0.6
0.7
0.50
TU Berlin
107
Tab. 27:
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Kupfer aus dem Boden durch Sickerwasser (MW =
Mittelwert der Autobahn- bzw. Bundesstraßenstandorte)
Kupfer
0-1m
Infiltrationszone
(g/ha*a)
1-5m
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
5 - 10 m
(g/ha*a)
377
36
43
70
47
Summe
Referenz
Straße
10m (g/ha*a)
+ 10m
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
7.0
10.3
12.4
49.7
5.1
4.6
2A
32.0
28.7
10.3
9.1
1714
117
29
27
126
3A
4.5
10.2
3.0
3.6
240
53
10
11
27
4A
7.1
5.4
8.4
25.6
381
10
12
18
26
5B
5.18
6.48
10.7
8.50
92
15
19
17
19
6B
10.8
11.9
20.5
39.6
193
28
60
79
55
7B
3.63
9.32
9.17
9.24
65
25
18
18
20
8B
4.69
4.36
3.06
4.64
84
11
3.8
4.6
12
MW BAB
12.67
13.65
8.50
21.99
678
53.9
23.6
31.5
57
MW BS
6.08
8.01
10.88
15.49
108.6
19.9
25.4
29.8
26
Tab. 28:
Zink
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Zink aus dem Boden durch Sickerwasser (MW =
(Saugkerzen in 1 bis 2 m Tiefe, Zn in mg/L)
0-1m
Infiltrationszone
(g/ha*a)
1-5m
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
5 - 10 m
(g/ha*a)
1198
120
642
1041
374
Summe
Referenz
Straße
10m (g/ha*a)
+ 10m
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
0.022
0.034
0.174
0.744
0.256
0.104
2A
0.033
0.073
0.027
0.036
1786
297
95
109
191
3A
0.007
0.012
0.364
0.023
368
59
580
68
51
4A
0.142
0.032
0.021
0.415
7564
58
157
298
464
5B
0.015
0.010
0.021
0.051
267
24
72
103
69
6B
0.025
0.032
0.053
0.581
442
74
634
1163
512
7B
0.007
0.011
0.019
0.137
122
30
157
274
126
8B
0.007
0.009
0.011
0.017
123
23
14
17
24
MW BAB
0.05
0.04
0.15
0.30
2729
133.5
368.4
379.0
270
MW BS
0.01
0.02
0.03
0.20
238.4
38.0
219.2
389.3
183
In der Literatur werden mittlere Verlagerungszeiträume in sauren Böden von weniger als
10 cm/10 Jahre für Pb und 30 bis 50 cm/10 Jahre für Cd genannt (Scheffer 1998), so daß sich z.B.
für die Bodentiefe von 200 cm rechnerisch Transportwege von 200 Jahren (Pb) bzw. 50 Jahren (Cd)
ergeben. In Fahrbahnnähe verläuft, offensichtlich wegen der hohen Wasser- und Stoffeinträge, trotz
höherer pH-Werte und teilweise niedriger Lösungskonzentrationen die Verlagerung schneller.
108
Tab. 29:
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Nickel aus dem Boden durch Sickerwasser (MW =
Nickel
0-1m
Infiltrationszone
(g/ha*a)
1-5m
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
5 - 10 m
(g/ha*a)
132
9
18
26
16.2
Summe
Referenz
Straße
10m (g/ha*a)
+ 10m
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
2.5
2.4
7.3
18.9
26.5
10.5
2A
5.2
4.9
3.8
3.6
277
20
11.1
11
22.3
3A
1.32
1.97
10.8
2.5
71
10
20
7.6
8.1
4A
1.60
3.62
1.63
29.4
85
6
11
21
10.8
5B
2.60
6.14
3.85
3.76
46
14
7.6
7.5
11.1
6B
2.31
2.74
3.43
12.5
41
6
16
25
15.0
7B
0.92
2.09
7.77
4.42
16
6
12
8.8
6.5
8B
2.23
2.80
3.00
28.0
40
7
16
28
16.3
MW BAB
2.64
3.22
5.90
13.60
141
11.3
15.2
16.5
14.4
MW BS
2.01
3.44
4.51
12.17
36.0
8.4
12.8
17.3
12.2
Tab. 30:
Entfernungsabhängige Konzentrationen und Austrag von Chrom aus dem Boden durch Sickerwasser (MW =
Chrom
0-1m
Infiltrationszone
(g/ha*a)
1-5m
Spritzwasserzone
(g/ha*a)
5 - 10 m
(g/ha*a)
71
6
5.2
9
7.5
Summe
Referenz
Straße
10m (g/ha*a)
+ 10m
Standort
1m
2.5m
5m
10m
25m
50m
1A
1.3
1.6
1.2
6.3
1.0
0.8
2A
4.4
5.5
1.7
2.9
235
22
6.9
9
20
3A
1.79
1.59
0.87
0.5
96
8.2
2.1
1.5
7.4
4A
1.14
1.07
1.24
3.6
61
2
1.8
2.6
4.1
5B
1.03
2.50
1.89
2.54
18
6
4.4
5.1
5.3
6B
1.14
0.60
1.70
6.51
20
1
8.2
13
7.1
7B
1.57
4.83
8.07
5.57
28
13
14
11
10.6
8B
0.95
1.02
1.81
1.81
17
3
1.8
1.8
2.8
MW BAB
2.16
2.44
1.25
3.34
116
9.5
4.0
5.4
9.7
MW BS
1.17
2.24
3.37
4.11
20.9
5.8
7.0
7.8
6.5
Bei fast allen Metallen erreicht der Standort 2A die höchsten Austräge, obwohl die Konzentrationen
im Sickerwasser am Standort 1A und teilweise auch 4A deutlich höher sind. Dort kommt aber die
höhere Verdunstung an Waldstandorten zum Tragen, die zu deutlich niedrigeren
Grundwasserneubildungsraten führt.
Zusammenfassend läßt sich sagen, daß für alle untersuchten Schwermetalle die ausgetragenen
gewichteten Frachten im Mittel der Autobahnstandorte höher liegen (der jeweils höhere Wert ist grau
TU Berlin
109
unterlegt). Der Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cd und Cu, von denen an den
Autobahnen etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Ni
und Cr ist der Unterschied nur schwach ausgeprägt.
Der Vergleich mit dem Schwermetallaustrag an den Referenzstandorten (Tab. 31) zeigt deutliche
Unterschiede für die Schwermetalle:
Blei: In der Infiltrationszone treten an allen Straßenstandorten deutlich höhere Bleiausträge auf als an
den Referenzstandorten, während dies in größerer Entfernung nur bei den Autobahnstandorten und
dem Bundesstraßenstandort 7B der Fall ist.
Cadmium: Alle Autobahnstandorte haben in der Infiltrationszone, teilweise auch in größerer
Entfernung
deutlich
höhere
Cadmiumausträge
als
die
Referenzstandorte,
alle
Bundesstraßenstandorte liegen darunter.
Kupfer: Die Standorte 3A, 4A und 8B weisen in der Spritzwasserzone und bis 10 m Entfernung
niedrigere Kupferausträge auf als die beiden Referenzstandorte, sonst sind die Austräge überall
deutlich erhöht.
Nickel: Nur in der Infiltrationszone von drei Autobahnstandorten treten höhere Austräge als am
Referenzstandort Fuhrberg auf.
Chrom: Alle Standorte weisen in der Infiltrationszone, einige auch in der Spritzwasserzone und in
größerer Entfernung höhere Austräge als der Referenzstandort Fuhrberg auf.
Zink: An drei Autobahn- und einem Bundesstraßenstandort treten in der Infiltrationszone höhere
Zinkausträge als im Grunewald auf, in der Spritzwasserzone nirgends, jedoch in größerer Entfernung
wieder an drei Standorten.
Tab. 31:
Mittlerer Austrag von Schwermetallen aus dem Boden durch Sickerwasser an den Referenzstand-orten und
Vergleich mit Literaturdaten (Teichert et al. 2001, Schlenther et al. 1995, Scheffer 1998)
Ackerböden
pH 7 bis 5
Waldböden
pH 5 bis 3
Austrag (g/ha*a)
Kiefernforst
Fuhrberger Feld
Grunewald
Versickerung
V = 135 mm/a
V = 80 mm/a
Blei
2.7
1.7
n.b.
1 - 39
Cadmium
1.8
2.5
n.b.
3.7 - 20
Kupfer
13
16
5 - 94
3 - 26
Nickel
80
n.b.
n.b.
11 - 158
Chrom
7.0
n.b.
n.b.
0.8 - 8
Zink
288
480
verschiedene Klimabedingungen
10 - 360
80 - 1600
Daraus läßt sich zusammenfassen, daß im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten der Austrag
von Ni praktisch nicht erhöht ist. Der Austrag von Cd, Zn und Cr ist in der Infiltrationszone, an drei bis
vier Standorten auch in größerer Entfernung deutlich erhöht, wobei Autobahnstandorte eher höhere
Werte aufweisen. Pb sowie insbesondere Cu weisen an den untersuchten Straßen fast
flächendeckend höhere Austräge auf als an den Referenzstandorten.
Der Referenzstandort Grunewald weist trotz geringerer Grundwasserneubildung vergleichbare oder
höhere Austräge auf als der Standort Fuhrberger Feld. Beide liegen außer für Cr im unteren bis
mittleren Bereich der Literaturdaten für Austräge unter Wald.
110
5.3.4
5.3.4.1
Ergebnisse SISIM
Ergebnisse: Konzentrationen
Beispielhaft wurden die beiden Metalle Kupfer und Cadmium untersucht.
Die Maximalkonzentrationen für die Layer, in denen Messungen der Bodenlösungskonzentrationen
vorliegen, wurden mit SISIM berechnet und mit den gemessenen Werten verglichen (Abb. 83 und 84).
Es wurde auch jeweils die Zeit ermittelt, nach der dieses Konzentrationsmaximum in der Simulation
auftritt. Damit sollte abgeschätzt werden, ob die Maximalkonzentrationen mit den gemessenen
Konzentrationen vom Zeitpunkt des Auftretens her vergleichbar sind, oder ob die höchsten Werte erst
noch zu erwarten sind. Dabei wurde von einer Dauer der Belastung der Böden von 35 bis 45 Jahren
ausgegangen, da die größte Steigerung von Kfz-Verkehrsaufkommen und gebauten
Straßenkilometern in den 1960er Jahren stattfand (siehe z.B. Kocher/Prinz 1998). Die meisten von
SISIM berechneten Zeiträume für das Auftreten der Konzentrationsmaxima sind länger als 45 Jahre,
vor allem bei den tieferliegenden Bodenhorizonten. Entsprechend liegen die zu diesen Zeitpunkten
berechneten Maximalkonzentrationen sowohl für Cu als auch für Cd etwa ein bis anderthalb
Größenordnungen über den Mittelwerten der gemessenen Konzentration (Abb. 83 ff.), also praktisch
alle oberhalb der 1:1-Linie. Die höchsten Konzentrationen in der „Wirklichkeit“ sind also vermutlich
erst noch zu erwarten. Dieses Ergebnis paßt zur derzeitig gemessenen Tiefenverteilung der
Feststoffkonzentrationen in den Straßenrandböden (siehe Tabellen im Anhang).
SISIM: max. Konz in 50 cm Tiefe (mg/L)
1
0.1
Cd
0.01
0.001
0.0001
0.00001
0.00001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Saugkerzen: Konzentration (mg/L)
Abb. 83:
Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration in 50 cm Tiefe, für alle untersuchten
Bodenprofile
TU Berlin
111
SISIM: max. Konz in 100 bzw. 200 cm Tiefe
(mg/L)
1
0.1
Cd
0.01
0.001
0.0001
0.00001
0.00001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Saugkerzen: Konzentration in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L)
Abb. 84:
Gemessene und mit SISIM modellierte Cadmiumkonzentration unterhalb des Wurzelraums (100 bis 200 cm
Tiefe), für alle untersuchten Bodenprofile
SISIM: max. Konz in 50 cm Tiefe (mg/L)
1
0.1
Cu
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
Saugkerzen: Konzentration (mg/L)
Abb. 85:
112
Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration in 50 cm Tiefe, für alle untersuchten Bodenprofile
SISIM: max. Konz in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L)
1
0.1
Cu
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
Saugkerzen: Konzentration in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/L)
Abb. 86:
5.3.4.2
Gemessene und mit SISIM modellierte Kupferkonzentration unterhalb des Wurzelraums (100 bis 200 cm
Tiefe), für alle untersuchten Bodenprofile
Ergebnisse: Frachten
Die aus der untersten Schicht des Bodenprofils mit dem Sickerwasser ausgetragenen Frachten von
Cd und Cu wurden für die Zeiträume 10, 30, 100 und 500 Jahre ermittelt. Grafisch dargestellt sind in
den Abb. 87 bis 90 die von SISIM berechneten Frachten nach zehn und hundert Jahren. Sie sind
gegen die Frachten, die aus gemessenen Konzentrationen und mit denselben Versickerungsraten
berechnet wurden, aufgetragen.
Die Berechnung der kumulierten Cd-Frachten nach 10 Jahren mit SISIM unterschätzt im Vergleich zu
den gemessenen Konzentrationen den kumulierten Austrag um etwa eine Größenordnung und für 15
von 31 Bodenprofilen lieferte SISIM sogar den Austrag null nach 10 Jahren. Nach hundert Jahren
sind sich die Abschätzungen für Cd ähnlicher und nur noch für sieben Bodenprofile wird von SISIM
ein Cd-Austrag von null berechnet.
Für Kupfer weichen sowohl die von SISIM berechneten kumulierten Frachten nach zehn wie auch
nach hundert Jahren sehr stark von den aus den Messungen und der Grundwasserneubildung
geschätzten ab. SISIM unterschätzt den Austrag um etwa drei, nach hundert Jahren sogar bis zu fünf
Größenordnungen. Auch bei Kupfer wird für fast die Hälfte der Bodenprofile nach 10 Jahren von
SISIM der Austrag null berechnet, nach 100 Jahren nur noch für sechs Profile.
TU Berlin
113
SISIM: kum. Fracht am unteren Profilende
(mg/m²*10 J)
1000
100
Cd
10
1
0.1
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
10
100
1000
Saugkerzen: Fracht in 100 bzw. 200 cm Tiefe (mg/m²*10 J)
Abb. 87:
Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren, für alle
untersuchten 31 Bodenprofile. Bei 15 Bodenprofilen lieferte SISIM einen Austrag von null, diese sind hier nicht
dargestellt.
(mg/m²*100 J)
1000
100
Cd
10
1
0.1
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
10
100
1000
Abb. 88:
114
Berechneter und mit SISIM modellierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren, für alle
dargestellt.
(mg/m²*10 J)
1000
100
Cu
10
1
0.1
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
10
100
1000
10000
Abb. 89:
Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren, für alle
dargestellt.
(mg/m²*100 J)
10000
1000
Cu
100
10
1
0.1
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
Abb. 90:
Berechneter und mit SISIM modellierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren, für alle
dargestellt.
TU Berlin
115
Aus den Abbildungen wird ersichtlich, dass SISIM die Bodenlösungskonzentration und Verlagerung
bislang nicht mit ausreichender Genauigkeit berechnen kann. Ursache dafür sind der kontinuierliche
Stoffeintrag im Straßenseitenraum, der nicht angemessen berücksichtigt werden kann und
möglicherweise die im Modell nicht ausreichend angepaßten Sorptionseigenschaften der
Straßenrandböden.
Ungünstig für die Modellierung von Schwermetalltransport in Straßenrandböden ist, daß die
Berechnungsvariante "Kontinuierlicher Eintrag“ in SISIM nur Eingaben von bis zu fünf Jahren
Eintragsdauer zuläßt. Dadurch kann mit dem Programm praktisch nur das „Leerlaufen“ des
belasteten Bodenprofils nachvollzogen werden. Das entspricht etwa dem Fall der sofortigen
Stillegung der Straßen unter Erhaltung der derzeitigen pH-Werte im Boden oder der Einführung des
Null-Schwermetall-Emissions-Autos, ist also ziemlich unwahrscheinlich. Dies könnte ein wichtiger
Grund für die Unterschätzung der Austräge mit der Berechnung durch SISIM gegenüber der
Berechnung aus den gemessenen Konzentrationen sein. Die Verwendung der jetzt im Sickerwasser
gemessenen Konzentrationen unterstellt ja das Fortbestehen der jetzigen Einträge über den
gesamten Berechnungszeitraum von 10 bzw. 100 Jahren.
Um die Anfangsbedingung des Schwermetalltransports im Boden zu überprüfen, müßte die von
SISIM berechnete Gleichgewichtskonzentration zum Zeitpunkt null in der Bodenlösung mit den
gemessenen Konzentrationen verglichen werden. Die berechneten Konzentrationen sind jedoch im
Programm nur grafisch zugänglich (in Form des „Wasserkonzentrationsprofils bei Linie“). Als
Zahlenwerte sind in der Oberfläche des Programms nur die Maximalkonzentrationen für den
jeweiligen Layer abzulesen. Stattdessen sollten zumindest zu ausgewählten Zeitpunkten Tabellen mit
den Boden- und Sickerwasserkonzentrationen einsehbar, besser noch in andere Programme
exportierbar sein. Wenn Daten aus Tabellen oder Datenbanken importiert werden könnten, wäre eine
leichtere Bearbeitung der Eingabetabellen möglich, vor allem bei Untersuchung einer größeren
Anzahl von Bodenprofilen.
Zusammenfassend läßt sich sagen, daß die Übereinstimmung von gemessenen und mit SISIM
berechneten Konzentrationen in der Bodenlösung nicht gut getestet werden konnte. Ein wichtiger
Grund dafür ist, daß die berechnete Bodenlösungskonzentration zum Zeitpunkt t=null nicht verfügbar
ist. Da das Modell außerdem keine ausreichende Berücksichtigung der ständigen Stoffeinträge an
Straßenrändern erlaubt, läßt sich die Entwicklung der längerfristigen Grundwasserbelastung mit
SISIM für Kupfer nicht sehr gut abschätzen. Für Cadmium erscheint der Unterschied zwischen der
einfachen Abschätzung aus den aktuell gemessenen Konzentrationen in der Bodenlösung und den
mit SISIM berechneten Frachten weniger gravierend.
5.3.5
5.3.5.1
Ergebnisse HMET
Laborergebnisse der Adsorptionsisothermen
In den folgenden Abbildungen sind für alle Metalle die gelösten gegen die sorbierten Gehalte der
Schwermetalle aufgetragen. Zum Teil zeigt eine Krümmung der Graphen an, dass entweder eine
Vorbelastung vorliegt, was ja auch der Fall ist, oder andere Prozesse als Ad- und Desorption eine
Rolle spielen. Bei der Auswertung der Ergebnisse wurde dies durch Addition der schon vor
Versuchsbeginn sorbierten Metallkonzentration berücksichtigt. Bei den untersuchten Böden läßt sich
ein geringerer Einfluss vom Ausgangsgehalt des betrachteten Schwermetalles auf die Sorption
feststellen als von unterschiedlichen pH-Werten, Anteilen an organischer Substanz und Tongehalt,
obwohl sich die Böden bezogen auf diese Eigenschaften sogar relativ ähnlich sind. Als Beispiel sind
in Abb. 91 die Sorptionsisothermen von Cd an allen Bodenprofilen des Standortes 1A/Berkhof
dargestellt. Mit zunehmender Entfernung von der Straße nimmt der Ausgangsgehalt an
Schwermetallen ab. Nach der Theorie sollte dies die Sorption größerer Cd-Mengen ermöglichen. Die
116
bei gleicher Lösungskonzentration neu sorbierten Mengen nehmen jedoch ebenfalls ab, vor allem
bedingt durch geringere Corg-Gehalte und pH-Werte (Tab. 21). Derselbe Effekt konnte an allen
untersuchten Standorten und bei allen Schwermetallen festgestellt werden.
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
10
1A / 1 / 77-91
Sorbierte Konzentration (mg/kg TrS)
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
0.1
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
0.01
0.1
1
10
100
1000
10000
Gelöste Konzentration (µg/L)
Abb. 91:
Angepaßte Sorptionsisothermen von Cd an den Oberböden (0 bis10 cm) des Standortes Berkhof
Sorptionsisothermen Cadmium
neu sorbierte Menge (mg/kg TrS)
10
1
0.1
0.01
0.001
0.001
0.01
0.1
1
10
100
1000
10000
Abb. 92:
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Gemessene Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben
TU Berlin
117
Sorptionsisothermen Kupfer
sorbierte Menge (mg/kg TrS)
100
10
1
0.1
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 93:
Gemessene Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben
Die vollständige Darstellung der Messergebnisse und Eingangsgrößen für die Modellberechnungen
findet sich in Kocher/Wessolek (2002) und Weitsch (2001). Dort werden auch die Versuche
beschrieben, mit denen die Sickerwassermenge und ihre räumliche Verteilung sowie die Menge und
Verteilung der Schwermetalleinträge aus Straßenablaufwasser, Spritzwasser und luftgetragener
Deposition bestimmt wurden.
5.3.5.2
Anpassung der Freundlich-Adsorptionsisothermen
Zur Anpassung von Funktionen des Typs der Freundlich-Isotherme an die Sorptionsdaten muss bei
vorbelasteten Böden eine Ausgangskonzentration der Schwermetalle festgelegt werden. Diese
beschreibt die Schwermetallmenge, die vor Beginn der Sorptionsversuche schon an den Boden
sorbiert ist. Oft wird dazu der EDTA-extrahierbare Anteil der Schwermetalle oder ein Anteil der
königswasserextrahierbaren Schwermetallgehalte verwendet (Springob/Böttcher 1998a). In
Anlehnung an Springob/Böttcher wurden die in Weitsch (2001) bestimmten Sorptionsdaten durch
Addition eines Teils der im Feststoff vorhandenen Schwermetallmenge (0.4 * CKönigswasser) um den
schon sorbierten Schwermetallanteil korrigiert. Bei allen untersuchten Metallen außer Ni und Zn und
für fast alle Proben nahm die Linearität der Daten in der doppeltlogarithmischen Darstellung dadurch
zu. Bei Ni nahm die Linearität dagegen ab, deswegen wurden nur 10 % der
königswasserextrahierbaren Gehalte addiert, um möglichst loglineare Isothermen zu erhalten.
Die Abb. 94 zeigt die um den schon vorher sorbierten Anteil korrigierte Feststoffkonzentration von Cd.
Nach Anpassung der Exponentialfunktionen wurde mit diesen Funktionen aus der korrigierten
Feststoffkonzentration jeder Bodenprobe die dazugehörige Lösungskonzentration neu berechnet.
Diese ist für Cd in Abb. 95 dargestellt. Die Sorptionsisothermen der anderen Schwermetalle finden
sich in den Abb. 148 bis 155 im Anhang.
118
10
1
0.1
0.01
0.01
0.1
1
10
100
1000
10000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 94:
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben
neu sorbierte Menge (mg/kg TrS)
10
1
0.1
0.01
0.01
0.1
1
10
100
1000
Abb. 95:
5.3.6
10000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Cadmium an allen untersuchten Bodenproben
Vergleich der Ergebnisse der Methoden und Modelle
Als Ort des Vergleichs der verschiedenen Verfahren wurde der Tiefenbereich am unteren Ende des
Wurzelraumes gewählt. Zwar liegt der Ort der Beurteilung nach der Bodenschutzverordnung an den
TU Berlin
119
meisten Standorten tiefer, nämlich im Kapillarsaum des Grundwassers. Diesen genau zu treffen ist
jedoch wegen der im Jahreslauf schwankenden Grundwasserspiegellage ein messtechnisches
Problem (lösbar) und ein Problem der Vergleichbarkeit der Daten (schlecht lösbar). Deswegen wurde
das Sickerwasser in dem Tiefenbereich untersucht bzw. modelliert, wo es den Einflussbereich der
Pflanzenwurzeln weitgehend verlassen hat und sich nach unten bewegt, nur noch dem Einfluss der
Schwerkraft und der nachströmenden Sickerwassermenge unterliegend. Die möglichen Änderungen
in Wassermenge und Stoffkonzentrationen in höherliegenden Bodenhorizonten sollten keine Rolle
mehr spielen. Die aus Kocher/Wessolek vorliegenden Messungen der Bodenlösungskonzentration
sind unter Grünland in 100 cm Tiefe und unter Wald in 150 cm Tiefe durchgeführt worden. Für die
hier durchgeführten Berechnungen der Stofffrachten für alle untersuchten Profile und alle
durchgeführten Verfahren wurde einheitlich die Bezugstiefe von 2 m gewählt. In den
darüberliegenden Horizonten wurden nur Lösungskonzentrationen zum Vergleich mit anderen
Verfahren an derselben Bodenprobe ermittelt, auf der Basis der Messdaten aus Feld und Labor
jeweils für die beprobte Tiefe.
Für alle Verfahren werden verglichen:
• die mittlere Bodenlösungskonzentration der Schwermetalle Cadmium und Kupfer in 50 und
200 cm Tiefe bzw. in allen Bodenproben,
• die während des Betrachtungszeitraumes erreichte maximale Konzentration von Cu und Cd in 50
und 200 cm Tiefe,
• die Frachten, die die Bodenprofile in 200 cm Tiefe nach 10, 100 und 500 Jahren nach unten
verlassen haben.
Die vergleichenden Berechnungen wurden am Beispiel von zwei Metallen (Cadmium und Kupfer) und
allen drei auf Adsorption untersuchten Standorten durchgeführt. Die beiden Metalle wurden
ausgewählt, weil sie von den im Feld gemessenen Sickerwasserkonzentrationen her für den
Bodenschutz am relevantesten sind und weil ihre Sorptionsisothermen sich relativ gut korrigieren und
an die Freundlich-Isothermen anpassen ließen.
5.3.6.1
Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten Anfangskonzentrationen in der
Bodenlösung
Als Voraussetzung für die Transportberechnungen muss in den Modellen eine Bestimmung bzw.
Schätzung der mobilen Stoffkonzentration für jeden betrachteten Ort und Zeitpunkt stattfinden.
Um die dazu verwendeten Verfahren zu vergleichen, sind in den Abb. 96 und 97 für Cadmium und
Kupfer die Ergebnisse der Schätzungen der Modelle den in Feldmessungen bestimmten
Konzentrationen gegenübergestellt. Da die Feldmessungen nur für zwei Tiefenstufen vorliegen,
werden in den Abb. 98 und 99 dieselben Verfahren auch den im Labor bestimmten mobilen Anteilen
im Bodensättigungsextrakt nach Bodenschutzverordnung für alle Bodenproben gegenübergestellt.
Es werden jeweils die gemessenen und geschätzten mobilen Gehalte aus dem gleichen
Bodenhorizont verglichen. Die geschätzten Bodenlösungsgehalte aus verschiedenen Verfahren
sowie die Kd-Werte und Parameter der Freundlich-Isothermen der untersuchten Bodenprofile sind in
den Tabellen im Anhang zusammengestellt.
120
1
0.1
Konz. berechnet (mg/L)
C Cd berechnet aus pH-, Corg- und
tongehaltsabhängigem Kd-Wert aus SISIM
(mg/L)
1:1-Linie
0.01
Cd Bodensättigungsextrakt (mg/L))
C Cd berechnet mit eigenen FreundlichKoeffizienten (mg//L)
0.001
C Cd berechnet mit Freundlich-Koeffizienten
Springob/Böttcher 1998 (mg/L)
0.0001
0.00001
0.00001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Konz. in der Bodenlösung (Feldmessungen, mg/L)
Abb. 96:
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen mit den Mittelwerten
aus Feldmessungen
1
C Cu berechnet aus pH-, Corg- und
(mg/L)
0.1
Konz. berechnet (mg/L)
1:1-Linie
Cu Bodensättigungsextrakt (mg/L))
0.01
C Cu berechnet mit eigenen FreundlichKoeffizienten (mg//L)
0.001
0.0001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Konz. in der Bodenlösung (Feldmessungen, mg/L)
Abb. 97:
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen mit den Mittelwerten
aus Feldmessungen
TU Berlin
121
1
C Cd berechnet aus pH-, Corg- und
(mg/L)
0.1
Konzentration (mg/L)
1:1-Linie
0.01
C Cd MW Feldmessungen (mg/L)
C Cd berechnet mit eigenen FreundlichKoeffizienten (mg//L)
0.001
C Cd berechnet mit Freundlich-Koeffizienten
Springob/Böttcher 1998 (mg/L)
0.0001
0.00001
0.000001
0.00001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Konz. im Bodensättigungsextrakt (BSE, mg/L)
Abb. 98:
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Cadmiumkonzentrationen für alle untersuchten
Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt
1
Konzentration (mg/L)
0.1
C Cu berechnet aus pH-, Corg- und
(mg/L)
1:1-Linie
C Cu MW Feldmessungen (mg/L)
0.01
C Cu berechnet mit eigenen FreundlichKoeffizienten (mg//L)
0.001
0.0001
0.0001
0.001
0.01
0.1
1
Konz. im Bodensättigungsextrakt (BSE, mg/L)
Abb. 99:
Vergleich der mit verschiedenen Verfahren ermittelten mobilen Kupferkonzentrationen für alle untersuchten
Horizonte mit den Konzentrationen im Bodensättigungsextrakt
Die berechneten Cadmium-Konzentrationen sind fast alle höher als die in den Feldmessungen
bestimmten, die Abweichungen sind bis zu zwei Größenordnungen nach oben. Die berechneten
122
Kupferkonzentrationen dagegen liegen fast alle deutlich tiefer als die der Feldmessungen, wobei die
Abweichungen z.T. mehr als eine Größenordnung nach unten betragen. Diese Abweichungen
schlagen sich als Eingangsgröße der Frachtberechnungen auch in deren Ergebnissen nieder. Die
Abweichungen fallen bei Kupfer noch mehr ins Gewicht, da der abgedeckte Konzentrationsbereich
viel kleiner ist und nur wenig mehr als zwei Größenordnungen umfasst. Insgesamt muss die
Übereinstimmung der durch alle hier verwendeten Verfahren geschätzten Konzentrationen mit den
Feldmessungen als sehr schlecht angesehen werden. Die Cadmium- und Kupferkonzentrationen aus
Feldmessungen, Kd-Werten, Bodensättigungsextrakt, eigenen Adsorptionsisothermen und für
Cadmium auch nach Adsorptionsergebnissen von Springob/Böttcher (1998 a,b) sind in den Tab. 64
und 65 im Anhang zusammengestellt.
5.3.6.2
Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten maximalen Konzentrationen in der
Bodenlösung
Die Abb. 100 bis 103 zeigen die mit den verschiedenen Verfahren ermittelten höchsten
Lösungskonzentrationen von Cadmium und Kupfer (siehe auch Tab. 10 und 11 im Anhang). Diese
Vergleichsgröße wurde gewählt, weil während der Laufzeit einer langjährigen Modellberechnung
durch die simulierte Stoffverlagerung in jedem Bodenhorizont Konzentrationsänderungen auftreten
(siehe Abb. 28 und 30 mit „Durchbruchskurven“ aus HMET). Deswegen kann ein Wert für die
Konzentration in einer bestimmten Tiefe nur zu einem bestimmten Zeitpunkt angegeben werden und
eine Mittelwertbildung ist nicht sinnvoll. Für die beiden Rechenmodelle wurde der Maximalwert aus
dem
jeweils
längsten
untersuchten
Berechnungszeitraum
gewählt,
in
dem
alle
Konzentrationsänderungen in der Bodenlösung abgeschlossen waren. Von den Feldmessungen
wurde das 90-Perzentil aller Messwerte zum Vergleich gewählt.
0.07
0.058
SISIM: höchste im
Berechnungszeitraum erreichte
Lösungskonzentration
HMET: höchste im
Feldmessungen: 90-Perzentil aller
Meßwerte
0.06
0.05
Abb. 100:
2A 5m
0.012
3A 1m
3A 10m
0.0072
0.010
0.0078
0.0018
0.0018
0.0018
0.00134
0.0013
2A 1m
0.005
0.019
1A 50m
0.00038
1A 10m
0.00046
0.017
0.00704
0.0018
1A 1m
0.00014
0
0.00027
0.01
0.00095
0.02
0.00026
0.026
0.03
0.026
0.04
3A 50m
Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe. Die gestrichelte Linie
zeigt den Cd-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (5 µg/L).
TU Berlin
123
0.07
0.060
0.06
Schwermetallkonzentration (mg/L)
SISIM: höchste im
HMET: höchste im
Meßwerte
0.042
0.05
0.04
1A 1m
1A 50m
2A 1m
2A 5m
0.0104
0.00034
0.0077
3A 1m
0.0014
0.00020
0.0025
0.0060
0.018
1A 10m
0.00014
0
0.00021
0.0011
0.0025
0.00054
0.00092
0.00114
0.01135
0.019
0.00037
0.00074
0.01
0.0017
0.02
0.0167
0.03
3A 10m
3A 50m
Standorte und Entfernung vom Fahrbahnrand
Abb. 101:
Vergleich der maximalen Cadmiumkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe. Die gestrichelte Linie
zeigt den Cd-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (5 µg/L).
0.12
0.1362
0.14
SISIM: höchste im
HMET: höchste im
Meßwerte
0.069
0.08
0.069
0.069
0.1
0.0089
0.017
0.0181
0.0098
0.029
0.0241
0.0194
0.0051
0.0027
0.020
0.0069
0.0027
0.014
0.0083
0.0079
0.02
0.0097
0.04
0.0294
0.06
0.021
0.16
0.155
0.18
0
1A 1m
1A 10m
1A 50m
2A 1m
2A 5m
3A 1m
3A 10m
3A 50m
Abb. 102:
124
Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 0.5 m Tiefe. Die gestrichelte Linie zeigt
den Cu-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (50 µg/L).
0.2266
SISIM: höchste im
HMET: höchste im
Meßwerte
0.2
0.0800
0.15
0.069
0.0554
0.1
0
1A 1m
1A 10m
1A 50m
2A 1m
2A 5m
3A 1m
3A 10m
0.012
0.0090
0.0049
0.019
0.0014
0.0061
0.0038
0.0166
0.0037
0.0019
0.011
0.0102
0.0050
0.0022
0.0032
0.0026
0.0188
0.0091
0.05
0.00033
0.25
3A 50m
Abb. 103:
Vergleich der maximalen Kupferkonzentrationen in der Bodenlösung in 2 m Tiefe. Die gestrichelte Linie zeigt
den Cu-Prüfwert der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser (50 µg/L).
Die maximale im Betrachtungszeitraum erreichte Konzentration überschreitet nur an wenigen
Standorten und Entfernungen die Prüfwerte der Bodenschutzverordnung (gestrichelte Linie) Die
Ergebnisse der drei Verfahren unterscheiden sich jedoch bei beiden Metallen sehr stark.
Cadmium: Sowohl in 50 cm als auch in 2 m Tiefe überschreiten am Standort 1A in 10 m Entfernung
vom Fahrbahnrand die 90-Perzentil-Werte der Feldmessungen den Prüfwert. Diese Überschreitung
wird von beiden Modellen ebenfalls angezeigt. Für alle anderen Standorte und Entfernungen
erreichen die 90-Perzentile der Feldmessungen den Prüfwert nicht, die Modellergebnisse
überschreiten ihn jedoch relativ häufig. Dies ist auch berechtigt, da die Modellberechnungen mit
Laufzeiten von z.T. über 500 Jahren im Gegensatz zu den Feldmessungen den vollständigen
Durchgang der jetzt in den obersten Bodenhorizonten konzentrierten Schadstoffmenge durch die
gesamte Profiltiefe berücksichtigen. Eine auffällige Unstimmigkeit ist die sehr starke Überschreitung
des Prüfwertes durch die Ergebnisse beider Modelle in beiden Tiefen am Standort 1A in 50 m
Entfernung vom Fahrbahnrand. Hier kann ev. ein Fehler in den Ergebnissen der Feldmessungen
vorliegen (siehe Kocher/Wessolek 2002). Durch sehr trockene Bedingungen und nur kurze
Nutzungszeit der Sonden kann verstärkte Sorption von Schwermetallen an das Sondenmaterial
stattgefunden haben, so dass die gemessenen Bodenlösungskonzentrationen eher zu niedrig wären.
Kupfer: In beiden untersuchten Tiefen überschreiten am Standort 2A in 1 m vom Fahrbahnrand die
90-Perzentil-Werte der Feldmessungen den Prüfwert. Diese Überschreitung wird in beiden Fällen nur
von HMET angezeigt. Die sehr starke Überschreitung des Prüfwertes durch die Feldmessungen am
Standort 1A in 10 m Entfernung wird von keinem der beiden Modelle nachgebildet. Für alle anderen
Standorte und Entfernungen erreichen die 90-Perzentile der Feldmessungen den Prüfwert nicht, die
Modellergebnisse überschreiten ihn nur selten. Dabei ist am auffälligsten die sehr starke
Überschreitung durch SISIM am Standort 3A in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand. Hier traten bei
den Modelläufen Probleme mit der automatischen Festlegung der Layer auf, die zu mehreren hundert
TU Berlin
125
Layern von weniger als 1 cm Mächtigkeit führten. Möglicherweise ist dies eine Ursache für
Berechnungsfehler. Generell liegen die Kupferkonzentrationen aus den Feldmessungen im Vergleich
zu Cadmium näher an den Ergebnissen der Modelle bzw. auch zum Teil sehr deutlich darüber. Dies
steht im Gegensatz zur Schätzung der Ausgangskonzentrationen (Abb. 97), wo die Kupferwerte
gegenüber den Feldmessungen zu tief liegen.
5.3.6.3
Vergleich der mit verschiedenen Methoden ermittelten Frachten
In den Abb. 104 bis 109 sind für die drei Zeiträume 10, 100 und 500 Jahre die kumulierten Cadmiumund Kupferfrachten, die die Bodenprofile in diesen Zeiträumen nach unten verlassen, dargestellt. Die
Zahlenwerte finden sich auch in den Tab. 10 und 11 im Anhang.
68.3
80
SISIM
HMET
Feldmessungen
54.8
60
45.4
50
40
14.8
15.0
3A 1m
Abb. 104:
126
4.3
4.7
3.93
1.93
2.0
0.47
2A 5m
1.5
2A 1m
0.63
1A 1m
3A 10m
3A 50m
0
0
0.019
1A 50m
0.842
1A 10m
0.72
2.52
9.35
10.2
2.06
10
7.72
20
22.6
30
19.4
Schwermetallaustrag (mg/m²)
70
Kumulierter Cadmiumaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren
813
900
800
698
651
700
529
600
500
400
304
300
64
3A 10m
3A 50m
0
15
2A 5m
6.32
39.3
78
2A 1m
4.67
0.761
1A 50m
0
1A 1m
113
148
126
1A 10m
7.22
37.4
103
102
100
37.5
77
200
190
251
SISIM
HMET
Feldmessung
3A 1m
4017
4133
4500
4000
3969
Abb. 105:
SISIM
HMET
Feldmessung
3000
2500
373
324
31.6
75
41.4
197
529
23.4
410
90
251
36.1
384
508
386
500
304
1000
739
815
1500
801
1500
2000
361
3500
3A 10m
3A 50m
0
1A 1m
1A 10m
1A 50m
2A 1m
2A 5m
3A 1m
Abb. 106:
TU Berlin
127
1518
1600
SISIM
HMET
Feldmessungen
1200
1000
800
600
26.9
12
11.1
3A 10m
4.2
3A 1m
0.0254
184
0
2A 5m
7.6
2A 1m
14.9
44.0
141
7.10
1A 50m
0.245
1A 10m
1.57
1A 1m
3.0
0
3.5
0.15
16
21.5
119
200
0.347
400
176
329
1400
3A 50m
Abb. 107:
Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 10 Jahren
27137
30000
SISIM
HMET
Feldmessungen
19267
20456
15184
20000
15000
1A 1m
1A 10m
1A 50m
2A 1m
2A 5m
3A 1m
Abb. 108:
128
Kumulierter Kupferaustrag aus dem Bodenprofil nach 100 Jahren
3A 10m
120
269
0.835
111
42.3
0
440
76
4.12
930
70.97
30
4.12
1186
35
0
1.88
1260
5000
1839
4270
10000
3287
25000
3A 50m
160000
148578
149725
156436
180000
SISIM
HMET
Feldmessungen
120000
100000
75920
140000
80000
60000
3A 1m
3A 10m
3440
600
137
1112
553
0
2A 5m
9194
2A 1m
4270
3845
2201
101
1A 50m
930
3015
1A 10m
355
1A 1m
0
28.2
15.8
5931
1260
20000
3010
16436
40000
3A 50m
Abb. 109:
Cadmium: Allgemein unterscheiden sich die mit den drei Verfahren berechneten kumulierten
Frachten weniger als die höchsten festgestellten Konzentrationen. HMET liefert beim
Betrachtungszeitraum 10 Jahre für alle Bodenprofile, bei 100 Jahren für alle außer 3A50 die höchsten
Cadmiumausträge. Erst beim Zeitraum 500 Jahre erreicht SISIM bei den straßenfernen Bodenprofilen
die höchsten Werte, während in 1 m Entfernung vom Fahrbahnrand auch hier HMET die bei weitem
größten Austräge berechnet.
Kupfer: Die Feldmessungen liefern die im Vergleich höchsten Werte für kurze Zeiträume, HMET
dagegen für lange. Ursache für die hohen von HMET gelieferten Frachten ist der im Programm
unbefristet berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge mit Abfluss- und
Spritzwasser. SISIM kann diese nur bis 60 Monate Dauer berücksichtigen und liefert entsprechend
für alle Zeiträume die mit Abstand niedrigsten Werte, mit Ausnahme eines Bodenprofils (3A1). Dort
traten Probleme mit der Ausführung des Programmes auf, die automatische Erstellung der für die
Berechnung verwendeten Schichten führte zu mehreren hundert Schichten mit Mächtigkeiten <1 cm,
so dass Fehler in den Berechnungsergebnissen durch Rundungsfehler sehr wahrscheinlich sind. Dies
machte sich auch schon beim Vergleich der maximal erreichten Lösungskonzentrationen bemerkbar.
Erst im Betrachtungszeitraum 500 Jahre „überholen“ die mit HMET berechneten Kupferausträge die
aus Feldmessungen hochgerechneten (Grundwasserneubildung * Konzentration). In den
straßennächsten Profilen tritt dies schon beim Betrachtungszeitraum 100 Jahre auf. Dies ist in beiden
Fällen erstaunlich spät und ist bedingt durch die sehr hohen Kupferkonzentrationen der
Feldmessungen. Möglicherweise kommt hier im Feldversuch ein kupfermobilisierender Effekt zum
tragen (Cu-Mobilisierung durch gelöste organische Substanzen?), den die Transportmodelle nicht
nachvollziehen können, da die Konzentrationsschätzungen durch Bodensättigungsextrakt, Kd-Werte
oder Adsorptionsisothermen die entsprechende Information nicht beinhalten.
TU Berlin
129
6 Zusammenfassung und Diskussion
6.1 Feldmessungen
6.1.1 Schwermetallgehalte im Bodenfeststoff
Das Vorhandensein erhöhter Schwermetallkonzentrationen in Straßenrandböden ist in der Literatur
umfassend dokumentiert. Die Bodenfeststoffgehalte der Schwermetalle sind in den Abb. 62/63 und
121 bis 144 im Anhang dargestellt. Nur im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe) ist gewährleistet, daß
nicht mehr als zehn Prozent der Schwermetallgehalte aller untersuchten Bodenhorizonte die
Vorsorgewerte der Bodenschutzverordnung überschreiten. Dagegen liegen in 0 bis 10 cm Tiefe die
Konzentrationen von Kupfer, Cadmium, Zink und Blei in Fahrbahnnähe meist um oder über dem
Vorsorgewert, bei Nickel sind es etwa 30 % aller Messwerte, ebenfalls meist in 1 m Entfernung von
der Fahrbahn, bei Chrom dagegen keiner. Im allgemeinen sind die Konzentrationen im Oberboden in
Fahrbahnnähe am höchsten und fallen im untersuchten Bereich von 10 m relativ schnell ab. Die
Maßnahmenwerte des BBodSchG (Blei, Cadmium, Kupfer und Nickel im Königswasser-Extrakt aus
0 bis 10 cm Bodentiefe) für den Schadstoffübergang Boden-Nutzpflanze auf Grünlandflächen im
Hinblick auf die Pflanzenqualität werden jedoch trotz der hohen Verkehrsbelastungen an keinem der
Standorte und Bodenprofile erreicht.
6.1.2 Schwermetalle in Sickerwasserproben
Die Konzentrationen der Schwermetalle sind in den Abb. 37 bis 48 und den Tabellen im Anhang
dargestellt. Anhand des Vergleiches mit den in der Bodenschutzverordnung vorgesehenen
Prüfwerten für die Schwermetalle sind nur für die 90-Perzentile der Stoffe Cadmium, Kupfer, Zink und
Nickel Werte in der Nähe oder oberhalb der Prüfwerte festzustellen. Das heißt, daß bei den
Feldmessungen i.A. über 90 % der Messwerte unterhalb der Prüfwerte liegen. Besonders bei
Cadmium, Kupfer und Nickel treten jedoch einzelne sehr hohe Messwerte auf. Dabei handelt es sich
nicht um Messwerte an den beiden straßennächsten Beprobungspunkten (1 m oder 2.5 m), sondern
meist um die Proben aus Saugkerzen in größerer Entfernung (10 m, bei 3A auch 5 m). Anhand der
Verteilung der pH-Werte zum Fahrbahnrand und des Verhaltens der Schadstoffkonzentrationen im
Sickerwasser zum pH-Wert zeigt sich, daß in Straßennähe auch bei sauren Böden der pH-erhöhende
Einfluss der Straße groß genug ist, um die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle gering zu
halten. Dies stimmt mit Ergebnissen anderer Untersuchungen überein, die auf kalkhaltigen Böden
durchgeführt wurden (Dierkes/Geiger 1999).
In
größerer
Entfernung
kann
die
gegenläufige
Tendenz
von
pH-Wert
und
Schwermetallkonzentrationen im Bodenfeststoff zu teilweise weit über dem Prüfwert liegenden
Sickerwasserkonzentrationen führen. Dies trifft insbesondere für die Metalle Cadmium, Kupfer und
Zink an den Messstellen 1A, 3A, 4A und 6B zu. Dort liegen die Sickerwasserkonzentrationen direkt
hinter dem Waldrand weit über denjenigen an den nicht verkehrsbelasteten Referenzmessstellen
Fuhrberger Feld und Grunewald (Tab. 25 bis 31). Die höchsten Sickerwasserkonzentrationen weist
der Messpunkt in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand am Standort 1A/Berkhof auf. Ursache dafür ist
die Lage des Messpunktes kurz (etwa 2 m) hinter dem Waldrand des Fichtenforstes und die dort sehr
niedrigen pH-Werte. Vergleichbare Effekte treten oft an exponierten Standorten auf, unabhängig von
der Quelle der deponierten Stoffe. So fand Heyn (1989) an unterschiedlichen Waldstandorten im
Südschwarzwald an den exponierten Stellen (alter hoher Baumbestand, Oberhang) je nach Element
bis zum 2.5-fachen der Schwermetalleinträge, die an nicht exponierten Standorten (Unterhang,
Aufforstungsfläche bzw. Baumalter 25 Jahre) gemessen wurden.
130
6.1.3 Schwermetallfrachten
Problematischer als die Konzentrationen der Schwermetalle zeigen sich die berechneten
Schwermetallfrachten, die mit der Bodenlösung transportiert werden (Tab. 25 bis 30). Aufgrund der in
Straßennähe
sehr
hohen
Versickerungsraten
mit
13- bis 18-fach
höherer
Grundwasserneubildungsrate im ersten Meter neben der Fahrbahn (BAB) werden dort trotz relativ
niedriger Konzentrationen teilweise hohe Frachten in den Untergrund transportiert. Durch die
niedrigeren pH-Werte und dadurch relativ hohen Lösungskonzentrationen weist auch der
Vergleichspunkt in 10 m Entfernung an einigen Standorten hohe ausgetragene Frachten auf, vor
allem für Cadmium und Zink an Waldstandorten.
Eine Betrachtung von Einträgen, die im Rahmen der Waldschadensforschung ermittelt wurden, zeigt,
daß in Waldbeständen die Deposition aufgrund der Filterwirkung der Bäume gegenüber dem Freiland
stark erhöht ist. Bredemeier / Ulrich / Schultz (1988) nennen etwa eine Verdoppelung der Frachten
von Schwermetallen je Flächeneinheit und Jahr. An exponierten Stellen wie Waldrändern, die
leewärts von Emissionsquellen liegen, können noch höhere Werte erreicht werden. Dies trifft hier auf
den Standort 1A zu, wo die hohen Boden- und Bodenlösungskonzentrationen auch zu hohen
Austragsraten in 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand beitragen. Trotzdem sind die Austräge bei
weitem nicht so hoch wie in der Infiltrationszone am Fahrbahnrand.
Es kann davon ausgegangen werden, daß die Schwermetalleinträge an den anderen
Autobahnstandorten etwa in derselben Größenordnung liegen wie am Standort 2A/Mellendorf. Da an
allen BAB-Standorten und auch manchen untersuchten Bundesstraßen die Bodenkonzentrationen in
0 bis 10 cm Tiefe die Vorsorgewerte für Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel und Zink in Fahrbahnnähe,
zum Teil bis über 10 m Entfernung, überschreiten, sind nach der BBodSchV die Frachtgrenzwerte für
Einträge gültig. Dies bedeutet eine Verpflichtung zur Minderung der Einträge von Blei, Cadmium,
Kupfer und Zink, da die Frachtgrenzwerte für diese Schwermetalle in der Infiltrationszone, für
Cadmium und Zink auch in größerer Entfernung überschritten werden. Für Stoffausträge aus Böden
bestehen keine Frachtgrenzwerte.
6.1.4 Beprobung organischer Schadstoffe im oberflächennahen Grundwasser und im Boden
Außer den alle drei Monate durchgeführten MKW-Analysen wurden orientierende Beprobungen des
Kapillarsaumes auf PAK, Benzol und MTBE an mehreren Terminen durchgeführt. Die
Beprobungstiefe lag je nach Lage des Grundwasserspiegels zwischen 100 und 350 cm u. GOK. Bei
Benzol und MTBE traten keine Werte über der Nachweisgrenze auf, bei den PAK nur wenige. Die
einzige Substanzgruppe, die einige Male den Prüfwert überschritt, ist die der
Mineralölkohlenwasserstoffe. Die Zahl der Überschreitungen der Sickerwasserprüfwerte war jedoch
gering, 90 % der Messwerte blieben unterhalb der Prüfwerte. An den betroffenen Standorten scheint
vor allem das Auftreten von Staus eine Rolle zu spielen.
Zu etwas anderen Ergebnissen kommen Dierkes und Geiger in ihrem Abschlußbericht (1999), wo sie
in Wasserproben aus Feldlysimetern am Fahrbahnrand in 30 cm Tiefe Mittelwerte zwischen 0.1 und
0.8 mg/L MKW fanden, die mit teilweise relativ hohen MKW-Konzentrationen im Bodenfeststoff der
gleichen Tiefen und Standorte einhergingen (bis 750 mg/kg MKW).
Im Gegensatz dazu überschritten in der vorliegenden Arbeit nur wenige Bodenproben die
Bestimmungsgrenze von 25 mg/kg MKW, der höchste gemessene Wert waren 62 mg/kg. Für
Bodenkonzentrationen von MKW existiert in der Bodenschutzverordnung kein Vorsorge- oder
Prüfwert. Nur zwei der Werte überschreiten knapp den Referenzwert S für Bodenqualität der
Niederländischen Liste (50 mg/kg, Leidraad Bodemsanering 1994), sind aber weit vom
Interventionswert I (5000 mg/kg) entfernt.
TU Berlin
131
6.1.5 Zusammenfassung der Ergebnisse der Feldmessungen
• Wasserhaushalt
Die versiegelten Bereiche der Straßen verursachen einen starken Anstieg des Oberflächenabflusses
und Spritzwassers. Der Oberflächenabfluss versickert i.d.R. in einer ca. 1 m breiten Infiltrationszone
und erhöht die natürliche, bodenbürtige Grundwasserneubildung um das 13- bis 18-fache. Das
Spritzwasser beeinflusst eine ca. 4 m breite Zone neben dem Fahrbahnrand und erhöht dort die
Grundwasserneubildung um ca. 30 bis 35 %.
• Deposition
Direkt am Fahrbahnrand tritt sehr hohe bodennahe Deposition auf, vor allem von Cadmium, Kupfer
und Zink. Die trockene und nasse Deposition nimmt mit zunehmender Entfernung von der Straße
stark ab.
• Bodenfeststoffkonzentration
Verkehrsreiche Straßen verursachen linienförmige Bodenkontaminationen entlang der Straße. Wie
schon aus der Literatur gut dokumentiert, überschreiten die Bodenfeststoffgehalte vor allem in
direkter Straßennähe häufig die Vorsorgewerte nach dem Bundesbodenschutzgesetz. Das betrifft
Blei, Cadmium, Kupfer, Nickel, Zink im Oberboden an Autobahnen, selten dagegen an
Bundesstraßen.
Im Unterboden (1 bis 2 m Tiefe) sind Blei, Nickel und Zink nur an wenigen Stellen betroffen. Es
handelt sich dabei um Standorte mit sehr alter Kontamination (4A), oder mit etwas stärker
sorbierenden Böden (3A, 8B).
• Bodenlösungskonzentration
Die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle sind auch auf sauren Sandböden in Straßennähe (in
der Infiltrationszone) als verhältnismäßig unproblematisch nach dem Bundesbodenschutzgesetz
einzustufen. Dort treten meist niedrige Konzentrationen aufgrund der hohen pH-Werte im
Oberflächenabfluss der Straße auf. Als kritische Elemente für erhöhte Konzentrationen in der
Bodenlösung haben sich Kupfer, Cadmium und Zink herausgestellt, dabei treten die erhöhten Werte
in 5 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand auf (im Spritzwasserbereich und vor allem außerhalb
des Spritzwasserbereiches). Die Belastung mit organischen Schadstoffen ist als unproblematisch
anzusehen.
• Stofffrachten
Trotz langjähriger Belastung haben die Austräge an Schwermetallen noch nicht die Menge der
Einträge erreicht. Durch die hohen Wasser- und Stoffeinträge findet in Fahrbahnnähe allerdings ein
höherer Transport statt. Die Simulationsergebnisse von SISIM für Cadmium und Kupfer weisen in
dieselbe Richtung.
Im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten ist der Austrag von Nickel praktisch nicht erhöht. Der
Austrag von Cadmium, Zink und Chrom ist in der Infiltrationszone, an drei bis vier Standorten auch in
größerer Entfernung, deutlich erhöht, wobei Autobahnstandorte eher höhere Werte aufweisen. Blei
sowie insbesondere Kupfer weisen fast flächendeckend höhere Austräge auf als an den
Referenzstandorten.
Für alle untersuchten Schwermetalle liegen die ausgetragenen Frachten, gewichtet über die
Fahrbahnbreite und 10 m angrenzendes Gelände, im Mittel der Autobahnstandorte höher. Der
Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cadmium und Kupfer, von denen an den Autobahnen
etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Nickel und
Chrom ist der Unterschied nur schwach ausgeprägt.
132
6.2 Bewertung der Methoden zur Konzentrations- und Frachtabschätzung
6.2.1
6.2.1.1
Gegenüberstellung von wichtigen Berechnungs- bzw. Modellelementen
Berücksichtigung der Bodeneigenschaften
Feldmessungen: Die tatsächlich im Boden gemessene Lösungskonzentrationen werden über den
Messzeitraum gemittelt. Die Wirkung aller Bodeneigenschaften spiegelt sich gemittelt in diesen
Messwerten wider. Die Daten sind nur sehr begrenzt auf andere Standorte übertragbar und gelten
strenggenommen nur für die Proben/Bodenprofile in ihrem aktuellen Schwermetall-, pH- und CorgStatus.
Adsorptionsisothermen: Aus den im Boden gemessenen Feststoffkonzentrationen und
Adsorptionsisothermen, die an den gleichen Proben bestimmt wurden, werden die
Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Daten sind übertragbar auf die gleichen Böden bzw.
Bodenhorizonte, auch bei veränderten Schwermetallgehalten.
SISIM: Aus den im Boden gemessenen Feststoffkonzentrationen werden in Abhängigkeit von pHWert, Corg- und Tonanteil die Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Verteilungskoeffizienten (KdWerte) liegen für viele anorganische und organische Schadstoffe im Programm SISIM vor, weitere
können selbst eingegeben werden. Die Daten sind in einem weiten Wertebereich der o.g. Größen
übertragbar, jedoch ist die bei Böden häufig anzutreffende Sättigung der Sorptionsplätze bei höheren
Schwermetallkonzentrationen in den Kd-Werten nicht berücksichtigt.
HMET: Aus den im Boden gemessenen Feststoff- oder Bodenlösungskonzentrationen werden über
pH-abhängige Adsorptionsisothermen die Lösungskonzentrationen geschätzt. Die Isothermen
müssen für die betrachteten Bodenproben bzw. -horizonte vorher im Labor bestimmt werden.
Tonanteil und der Anteil an organischem Kohlenstoff werden nicht extra berücksichtigt, sondern ihre
Wirkung fließt in die Laborbestimmung und die aus diesen Daten abgeleiteten Funktionen mit ein.
6.2.1.2
Ermittlung der transportierten Wassermenge und Art des Wassertransportes
Für alle verwendeten Verfahren (Austragsschätzung aus gemessenen oder geschätzten
Lösungskonzentrationen, SISIM, HMET) wird die berechnete Grundwasserneubildung, abhängig von
der Entfernung zum Fahrbahnrand, verwendet. Die in HMET gegebenen Möglichkeiten zur
genaueren Berücksichtigung des zeitlichen Verlaufes des Wasserhaushaltes wurden nicht
ausgenutzt, sondern es wurde mit derselben Verlagerung gerechnet wie bei den anderen Verfahren.
Unterschiede waren nur dahingehend vorhanden, dass im Programm SISIM die Annahme gesättigter
Verhältnisse getroffen wird, während bei HMET ungesättigte Verhältnisse berücksichtigt werden. Der
Sättigungsgrad
kann
vorgegeben
werden,
auch
Berechnungen
bei
instationären
Strömungsverhältnissen sind möglich, dies wurde aber wegen der langen Berechnungszeiträume
nicht in Anspruch genommen.
6.2.1.3
Berücksichtigung zeitlicher Verläufe und Veränderungen
Die Austragsschätzung aus gemessenen oder geschätzten Lösungskonzentrationen berücksichtigt
zeitliche Veränderungen nicht, sondern gibt nur eine Abbildung der jetzigen Situation.
SISIM: Die biologische Abbaubarkeit organischer Schadstoffe kann eingegeben werden, was in der
vorliegenden Untersuchung jedoch nicht gebraucht wurde. Es kann eine Alterungskorrektur der
Schadstoffsorption gewählt werden. Darauf wurde hier verzichtet, da ständig andauernder Eintrag der
Schwermetalle stattfindet, so dass nicht definierbar ist, als wie alt die Belastung im Boden anzusehen
ist. Zusätzliche Stoffeinträge mit dem Oberflächenwasser können berücksichtigt werden. Bei der
vorliegenden Programmversion war dies jedoch nur bis zu einer Dauer von 60 Monaten möglich.
HMET: Zusätzliche Stoffeinträge mit dem Oberflächenwasser können mit einer zeitlich konstanten
und unbegrenzt andauernden Größe vorgegeben werden. Zeitliche Veränderungen von
TU Berlin
133
Wassergehalt, Wasserspannung und pH-Wert können eingegeben werden. Die pH-Abhängigkeit der
Sorption kann berücksichtigt werden. Dies wurde hier nicht angewendet, da der aktuelle pH-Wert der
Bodenlösung bei der Bestimmung der Sorptionsisothermen verwendet wurde und bei
gleichbleibender Nutzung der Straßen pH-Veränderungen nicht zu erwarten sind.
6.2.2
6.2.2.1
Gegenüberstellung der Fehlermöglichkeiten, Handhabbarkeit der Programme
Austragsschätzung auf der Basis mobiler Gehalte und zeitlicher Extrapolation
Bei
unterschiedlichen
Wassergehalten
im
Boden
treten
leicht
unterschiedliche
Lösungskonzentrationen auf. Dieser Effekt wird durch Mittelung über zwei Jahre Feldmessungen
ausgeglichen. Durch Sorption der Schwermetalle im Material der Saugsonden können zu niedrige
Konzentrationen gemessen werden. Diese Fehlermöglichkeit wird wegen der aufwendigen
Vorbehandlung der Saugsonden bis auf das Bodenprofil 1A50 als sehr gering eingeschätzt. Für die
Frachtberechnung wurden nur Messungen aus einer Tiefe verwendet. Durchgeführt wurden aber
Messungen in zwei Tiefen und über einen relativ langen Zeitraum, so dass Plausibilität und
Repräsentanz der Daten gut beurteilt werden können.
Die Verfahren zur Bestimmung der Lösungskonzentration lieferten stark unterschiedliche Werte. Die
mit dem Bodensättigungsextrakt bestimmten Konzentrationen und die Ergebnisse der
Modellverfahren sind sich ähnlicher als die Feldmessungen im Vergleich mit den Modellergebnissen.
Eine mögliche Ursache dafür ist, dass die Modellkalibrierungen auf im Labor bestimmten
Schüttelversuchen und Bodensättigungsextrakten basieren und diesen deswegen ähnlicher sind als
den Messwerten aus Feldversuchen. Dabei bedeutet größere Übereinstimmung nicht unbedingt
größere Richtigkeit.
Bei der Hochrechnung von Frachten aus Konzentrationen aus „aktuellen“ Feldmessungen und
mittlerer GW-Neubildung in der Betrachtungsebene unterhalb des Wurzelraumes wird der zusätzliche
Stoffeintrag von oben vernachlässigt. Der gleichbleibende Stoffeintrag an der Bodenoberfläche und
die dadurch stattfindende langsame Erhöhung der Stoffmenge im Bodenprofil über der
„Kontrollebene“ wird nicht berücksichtigt. Entsprechend wird auch die bei gleichbleibenden
Stoffeinträgen sehr wahrscheinliche Erhöhung der Bodenlösungskonzentration in tieferen
Bodenhorizonten und damit auch der ausgetragenen Fracht vernachlässigt. Das heißt, für kurze
Zeiträume (<10 Jahre) sind die Frachtberechnungen aus Feldmessungen am „richtigsten“, bei
längeren Hochrechnungszeiträumen fällt hier die fehlende Berücksichtigung der Kupfer- und
Cadmium-Nachlieferung aus dem Oberboden ins Gewicht.
6.2.2.2
Modellierung Wasser- und Stofftransport mit SISIM:
Die Ermittlung der gelösten Konzentrationen erfolgt über konzentrationsunabhängige, aber vom pHWert, Tonanteil und Humusanteil abhängige Kd-Funktionen aus den Feststoffkonzentrationen. Die
konzentrationsabhängige Komponente der Sorption wird vernachlässigt. Die Größe des Fehlers, der
dadurch entsteht, ist nicht bekannt. Angesichts der Ergebnisse des Vergleichs der verschiedenen
Verfahren zur Ermittlung des mobilen Anteils scheint er nicht größer zu sein als die Fehler der
anderen Verfahren.
Für den hier vorliegenden Anwendungsfall unbrauchbar ist, dass bei SISIM kontinuierlicher
Schadstoffeintrag nur bis maximal 60 Monate Dauer möglich ist. Die Laufzeit einer SISIMModellierung ist nicht steuerbar, dadurch sind längere Simulationszeiten nicht möglich. Da kein
wirklich kontinuierlicher Stoffeintrag eingestellt werden kann, laufen die Bodenprofile "leer" und die
längere Simulation wäre auch nicht sinnvoll. Das betrifft im vorliegenden Projekt drei von sieben
Bodenprofilen mit Programmlaufzeiten unter 500 Jahren, das sind alle Profile in 1 m Entfernung vom
Fahrbahnrand!
134
Nicht alle Funktionen, die das Programm laut Betriebsanleitung bietet, funktionieren auch.
Beispielsweise ist die Speicherung und das widerspruchsfreie Wiederaufrufen von Modellläufen nicht
möglich und die automatische Eingabe der bodenphysikalischen Daten durch Wahl eines
Bodensubstrates weist große Fehler auf.
Diese Probleme wurden auch schon von anderen Anwendern bemängelt, beispielsweise durch das
Landesamt für Umwelt und Geologie Sachsen (LFUG Sachsen 2003):
„Das Programm SISIM, Sickerwassersimulation, wurde seit seiner Herausgabe durch das UBA durch verschiedene
sächsische Ingenieurbüros und Institutionen getestet und hinsichtlich seiner Eignung an Beispielfällen geprüft. Diese
Prüfung ist noch unzureichend, trotzdem kann man folgende bisherige Erkenntnisse zusammenfassen:
•
Aus fachlicher Sicht bildet das Programm den Schadstofftransport mit dem Sickerwasser in der ungesättigten Zone
unzureichend nach, besonders für anorganische Schadstoffe.
•
Eine Eingabe von mobilisierbaren Gehalten entsprechend den Forderungen der Bundesbodenschutz- und
Altlastenverordnung ist nicht möglich.
•
Bodenschichten mit entsprechenden Parametern müssen für jeden Schadstoff bei gleichem Standort jedes Mal neu
definiert werden, die im Schichtenverzeichnis hinterlegte bodenkundliche Kartieranleitung KA4 ist nicht korrekt.
•
Die Einflussfaktoren des Bodens wie pH-Wert, C-Gehalt, kf-Wert, die eine natürliche Schwankungsbreite am Standort
haben, reagieren so sensibel auf das Bewertungsergebnis, dass die Ergebnisse (am Ort der Beurteilung) stark
schwanken.
Aus diesen Gründen können wir das Programm SISIM für eine Aussage, ob eine Prüfwertüberschreitung am Ort der
Beurteilung zu erwarten ist, in der jetzigen Version nicht empfehlen. Über eine Weiterentwicklung muss nachgedacht
werden. Effektiv erscheint ein Einsatz nur für bestimmte Stoffgruppen bei Änderungen der o.g. negativen Effekte. Das
Umweltbundesamt wurde über diese Auffassung bereits informiert.“
SISIM hat allerdings den Vorteil, dass es einfach zu bedienen und relativ selbsterklärend aufgebaut
ist. HMET ist dagegen unkomfortabler, aber besser steuerbar, braucht etwas mehr Einarbeitung, ist
aber dann gut zu handhaben. Bei HMET ist die automatische Erzeugung der Eingabedateien
möglich, da es sich um einfache DOS-Dateien handelt. Die Eingabe bei SISIM ist nur über WindowsEingabefenster möglich, muss also für alle Profildaten und jeden Schadstoff von Hand erfolgen.
6.2.2.3
Modellierung Wasser- und Stofftransport mit HMET
Die Ermittlung der Lösungskonzentration erfolgt aus den nichtlinearen Sorptionsisothermen unter
Verwendung von 40 % des königswasserextrahierbaren Gehaltes als schon sorbierte
Schwermetallmenge. Der im Boden aktuell vorhandene pH-Wert wird durch Bestimmung der
Sorptionsisothermen beim originalen Boden-pH-Wert berücksichtigt. Für den Wassertransport wird
die Berechnung mit ungesättigten, aber stationären Verhältnissen durchgeführt. Die Berücksichtigung
des stationären Eintrages findet statt. Die Nutzung von HMET erfordert etwas mehr Einarbeitung und
Eingangsdaten, die Ergebnisse sind aber für längere Zeiträume als die richtigsten anzusehen.
6.2.3 Zusammenfassung der Methodenbewertung
Der Vergleich der Methoden bestätigt die mit Hilfe der Zwischenergebnisse getroffene Annahme,
dass SISIM in der vorliegenden Version nicht zur Prognose langfristiger Schwermetallverlagerung bei
gleichbleibenden Stoffeinträgen geeignet ist. Für die Beschreibung der augenblicklichen Situation und
auch für kurzfristige Hochrechnungen können die Ergebnisse der Feldmessungen und Schätzungen
der Lösungskonzentration mit verschiedenen Verfahren verwendet werden. Schon bei dieser
Bestimmung der Quellstärke muss für die verschiedenen Methoden mit relativ großen Abweichungen
gerechnet werden.
Eine Sickerwasserprognose über längere Zeiträume kann nur erfolgen, wenn die im Boden
nachgewiesenen verlagerbaren Schadstoffe einer Transportprognose unterzogen werden, weil der
Ort der rechtlichen Beurteilung in der Regel nicht dem Probenahmeort entspricht. Dies war für z.B. für
die Hälfte der untersuchten Straßenstandorte der Fall.
TU Berlin
135
Nur für den Fall einer Direktmessung an der Übergangszone zwischen der ungesättigten Bodenzone
und dem Grundwasser kann bei bereits eingetretener Grundwasserkontamination und einer sich im
zeitlichen Verlauf nicht ändernden Schadstoffkonzentration eine Sickerwasserprognose durch
Vergleich von Mess- und Prüfwerten vorgenommen werden. In allen anderen Fällen muss eine
Transformation von Messwerten auf den Ort der Beurteilung erfolgen. Hierzu ist auch die zeitliche
Entwicklung zu berücksichtigen. Das erfordert die Einbeziehung aller relevanten, die
Schadstoffkonzentration und den Transport beeinflussenden Faktoren. Entsprechend müssen
Abschätzungs- und Berechnungsverfahren zum Einsatz kommen, die neben dem Transport mit dem
Sickerwasserstrom auch den Rückhalt an der Bodenmatrix und (ggf.) den möglichen biologischen
Abbau der Schadstoffe berücksichtigen. Diese Verfahren stellen im weitesten Sinne Modelle dar, weil
sie die tatsächlichen Transportverhältnisse mehr oder weniger stark vereinfachen. Einer der
kritischen Punkte ist dabei die Bestimmung des mobilen Anteils der Schadstoffe, der Quellstärke, die
der Ausgangswert der Transportprognose ist.
Zur Zeit wird der Einsatz von Modellen zur Sickerwasserprognose zum Teil noch kritisch beurteilt
(z.B. LfUG Sachen 2003, Wegner 2001). Dies liegt vor allem daran, dass z. B. im Gegensatz zu
Grundwassermodellen Transportmodelle für die ungesättigte Bodenzone noch nicht Stand der
Technik sind. Es ist jedoch zu erwarten, dass durch die zur Zeit beginnende Anwendung dieser
Modelle außerhalb des wissenschaftlichen Bereiches und die Weiterentwicklung eine zügige
Anerkennung dieses Prognoseinstrumentes eintreten wird.
Dabei ist nach Wegner (2001) damit zu rechnen, dass in Zukunft vor allem
wahrscheinlichkeitsbasierte Modellierungsstrategien bei der Erstellung von Sickerwasserprognosen
eine Rolle spielen, weil in der Regel die Datenlage am Schadensstandort nicht zu einer vollständigen
standortspezifischen Parametrisierung von Modellen ausreicht. Wie sich stochastische Techniken
bzw. Wahrscheinlichkeitsaussagen in der Angabe raum-zeitlicher Stoffkonzentrationen am Ort der
Beurteilung mit denen vom Gesetzgeber vorgesehenen konkreten Prüfwerten vereinbaren lassen,
kann jedoch zur Zeit noch nicht beantwortet werden.
6.2.4 Zusammenfassung der Modellergebnisse
Generell muss festgehalten werden, dass die umfangreichen Ergebnisse der Modelle hier nicht
komplett darstellbar sind. Es konnten nur einzelne Kenngrößen zum Vergleich herausgegriffen
werden, so dass das volle Informationspotential der Modellrechnungen nicht ausgeschöpft wird.
Die Ergebnisse der verschiedenen Verfahren sind sehr unterschiedlich, was aber angesichts einiger
erzwungener wesentlicher Einschränkungen nicht erstaunt. Der im Vergleich hohe Aufwand für
Felduntersuchungen ist für weitere kurzfristige Betrachtungen angesichts der festgestellten relativ
geringen Prüfwertüberschreitungen nicht unbedingt notwendig. Für Aussagen zur aktuellen Situation
an anderen Standorten können stattdessen auch sinnvoll einfache Labormethoden eingesetzt
werden. Neben den Feldversuchen ist der Bodensättigungsextrakt als gut eingeführte und relativ
einfache Methode anzusehen, die für kurzfristige Prognosen des Schwermetallverhaltens ausreicht,
da die Bewegungsgeschwindigkeit der Schwermetalle gering ist und kein Transport über die
Bodenluft stattfindet.
Für längere Betrachtungszeiträume sollte die Art der Fragestellung den Ausschlag geben, dazu sei
auch auf den vorigen und den folgenden Abschnitt verwiesen.
An den untersuchten Standorten zeigt sich in den Modellergebnissen der lang anhaltende Einfluss
von Straßenablaufwasser. In den straßennächsten Bodenprofilen findet eine starke Beschleunigung
der Schwermetallverlagerung durch die Infiltration großer Mengen von Straßenablaufwasser statt.
Diese wird an den untersuchten sandigen Standorten allerdings durch eine pH-Erhöhung und
136
Erhöhung des Anteils an organischer Substanz und damit auch der Adsorptionsfähigkeit gemildert.
Trotzdem ist der wesentlich kürzere Zeitraum, in dem die Tiefenverlagerung in Straßennähe
stattfindet, anhand der Modellberechnungen nachzuvollziehen.
Bei Feldmessungen, SISIM- und HMET-Ergebnissen überschreitet die maximale im
Betrachtungszeitraum erreichte Konzentration nur an wenigen Standorten und Entfernungen die
Prüfwerte der Bodenschutzverordnung. Die Ergebnisse der drei Verfahren unterscheiden sich jedoch
bei beiden Metallen sehr stark.
Die Ergebnisse der Frachtberechnungen zeigen für Cadmium, dass sich die mit den drei Verfahren
berechneten kumulierten Frachten weniger als die höchsten festgestellten Konzentrationen
unterscheiden. HMET liefert in den meisten Fällen die höchsten ausgetragenen Schadstoffrachten,
vor allem in direkter Fahrbahnnähe, wo die hohen Stoffeinträge eine große Rolle spielen. Für Kupfer
liefern die Feldmessungen im Vergleich die höchsten Werte für kurze Zeiträume, HMET dagegen für
lange. Ursache für die von HMET gelieferten großen Frachten ist der im Programm unbefristet
berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge mit Abfluss- und Spritzwasser.
Es treten sowohl zur Zeit als auch im Verlauf langjähriger Modellrechnungen vorwiegend geringe
Sickerwasserkonzentrationen
mit
Werten
deutlich
unterhalb
der
Prüfwerte
der
Bodenschutzverordnung auf. Das entspricht für die aktuelle Situation den Ergebnissen anderer
Untersuchungen (Cichos 1992, Reinirkens 1996, Dierkes/Geiger 1999).
Die Berechnung der Schwermetallfrachten aus Sickerwassermenge und -konzentration ergab schon
für die Feldmessungen trotz relativ geringer Konzentrationen die höchsten Frachten direkt am
Fahrbahnrand. An den Ergebnissen der Frachtberechnung mit HMET läßt sich das noch deutlicher
nachvollziehen als an den Feldmessungen, da hier die Unterschiede der kumulierten Eintragsmenge
zwischen den straßennahen und straßenfernen Profilen mit längerem Betrachtungszeitraum immer
größer werden.
Die
aus
den
Feldmessungen
hochgerechneten
Einträge
basieren
auf
den
Schwermetallkonzentrationen, die schon heute bis in 2 m Tiefe vorgedrungen sind - spiegeln also im
Gegensatz zu Langfristberechnungen nicht die aktuelle Belastung der Bodenoberfläche wieder.
Zusätzlich nimmt diese vermutlich weiter zu, da die Verkehrsmengen zunehmen. Außer für Blei, bei
dem eine sehr wesentliche Verringerung der Immissionen durch die Benzinbleigesetze erreicht
werden konnte, ist davon auszugehen, dass die Metallemissionen und -immissionen an
Fahrbahnrändern in den letzten Jahren kontinuierlich zugenommen haben. Auf lange Sicht sind
deswegen die Berechnungen mit HMET oder einem vergleichbaren Modell die „richtigsten“.
6.2.5 Gefährdungsabschätzung und rechtliche Bewertung
Im §7 des Bodenschutzgesetzes werden Grundstückseigentümer und -Nutzer verpflichtet, Vorsorge
zu treffen, daß auf ihrem Grundstück, aber auch in dessen Einwirkungsbereich, keine schädliche
Bodenveränderung entsteht: „Zur Erfüllung der Vorsorgepflicht sind Bodeneinwirkungen zu vermeiden
oder zu vermindern, soweit dies auch im Hinblick auf den Zweck des Grundstückes verhältnismäßig
ist“. Dazu schreibt das Bundesumweltministerium in der Begründung zur Bodenschutzverordnung:
„Im Fall des Überschreitens von festgesetzten Vorsorgewerten hat der Verpflichtete Vermeidungsoder wirksame Verminderungsmaßnahmen zu ergreifen. Die Erfüllung dieser Pflicht ist allerdings
durch den Verhältnismäßigkeitsgrundsatz begrenzt. Die Maßnahmen müssen im Hinblick auf den
Zweck der Nutzung des Grundstückes, d. h. auf eine regelhaft sich aus dem Nutzungszweck
ergebende Anforderung, nicht jedoch für jede spezielle Nutzung schlechthin, verhältnismäßig sein. So
müssen z. B. bei Verkehrswegen bestimmte Schadstoffeinträge und -gehalte als unvermeidlich
hingenommen werden, ohne daß eine Überschreitung von Vorsorgewerten entsprechende
Minderungsmaßnahmen auslösen könnte“ (BMU 1999b).
TU Berlin
137
Eine sehr grobe Abschätzung der Flächen mit Böden auf sauren, gut durchlässigen Gesteinen ergibt
für die Bundesrepublik 25 bis 30 % Flächenanteil. Als Wasserschutzgebiete sind 11.7 % der
Gesamtfläche ausgewiesen (BMU / UBA 2001). Selbst wenn alle diese Wasserschutzgebiete, für die
an Straßen Schutzmaßnahmen vorzusehen sind, auf den Flächen mit sauren, gut durchlässigen
Böden lägen, blieben noch 15 bis 20 % an Fläche übrig, die außerhalb von Wasserschutzgebieten
liegen. Mindestens dieser Flächenanteil weist, grob geschätzt, mit hoher Wahrscheinlichkeit schon
jetzt an stark befahrenen Straßen mit Entwässerung über das Bankett erhöhte Frachten in das
Grundwasser auf. Die Modellberechnungen zeigen trotz ihrer schlechten Vergleichbarkeit, dass mit
einem Konzentrationsanstieg der Bodenlösung in den unteren Bodenhorizonten gerechnet werden
muss, bei gleichbleibenden Stoffeinträgen auch z.T. über die Prüfwerte der Bodenschutzverordnung.
Daraufhin stellt sich die Frage, ob die erhöhten Konzentrationen und Frachten als relevante Einträge
zu betrachten sind und ob ein linienhafter Eintrag nur schwach erhöhter Sickerwasserkonzentrationen
in einen „normal großen“ Grundwasserleiter als erheblich anzusehen ist.
Leuchs/Gaschick-Wolff (2002) berichten von Arbeiten zur Bestandserfassung der Grundwasserleiter
in NRW im Rahmen der EU-Wasserrahmenrichtlinie, dass in NRW
bis Mitte 2002 268
Grundwasserkörper bearbeitet wurden. Dabei handelt es sich um jeweils hydrogeologisch, teilweise
auch hydrologisch abgrenzbare einheitliche Gebiete, die in NRW i.d.R. eine Fläche von je 50 bis 300
km² umfassen, mit Tendenz zu den größeren Werten. In Gebieten dieser Größe sind Frachten wie die
oben beschriebenen nicht als relevante Einträge anzusehen. In Einzelfällen, wo kleine oder
langgestreckte Einzugsgebiete (z.B. Talfüllungen in schmalen Mittelgebirgstälern) von Böden
überlagert sind, deren Eigenschaften den hier untersuchten entsprechen, kann eine Straße hoher
Verkehrsstärke jedoch eine Quelle relevanter Einträge sein.
Eine umfassende europäische Studie (Hird et al. 2000) kommt zu ähnlichen Mess- und
Berechnungsergebnissen wie die vorliegende Arbeit. Dort wird der Schluß gezogen, daß eine
Minderung der Emissionen („source control“) die einzige Möglichkeit zur Reduzierung der Verbreitung
und der Einträge der Schadstoffe sei.
Fälle, die als empfindlich angesehen werden können, sind stark befahrene Straßen (DTV >40000),
vor allem über kleinräumigen Grundwasserleitern, mit folgenden weiteren Eigenschaften:
• Standorte mit Boden-pH-Werten deutlich unter sechs, wie sie häufig in Waldböden auftreten,
besonders gefährdet sind Standorte mit grobkörnigen, hochdurchlässigen Festgesteinsböden
• Straßen, an denen Nutzungsänderungen bevorstehen, wie wesentliche Änderungen der
Verkehrsstärke oder Veränderung der Entwässerung. Diese Änderungen können bei den hier
untersuchten Böden zu Änderungen des pH-Wertes und damit zu Änderungen der Sorption
führen.
138
7 Fazit
Die Arbeit zeigt die Veränderungen in Bodenaufbau, Schwermetallgehalten, Stoffeinträgen und
Stofftransport in sandigen Böden an stark befahrenen Außerortsstraßen mit freier Entwässerung über
das Bankett.
7.1 Bisher schon
Standorten
bekannte
Veränderungen
gegenüber
natürlichen
•
Mit dem Straßenabflusswasser und durch Deposition werden persistente Schadstoffe in
Straßenrandböden eingetragen, der größte Anteil der Schwermtalle liegt dabei in partikulärer
Form bzw. an die Feststoffe sorbiert vor.
• Durch den langjährigen Einfluss von Straßenabflusswasser und luftgetragener Deposition
akkumulieren sich Schwermetalle in den straßennahen Böden.
• Die dabei entstehenden Konzentrationsverläufe der Schwermetalle im Bodenfeststoff zeigen
erhöhte Werte in den ersten Metern neben der befestigten Fläche und eine schnelle Abnahme der
Konzentrationen mit größerer Entfernung.
• Einige Messungen zeigten, dass mit erhöhten Sickerwasserkonzentrationen unter bindigen Böden
zur Zeit nicht zu rechnen ist.
Ungeklärt war dagegen die Frage der Menge und Verteilung des infiltrierenden Wasser sowie der
Sickerwasserkonzentrationen und vor allem der Frachten von Schwermetallen unter
sorptionsschwachen, sandigen Böden. Dazu können nun die Ergebnisse der vorliegenden Arbeit
zusammengefasst werden:
7.2 Ergebnisse der vorliegenden Arbeit
7.2.1 Schwermetalle im Bodenfeststoff
Die Unterschiede der Metallkonzentrationen im Bodenfeststoff folgen dem aus der Literatur
bekannten Muster mit hohen Konzentrationen am Fahrbahnrand, die mit zunehmender Entfernung
relativ schnell absinken und allmählich in die Hintergrundwerte übergehen. Die
Bodenfeststoffkonzentrationen von Schwermetallen in der Schicht von 0 bis 10 cm Tiefe
überschreiten an den Autobahnstandorten in 1 m bis 2.5 m, teilweise bis 10 m Entfernung die
Vorsorgewerte. An den Bundesstraßenstandorten treten Überschreitungen der Vorsorgewerte nur in
direkter Straßennähe (1 m Entfernung) oder gar nicht auf. Maßnahmewerte der
Bodenschutzverordnung werden an keinem der Standorte und Bodenprofile erreicht. Im Unterboden
(1 bis 2 m Tiefe) sind nur an wenigen Stellen Blei, Nickel und Zink von Überschreitungen der
Vorsorgewerte betroffen. Es handelt sich dabei um Standorte mit sehr alter Kontamination, oder mit
etwas stärker sorbierenden Böden. Übereinstimmend mit der Literatur liegen in Straßennähe keine
extrem erhöhten Bleikonzentrationen im Bodenfeststoff mehr vor, da sich die Emissionen stark
verringert haben. Direkt am Fahrbahnrand tritt jedoch außer dem Stoffeintrag über das
straßenabflusswasser hohe bodennahe Deposition anderer Schwermetalle auf, vor allem von
Cadmium, Kupfer und Zink, aber auch von Elementen aus mineralischen Bestandteilen wie Calcium
und Natrium. Die Depositionsraten nehmen mit zunehmender Entfernung von der Straße stark ab.
7.2.2 Einfluss der Einträge auf pH-Werte von Boden und Sickerwasser
Durch den langjährigen Einfluss von Straßenabflusswasser, in geringerem Maß auch durch die
Deposition, stellt sich auf sauren, sandigen Böden in den ersten Metern neben der Fahrbahn eine
TU Berlin
139
Erhöhung des Boden-pH-Wertes auf Werte um und über dem Neutralpunkt ein. Auch das
Sickerwasser weist dort deutlich höhere pH-Werte auf als an den Referenzstandorten oder als in
größerer Entfernung. Dies beeinflusst das Verhalten der Schwermetalle deutlich:
7.2.3 Schwermetalle in der Bodenlösung
Die Schwermetallkonzentrationen der Bodenlösung in und unterhalb der Wurzelzone sind trotz
höherer Bodenfeststoffgehalte der Metalle in Straßennähe nicht erhöht, im Gegenteil, sie liegen dort
niedriger als in größerer Entfernung, meist auch unterhalb der Prüfwerte der Bodenschutzverordnung.
Die Schwermetallkonzentrationen der Bodenlösung sind an allen Standorten in etwa 10 m
Entfernung, teilweise auch 5 bis 10 m Entfernung am höchsten. Wenn Prüfwertüberschreitungen
auftreten, liegen sie in fast allen Fällen in diesem Entfernungsbereich, nicht in Fahrbahnnähe.
Die Lösungskonzentrationen der Schwermetalle sind so auch auf sauren Sandböden in Straßennähe
(in der Infiltrationszone des Straßenabflusswassers) als verhältnismäßig unproblematisch nach dem
Bundesbodenschutzgesetz einzustufen. Als kritische Elemente für erhöhte Konzentrationen in der
Bodenlösung haben sich Kupfer, Cadmium und Zink herausgestellt. Die erhöhten Werte treten dabei
in 5 bis 10 m Entfernung vom Fahrbahnrand auf, im Spritzwasserbereich und insbesondere
außerhalb des Spritzwasserbereiches.
7.2.4 Schwermetalle im oberflächennahen Grundwasser
Die Schwermetallkonzentrationen des oberflächennahen Grundwassers sind trotz höherer
Bodenfeststoffgehalte in Straßennähe ebenfalls nicht erhöht. Dies wird auch bestätigt durch die
Modellrechnungen, die einen Durchbruch der mit dem Straßenabflusswasser eingetragenen
Schwermetalle in 2 m Tiefe metallabhängig erst nach mehreren Jahrzehnten bzw. vielen
Jahrhunderten zeigen.
7.2.5 Einflüsse auf die Mobilität der Schwermetalle
Der pH-Wert der verschiedenen Bodenschichten und -horizonte ist - bei den homogenen sandigen
Substraten der vorliegenden Untersuchungen - der Haupteinflussfaktor für die Mobilität der
Schwermetalle. Ein Zusammenhang zwischen dem gelösten organischen Kohlenstoffgehalt in den
Bodenlösungen und der Kupferkonzentrationen deutet einen weiteren Einflussfaktor an (nicht
dargestellt). Obwohl es zahlreiche Belege in der Literatur gibt, dass Tausalzverwendung die
Schwermetallmobilität in Straßenrandböden erhöhen kann (z.B. Brod 1993, Gerth 1985 in Scheffer
1998), konnte dieser Effekt bei den Felduntersuchungen der vorliegenden Arbeit nicht festgestellt
werden. Die Ursache dafür sind wahrscheinlich die in Straßennähe erhöhten pH-Werte. Nach Gerth
1985 tritt eine starke Erhöhung der Cadmium-Mobilität bei Chlorid-Konzentrationen von mehr als
1 mmol Cl- / L bei pH 5 auf. Von den Sickerwasserproben wurden 107 auf Chlorid untersucht. Die
dabei gemessenen Chlorid-Konzentrationen lagen zwischen 0.01 und 106 mmol/L, der Mittelwert bei
1.58 mmol/L. Es war wegen der relativ geringen Zahl an Messungen praktisch kein Zusammenhang
zwischen Jahreszeit und Chloridkonzentration festzustellen, vor allem nicht in größerer Tiefe.
Allerdings wiesen nur wenige der Proben einen pH-Wert unter 6 auf und diese stammen alle aus
größerer Entfernung vom Fahrbahnrand, wo sich die Effekte durch geringeren Chlorideintrag und
niedrigeren pH-Wert wahrscheinlich überlagern. Auch bei den anderen Schwermetallen waren keine
systematischen oder offensichtlich jahreszeitlich bedingten Schwankungen der Konzentrationen in
der Bodenlösung festzustellen.
140
7.2.6
Erhöhte Versickerung und Grundwasserneubildung am Fahrbahnrand auch unter
Einberechnung der versiegelten Flächen
Durch die Versiegelung der Fahrbahn findet eine Abflusskonzentration auf der versiegelten Fläche
statt. Es konnte hier gezeigt werden, dass die in der Literatur häufig getroffene Annahme, dass
Versiegelung zur Minderung der Grundwasserneubildung führt, außerorts in der Regel falsch ist.
Auch außerorts existieren Streckenabschnitte mit Abführung des Abflusswassers durch Hochbord
und/oder Abläufe, aber nur auf einem geringen Teil der Strecken. Auf dem größten Teil der Strecken
außerorts entwässern die Straßen frei über das Bankett. Die versiegelten Bereiche der Straßen
verursachen dort zusammen mit dem Straßenverkehr einen starken Anstieg des
Oberflächenabflusses und zusätzlich Spritzwasser am Rand der versiegelten Fläche. Die Infiltration
am Rand der versiegelten Fläche ist bei diesen Straßen stark erhöht. Der Hauptanteil der
Versickerung findet im ersten Meter neben der befestigten Fläche statt. Dabei werden wegen hoher
Zuflüsse von der Straßenoberfläche und relativ geringer Verdunstung durch kurzgehaltenen Bewuchs
sowie infiltrationsgünstig aufgebautes Bankett an dem untersuchten Standort auf das 13 - bis 18fache erhöhte Grundwasserneubildungsraten erreicht. Das Spritzwasser beeinflusst eine ca. 4 m
breite Zone neben dem Fahrbahnrand und erhöht dort die Grundwasserneubildung um ca. 30 bis
35 %.
7.2.7
Einfluss der langjährigen Infiltration von Straßenablaufwasser auf die
Schwermetallfrachten, beschleunigte Tiefenverlagerung
Trotz langjähriger Belastung durch Schwermetalleinträge haben die Austräge an Schwermetallen
noch nicht die Menge der Einträge erreicht. Durch die hohen Wasser- und Stoffeinträge findet in
Fahrbahnnähe i.d.R. ein deutlich höherer Transport statt als in straßenfernen Profilen. Die Ergebnisse
beider Modelle für Cadmium und Kupfer weisen in dieselbe Richtung. An den Waldstandorten werden
in größerer Entfernung teilweise ebenfalls hohe Schwermetallfrachten aus den Bodenprofilen
ausgetragen. Die Böden weisen dort wegen sehr niedriger pH-Werte hohe Lösungskonzentrationen
an Schwermetallen auf, so dass schon geringe Grundwasserneubildungsraten hohe Frachten
hervorrufen.
Im Vergleich zu den Referenz-Waldstandorten ist der Austrag von Nickel in den untersuchten
straßennahen Böden praktisch nicht erhöht. Der Austrag von Cadmuim, Zink und Chrom ist in der
Infiltrationszone, an drei bis vier Standorten auch in größerer Entfernung, deutlich erhöht, wobei
Autobahnstandorte eher höhere Werte aufweisen. Blei sowie insbesondere Kupfer weisen an fast
allen Straßenstandorten höhere Austräge auf als an den Referenzstandorten.
Für alle untersuchten Schwermetalle liegen die ausgetragenen Frachten, gewichtet über die
Fahrbahnbreite und 10 m angrenzendes Gelände, im Mittel der Autobahnstandorte höher. Der
Unterschied ist sehr deutlich feststellbar bei Cadmium und Kupfer, von denen an den Autobahnen
etwa die doppelte Menge in g/ha * a ausgetragen wird wie an den Bundesstraßen. Bei Nickel und
Chrom ist dieser Unterschied nur schwach ausgeprägt.
An den untersuchten Standorten zeigt sich in den Modellergebnissen der lang anhaltende Einfluss
des Straßenablaufwassers. Durch die andauernde Perkolation großer Wassermengen findet eine
starke Beschleunigung der Schwermetallverlagerung statt. Diese wird an den untersuchten sandigen
Standorten allerdings gemildert durch eine pH-Erhöhung und Erhöhung des Anteils an organischer
Substanz und damit auch der Adsorptionsfähigkeit. Trotzdem ist der wesentlich kürzere Zeitraum, in
dem die Tiefenverlagerung in Straßennähe stattfindet, an den Modellergebnissen zu bemerken.
TU Berlin
141
7.2.8 Vergleich der Verfahren zur Abschätzung der Einträge in das Grundwasser
Die Ergebnisse der angewendeten Verfahren zur Abschätzung des Schwermetalltransportes
unterscheiden sich stark. Die Ergebnisse der Frachtberechnungen zeigen für Cadmium, dass sich die
mit den drei Verfahren berechneten kumulierten Frachten weniger als die höchsten festgestellten
Konzentrationen unterscheiden. Das Modell HMET liefert in den meisten Fällen die höchsten
ausgetragenen Schadstoffrachten, vor allem in direkter Fahrbahnnähe, wo die hohen Stoffeinträge
eine große Rolle spielen. Für Kupfer liefern die Feldmessungen im Vergleich die höchsten Werte für
kurze Zeiträume, HMET dagegen für lange. Ursache für die von HMET gelieferten großen Frachten
ist der im Programm unbefristet berücksichtigte Transport der kontinuierlichen, relativ hohen Einträge
mit Abfluss- und Spritzwasser.
Es treten sowohl zur Zeit als auch im Verlauf langjähriger Modellrechnungen vorwiegend geringe
Sickerwasserkonzentrationen
mit
Werten
deutlich
unterhalb
der
Prüfwerte
der
Bodenschutzverordnung auf. Das entspricht für die aktuelle Situation den Ergebnissen anderer
Untersuchungen an Straßenstandorten (Cichos 1992, Reinirkens 1996, Dierkes/Geiger 1999).
Die Berechnung der Schwermetallfrachten aus Sickerwassermenge und -konzentration ergab schon
für die Feldmessungen trotz relativ geringer Konzentrationen die höchsten Frachten direkt am
Fahrbahnrand. An den Ergebnissen der Frachtberechnung mit HMET läßt sich das noch deutlicher
nachvollziehen als an den Feldmessungen, da hier die Unterschiede der kumulierten Eintragsmenge
zwischen den straßennahen und straßenfernen Profilen mit längerem Betrachtungszeitraum immer
größer werden.
Der aus den Feldmessungen hochgerechnete Stoffaustrag aus den Bodenprofilen in das
Grundwasser basiert auf den Schwermetallkonzentrationen, die schon heute bis in 2 m Tiefe
vorgedrungen sind, spiegelt also im Gegensatz zu Langfristberechnungen nicht die aktuelle
Belastung der Bodenoberfläche wieder. Zusätzlich nimmt diese vermutlich weiter zu, da die
Verkehrsmengen zunehmen. Außer für Blei, bei dem eine sehr wesentliche Verringerung der
Immissionen durch die Benzinbleigesetze erreicht werden konnte, ist davon auszugehen, dass die
Metallemissionen und -immissionen an Fahrbahnrändern in den letzten Jahren eher zugenommen
haben. Auf lange Sicht sind deswegen die Berechnungen mit HMET oder einem vergleichbaren
Modell die „richtigsten“. Aber auch für HMET sind trotz der homogenen Sandböden wichtige
Voraussetzungen der Gültigkeit der Transportberechnungen, wie das Vorhandensein eines
einheitlichen Porensystems ohne präferentiellen Fluss, nur unvollständig erfüllt, wie sich an manchen
aufgegrabenen Bodenprofilen zeigte.
Der Vergleich der Methoden bestätigt, dass SISIM in der vorliegenden Version nicht zur Prognose
langfristiger Schwermetallverlagerung bei gleichbleibenden Stoffeinträgen geeignet ist. Für die
Beschreibung der augenblicklichen Situation und auch für kurzfristige Hochrechnungen können die
Ergebnisse der Feldmessungen und Schätzungen der Lösungskonzentration mit verschiedenen
Verfahren verwendet werden. Schon bei dieser Bestimmung der Quellstärke muss für die
verschiedenen Methoden mit relativ großen Abweichungen gerechnet werden.
Der im Vergleich hohe Aufwand für Felduntersuchungen ist für weitere kurzfristige Betrachtungen
angesichts der festgestellten relativ geringen Prüfwertüberschreitungen nicht unbedingt notwendig.
Für Aussagen zur aktuellen Situation an anderen Standorten können stattdessen auch sinnvoll
einfachere Labormethoden wie der Bodensättigungsextrakt oder die Abschätzung über
Pedotransferfunktionen
wie
Adsorptionsisothermen
eingesetzt
werden.
Für
längere
Betrachtungszeiträume sollte die Art der Fragestellung den Ausschlag geben, ob Feldmessungen
durchgeführt werden sollen und welches Modell gewählt wird.
142
7.2.9 Reinigungsleistung der Sandböden im Vergleich zu Bodenfiltern
Eine Einschätzung der Wirksamkeit des Schwermetallrückhaltes in den untersuchten Bodenprofilen
bis 1 m bzw. 2 m Tiefe soll durch den Vergleich mit Bodenfiltern gegeben werden. Ergebnisse einer
Versuchsanlage zur Versickerung des Niederschlagswassers von Straßen mit sechs parallel
angeordneten Bodenfiltern und dem Vergleich von bewachsenem Oberboden, Schotterrasen,
bewachsenen Mulden und Gräben (Nadler/Meißner 2001) zeigen, dass alle Varianten ausreichende
Reinigungsleistung aufweisen. Der Wirkungsgrad der verschiedenen Filter lag für Blei bei allen über
50 %, bei den meisten sogar über 70 %, für Kupfer zwischen 35 und 75 %, für Zink bei 40 bis 95 %,
war aber jeweils im zweiten und dritten Jahr der Messungen abnehmend. Nur der Wirkungsgrad für
Cadmium, der zwischen 40 und 65 % lag, war im Verlauf der Versuche eher zunehmend
(Nadler/Meißner 2001). Die Tab. 32 zeigt, dass die durch diese Filteranlagen erzielten
Reinigungsleistungen bis auf Kupfer deutlich unter denen der nicht bewußt als Filter aufgebauten
sandigen Straßenrandböden liegen, die schon seit mindestens 20 Jahren, teilweise bis ca. 70 Jahren
„in Betrieb“ sind. Da die Böden in Fahrbahnnähe außerdem zusätzliche Stoffeinträge über die
luftgetragene Deposition erhalten, die hier nicht einberechnet wurden, liegt der Gesamtwirkungsgrad
sogar noch höher.
Tab. 32:
Frachtbezogener Wirkungsgrad der Bodenpassage im Mittel der untersuchten Standorte für den Bereich 1 m
und 1 bis 5 m Entfernung vom Fahrbahnrand (% Rückhalt der pro Jahr mit dem Straßenablaufwasser
eingetragenen Schwermetallfracht)
bisherige
Standzeit
Bodenpassage (1 oder 2 m
Mächtigkeit, Sand, 1 m Entfernung)
Bodenpassage (1 oder 2 m
Mächtigkeit, Sand, 1 bis 5 m
Entfernung)
Cadmium
Kupfer
Blei
Zink
% Rückhalt % Rückhalt % Rückhalt % Rückhalt
20 bis < 70 a
83
47
93
95
20 bis < 70 a
77
43
97
89
7.3 Vorschläge zum weiteren Vorgehen / Forschungsbedarf
Die Ergebnisse zeigen, dass trotz der relativ niedrigen Bodenlösungskonzentrationen aus sandigen
Böden neben Straßen mit hoher Verkehrsbelastung linienhaft hohe Schwermetallfrachten in das
straßennahe Grundwasser eingetragen werden. In dem durchgeführten Projekt waren Standorte auf
sauren, sandigen Böden ausgewählt worden, die besonders empfindlich für Schwermetallverlagerung
sind. Sie weisen ohne den Einfluss des Straßenablaufwassers Grundwasserneubildungsraten von
etwa 250 mm/a unter Grünland auf. Dieser Wert liegt im oberen Bereich der in Deutschland in
großflächig verbreiteten Lockergesteinen autretenden Neubildungsraten. Zusammen mit den
niedrigen pH-Werten sind diese Standorte gegenüber anderen Böden und Standorten mit wenigen
Ausnahmen, wie Kluftgrundwasserleiter in saurem Gestein regenreicher Mittelgebirge, als „worst
case“ anzusehen. Die Frage, ob die eingetragenen Schadstoffrachten für Böden und Grundwasser
relevante Veränderungen bewirken, wird anhand der Bodenschutzverordnung und am Beispiel der
Bewertung von Grundwasserleitern in NRW für die Wasserrahmenrichtlinie diskutiert. Dabei zeigte
sich anhand der Größe der Grundwasserleiter, dass zumindest für NRW die eingetragenen Frachten
in der Regel nicht relevant sind.
Die Minderung der Emissionen (“source control”) ist die einzige Möglichkeit zur dauerhaften
Reduzierung der Verbreitung und der Einträge der Schadstoffe. In der angesprochenen Reduzierung
der Einträge ist entsprechend der Kernpunkt für weiteres Vorgehen zu sehen.
Erste Wahl für das weitere Vorgehen sollte die Ursachenbekämpfung sein - das heißt eine Minderung
der Stoffeinträge, gekoppelt mit systematischer Erfolgskontrolle in Form von Depositions- und
TU Berlin
143
Straßenablaufwasseruntersuchungen. An einem oder mehreren empfindlichen Standorten sollte eine
Verlaufskontrolle der durch die Modelle prognostizierten Tiefenverlagerung, auch wegen der
wahrscheinlich vorläufig weiter zunehmenden Einträge, durchgeführt werden. Im Rahmen der
Tätigkeit bei der BASt konnte eine mehrjährige Untersuchung der Stoffeinträge an mehreren stark
befahrenen Autobahnen begonnen werden. Es soll dabei eine methodische Einbindung in
Bodenbeobachtungsprogramme
der
Länder
und
die
BASt-eigenen
langjährigen
Luftschadstoffmessungen erfolgen und die dort gemachten Erfahrungen genutzt werden.
Rechenmodelle, die alle wesentlichen Faktoren berücksichtigen können, sollen genutzt und an
wenigen langfristigen Referenzstandorten kalibriert und geprüft werden.
Da die Einträge zum großen Teil aus nicht regulierten diffusen Emissionen der Fahrzeuge und
Fahrbahn stammen, sind weitere Untersuchungen (Literaturauswertung und Messungen) zur
Identifikation der Hauptquellen notwendig, denen Bemühungen zur Reduktion dieser Emissionen in
Zusammenarbeit mit den Fahrzeug- und Baustoffherstellern folgen sollten. Wenn die Einhaltung der
Prüfwerte der Bodenschutzverordnung für Sickerwasser im Unterboden als Kriterium verwendet wird,
ist der dafür zur Verfügung stehende Zeitraum relativ groß, da der Schadstoffrückhalt im Boden auch
an den empfindlichsten Standorten noch wirksam ist. Je nach erreichbarer Minderung der Einträge
läßt sich dieser Zeitraum durch Modellberechnungen konkretisieren. Ein positiver Nebeneffekt einer
Minderung der Einträge wären verringerte Probleme mit Schadstoffgehalten in Bankettschälgut,
Kehrgut und Schlamm aus Entwässerungsbecken sowie im Schwebstaub. Das ist besonders vor dem
Hintergrund der Beschränkung der Gehalte von Cadmium und Nickel in der Luft durch die 4.
Tochterrichtlinie zur Luftqualitätsrahmenrichtlinie der EU anzustreben.
Eine weitere Möglichkeit wäre die Verbesserung der Sorptionsfähigkeit straßennaher Böden an
empfindlichen Standorten durch pH-Anhebung und Strukturoptimierung. Dabei kann es sich zum
Beispiel um die Einbringung kalk- und tonhaltiger Materialien zur Verbesserung der
Sorptionseigenschaften handeln. Es findet schon jetzt durch den Straßenverkehr eine Freisetzung
schwach alkalischer Substanzen, vermutlich durch den Abrieb der Fahrbahnoberfläche, statt, die den
pH-Wert der straßennahen Böden in den Carbonatpufferbereich verschieben. Dieser Effekt sollte
außerorts unbedingt erhalten bleiben und kann eventuell durch die Wahl entsprechender
Zuschlagstoffe im Fahrbahnmaterial noch verbessert werden. Eine Kalkung oder vergleichbare
Maßnahmen können in speziellen Fällen sinnvoll sein. Dabei ist zu überlegen, ob dies als Kalkung
der Bankette und des Straßenseitenraumes im Rahmen des Betriebsdienstes, durch Einbau und
regelmäßigen Austausch spezieller Substrate oder durch „versauerungsfeste“ Herstellung der
Bankette, Böschungen und Mulden gleich beim Bau geschehen soll. Bei gleichbleibenden oder
steigenden Stoffeinträgen führt eine Verbesserung der Sorptionsfähigkeit allerdings nur zu einer
zeitlichen Verschiebung der Schwermetallverlagerung.
Ein Resultat der räumlichen Verteilung von Ablauf- und Spritzwasser an Straßen ist, dass pH-Werte
unter sechs meist nicht in Fahrbahnnähe (bis 2 m Entfernung), sondern erst in der Spritzwasserzone
(bis 5 m Entfernung) und dem angrenzenden Bereich auftreten, bei Autobahnen bis über 10 m
Entfernung, so dass diesem Entfernungsbereich bei der pH-Verbesserung besondere
Aufmerksamkeit gewidmet werden muss.
Als weitere Möglichkeit ist die generelle Wasserfassung und -reinigung auch außerorts denkbar, die
allerdings hohe Kosten und schadstoffbelastete Schlämme/Sedimente erzeugt, sowie durch die dann
notwendigen Abläufe und Hochborde nachteilige verkehrliche und ökologische Wirkungen hätte. Der
Stoffeintrag durch Deposition, der je nach Schwermetall etwa 20 bis 40 % des Gesamteintrages
ausmacht, wird dadurch ebenfalls nicht verhindert.
144
Alle Modelle und die Feldmessungen zeigen, dass die in Straßennähe im Unterboden zur Zeit
festzustellenden Lösungskonzentrationen von Cadmium und Kupfer bis auf Einzelwerte gemessen an
den Prüfwerten der Bodenschutzverordnung unproblematisch sind. Erhöhte Werte treten vor allem in
5 bis 15 m Entfernung auf. Die in den Untergrund bzw. das Grundwasser eingetragenen Frachten
sind jedoch an den untersuchten Standorten in Straßennähe hoch und die Einträge aus
luftgetragener Deposition und Straßenablaufwasser ebenfalls. Die Ergebnisse längerfristiger
Modellberechnungen zeigen, dass sowohl die in den unteren Bodenhorizonten auftretenden
Bodenlösungskonzentrationen als auch die pro Jahr zu erwartenden Austräge aus allen betrachteten
Bodenprofilen im Lauf der nächsten Jahrzehnte ansteigen werden.
Forschungsbedarf
• Eine Konzeption zur Verminderung der Stoffeinträge aus den nicht regulierten Emissionen des
Straßenverkehrs wird als notwendig angesehen. Voraussetzung dafür sind Untersuchungen
(Literaturauswertung und Messungen) zur Identifikation der Hauptquellen, die in Bemühungen zur
Reduktion der Emissionen in Zusammenarbeit mit den Herstellern münden sollten.
• An ausgewählten Standorten sollte eine Kontrolle der Änderung der Stoffeinträge und
Beobachtung der Stoffverlagerung als Verlaufskontrolle der jetzigen Situation und Erfolgskontrolle
von Minderungsmaßnahmen erfolgen. Dazu sind langfristige Messungen der Deposition, des
Straßenablaufwassers und der Stoffverlagerung im Boden nötig, dabei sollte eine methodische
Einbindung in das Bodendauerbeobachtungsprogramm der Länder und die BASt-eigenen
langjährigen Luftschadstoffmessungen erfolgen und die dort gemachten Erfahrungen genutzt
werden. Ein Stofftransportmodell wie HMET oder HYDRUS, das alle wesentlichen Faktoren
berücksichtigen kann, sollte mit den Messdaten kalibriert werden, um die weitere Verlagerung der
Stoffe im Boden vorhersagen zu können.
• Die Erhöhung der Sorptionsfähigkeit durch Kalkung oder vergleichbare Maßnahmen ist in
speziellen Fällen sinnvoll; dabei ist zu überlegen, ob dies als Kalkung der Bankette und des
Straßenseitenraumes im Rahmen des Betriebsdienstes, durch Einbau und regelmäßigen
Austausch spezieller („Filter-“)Substrate oder durch „Schwermetall- und versauerungsfeste“
Herstellung gleich beim Bau geschehen soll. Dazu sollten Wirkung und Kosten von Kalkung bzw.
Verbesserung der Sorptionsfähigkeit, Wirkung und Kosten des Einsatzes von Filtermaterialien im
Bankettbereich sowie Wirkung und Kosten der Fassung und Ableitung des Straßenablaufwassers
auch außerorts untersucht und gegenübergestellt werden.
7.4 Empfehlungen für die Praxis
•
•
•
Bei sandigen, sauren Straßenrandböden sollten kalk- und tonhaltige Materialien zur
Verbesserung der Sorptionseigenschaften oberflächlich in die Infiltrations- und Spritzwasserzone
eingebracht werden. Beim Einbau von feinkörnigem Material in das Bankett könnten
nichtquellende Tonminerale in Frage kommen (Vermeidung von Frostschäden). Beim Straßenbau
sollte die Straßendecke bzw.der Steinanteil darin möglichst karbonathaltig sein.
Auch eine Beimengung von karbonathaltigem Material beim Winterdienst bzw. eine getrennte
Aufbringung wäre denkbar. Besonders zu beachten wäre dabei die Spritzwasserzone und der
angrenzende Bereich, bei Autobahnen bis über 10 m Entfernung.
Die Menge sollte so bemessen sein, dass a) die Infiltrationsleistung nicht merklich eingeschränkt
und b) eine ausreichend lange Verbesserung der Sorption bzw. Fällung von Schwermetallen
sichergestellt wird. Dazu sind Labor- und Feldversuche erforderlich, um Art und Menge von
Materialien zu testen.
TU Berlin
145
Mit Hilfe von Simulationsmodellen kann die langfristige Wirkung abgeschätzt werden. Positive
Erfahrungen dieser Art konnten bei ähnlichen Problemen mit der Sicherung hoch belasteter
Rieselfeldflächen in Berlin-Brandenburg gemacht werden.
146
8 Literatur
AG Boden (1994): Bodenkundliche Kartieranleitung, 4. erw. Aufl. , 392 S., Hrsg: Bundesanstalt für
Geowissenschaften und Rohstoffe und Geologische Landesämter in der BRD, Hannover 1994.
AG Bodenanalytik (1999): BZE - Methodenentwicklung: Totalaufschluß zur Bestimmung der Gesamtgehalte
anSchwermetallen aus Boden-, Auflage- und Nadelproben. Bodenzustandserhebung - 13. Treffen der
AG Bodenanalytik, Stand 25.1.1999.
Al-Chalabi A.S., Hawker D. (1996): Retention and Exchange Behaviour of Vehicular Lead in Street Dusts from
Major Roads. The Science of the Total Environment 187, 105-119. Elsevier Amsterdam.
ARGE Fresenius-focon (1997): UMS-System zur Altlastenbeurteilung - Instrumente für die pfadübergreifende
Abschätzung und Beurteilung von altlastenverdächtigen Flächen. Abschlußbericht FE-Vorhaben 109 01
215 "Wissenschaftliche Begleitung und Fortentwicklung eines Gefährdungsabschätzungsmodells für
Altlasten" (UFORPLAN) im Auftrag des Umweltbundesamtes, 123 S. + Anhang .
Atkins P. W.: (1987): Physikalische Chemie. Übersetzt und ergänzt von A. Höpfner. VCH-Verlag, Weinheim
1990.
Ballach H.-J., Wittig R., Wulff S. (2001): Twenty-Five Years of Biomonitoring Lead in the Frankfurt / Main-Area.
ESPR - Environmental Science and Pollution Research 9 (2) 2002, 136 - 142, ecomed-Verlag.
Bergfeldt B. (1994): Lösungs- und Transportprozesse in der ungesättigten Bodenzone und Auswirkungen auf
das Grundwasser. Puchelt (Hrsg.): Karlsruher Geochemische Hefte 04, 258 S., Institut für Petrographie
und Geochemie, Karlsruhe .
Bergmann D., Doetsch P., Grünhoff D. (1998): SISIM (SIckerwasser - SIMulation) Einführung in die Systematik
des Sickerwasser-Simulationsmoduls SISIM , Installations- und Bedienungsanleitung. 56 S. UBA-FEVorhaben 203 40 823; Validierung des Schadstofftransfers kontaminierte Böden/Altlasten Grundwasser. CHEMLOG / focon 1998.
BIOPLAN-Landeskulturgesellschaft (1994, unveröff.): Bodenuntersuchung entlang A6 von AS Sinsheim bis zur
Kreuzung mit B 39 nach 2. und 3. VwV des UM Baden-Württemberg v. Sept. 93.
Planfeststellungsunterlagen für den Ausbau des Streckenabschnittes Sinsheim-Sinsheim/Steinsfurt., 6
S. + Anhang, Landesamt für Straßenwesen Baden-Württemberg, Stuttgart.
Blume H.P. (1991): Stoffdynamik Schleswig-Holsteinischer Böden forstlicher sowie konventioneller und
alternativ landwirtschaftlicher Nutzung aus Sicht des Bodenschutzes. Hrsg.: M.J. Müller, Wasser und
Boden im Lichte neuer geowissenschaftlicher Forschung, 39-62. Flensburger Regionale Studien Bd. 5.
BMU (1999a): Bundes-Bodenschutz- und Altlastenverordnung (BBodSchV). Bundesministerium für Umwelt,
Naturschutz und Reaktorsicherheit, Bonn, den 1.7.1999.
BMU (1999b): Begründung zur Bodenschutzverordnung. 88 S. Bundesumweltministerium 10.9.98.
BMU / UBA (2001): Wasserwirtschaft in Deutschland - Teil 1: Grundlagen. 75 S. Fachgebiet "Übergreifende
Angelegenheiten Wasserwirtschaft, Grundwasser" (Umweltbundesamt). Hrsg: Bundesministerium für
Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit.
BMV (1995): Verkehrsstärken auf Bundesautobahnen und Bundesstraßen - Gesamtverkehr - Ergebnisse der
Straßenverkehrszählung
1995.
Karte
1:750000
und
Verzeichnis
der
ZählstellenBundesverkehrsministerium, Abteilung Straßenbau, StB 13, Bonn 1995.
Bonazountas and Wagner (1981) zitiert auf: http://www.seview.com/, März 2003
Bredemeier M., Ulrich B., Schultz R. (1988): Belastung von Waldböden durch Stoffeinträge und ihre
Folgewirkungen für Waldökosysteme. In: Rosenkranz, Bachmann, Einsele, Harreß (Hrsg.):
Bodenschutz, ergänzbares Handbuch, Erg.Lfg XI/88, Nr. 4160. Erich-Schmidt-Verlag
Brod H.G. (1993): Langzeitwirkung von Streusalz auf die Umwelt. 165 S. Berichte der Bundesanstalt für
Straßenwesen Heft V 2, Bundesanstalt für Straßenwesen, Bergisch-Gladbach.
Bundesregierung (1998): Gesetz zum Schutz des Bodens vom 17. März 1998. Bundesgesetzblatt 1998 Teil I S.
502In: Rosenkranz, Bachmann, Einsele, Harreß (Hrsg.): Bodenschutz, ergänzbares Handbuch, 26.
Erg.Lfg V/98.
BUWAL (1992): Bodenverschmutzung durch den Straßen- und Schienenverkehr in der Schweiz. Schriftenreihe
Umwelt Nr. 185, 144 S. Bundesamt für Umwelt, Wald und Landschaft (BUWAL), Bern.
Cichos A. (1992): Vertikale Schwermetallverlagerung im Bankettbereich stark befahrener Bundesfernstraßen.
98 S. Abschlußbericht Projekt-Nummer 91 604, Bundesanstalt für Straßenwesen, Bergisch Gladbach.
Colandini V., Legret M., Brosseaud Y., Baladès J.-D. (1995): Metallic Pollution in Clogging Material of Urban
Porous Pavements. Water Science and Technology 32 (1), 57 - 62, Pergamon.
Diehl, D. (2001): Schwermetallleinträge in einen Straßenrandboden am Beispiel der Autobahn A7 Mellendorf.
Projektarbeit im Studiengang Umwelttechnik der TU Berlin am Institut für Ökologie und Biologie, FG
Standortkunde / Bodenschutz.
Dierkes C., Geiger W.F. (1999): Dekontaminierende Wirkung belebter Bodenzonen bei verkehrsbedingten
Beeinträchtigungen der Bodenqualität. Forschungsbericht FE 05.107/1996/GGB. 174 S. U/GH Essen.
TU Berlin
147
DIN ISO 11466 (6/1997): Bodenbeschaffenheit -Extraktion in Königswasser löslicher Spurenelemente. 5 S.
Normenausschuß Wasserwesen (NAW) im DIN Deutsches Institut für Normung e.V., Beuth Verlag
Berlin.
DIN 38414-7 (1983): Aufschluß mit Königswasser zur nachfolgenden Bestimmung des säurelöslichen Anteils
von Metallen. Normenausschuß Wasserwesen (NAW) im DIN Deutsches Institut für Normung e.V.,
Beuth Verlag Berlin.
DIN 19685 (1979): Klimatologische Standortuntersuchung im Landwirtschaftlichen Wasserbau. Ermittlung der
meteorologischen Größen. 4 S. Normenausschuß Wasserwesen (NAW) im DIN Deutsches Institut für
Normung e.V.
DIW/BMV (1972-1997): Verkehr in Zahlen. Ausgaben 1972, 1987, 1995, 1997; Deutsches Institut für
Wirtschaftsforschung (DIW) / Berlin / Bundesverkehrsministerium Bonn.
DVWK (1996): Ermittlung der Verdunstung von Land- und Wasserflächen. 135 S. DVWK-Merkblätter zur
Wasserwirtschaft 238/1996, Hrsg.: Deutscher Verband für Wasserwirtschaft und Kulturbau, Bonn.
Ellis J.B., Revitt D.M. (1981): Incidence of Heavy Metals in Street Surface Sediments: Solubility and Grain Size
Studies. Water, Air, and Soil Pollution 17 (1982), 87-100. D. Reidel Publishing Co., Dordrecht / Boston.
Environment Agency Bristol (1998): Tyres in the Environment: Executive Summary. The Science of the Total
Environment 234 (1-3), 243 - 245.
Farmer J.G., Eades L.J., Mackenzie A.B., Kirika A., Bailey-Watts T.E. (1996): Stable Lead Isotope Record of
Lead Pollution in Loch Lomond Sediments since 1630 A.D. Environmental Science and Technology 30
(10), 3080-3083.
FGSV (2002): Merkblatt über Luftverunreinigungen an Straßen, Teil: Straßen ohne oder mit lockerer
Randbebauung - Ausgabe 2002 (MLuS-02). 28 S. Forschungsgesellschaft für Straßen- und
Verkehrswesen, Arbeitsgruppe Verkehrsführung und Verkehrssicherheit, Köln.
Gäth S., Sternheim M., Frede H.-G. (1991): Einfluss des Kraftfahrzeugverkehrs auf den Schwermetallgehalt von
Straßenabflusswasser. Forum Städte-Hygiene 41, 235-238, Patzer Verlag, Hannover .
Gebbe, Hartung, Berthold (1997a): Quantifizierung des Reifenabriebs von Kraftfahrzeugen in Berlin. Teil I:
Literaturstudie. 98 S., Technische Universität Berlin. Institut für Straßen- und Schinenverkehr. ISSFahrzeugtechnik.
Gerth J. (1985): Dissertation an der Universität Kiel, 276 S., zitiert in Scheffer (1998), Kap. „Anthropogene
Veränderungen und Belastungen“.
Gisi U., Schenker R., Schulin R., Stadelmann F.X., Sticher H. (1997): Bodenökologie. Georg Thieme Verlag
Stuttgart
Golwer A. (1973): Beeinflussung des Grundwassers durch Straßen. Zeitschrift der Deutschen Geologischen
Gesellschaft Band 124, 435-446 .
Golwer A. (1991): Belastung von Böden und Grundwasser durch Verkehrswege. Forum Städte-Hygiene 42
(8/9), 266-275 .
Golwer A. (1995): Verkehrswege und ihr Grundwasserrisiko Eclogae geol. Helv. 88/2, 403-419, Birkhäuser
Verlag, Basel .
Golwer A., Schneider W. (1973): Belastung des Bodens und des unterirdischen Wassers durch Straßenverkehr.
Das Gas- und Wasserfach-Wasser/Abwasser 114 (4), 154-166, R. Oldenbourg, München.
Golwer A., Schneider W. (1983): Untersuchung über die Belastung des unterirdischen Wassers mit
anorganischen toxischen Spurenstoffen im Gebiet von Straßen, Untersuchungen über die Belastung
des Grundwassers mit organischen Stoffen im Bereich von Straßen. Forschung Straßenbau und
Straßenverkehrstechnik Heft 391, 47 S. Bundesminister für Verkehr, Abteilung Straßenbau, Bonn-Bad
Godesberg.
Golwer A., Zereini F. (1998): Einflüsse des Straßenverkehrs auf rezente Sedimente - Langzeituntersuchungen
an einem Versickerbecken bei Frankfurt am Main. Geol. Jb. Hessen 126, 47 - 70, Wiesbaden 1998.
Grossmann J. (1988): Physikalische und chemische Prozesse bei der Probenahme von Sickerwasser mit
Saugsonden. Dissertation an der TU München, Fakultät für Chemie, Biologie und Geowissenschaften.,
145 S.München 1988.
Harrison R.M., Johnston W.R. (1985): Deposition Fluxes of Lead, Cadmium, Copper and Polynuclear Aromatic
Hydrocarbons (PAH) on the Verges of a Major Highway. The Science of the Total Environment 46, 121135. Elsevier Amsterdam.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985a): The Chemical Composition of Highway Drainage Waters. I. Major Ions and
Selected Trace Metals. The Science of the Total Environment 43, 63-77, Elsevier Amsterdam.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985b): The Chemical Composition of Highway Drainage Waters. II. Chemical
Associations of Metals in the Suspended Sediments. The Science of the Total Environment 43, 79-87.
Elsevier Amsterdam.
Harrison R.M., Wilson S.J. (1985c): The Chemical Composition of Highway Drainage Waters. III. Runoff Water
Metal Speciation Characteristics. The Science of the Total Environment 43, 89-102, Elsevier
Amsterdam.
148
Haude W. (1955): Zur Bestimmung der Verdunstung auf möglichst einfache Weise. Mitt. Deutsch. Wetterdienst.
Nr. 11/1955
Helmers E., Wilk G., Wippler K. (1994): Lead in the Urban Environment - Studying the Strong Decline in
Germany. Chemosphere 30 (1), 89-101, Pergamon.
Hewitt C.N., Rashed M.B. (1990): The Deposition of Selected Pollutants Adjacent to a Major Rural Highway.
Atmospheric Environment 25A (576), 979-983, Pergamon Press 1991.
Heyn B.(1989): Elementflüsse und Elementbilanzen in Waldökosystemen der Bärhalde - Südschwarzwald.
Diss. am Institut für Bodenkunde und Waldernährungslehre der Albert-Ludwigs-Universität Freiburg im
Breisgau. Freiburger Bodenkundliche Abhandlungen H. 23, 199 S. Freiburg 1989.
Hird et al. (2000): POLMIT - Pollution of Groundwater and Soil by Road and Traffic Sources: Dispersal
Mechanisms, Pathways and Mitigation Measures. FEHRL Report 2001/1 - Executive Summaries of
research completed: 1997-2000, 57 - 64. FEHRL - Forum of European National Highway Research
Laboratories.
Ho Y.B. (1990): The Effect of Pb Reduction in Petrol on the Pb Content of Kerbside Dust in Hong Kong. The
Science of the Total Environment 93, 411-418. Elsevier Amsterdam.
Hoffmann G., Scholl W., Trenkle A. (1989): Schadstoffbelastung von Böden durch Kraftfahrzeugverkehr. Agrarund Umweltforschung in Baden-Württemberg Band 19, 103 S., Verlag Eugen Ulmer.
Hölting B. (1989): Hydrogeologie - Einführung in die Allgemeine und Angewandte Hydrogeologie. 386 S. 3.
Aufl., Ferdinand Enke Verlag, Stuttgart.
Joneck M., Prinz R. (1996): Organische und anorganische Schadstoffe in straßennahen Böden unterschiedlich
stark befahrener Verkehrswege in Bayern. Wasser und Boden 9/1996, 49-54.
Kocher (2002): Bodenbelastung an Verkehrswegen - neue Ergebnisse. Langfassung zum Vortrag auf dem
Erfahrungsaustausch Erd- und Grundbau Dresden, Mai 2002, BASt-Berichte Reihe S.
Kocher B., Prinz D. (1998, unveröffentlicht): Herleitung von Kenngrößen zur Schadstoffbelastung des
Schutzgutes Boden durch den Straßenverkehr. Schlußbericht zum FE-Projekt 02.168 R95L, 150 S.,
Bundesanstalt für Straßenwesen / Bundesverkehrsministerium.
Kocher B., Wessolek G. (2002): Verlagerung straßenverkehrsbedingter Stoffe mit dem Sickerwasser.
Forschungsbericht FE 05.118/1997/GRB, 125 S. + Anhang, TU Berlin.
Kratz W., Bielitz K., Jaeger-Volmer J., Kielhorn U., Kronshage J., Rink U., Weigmann G. (1989): Ökosystemare
Untersuchungen zur Schwermatallkontamination eines immissionsbelasteten Forstsaumes an der
Autobahn Avus in Berlin (West). Verhandlungen der Gesellschaft für Ökologie (Essen 1988) Band
XVIII, 409-413, Erich Goltze, Göttingen.
Krauth K., Klein H. (1982): Untersuchungen über die Beschaffenheit des Oberflächenwassers von
Bundesautobahnen, Teil I und Teil II. Forschung Straßenbau und Straßenverkehrstechnik Heft 363, 73
S., Bundesminister für Verkehr, Abteilung Straßenbau, Bonn-Bad Godesberg .
Krauth K., Stolz G. (1987): Menge und Beschaffenheit von Straßenoberflächenwasser beim Abfluss über
bewachsene Seitenstreifen, Mulden und Böschungen (Auswertung von Forschungsarbeiten). In:
Forschung Straßenbau und Straßenverkehrstechnik Heft 509, 87 - 105, Bundesminister für Verkehr,
Bonn-Bad Godesberg .
Lange G., Moog K.-H. (1995): Potentielle Beeinträchtigung des Grundwassers durch den Verkehr. DVWK
Materialien 3/1995, 234 S., Deutscher Verband für Wasserwirtschaft und Kulturbau e.V., Bonn .
Lee, P.-K., Touray J.-Cl. (1998): Characteristics of a Polluted Artificial Soil along a Motorway and Effects of
Acidification on the Leaching Behavior of Heavy Metals (Pb, Zn, Cd). Water Research 32 (11), 3425 3435, Elsevier Sciences Ltd.
Leidraad Bodemsanering (1988/1994): Niederländischer Leitfaden zur Bodenbewertung und Bodensanierung,
ergänzt: Niederländische Liste 1994. In: Rosenkranz et al. (Hrsg.), Bodenschutz: Ergänzbares
Handbuch, 18. Lfg.V/95, Kap. 8935, 8936, 27 + 2 S. Erich-Schmidt-Verlag.
Leschber R., Pernak K.-D., Zimmermann U. (1993): Anorganische und organische Inhaltsstoffe im
Regenwasserabfluss und ihr Verhalten in der Untergrundpassage. In: R. Leschber, U. Müller-Wegener,
R. Schmidt (Hrsg, 1993): Boden- und Grundwasserverunreinigungen aus Punkt- und Flächenquellen,
71-91. Schriftenreihe Verein WaBoLu 90, Gustav Fischer Verlag, Stuttgart 1993.
Leuchs/Gaschick-Wolff (2002): Kurzfassung eines Vortrages auf der 15. Wasserbau-Fachtagung an der Uni
Essen, 10.10.2002 (Schwerpunkt EU-Wasserrahmenrichtlinie - Stand der Arbeiten zur Typologie,
Referenzzuständen, signifikanten anthropogenen Belastungen und Grundwasser). www.uniessen.de/wasserbau
LFUG Sachsen (2003): http://www.umwelt.sachsen.de/lfug/salfaweb/salfaweb-nt/print/aa8.pdf (Landesamt für
Umwelt und Geologie Sachsen)
Makepeace D.K., Smith D.W., Stanley S.J. (1995): Urban Stormwater Quality: Summary of Contaminant Data.
Critical Reviews in Environmental Science and Technology 25 (2), 93-139, CRC Press.
Mikkelsen P.S., Häfliger M., Boller, M. (1995): Pollution from Two Infiltration Systems for Road Run-Off in
Switzerland / Kontamination von zwei schweizerischen Anlagen zur Versickerung von
TU Berlin
149
Straßenabwasser.
Bericht
aus
dem
EAWAG-Forschungsschwerpunkt
"Nachhaltige
Ressourcenbewirtschaftung", ca. 90 S., EAWAG, Dübendorf .
Mikkelsen P.S., Häfliger M., Ochs M., Tjell J.C., Jacobson P., Boller, M. (1996): Experimemtal Assessment of
Soil and Groundwater Contamination from Two Old Infiltration Systems for Road Run-Off in
Switzerland. The Science of the Total Environment 189/190, 341-347, Elsevier, Amsterdam .
Mull R. (Hrsg., 1987): Anthropogene Einflüsse auf den lokalen und regionalen Bodenwasserhaushalt.
Ergebnisse aus dem DFG-Schwerpunktprogramm "Anthropogene Einflüsse aufhydrologische
Prozesse", 110 S., VCH, Weinheim 1987.
Muschack W. (1989): Straßenoberflächenwasser - eine diffuse Quelle der Gewässerbelastung. Vom Wasser
72, 267-282.
Muschack W. (1990): Pollution of Street Run-Off by Traffic and Local Conditions. The Science of the Total
Environment 93, 419-431. Elsevier Amsterdam.
Nadler A., Meißner E. (2001): Ergebnisse einer Versuchsanlage zur Versickerung des Niederschlagswassers
von Straßen. Korrespondenz Abwasser - Wasserwirtschaft, Abwasser, Abfall 48 (5), 624 – 638.
Norra S. (1995): Anorganische Schadstoffbelastung in Stäuben, Straßensedimenten, Böden und Pflanzen
entlang innnerstädtischer Straßen am Beispiel von sechs Standorten in Karlsruhe. Diplomarbeit, 246 S.,
Institut für Petrographie und Geochemie, Universität Karlsruhe.
OECD / OCDE (2000): OECD-Guideline for the Testing of Chemicals - Adsorption - Desorption Using a BatchEquilibrium Method. 45 S. ISO-Handbook of Soil Analysis.
Radtke U., Gaida R., Sauer K.-H. (1990): Verteilung von Blei und Zink in autobahnnahen Podsolen und
Parabraunerden. In: Wirkungen von Luftverunreinigungen auf Böden - Einträge, Bewertung,
Regelungen - Teil 1, 129-150, VDI-Berichte 837, VDI-Verlag, Düsseldorf.
Regnery J. (2001): Vergleichende Untersuchungen straßennaher Böden auf Feststoffgehalte und verfügbare
Anteile von Schwermetallen, Vergleich mit Sickerwasserkonzentrationen. 41 S. Studienprojekt,
bearbeitet am Institut für Ökologie, FG Standortkunde/Bodenschutz der TU Berlin im Studiengang
Agrarwissenschaften der HU Berlin.
Reinirkens P. (1992): Ermittlung und Beurteilung straßenbedingter Auswirkungen auf die Landschaftsfaktoren
Boden und Wasser. Forschung Straßenbau und Straßenverkehrstechnik 626, 144 S. + unveröff.
Datenband 25 S., Bundesminister für Verkehr, Abt. Straßenbau, Bonn- Bad Godesberg.
Reinirkens P. (1996): Analysis of Emissions through Traffic Volume in Roadside Soils and their Effects on
Seepage Water. The Science of the Total Environment 189/190, 361-369, Elsevier Amsterdam.
Renger M., Marschner B., Rakei K., Wilczynski W. (1989): Wasser-, Nähr- und Schadstoffdynamik
immissionsbelasteter
Waldböden.
Abschlußbericht
FE-Vorhaben
""Ballungsraumnahe
Waldökosysteme"" Anhang, Bd. 4, 170 S. UFO-Plan Nr. 108 03 046/30, im Auftrag des UBA und der
Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umweltschutz Berlin. Berlin 1990.
Renger, M., Wessolek G. (1990): Auswirkungen von Grundwasserabsenkung und Nutzungsänderung auf die
Grundwasserneubildung. in: Folgen anthropogener Einflüsse auf den Wasserhaushalt und die
Wasserbewirtschaftung, Mitt. Inst. für Wasserbau und Wasserwirtschaft der TU Berlin 38b, 295-305.
Renger, M., G. Wessolek, R. König, F. Swartjes & B. Kaschanian (1990): Modelle zur Ermittlung und Bewertung
von Wasserhaushalt, Stoffdynamik und Schadstoffbelastbarkeit in Abhängigkeit von Klima,
Bodeneigenschaften und Nutzung. Forschungsbericht der KFA-Jülich, BMBF 03 74 34 3, 138 S.
Reutter U. et al. (1993): Seitenstreifen - Altlasten in der Stadt - Straßenverkehrsabhängige Kontamination der
Böden an Straßen. 99 S., ILS-Schriften 78, Institut für Landes- und Stadtentwicklungsforschung des
Landes Nordrhein-Westfalen.
Reynolds G.W., Hoff J.T., Gilham R.W. (1990): Sampling Bias Caused by materials Used To Monitor
Halocarbons in Groundwater. Environmental Science & Technology 24 (1), 135 - 142 .
Scheffer F. (14. Aufl. 1998): Lehrbuch der Bodenkunde (Scheffer / Schachtschabel). 494 S. Von P.
Schachtschabel, H.P. Blume, G. Brümmer, K.H. Hartge, U. Schwertmann, unter Mitarbeit von K.
Auerswald, L. Beyer, W.R. Fischer, I. Kögel-Knabner, M. Renger und O. Strebel. Ferdinand Enke
Verlag, Stuttgart 1998.
Schlenther L., Marschner B., Wessolek G., Renger M. (1995): Wasser-, Nährstoff- und Schadstoffdynamik im
Bodenraum immissionsbelasteter Waldökosysteme in Berlin. Bericht 1994/1995 an die
Senatsverwaltung für Stadtentwicklung und Umweltschutz Abt. III, 77 S., im Vorhaben
Monitoringprogramm Naturhaushalt - Dauerbeobachtung Waldökosysteme (Forschungsprogramm der
EU Level II).
Schlichting E., Blume P., Stahr K. (1995): Bodenkundliches Praktikum. 295 S., Blackwell Wissenschaftsverlag,
Berlin 1995.
Schweikle V. (1996): Schadstoffbelastung an Straßen. Mitteilungen der Deutschen Bodenkundlichen
Gesellschaft 80, 61-64, Oldenburg.
150
Sieker F., Grottker M. (1988): Beschaffenheit von Straßenoberflächenwasser bei mittlerer Verkehrsbelastung.
Forschung Straßenbau und Straßenverkehrstechnik Heft 530, 158 S., Bundesminister für Verkehr,
Abteilung Straßenbau, Bonn-Bad Godesberg .
Sommer G., Rosopulo A., Klee J. (1971): Die Bleikontamination von Pflanzen und Böden durch
Kraftfahrzeugabgase. Zeitschrift für Pflanzenernährung und Bodenkunde 130, 193-205, Verlag Chemie,
Weinheim.
Sonntag D. (1994): Advancements in the field of hygrometry. Meteorologische Zeitschrift N.F. 3/1994, 51-66.
Speerschneider, R. (1992): Wasser- und Chloriddynamik in Straßenrandböden: Einfluss von Gefüge und
Versiegelung. Diss. an der Univ. Hannover, 104 S. Grauer, Wendlingen 1992.
Springob G., Böttcher J. (1998a): Parameterization and regionalization of Cd sorption characteristics of sandy
soils. I. Freundlich type parameters. 681 - 687, Zeitschrift für Pflanzenernährung und Bodenkunde
161/6, Wiley - VCH.
Springob G., Böttcher J. (1998b): Parameterization and regionalization of Cd sorption characteristics of sandy
soils. II. Regionalization: Freundlich k estimates by pedotransfer functions. Zeitschrift für
Pflanzenernährung und Bodenkunde 161/6, 689 - 696, Wiley - VCH.
Stoffregen H., Hoffmann C., Wessolek G. (1998): Simulation des Stofftransportes unter pH-Einfluss am Beispiel
von Rieselfeldern. in: Bodenökologie und Bodengenese, Heft 26, 30-39, Tagungsband zu "Mobilität und
Wirkung von Schadstoffen in urbanen Böden" vom 16.-17.Feb. 1998, Schriftenreihe der FG
Bodenkunde + Standortkunde/Bodenschutz der TU Berlin.
Strebel O., Böttcher J., Duynisveld W. (1992): Stoffeinträge (Nitrat, Schwermetalle, Herbizide) in das
Grundwasser und deren Verbleib bei einem Sand-Aquifer am Beispiel des Modellgebietes Fuhrberger
Feld. Forschungsbericht 102 04 376 im Auftrag des Umweltbundesamtes, 87 S., Bundesanstalt für
Geowissenschaften und Rohstoffe, Hannover .
Swartjes F., Fahrenhorst C., Renger M. (1990): Entwicklung und Erprobung eines Simulationsmodelles für die
Verlagerung von Schwermetallen in wasserungesättigten Böden, mit verschiedenen Fallbeispielen.
UBA-Texte 47/91, 152 S., Umweltbundesamt, 1991.
Täumer K. (2001): Versickerung von Straßenabflüssen - Bromidtracerexperimente in sandigen Böden. 61 S.
Diplomarbeit am Institut für Ökologie und Biologie der TU Berlin, FG Standortkunde/Bodenschutz.
Teichert A. (2001): Raum-Zeit-Strukturen von Messgrössen des Stoffhaushalts eines grundwassernahen
sauren Sandbodens unter Kiefernwald. Diss. am Institut für Bodenkunde der Universität Hannover, 169
S. Horizonte: Herrenhäuser Forschungsbeiträge zur Bodenkunde, Band I, Der Andere Verlag.
Teichert A., Böttcher J., Duijnisveld W.H.M. (2001): Spurenmetallkonzentrationen in der Bodenlösung. Anlage
zum Abschlußbericht des Forschungsvorhabens "Räumliche Variabilität und zeitliche Dynamik von
Stofflüssen und Stoffausträgen bei grundwasserbeeinflussten sauren Sandböden unter
depositionsbelastem Nadelwald". 6 S., Hannover 2001.
Umlandverband Frankfurt (1991a): Umweltschutzbericht Teil V Bodenschutz Band 1: Bodenschutzkonzept des
UVF und Bericht über die verkehrsbedingte Bodenschwermetallbelastung im Verbandsgebiet. 72 S.,
Umlandverband Frankfurt Referat Umweltschutz, Frankfurt.
Umlandverband Frankfurt (1991b, unveröff.): Umweltschutzbericht Teil V Bodenschutz Band 1: Datenband mit
vollständigen Bodenuntersuchungen , ca. 50 S., Umlandverband Frankfurt Referat Umweltschutz,
Frankfurt.
Unger H.J., Prinz D. (1992): Verkehrsbedingte Immissionen in Baden-Württemberg - Schwermetalle und
organische Fremdstoffe in straßennahen Böden und Aufwuchs. Luft Boden Abfall 19, 191 S.,
Ministerium für Umwelt Baden-Württemberg, Stuttgart 1992.
US EPA (2003): http://www.epa.gov/ada/csmos/models/vleach.html (US Environmental Protection Agency)
USDA/ARS (2003): http://www.ussl.ars.usda.gov (US Salinity Laboratory)
USGS (2003): http://water.usgs.gov/software/ (US Geological Survey)
VDI (2003): Kfz-Emissionsbestimmung - VDI-Richtlinie 3782, Blatt 7. 175 S., Kommission Reinhaltung der Luft
im VDI und DIN - Normenausschuss KRdL, Arbeitsgruppe Kfz-Emissionsmodellierung. VDI/DINHandbuch der Luftreinhaltung, Band 1b.
Veit-Meya R. (1992, unveröff.): Untersuchung von Boden und Aufwuchs auf anorganische und organische
Schadstoffe im Flurneuordnungsgebiet Stuttgart-Flughafen. Ministerium Ländlicher Raum und
Umweltministerium Baden-Württemberg, 22 S. + Anhang, Stuttgart.
Warren R.S., Birch P. (1987): Heavy Metal Levels in Atmospheric Particulates, Roadside Dust and Soil along a
Major Urban Highway. The Science of the Total Environment 59, 253-256. Elsevier, Amsterdam.
Wegner M. (2001): http://www.mullundpartner.de/news/5_01.html (Ingenieurbüro Mull&Partner)
Weitsch J. (2001): Verhalten von Schwermetallen in sandigen Straßenrandböden - Adsorptionsverhalten. 124
S. + Daten-CD. Diplomarbeit im Studiengang Geologie der HU Berlin. TU Berlin, Institut für Ökologie
und Biologie.
Wessolek G. (1989): Einsatz von Wasserhaushalts- und Photosynthesemodellen in der Ökosystemanalyse,
Landschaftsentwicklung und Umweltforschung, Berlin
TU Berlin
151
Wessolek G. Facklam M.: (1996): Standorteigenschaften und Wasserhaushalt von versiegelten Flächen. Z.
Pflanzenernähr. Bodenk. 160, 41-46, VHC Verlagsgesellschaft, Weinheim 1997.
Wessolek G., Facklam M. (1990): Aspekte zur Wasserbilanz versiegelter Flächen. Erich Schmidt Verlag, Berlin,
Regenwasserversickerung und Bodenschutz
Wessolek G., Gross J., Hammel K. (1999): Water and bromide transport in a heterogeneous glacial sand.
Wiley-VCH Verlag, Weinheim
Wessolek G., König, R., Renger, M. (1992): Entwicklung und Anwendung von Wasserhaushaltsmodellen für
Hangstandorte. Bodenökologie und Bodengenese Heft 8, Selbstverlag Technische Universität Berlin
Wheeler G.L., Rolfe G.L. (1979): The Relationship Between Daily Traffic Volume and the Distribution of Lead in
Roadside Soil and Vegetation. Environmental Pollution 18, 265-274, Applied Science Publishers Ltd.
Xanthopoulos C. (1990): Niederschlagsbedingter Schmutzstoffeintrag in Kanalsystemen - Erneute Bilanzierung
aufgrund weitergehender Erfassung von Ereignissen. BMFT-Verbundprojekt: Niederschlagsbedingte
Schmutzbelastung der Gewässer, Institut für Siedlungswasserwirtschaft Band 58, 115-145, Universität
Karlsruhe.
152
9 Anhang
9.1 Stoffkonzentrationen
Grundwasser
Tab. 33:
in
Bodenlösung
und
oberflächennahem
Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung in 50 cm Tiefe
Standort Entf. (m)
pH
LF (µS/cm) Pb (µg/L)
Cd (µg/L)
Cu (µg/L)
Ni (µg/L)
Cr( µg/L)
Zn (mg/L)
1A
50
4.69
208
1.15
0.34
3.7
3.4
1.8
0.055
1A
25
4.76
209
0.65
1.41
3.8
6.4
1.4
0.100
1A
10
4.80
732
0.99
3.17
13.2
9.6
2.3
0.397
1A
5
5.04
449
0.63
1.24
4.9
4.6
1.2
0.123
1A
2.5
6.45
630
1.69
0.47
13.1
6.0
3.1
0.041
1A
1
7.45
422
0.98
0.20
5.0
1.1
1.0
0.013
2A
10
7.06
295
1.38
0.11
13.9
3.7
3.1
0.019
2A
5
7.07
402
0.81
0.13
11.2
3.4
1.8
0.014
2A
2.5
6.30
634
2.10
0.30
59.7
5.5
4.3
0.077
2A
1
7.17
1479
2.02
0.79
70.0
10.2
5.5
0.181
3A
10
6.64
178
0.63
0.13
13.8
4.6
0.9
0.021
3A
5
5.03
1440
1.97
8.71
14.0
21.9
2.9
0.701
3A
2.5
7.12
458
2.34
0.20
26.2
3.8
2.7
0.012
3A
1
7.64
868
0.65
0.09
12.4
1.2
3.7
0.010
4A
10
4.50
233
3.56
0.72
23.4
10.7
3.6
0.213
4A
5
7.72
2728
0.96
0.10
16.1
1.6
1.2
0.016
4A
2.5
7.96
5576
2.57
0.23
72.1
5.8
3.4
0.044
4A
1
8.05
4470
5.05
0.16
85.1
4.6
7.3
0.036
5B
10
6.72
149
0.78
0.12
12.5
2.1
2.1
0.029
5B
5
7.06
218
0.94
0.09
10.4
1.6
1.6
0.019
5B
2.5
7.57
703
0.63
0.11
7.7
2.4
1.4
0.014
5B
1
7.82
1204
0.22
0.07
6.2
1.4
2.3
0.016
6B
10
4.83
147
0.99
0.43
18.6
4.7
5.2
0.258
6B
5
7.55
558
0.41
0.08
14.7
2.9
1.3
0.020
6B
2.5
7.86
991
0.54
0.10
7.0
2.6
2.2
0.017
6B
1
7.52
1313
0.81
0.08
11.4
2.0
1.0
0.014
7B
10
6.93
674
0.86
0.13
7.3
14.5
3.2
0.048
7B
5
7.16
448
0.73
0.07
7.2
1.3
1.3
0.009
7B
2.5
6.18
475
0.91
0.09
8.7
2.7
4.3
0.013
7B
1
7.53
1263
0.52
0.04
5.2
1.2
1.3
0.007
8B
10
6.74
800
0.69
0.09
3.6
5.8
1.4
0.013
8B
5
6.61
1156
0.22
0.15
3.2
4.4
1.5
0.020
8B
2.5
7.81
764
0.45
0.04
11.5
1.4
1.1
0.008
8B
1
7.37
1125
0.62
0.07
9.6
1.4
1.4
0.012
TU Berlin
153
Tab. 34:
154
Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Unterboden (100 bis 200 cm Tiefe)
Standort
Entf. (m)
pH
LF (µS/cm)
Pb (µg/L)
Cd (µg/L)
Cu (µg/L)
Ni (µg/L)
Cr( µg/L)
Zn (mg/L)
1A
1.0
7.26
523
0.88
0.17
7.0
2.5
1.3
0.022
1A
2.5
6.57
458
1.06
0.16
10.3
2.4
1.6
0.034
1A
5.0
4.59
541
1.08
1.97
12.4
7.3
1.2
0.174
1A
10.0
4.31
890
1.77
5.33
49.7
18.9
6.3
0.744
1A
25.0
5.36
356
0.57
2.86
5.1
26.5
1.0
0.256
1A
50.0
5.80
209
1.36
1.11
4.6
10.5
0.8
0.104
2A
1.0
7.12
1256
1.56
0.27
32.0
5.2
4.4
0.033
2A
2.5
5.48
502
1.26
0.33
28.7
4.9
5.5
0.073
2A
5.0
6.54
333
0.66
0.11
10.3
3.8
1.7
0.027
2A
10.0
6.63
252
0.56
0.20
9.1
3.6
2.9
0.036
3A
1.0
7.19
948
0.30
0.04
4.5
1.3
1.8
0.007
3A
2.5
6.97
627
1.15
0.10
10.2
2.0
1.6
0.012
3A
5.0
5.15
720
0.82
5.48
3.0
10.8
0.9
0.364
3A
10.0
5.55
140
0.59
0.16
3.6
2.5
0.5
0.023
4A
1.0
7.39
4519
0.35
0.33
7.1
1.6
1.1
0.142
4A
2.5
7.36
4408
1.36
0.11
5.4
3.6
1.1
0.032
4A
5.0
7.20
3004
0.64
0.49
8.4
1.6
1.2
0.021
4A
10.0
4.94
576
1.99
4.30
25.6
29.4
3.6
0.415
5B
1.0
7.56
1311
0.25
0.04
5.2
2.6
1.0
0.015
5B
3.5
7.43
868
0.34
0.05
6.5
6.1
2.5
0.010
5B
6.0
7.03
296
1.45
0.08
10.7
3.9
1.9
0.021
5B
10.0
6.23
249
0.68
0.11
8.5
3.8
2.5
0.051
6B
1.5
7.33
1235
0.50
0.13
10.8
2.3
1.1
0.025
6B
3.0
7.71
3215
0.21
0.07
11.9
2.7
0.6
0.032
6B
4.0
7.05
2525
0.68
0.18
20.5
3.4
1.7
0.053
6B
10.0
5.48
207
1.12
0.78
39.6
12.5
6.5
0.581
7B
1.0
7.36
1434
0.57
0.11
3.6
0.9
1.6
0.007
7B
2.5
6.54
585
1.53
0.30
9.3
2.1
4.8
0.011
7B
5.0
6.40
555
3.99
0.39
9.2
7.8
8.1
0.019
7B
10.0
6.01
1113
3.80
0.42
9.2
4.4
5.6
0.137
8B
1.0
7.07
1060
0.35
0.06
4.7
2.2
0.9
0.007
8B
2.5
7.14
1064
0.55
0.06
4.4
2.8
1.0
0.009
8B
5.0
6.57
1130
0.27
0.16
3.1
3.0
1.8
0.011
8B
10.0
6.19
1545
0.32
0.34
4.6
28.0
1.8
0.017
Tab. 35:
Mittelwerte der Schwermetallkonzentrationen in der Bodenlösung im Kapillarsaum (100 bis 350 cm Tiefe je
nach Lage des Grundwasserspiegels)
Standort Entf. (m)
pH
LF (µS/cm) Pb (µg/L)
Cd (µg/L)
Cu (µg/L)
Ni (µg/L)
Cr( µg/L)
Zn (mg/L)
2A 1m
1
6.84
1087
3.89
0.14
18.7
20.4
4.4
0.026
2A 2.5m
2.5
6.56
702
10.08
0.18
41.4
12.6
5.5
0.036
2A 4.8m
5
5.96
445
5.88
0.56
20.8
19.6
3.3
0.018
2A 10m
10
5.52
307
5.07
0.69
12.7
23.3
8.1
0.034
5B 1m
1
7.18
1652
0.92
0.12
4.3
4.6
2.1
0.010
5B3.5m
2.5
7.20
1417
0.52
0.03
4.7
10.7
2.6
0.007
5B 6m
5
7.16
1481
1.47
0.06
7.8
22.5
3.9
0.020
5B 10m
10
6.91
906
2.18
0.37
9.7
11.9
6.6
0.021
6B 1.5m
1
6.29
2154
2.18
0.06
10.6
4.9
5.8
0.027
6B 3m
2.5
6.66
1903
0.83
0.09
16.5
3.3
7.8
0.018
6B 4m
5
6.73
2138
2.00
0.09
18.9
9.1
7.2
0.023
6B 10m
10
6.60
1398
4.36
0.04
8.0
16.7
5.9
0.017
7B 1m
1
7.19
1949
5.37
0.05
6.6
3.2
5.3
0.012
7B 2.5m
2.5
6.50
1392
4.18
0.15
7.3
2.8
6.2
0.013
7B 5m
5
6.43
1486
1.68
0.07
10.5
3.3
6.7
0.024
7B 10m
10
6.37
1834
4.27
0.16
14.4
8.0
7.3
0.027
8B 1m
1
6.40
1164
3.78
0.18
5.5
3.4
1.7
0.295
8B 2.5m
2.5
6.74
1236
4.02
0.21
5.9
4.9
3.0
0.120
8B 5m
5
5.73
981
2.76
0.17
10.3
8.1
4.5
0.037
8B 10m
10
5.68
1454
3.11
0.03
7.3
31.2
3.9
0.015
TU Berlin
155
Cadmium in der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
100
1
0.1
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.001
30. Mai 99
0.01
1. Mrz 99
10
Probenahmedatum
Abb. 110:
Standort 3A, 1 m Tiefe (Pseudogley-Braunerde unter Grünbrache, DTV 70 000)
Kupfer in der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe
10000
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
100
10
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.1
30. Mai 99
1
1. Mrz 99
1000
Probenahmedatum
Abb. 111:
156
Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
1000
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
30. Mai 99
10
28. Aug 99
100
1. Mrz 99
Leitfähigkeit der
10000
Probenahmedatum
Abb. 112:
pH-Wert der Bodenlösung - Standort Fallingbostel (3A) - 1m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
8.0
7.0
6.0
5.0
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
3.0
30. Mai 99
4.0
1. Mrz 99
9.0
Probenahmedatum
Abb. 113:
TU Berlin
157
pH-Wert der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
8.0
7.0
6.0
5.0
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
30. Mai 99
3.0
28. Aug 99
4.0
1. Mrz 99
9.0
Probenahmedatum
Abb. 114:
Zeitlicher Verlauf des pH-Wertes im Sickerwasser
Standort 4A, 1.9 m Tiefe (Podsolige Braunerde unter Laubmischwald, DTV 90 000)
Leitfähigkeit der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
10000
1000
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
10
30. Mai 99
100
1. Mrz 99
Leitfähigkeit der
100000
Probenahmedatum
Abb. 115:
158
Zeitlicher Verlauf der elektrischen Leitfähigkeit im Sickerwasser
Cadmium in der Bodenlösung - Standort AVUS (4A) - 1.9m Tiefe
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
100
10
1
0.1
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
30. Mai 99
0.001
1. Mrz 99
0.01
Probenahmedatum
Abb. 116:
Zeitlicher Verlauf der Cadmiumkonzentration im Sickerwasser
Blei in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
100.000
1.000
0.100
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.001
30. Mai 99
0.010
1. Mrz 99
10.000
Probenahmedatum
Abb. 117:
Zeitlicher Verlauf der Bleikonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
TU Berlin
159
Nickel in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
1000.00
10.00
1.00
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.01
30. Mai 99
0.10
1. Mrz 99
100.00
Probenahmedatum
Abb. 118:
Zeitlicher Verlauf der Nickelkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Chrom in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
10.00
1.00
17. Aug 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.01
30. Mai 99
0.10
19. Mai 01
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
1. Mrz 99
100.00
Probenahmedatum
Abb. 119:
160
Zeitlicher Verlauf der Chromkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
Zink in der Bodenlösung - Standort Altencelle (5B) - Kapillarsaum
1 m Entf.
2.5 m Entf.
5 m Entf.
10 m Entf.
1.000
0.100
17. Aug 01
19. Mai 01
18. Feb 01
20. Nov 00
22. Aug 00
24. Mai 00
24. Feb 00
26. Nov 99
28. Aug 99
0.001
30. Mai 99
0.010
1. Mrz 99
Bodenlösung (mg/L)
10.000
Probenahmedatum
Abb. 120:
Zeitlicher Verlauf der Zinkkonzentration im oberflächennahen Grundwasser des
TU Berlin
161
9.2 Bodenprofilaufnahmen
Tab. 36:
Profil:
Tiefe
Profilbeschreibungen Standort 1A – Berkhof - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
1A / 10m
Bodenart
(cm u.GOK)
-8 - 0
0 - 20
20 - 30
30 - 33
33 - 45
45 - 60
60 - 80
80 - 95
95 - >110
Profil:
Tiefe
Auflage
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
fSms
mSfs
fSms
Profil:
Tiefe
Bodenart
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
fSms
mSfs
Profil:
Tiefe
(cm u.GOK)
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
0
0
0
0
r hoch, flecken
schw. humos
sehr stark h.
Humusbänder
Humusbänder
sehr schwach
frei
frei
>50
20 - 50
20 - 50
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
0
0
Horizont
Of
koh. - si
Ah (Ae/Bh)
si
Ae
koh.
Bh
si - schw. koh.
Bhs
si
Bh1
si
Bh2
si
rGo1
si
rGo2
MKWGlas-Nr.
0-10: 24
33
44
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
(x) zu trocken
(x) zu trocken
Tütenproben
x
x
x
x
x
x
x
x
x
gestörter Podsol
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
0
humos
fleckenhaft h.
sehr stark h.
Humusbänder
schw. h.
frei
0
0
0
0
0
0
Bodenart
Kies +
Steine
Humusgehalt
mSfs
mSfs
fSms
mSfs
fSms
fSms
(Vol.-%)
(Gew.-%)
<1
<1
<1
<1
<1
<1
Stechzylinder
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
>50
>50
20 - 50
1 - 10
vereinzelt
frei
koh. - si
koh. - si
koh.
koh, n.u. si
si
si
jAh1
jAh2
Bh
Bsh
Bh1
rGo
0-10: 2
11
x. aus 15 cm
x, aus 40 cm
16
x aus 75 cm
x, aus 90
x, aus 140
CaCO3
Durchwurzelung
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
(Gew.-%)
(1/dm²)
frei
frei
frei
frei
frei
frei
>50
>10
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
si - schw. koh.
si
si
schw. koh.
si - schw. koh.
si - schw. koh.
jAh1
jAh2
jAh3
fAh
fBsh
fBs/Cv
0-10: 72
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
pF
kF
LD
jAh
jBv
jC1
jC2
fAh
fBsh
fBs/Cv
0-10: 22
4
30
x
x
x
x
x
x
x
x
x
38
x
x
x
pF
26
kF
Tütenproben
LD
x
x
x
x
x
100 - 140
145-155
>5
>5
2-5
5
2 -5
<=1
Stechzylinder
pF
kF
Tütenproben
LD
keine
0 - 10
x
x
x
x
x
71
70
61
1A / 1m
Bodenart
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
>5
ca. <=1
frei
<1
5
2 -5
<=1
frei
frei
frei
frei
frei
frei
frei
0 - 23
mSfs
<1
23 - 35 mSfs / Feinkies ca. 20% K
35 - 52
mSgs
2-5
52 - 76
mSfs
<=10
76 - 90
mSfs
<1
90 - 105
fSms
<1
105 - >120
fSms
<1
162
0
0
0
0
0
0
0
0
Gefügeform
1A / 2.5m
(cm u.GOK)
0 - 23
23 - 65
65 - 85
85 - 95
95 - 110
110 - >135
Humusgehalt
1A / 5m
(cm u.GOK)
0 - 25
25 - 53
53 - 58
58 - 80
80 - 100
100 - >180
Podsol
Kies +
Steine
>50
si - schw. koh.
>10, in Kies >50
si
vereinzelt
si
vereinzelt
si
vereinzelt
schw. koh.
vereinzelt
si - schw. koh.
vereinzelt
si - schw. koh.
39
Stechzylinder
Tütenproben
0 - 10
ev. Kies extr
x
x
x
x
x
Tab. 37:
Profilbeschreibungen Standort 2A – Mellendorf - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
Profil:
2A / 10
Tiefe
Bodenart
(cm u.GOK)
Brauneisengley
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
>5
<1
<1
<1
<1
0
0
0
0
0
0 - 17
mSfs
17 - 40
mSfs
40 - 70
mSfs
70 - 110 mS, n.u. mSfs
110 - >140
mSfs
Profil:
Tiefe
2A / 4.8
Bodenart
(cm u.GOK)
Tiefe
Profil:
Tiefe
Bodenart
>50
20 - 50
vereinzelt
0
0
si
si
si
si
si
Ap
rAp
Go1
Go2
Gor
0 - 10: 85
82
84
100 cm: 81
130cm: 88
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
Bemerkungen
17.11.1999
0-10, 0-17
x
x
x
120 - 140
Raseneisenerz, gestört in Ap und rAp,
ab 40 cm Tiefe ungestört
stark rostfleckig
schwach rostfleckig
Brauneisengley
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
>5
<1
<1
<1
0
0
0
0
>50
>50
vereinzelt
0
si
si
si
si
Ap
rAp
Go
Gor
0 - 10(?): 80
83
86
87
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
si
si
jAh
jC
0 - 10: 48
10 - 30: 55
30 - 70: 60
90 - 110: 52
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
si
si
jAh
jC
0 - 10: 56
10 - 30: 58
30 - 70: 51
90 - 110: 57
mSfs
mSfs
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
Bemerkungen
17.11.1999
0-10, 10-20
x
x
75-x, x-120
schwach bis mäßig rostfleckig
sehr schwach rostfleckig
0
0
2-4
<1
0
0
Stechzylinder
pF
>50
vereinzelt,
n.u. abnehmend bis =0
kF
Tütenproben
LD
Bemerkungen
17.11.1999
0 - 10, 10-30 aufgeschüttet, +- homogen, jAh
x
aufgeschüttet, +- homogen, jGo?
x
mittel bis schwach rostfleckig (v.o.n.u.
x
abnehmend), humose Flecken
2A / 1
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 30
30 - >90
MKWGlas-Nr.
2A / 2.5
(cm u.GOK)
0 - 30
30 - >90
Horizont
Kies +
Steine
0 - 20
mSfs
20 - 40
mSfs
40 - 75
mSfs
75 - >120 fSms, n.u. mSfs
Profil:
Gefügeform
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
>50
vereinzelt, u. =0
mSfs
mSfs
0
0
2-4
<1
Stechzylinder
pF
TU Berlin
163
x
x
x
kF
Tütenproben
LD
Bemerkungen
17.11.1999
0 - 10,
10 - 30,
30 - 70,
90 - 110
aufgeschüttet, +- homogen, jAh
aufgeschüttet, +- homogen, jGo?
mittel bis schwach rostfleckig (v.o.n.u.
abnehmend), humose Flecken
Tab. 38:
Profilbeschreibungen Standort 3A – Fallingbostel - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
Profil: 3A / 10m
Tiefe
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 30
30 - 65
65 - 90
90 - >120
Profil:
Tiefe
Sl2
Sl2
Sl2
Sl3
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<5
<2
<2
<1
3A / 5m
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 15
15 - 30
30 - 45
45 - 70
70 - >110
Pseudogley-Braunerde
Kies +
Steine
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
Su2
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 15
15 - 30
30 - 45
45 - 70
70 - 85
85 - 110
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
Su2
Su2 ?
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 15
S, zu humos
15 - 30
Sl2
30 - 48
U?
48 - 70
mSfs
70 - 90
Su2
90 - 110
Su2
110 - >120
Sl2-3
164
>50
10-20
3-10
0
Horizont
MKWGlas-Nr.
si - schw. koh.
si - schw. koh.
si - schw. koh.
plattig
Ap
Bv
BvSw
SdSw
34 (0-10)
35
46
50
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
pF
kF
LD
si
koh. - plattig
si
si - schw. koh.
si - schw. koh.
jAh1
jAh2
jC
fAp
fBvSw
36 (0-10)
49
53
54
x
x?
x
x?
x
x?
x
x
x
x
x
x
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
si
koh. - plattig
si
si - schw. koh.
si - schw. koh.
si - schw. koh.
jAh1
jC1
jC2
fAp
fBv
Sw
19 (0-10)
Horizont
MKWGlas-Nr.
jAh1
jBv/C1
jH
jC2
fAp
fSwBv
Sw
31 (0-10)
41
42
47
59
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
Bemerkungen
17.11.1999
0-10, 10-30 mittel rostfleckig (aus Stechzylindern)
x
x
mittel, n.u. bis stark rostfleckig
90-110
stark rostfleckig, Stechzyl. Senkrecht)
überdeckter Braunerde-Pseudogley
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
frei
frei
frei
frei
frei
>50
10-20
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
<1
<1
<2
<5
<2
2,5
4-5
0
2, nach unten 1
0
Stechzylinder
Tütenproben
0-10
10-30
x
x
90-110
Bemerkungen
17.11.1999
humusfleckig
ab 80cm schwach rostfleckig
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
frei
frei
frei
frei
frei
frei
>50
10-20
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
<1
<1
<2
<5
<2
Profil: 3A / 1m
Tiefe
frei
frei
frei
frei
Kies +
Steine
Profil: 3A / 2.5m
Tiefe
2-4
0
0
0
Gefügeform
2,5
4-5
0
2, nach unten 1
0
0
pF
kF
Tütenproben
Bemerkungen
18.11.1999
LD
keine
0-10
fehlt
x
x
x
90-110
21
23
27
29
Profil fast wie 3A / 5
humusfleckig
sehr schwach rostfleckig
rostfleckig
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
<1
<1
0
<2
5
<2
<1
>5
<1
sehr stark humos
0
<1
<1
0
frei
frei
frei
frei
frei
frei
frei
Durchwurzelung
Gefügeform
(1/dm²)
>50, Filz schw. Krümelig
10-20
koh.
0
koh.
0
si
0
si - koh.
0
si - koh.
0
plattig (weniger a
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
0-10
x
x
x
x
x
x
Bemerkungen
17.11.1999
sieht aus wie Torf!
Stechzyl. Senkrecht genommen
Tab. 39:
Profilbeschreibungen Standort 4A – AVUS - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
Profil:
4A / 10
Tiefe
Bodenart
(cm u.GOK)
0-10
10-23
23-55
55-90
90->130
Profil:
Tiefe
podsolige Braunerde
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<2
<2
<2
<2
<2
5-10
0
0,5
0
0
c0
c0
c0
c0
c0
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
4A / 5
Bodenart
(cm u.GOK)
Tiefe
(cm u.GOK)
0-10
10-83
83->110
Profil:
Tiefe
0-10
10-48
48-72
72-94
94->110
kF
Einzelkorn
Einzelkorn
Einzelkorn
Einzelkorn
Einzelkorn
Ah
A(h)e
Bhv
Bv
Bvbt
32
37
49
x
x
x
x
x
x
78
x
x
Gefügeform
Horizont
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
3-5
<0.5
0.5-1
0
c0-c1
c0-c1
c0-c1
c0-c1
>50
3-5
0
0
koh. Einzel
Einzelk.
Einzelk.-koh
jAh
ylC1
ylC2
C
25
33
72
26
Stechzylinder
MKWGlas-Nr.
Tütenproben
Bemerkungen
07.03.2000
LD
Stechzylinder senkrecht
staubtrocken
staubtrocken
´+/- leicht feucht
Tonbänder
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
pF
x
s
x
kF
Tütenproben
Bemerkungen
07.03.2000
LD
x
x
x
x
x
x
x
Stechzylinder
Tütenproben
Auftrag, z.T. sehr trocken
nach unten zunehmend: Holz, Ziegel, Teer
nach unten zunehmend: Holz, Ziegel, Teer
keine Beimengungen, anstehend
Auftragsboden
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<5
<5
<5
1-3
0.5-1 fleckig
<0.5
c1
c1
c1
>50
3-5
0
Einzelkorn
Einzelkorn
Einzelkorn
yAh1
yAh2
yAh3
4
28
81
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Einzel
Einzel
Einzel
Einzel
Einzel
yAh
ylC1
ylC2
ylC3
ylC4
76
73
54
40
8
4A / 1
(cm u.GOK)
pF
>50
>50
>50
vereinzelt
vereinzelt
Humusgehalt
mSfs
mSfs
mSfs
Bodenart
MKWGlas-Nr.
podsolige Braunerde
4A / 2.2
Bodenart
Horizont
Kies +
Steine
+6-0
gemischt mit etwas Sand
0-25
mSfs
<5
25-58
mSfs
<5
58-120
mSfs
5
120->150
mSfs
<5
Profil:
Gefügeform
pF
kF
Bemerkungen
07.03.2000
LD
Ziegel, Holzkohle, Teer, Beton, Keramik
Ziegel, Holzkohle, Teer, Beton, Keramik
Auftragsboden
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<5
<5
5
5
<5
5
<0.5 hum. Flecken
0,5
0.5-1
0
c1
c1
c1
c1
c1
>50
20-50
vereinzelt
vereinzelt
0
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
TU Berlin
165
Stechzylinder
pF
kF
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
Bemerkungen
07.03.2000
LD
Ziegel, Holzkohle, Teer, Kunststoff
Tab. 40:
Profil:
Tiefe
Profilbeschreibungen Standort 5B – Altencelle - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
5B / 10
Bodenart
(cm u.GOK)
Wechselgley
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
0-10: 14
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0 - 10
10 - 25
25 - 48
48 - 68
68 - 95
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
0
0
0
0
0
2-4
2-4
1-2
2-3
<1
0
0
0
0
0
>50
>50
5 - 10
5 - 10
frei
schw. koh. - si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
koh. - si
si
Ah
rAp
Go1
fAhGo
Go2
95 - >110
mSfs
0
0
0
frei
si
Go3
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
schw. koh. - si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
koh. - plattig,
Hüllengefüge
Ah
rAp
Go1
Go2
Go3
0 - 10: 17
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Profil:
Tiefe
5B / 6
Bodenart
(cm u.GOK)
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
fSms
fSms
fSms
fSms
fSms
0
0
0
0
0
2-4
2-4
1-2
1
1
0
0
0
0
0
>50
>50
10 - 20
vereinzelt
frei
90 - >110
fSms
0
<1
0
frei
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
Tiefe
Profil:
Tiefe
Bodenart
fSms
fSms
fSms
fSms
fSms
166
LD
x
x
x
x
x
x: 10-25
x
x
x
x
0-10 Ah, 10-25 fAp
s. schw. rostfleckig
mäßig rostfleckig
keine Rostflecken, Schluffband 1.5cm dick
ca. bei 95 cm
Stechzylinder
pF
kF
x
x
Bemerkungen
01.12.1999
LD
18
45
Tütenproben
x
Go4
0-10
x
x
x
x
alle Horizonte: fSms fast schon mSfs
x
z.T. schluffige Lagen/Bänder/Flocken
z.T. schluffige Lagen/Bänder/Flocken
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
4-8
1-2
1-2
0
0
0
0
0
0
0
>50
20 - 50
5 - 10
frei
frei
si
si
koh. - si
koh.
koh. - si
(y)Ah
yC
yAh-Material
Go1
Go2
0-10: 6
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<5
<5
0
0
0
2-4
0
0
<1
0
0
0
0
0
0
>50
5 - 10
5 - 10
5 - 10
frei
si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
schw. koh. - si
koh.
yAh
yGo1
yGo2
fAh
Go3
0-10: 7
10
15
37
43
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
0-10
x
x
x
x
Bemerkungen
01.12.1999
Ah-Material mit Bruchstücken von Orterde
schw. rostfl., vereinzelt Schluffbänder
mäßig- stark rostfleckig
5B / 1
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 40
40 - 60
60 - 87
87 - 105
105 - >120
28
32
kF
Bemerkungen
01.12.1999
5B / 3.5
(cm u.GOK)
0 - 17
17 - 40
40 - 55
55 - 90
90 - >105
pF
Tütenproben
Wechselgley
Kies +
Steine
0-6
6 - 23
23 - 40
40 - 57
57 - 90
Profil:
Stechzylinder
mSfs
mSfs
mSfs
fSms
fSms
20
25
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
Bemerkungen
01.12.1999
0-10, 10-40
x
mäßig rostfleckig, z.T. mit Grus, lehmig
x
mäßig - schw. rostfleckig
x
x
mäßig bis stark rostfleckig
Tab. 41:
Profil:
Tiefe
Profilbeschreibungen Standort 6B – Gifhorn Ost - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
6B / 10m
Bodenart
(cm u.GOK)
-4 - 0
0 - 20
20 - 33
33 - 53
53 - 70
70 - 90
90 - >115
Profil:
Tiefe
Auflage
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
fSms
Profil:
Tiefe
Bodenart
mSfs
fSms
fSms
fSms
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
0
4-8
1-2
4-8
<1
<1
0
0
0
0
0
0
0
>50
5 - 20
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
vereinzelt
si - schw. koh.
si - schw. koh.
koh.
koh.
koh.
si
Ap/Ah
Ae
Bsh
BsBv
Bv
Go
Horizont
MKWGlas-Nr.
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
pF
0-10: 63
10-33: 69
33-90: 75
90-115: 79
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Tütenproben
x
x
x
x
x
100
Auftragsboden
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
>50
20-50
>50 (tot)
vereinzelt (1-3)
si - schw. koh.
koh.
koh.
koh.
jAhI1
jAh2
jAh3
Go
20 cm: 68
60 cm: 74
100cm : 64
115 cm: 73
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
si - koh.
si - koh.
si - koh.
jAhI1
jAh2
jAh3
<5
<5
<5
<5
4-8
4-8
4-8
0
Stechzylinder
pF
Tütenproben
kF
LD
x
x
x
x
x
x
x
20 cm
60 cm
90 cm
115 cm
Stechzylinder
Tütenproben
x
x
x
Auftragsboden
Bodenart
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
mSfs
?
fSms
>5, fleckenhaft
0
0
4-8
Holzkohle ?
2-3
0
0
0
>50
5 - 20
vereinzelt
Gefügeform
Kies +
Steine
6B / 1.5m
(cm u.GOK)
0 - 40
40 - 47
47 - >100
Kies +
Steine
6B / 4m
(cm u.GOK)
0 - 45
45 - 80
80 - 105
105 - >120
Podsol
TU Berlin
pF
167
0-10: 66 12 cm
10-40: 76 35 cm
47-100: 77 70 cm
kF
LD
x
x
x
x
x
x
0-10, 10-40
x
47 - 75
90 - 100
Tab. 42:
Profil:
Tiefe
Profilbeschreibungen Standort 7B – Gifhorn West - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
7B / 10
Bodenart
(cm u.GOK)
0-30
30-48
48-58
58-92
92-108
108->123
Profil:
Tiefe
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
fSms
0-5
0-29
29-48
48-64
64->110
Blattauflage
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
Profil:
7B / 2.5
Bodenart
(cm u.GOK)
0-27
27-40
40-52
52-74
74->90
Profil:
Tiefe
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
mSfs
168
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
0
2-5
0.5-1 unregelm.
5-10
0.5 Fleck./Bänder
<0.5 Bänder
0
0
0
0
0
0
0
20-50
10-20
10-20
vereinzelt
0
0
msfS
msfS
msfS
msfS
msfS
msfS
msfS
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
si
si
schw.koh
si-koh
s. schw. plattig
si
Aeh
Ae
Bh
Bsh 1
Bsh 2
Go
11
36
44
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
pF
kF
Tütenproben
Bemerkungen
07.03.2000
LD
x
x
x
x
x
x
Gley-Podsol (etwas umgelagert)
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
>5
0,5
0.5-1
<0.5 in Bändchen
0
0
0
0
>50
5-10
10-20
vereinzelt
Stechzylinder
Tütenproben
pF
kF
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Stechzylinder
Tütenproben
si
si
si
si-koh
Aeh
Ae
Bh
Bs/Go
6
10
30
38
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
si
si-koh
si-koh
si
si
jAh
jAh2
Bsh 1
Bsh/Go
Go 2
16
27
100
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
pF
kF
(si)
si-koh
si
si
einzel si-koh
si
si-koh
jAh
jAh2
jAe
Bsh 1
Bsh 2
Go 1
Go 2
14
66
x
x
x
x
45
82
x
x
Bemerkungen
07.03.2000
LD
eventuell umgelagert
schwach rostfleckig, oben u. unten stärker
überdeckter Gley-Podsol
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
0
0
0
0
0
5 (fleckenh.)
5-10
2-5 (Flecken)
0.5(Fleck.+Bänder)
frei
0
0
0
0
0
>50
10-20
10-20
vereinzelt
vereinzelt
7B / 1
Bodenart
(cm u.GOK)
0-27
27-40
40-45
45-54
54-62
62-87
87->110
Humusgehalt
7B / 5
Bodenart
(cm u.GOK)
Tiefe
Podsol
Kies +
Steine
pF
kF
Bemerkungen
07.03.2000
LD
x
x
x
x
x
humoser Sand
schwach rostfleckig
schwach rostfleckig
schwach rostfleckig
überdeckter Gley-Podsol
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<1
0
0
0
0
0
0
>5
2-5
0.5
>5
2-5
<0.5
0
0
0
0
0
0
0
0
>50
<5
vereinzelt
20-50
10-20
0
0
69
Stechzylinder
Tütenproben
Bemerkungen
07.03.2000
LD
x
x
x
x
x
x
x
humoser Sand
fleckig + rostfleckig
schwach rostfleckig
schwach rostfleckig
Tab. 43:
Profil:
Tiefe
Profilbeschreibungen Standort 8B – Flackenhorst - Entnahme von gestörten und ungestörten Bodenproben
8B / 10m
Bodenart
(cm u.GOK)
Gley
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Stechzylinder
(Gew.-%)
(1/dm²)
0-8
8 - 20
20 - 30
30 - 62
62 - 75
75 - 95
fS
fS
fS
Su2-3
Su2
Su2-3
0
0
0
0
0
0
4-8
2-4
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
>50
>50
2-5
10 - 20
20 - 50
20 - 50
koh. - subpol.
koh.
koh.
stark koh.
Polyeder
koh.
Go/Ah
Go/rAp
Go1
Go2
Go3
Gor
0-10:62
98
0-10
x
x
x
x
x
95 - >130
Su2 - fS, n.u. mSfs
0
0
0
vereinzelt
koh. - si
Gr
110 - 130: 65
95-110, 110-130
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
Profil:
Tiefe
8B / 4.8m
Bodenart
(cm u.GOK)
-5 - 0
0 - 10
Auflage: Laubstreu
fSms
67
0
8-15
0
>50
subpol.
Ah
0-10: 13
mSfs/Su2
mSfs
0
0
0
0
0
0
2-5
frei
si / subpol.
si
Go
Gor
1
66 - >86
mSfs
0
0
0
frei
si
Gr
9
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
Tiefe
8B / 2.5m
Bodenart
(cm u.GOK)
0 - 55
55 - 85
85 - >110
Profil:
Tiefe
mSfs
**
Su2
(cm u.GOK)
LD
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Stechzylinder
pF
kF
LD
x
x
x
2 St. aus Su2
x
Tütenproben
x
x
x
x
überdeckter Gley
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
<5
<5
0
2-4
1-2, in Flecken
0
0
0
0
>50
10-20, n.u. 2-5
2-5
si
koh.
koh. - subpol.
jAh
jC
Go
0-10: 102
107
108
Gefügeform
Horizont
MKWGlas-Nr.
8B / 1m
Bodenart
kF
Gley
10 - 26
26 - 66
Profil:
pF
Tütenproben
Stechzylinder
pF
kF
Tütenproben
LD
keine
0-10, 10-55
x
x
überdeckter Gley
Kies +
Steine
Humusgehalt
CaCO3
Durchwurzelung
Stechzylinder
Tütenproben
(Vol.-%)
(Gew.-%)
(Gew.-%)
(1/dm²)
pF
kF
0 - 45
45 - 110
mSfs
**
<5
<5
2-4
1-2, in Flecken
0
0
>50
10-20, n.u. 2-5
si
koh.
jAh
jC
0-45: 5
8
5
5
5
5
0-10, 10-45
x
110 - 132
132 - >150
Su2
fSms
0
0
0
0
0
0
2-5
frei
koh. - subpol.
si
Go
Gro
40
78
x
x
x
x
** = gemischt aus verschiedenen Materialien (Sl2/Sl3/Su2), heterogen, bei 8B/1 z.T. stark wasserführend,
aktuell Wasseraustritt z.T. flächenhaft über den ganzen Horizont (in letzter Zeit wenig NS, aber kurz vorher heftige (Hagel)Schauer)
TU Berlin
169
LD
9.3 Schwermetallkonzentrationen der Bodenproben
Tab. 44:
1A
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 1A - Berkhof
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
10
0 - 10
Ah (Ae/Bh)
3,53
4,20
3,66
2,64
0,104
11
20,50
1,83
2,71
10 - 20
Ah (Ae/Bh)
3,60
4,20
3,66
2,64
0,104
11
20,50
1,83
2,71
Ae
3,71
4,15
1,34
0,71
0,021
8
7,48
0,25
2,30
1A
10
1A
10
20 - 30
1A
10
30 - 33
Bh
3,99
4,34
6,94
0,94
0,172
10
7,61
0,26
3,66
1A
10
33 - 45
Bhs
4,36
4,42
0,74
0,77
0,014
12
1,66
0,64
2,71
1A
10
45 - 60
Bh1
4,40
4,53
0,32
0,56
0,009
7
1,39
1,42
2,46
1A
10
60 - 80
Bh2
4,42
4,67
0,17
0,96
0,008
7
1,20
1,89
2,15
1A
10
80 - 95
rGo1
4,55
4,80
0,06
0,83
0,007
5
1,02
2,97
1,83
1A
10
95 - >110
rGo2
4,53
4,58
0,08
0,99
0,005
6
1,09
1,74
2,68
1A
5
0 - 10
jAh1
4,79
5,28
3,03
6,45
0,170
64
25,7
1,41
3,08
1A
5
10 - 25
jAh1
4,84
5,55
2,84
5,27
0,165
21
29,9
2,10
3,46
1A
5
25 - 53
jAh2
4,23
5,12
1,92
0,74
0,060
11
4,10
0,76
2,88
1A
5
53 - 58
Bh1
3,73
4,77
6,23
0,33
0,111
14
3,16
0,65
2,57
1A
5
58 - 80
Bsh
4,44
4,71
0,46
0,74
0,009
11
1,31
1,60
3,32
1A
5
80 - 100
Bh2
4,57
4,93
0,17
0,91
0,008
11
1,15
2,35
3,51
1A
5
100 - 145
rGo1
4,46
4,99
0,13
1,08
0,007
9
1,24
1,51
3,03
1A
5
145 - 155
rGo2
4,68
5,18
0,04
0,78
0,008
7
1,14
1,44
2,28
1A
2,5
0 - 23
jAh1
6,49
7,10
4,12
37,68
0,462
180
153
16,0
13,2
1A
2,5
23 - 65
jAh2
5,70
6,51
1,84
9,20
0,216
63
34,38
2,33
3,56
1A
2,5
65 - 85
jAh3
6,01
6,86
0,61
2,01
0,035
12
3,71
1,83
3,52
1A
2,5
85 - 95
fAh
6,14
6,91
2,67
3,00
0,148
15
16,17
1,09
3,45
1A
2,5
95 - 110
fBsh
6,01
6,90
0,30
1,41
0,017
10
1,51
11,23
11,60
1A
2,5
110 - >135
fBs/Cv
5,93
6,66
0,08
1,26
0,011
9
1,33
1,78
3,71
1A
1
0 - 10
jAh
6,54
7,24
3,07
35,03
0,423
158
76,5
11,6
10,5
1A
1
10 - 23
jAh
6,54
7,24
3,07
35,03
0,423
158
76,5
11,6
10,5
1A
1
23 - 35
jBv
6,45
6,77
0,25
2,04
0,017
7
1,91
1,41
3,29
1A
1
35 - 52
jC1
6,19
7,23
0,21
2,07
0,016
7
1,99
2,54
1,61
1A
1
52 - 76
jC2
7,18
8,18
1,74
3,23
0,081
9
3,91
2,74
3,03
3,31
1A
1
76 - 90
fAh
6,11
6,86
1,58
2,21
0,068
10
7,14
1,11
1A
1
90 - 105
fBsh
5,79
7,32
0,48
1,28
0,015
6
1,84
1,56
2,65
1A
1
105 - >120
fBs/Cv
5,80
7,15
0,16
1,79
0,008
8
1,46
2,65
4,25
170
Tab. 45:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 2A - Mellendorf
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
2A
10
0 - 10
Ap
5,20
5,91
2,58
5,95
0,140
78
20,0
3,05
11,85
2A
10
0 - 17
Ap
5,13
5,85
2,62
6,22
0,151
67
23,3
3,07
6,95
2A
10
17 - 40
rAp
5,44
6,05
2,10
5,66
0,180
61
20,7
2,49
10,06
2A
10
40 - 70
Go1
5,61
7,19
0,32
0,84
0,008
11
1,31
20,54
1,53
2A
10
70 - 110
Go2
6,03
6,81
0,02
0,74
0,010
9
1,05
2,02
4,05
2A
10
120 - 140
Gor
5,45
6,59
0,03
0,76
0,006
13
1,25
7,39
6,97
2A
4,8
0 - 10
Ap
5,07
5,78
2,86
6,77
0,187
84
25,3
3,07
5,65
2A
4,8
Ap
5,03
5,80
1,94
5,25
0,134
65
21,8
3,03
3,90
2A
4,8
20 - 40
rAp
5,18
6,16
0,99
3,17
0,062
18
7,58
1,96
2,26
2A
4,8
40 - 75
Go
5,12
6,23
0,03
0,33
0,008
9
0,63
0,68
2,44
2A
4,8
75 - 90
Gor
5,56
6,79
0,06
0,91
0,012
11
1,51
9,22
10,49
2A
4,8
90 - 120
Gor2
5,58
6,82
0,20
1,03
0,007
11
1,50
2,05
4,33
2A
2,5
0 - 10
jAh
5,55
7,05
2,05
5,08
0,116
61
16,8
2,68
6,28
2A
2,5
10 - 30
jAh
5,70
6,68
1,75
4,52
0,158
48
17,7
8,22
8,41
2A
2,5
30 - 70
jC
5,59
7,21
0,07
1,62
0,011
10
1,14
6,16
3,54
2A
2,5
90 - 110
jC
5,16
6,37
0,06
0,84
0,002
2,41
4,58
1,97
10,13
2A
1
0 - 10
jAh
6,62
7,50
4,96
55,79
0,555
732
106
17,9
11,4
2A
1
10 - 30
jAh
6,12
7,59
0,96
6,82
0,120
107
12,9
3,72
4,01
2A
1
30 - 70
jC
5,88
7,24
0,07
1,64
0,013
35
1,89
2,94
2,61
2A
1
90 - 110
jC
5,78
7,22
0,07
1,34
0,015
16
1,53
12,61
3,34
10 - 20
TU Berlin
171
Tab. 46:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 3A - Fallingbostel
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
3A
10
0 - 10
Ap
4,33
5,21
1,25
4,78
0,161
30
30,46
6,93
12,19
3A
10
10 - 30
Ap
4,86
5,41
1,15
4,65
0,146
26
30,68
5,21
10,75
3A
10
30 - 65
Bv
4,91
5,61
0,37
2,33
0,083
16
5,83
7,66
10,99
3A
10
65 - 90
BvSw
4,94
5,56
0,24
2,49
0,022
12
4,82
8,81
12,46
3A
10
90 - 110
SdSw
4,19
5,13
0,08
6,56
0,042
26
6,69
16,04
14,07
3A
5
0 - 10
jAh1
4,43
5,36
3,77
13,79
0,290
73
92,27
3,35
9,56
3A
5
10 - 30
jAh2
4,19
5,87
1,03
3,21
0,098
17
17,53
1,97
2,26
3A
5
30 - 45
jC
4,44
6,33
0,34
1,18
0,024
8
2,56
1,36
1,20
3A
5
45 - 70
fAp
4,32
5,73
0,72
2,38
0,114
18
3,80
3,21
2,86
3A
5
70 - 110
fBvSw
4,22
5,55
0,08
3,41
0,005
15
3,34
3,92
4,03
3A
2,5
0 - 10
jAh1
5,78
6,97
5,15
40,27
0,763
203
185
18,01
12,03
3A
2,5
10 - 30
jC1
5,78
7,31
0,42
2,87
0,076
17
10,9
2,04
3,86
3A
2,5
30 - 45
jC2
5,78
7,31
0,42
2,87
0,076
17
10,9
2,04
3,86
3A
2,5
45 - 70
fAp
5,63
7,57
0,52
2,78
0,053
15
5,88
2,72
4,29
3A
2,5
70 - 85
fBv
5,71
7,19
0,35
2,31
0,012
17
3,60
4,48
4,24
3A
2,5
90 - 110
Sw
5,70
7,79
0,14
3,88
0,014
19
4,83
4,80
7,40
3A
1
0 - 10
jAh1
6,09
6,13
4,95
47,91
0,739
205
168
20,95
26,66
3A
1
10 - 30
jBv/C1
6,01
7,25
0,19
4,28
0,045
17
6,51
14,69
11,34
3A
1
30 - 48
jH
6,12
7,06
8,29
39,32
1,021
156
148
18,79
19,92
3A
1
48 - 70
jC2
5,87
7,27
0,10
0,84
0,021
8
1,94
3,52
6,94
3A
1
70 - 90
fAp
5,73
6,89
0,50
2,03
0,045
14
4,57
4,02
7,37
3A
1
90 - 110
fSwBv
5,62
7,38
0,25
2,32
0,027
16
3,99
14,87
8,53
3A
1
110 - >120
Sw
5,74
7,04
0,11
3,55
0,015
16
5,91
13,05
11,17
172
Tab. 47:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 4A - AVUS
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
5,44
4A
10
0-10
Ah
3,87
4,57
6,45
22,73
0,434
91
122
9,02
4A
10
10-23
A(h)e
3,71
4,16
1,70
1,14
0,028
10
8,88
2,43
2,40
4A
10
23-55
Bhv
4,27
4,31
0,45
0,66
0,014
10
1,46
3,63
2,17
4A
10
55-90
Bv
4,34
4,66
0,07
0,66
0,014
10
1,46
3,63
2,17
4A
10
90->130
Bvbt
4,30
4,94
0,04
0,66
0,014
10
1,46
3,63
2,17
4A
5
0-25
jAh
5,78
6,68
1,38
25,24
1,375
120
50,9
8,40
6,58
4A
5
25-58
ylC1
7,27
8,20
0,25
6,84
0,056
67
13,2
3,66
3,45
4A
5
58-120
ylC2
7,33
7,95
0,32
9,31
0,064
77
37,1
6,73
3,86
4A
5
120->150
C
6,76
7,36
0,04
1,37
0,012
11
0,92
1,98
2,16
4A
2,2
0-10
yAh1
6,69
7,80
0,90
29,70
0,543
188
137
10,2
6,92
4A
2,2
10-83
yAh2
7,37
8,89
0,46
33,98
0,083
65
25,3
3,83
8,08
4A
2,2
83->110
yAh3
6,77
8,05
0,12
5,15
0,050
66
5,62
2,61
2,19
4A
1
0-10
yAh
6,78
8,17
2,52
107,38
1,178
380
207
22,0
18,0
4A
1
10-48
ylC1
7,27
9,03
0,35
14,08
0,389
119
38,7
8,01
4,74
4A
1
48-72
ylC2
7,34
8,81
0,12
6,63
0,283
66
16,5
3,44
3,62
4A
1
72-94
ylC3
7,58
8,51
0,35
28,09
0,085
142
30,5
4,33
4,25
4A
1
94->110
ylC4
7,11
7,94
0,13
4,66
0,045
63
56,9
2,69
2,43
TU Berlin
173
Tab. 48:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 5B - Altencelle
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
5B
10
0 - 10
Ah
4,74
5,48
2,21
4,38
0,137
68
22,97
2,21
4,57
5B
10
10 - 25
rAp
4,70
5,53
1,27
3,52
0,143
70
9,91
10,41
3,36
5B
10
25 - 48
Go1
5,29
5,95
0,45
2,78
0,019
15
3,50
2,99
4,49
5B
10
48 - 68
fAhGo
4,91
5,97
0,52
3,76
0,004
10
2,04
0,23
1,56
5B
10
68 - 95
Go2
4,83
6,06
0,06
0,91
0,013
8
0,73
0,08
1,76
5B
10
95 - >110
Go3
4,68
5,75
0,04
0,64
0,004
8
0,68
0,14
1,32
5B
6
0 - 10
Ah
4,91
5,58
2,02
11,00
0,220
70
25
9,0
4,8
5B
6
6 - 23
rAp
4,88
5,58
1,00
3,46
0,109
67
4,81
8,17
2,19
5B
6
23 - 40
Go1
5,30
5,99
0,44
2,78
0,019
15
3,50
2,99
4,49
5B
6
40 - 57
Go2
5,44
6,13
0,24
2,18
0,012
9
1,43
0,21
2,70
5B
6
57 - 90
Go3
5,63
6,30
0,10
0,91
0,013
8
0,73
0,08
1,76
5B
6
90 - >110
Go4
5,92
6,44
0,20
0,94
0,017
12
0,64
1,73
3,11
5B
3,5
0 - 10
jAh
6,23
6,56
2,95
13,1
0,298
74
26,37
3,86
5,10
5B
3,5
10 - 17
jAh
6,23
6,56
2,95
13,1
0,298
74
26,37
3,86
5,10
5B
3,5
17 - 40
jC
7,07
7,33
0,46
5,38
0,106
18
4,05
13,94
2,22
5B
3,5
40 - 55
jAh
7,11
7,48
0,26
1,74
0,015
14
1,24
1,51
2,83
5B
3,5
40 - 55
Orterde
n.b.
n.b.
0,42
1,20
0,028
14
1,02
1,66
2,75
5B
3,5
55 - 90
Go1
6,66
7,08
0,23
1,20
0,028
14
1,02
1,66
2,75
5B
3,5
90 - >105
Go2
6,77
7,15
0,09
1,20
0,028
14
1,02
1,66
2,75
5B
1
0 - 10
jAh
6,49
6,87
3,29
35,0
1,000
120
90
25
15
5B
1
10 - 40
jAh
7,28
7,80
1,39
14,17
0,307
107
82
21
12
5B
1
40 - 60
jGo1
6,74
8,04
0,10
1,07
0,026
13
1,47
9,88
3,42
5B
1
60 - 87
jGo2
6,56
7,82
0,29
2,21
0,009
15
3,98
1,81
6,66
5B
1
87 - 105
fAh
6,57
7,16
0,32
1,00
0,020
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
5B
1
105 - >120
Go3
6,84
7,47
0,27
1,00
0,010
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
Tab. 49:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 6B - Gifhorn Ost
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
6B
10
0 - 20
Ap/Ah
3,14
4,04
5,68
2,54
0,139
17
14,51
1,52
1,03
6B
10
20 - 33
Ae
3,10
4,07
2,30
0,38
0,064
11
4,85
1,37
2,88
6B
10
33 - 53
Bsh
3,83
4,36
1,86
0,97
0,019
14
1,61
3,29
3,23
6B
10
53 - 70
BsBv
3,97
4,62
0,54
0,48
0,003
12
0,88
1,94
1,60
6B
10
70 - 90
Bv
4,08
4,74
0,22
0,34
0,002
9
0,81
1,20
3,55
6B
10
90 - >115
Go
4,22
5,11
0,21
0,74
0,002
10
0,69
1,33
1,59
6B
4
0 - 45
jAhI1
6,77
7,79
2,93
14,66
0,343
130
39,06
18,34
8,66
6B
4
45 - 80
jAh2
6,44
7,64
2,76
8,49
0,188
92
17,49
12,78
4,25
6B
4
80 - 105
jAh3
6,40
7,37
2,51
2,84
0,022
13
2,40
1,96
2,92
6B
4
105 - >120
Go
6,31
7,55
0,13
0,77
0,003
9
0,58
1,64
2,28
6B
1,5
0 - 10
jAh1
6,80
7,38
2,97
52,25
1,125
193
127,72
36,31
23,51
6B
1,5
10 - 40
jAh1
6,73
7,85
1,61
15,91
0,271
61
53,52
13,34
6,86
6B
1,5
40 - 47
jAh2
6,56
7,48
5,91
3,65
0,044
9
4,31
2,31
3,34
6B
1,5
47 - 75
jAh3
6,63
7,67
0,79
2,54
0,018
11
2,53
1,88
2,97
6B
1,5
90 - 100
jAh3
6,18
7,55
1,66
1,48
0,011
10
1,61
2,26
3,06
174
Tab. 50:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 7B - Gifhorn West
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
7B
10
0-10
Aeh
4,02
4,64
3,13
3,24
0,126
12
17,5
1,05
3,34
7B
10
10-30
Aeh
3,83
4,41
3,13
3,24
0,126
12
17,5
1,05
3,34
7B
10
30-48
Ae
3,63
4,29
0,94
1,47
0,094
10
10,2
0,65
2,51
7B
10
48-58
Bh
3,62
4,19
3,54
0,88
0,085
8
3,79
1,00
3,26
7B
10
58-92
Bsh 1
3,99
4,65
0,50
0,11
0,007
6
1,03
0,37
2,43
7B
10
92-108
Bsh 2
4,20
4,74
0,55
0,28
0,001
7
1,31
0,67
3,29
7B
10
108->123
Go
4,51
5,37
0,20
0,28
0,001
7
1,31
0,67
3,29
3,50
7B
5
0-29
Aeh
5,20
5,73
2,98
5,21
0,209
48
21,9
2,60
7B
5
29-48
Ae
5,29
5,82
0,33
1,47
0,094
10
10,2
0,65
2,51
7B
5
48-64
Bh ?
4,99
5,87
0,94
1,88
0,025
12
1,82
0,59
2,94
7B
5
64->110
Bs/Go
4,57
5,38
0,42
0,58
0,000
10
0,85
1,14
1,92
7B
2,5
0-10
jAh
6,78
7,29
2,22
7,17
0,120
49
11,2
2,85
3,13
7B
2,5
10-27
jAh
6,51
6,92
2,22
0,71
0,028
13
2,40
0,68
2,73
7B
2,5
27-40
jAh2
5,23
6,29
2,88
1,83
0,030
12
2,33
1,10
3,71
7B
2,5
40-52
Bsh 1
4,72
5,77
2,28
3,65
0,044
9
4,31
2,31
3,34
7B
2,5
52-74
Bsh/Go
4,92
6,45
0,39
2,54
0,018
11
2,53
1,88
2,97
7B
2,5
74->90
Go 2
5,27
6,50
0,20
0,00
0,000
13
0,61
1,13
3,50
7B
1
0-10
jAh
7,01
7,32
2,08
12,51
0,221
80
20,8
13,7
6,84
7B
1
10-27
jAh
6,96
7,46
2,08
6,80
0,176
68
20,2
14,3
5,35
7B
1
27-40
jAh2
6,32
6,86
1,71
4,53
0,040
3
3,42
0,61
2,98
7B
1
40-45
jAe
6,43
7,01
0,80
2,56
0,016
1
1,91
0,32
1,92
7B
1
45-54
Bsh 1
6,24
6,87
2,93
3,34
0,024
4
1,95
1,07
2,96
7B
1
54-62
Bsh 2
6,88
7,18
1,68
2,31
0,009
6
0,97
1,99
2,92
7B
1
62-87
Go 1
5,86
7,03
0,39
1,90
0,004
7
0,59
4,57
2,22
7B
1
87->110
Go 2
6,19
6,83
0,20
1,54
0,002
9
0,48
0,52
2,64
TU Berlin
175
Tab. 51:
Schwermetallgehalte der Bodenproben (mg/kg TrS) – Standort 8B - Flackenhorst
Entf.
(m)
Tiefe (cm)
Horizont
pH
(CaCl2)
pH
(H2O)
Corg.
(Gew.-%)
Cu
Cd
Zn
Pb
Ni
Cr
13,82
8B
10
0 - 10
Go/Ah
5,22
5,80
4,25
9,31
0,192
36
5,59
3,38
8B
10
8 - 20
Go/rAp
5,02
5,59
3,44
3,23
0,078
21
4,70
2,31
6,97
8B
10
20 - 30
Go1
4,80
5,69
0,30
2,41
0,028
18
1,57
2,55
5,46
8B
10
30 - 62
Go2
4,13
4,61
0,56
5,91
0,023
22
3,11
4,76
11,74
8B
10
62 - 75
Go3
4,19
4,54
0,16
2,60
0,010
13
1,50
2,19
5,78
8B
10
75 - 95
Gor
4,29
4,64
0,33
6,10
0,027
19
2,27
4,25
9,11
8B
10
95 - 110
Gr1
4,97
5,58
0,17
3,87
0,010
12
1,40
2,01
4,72
8B
10
110 - 130
Gr2
3,16
3,19
0,08
4,12
0,049
13
0,60
4,26
2,95
8B
4,8
0-10
Ah
5,65
5,78
3,52
7,88
0,186
85
4,44
4,41
7,14
8B
4,8
10 - 26
Go
5,77
6,63
0,17
3,73
0,022
18
1,70
11,50
9,30
8B
4,8
26 - 66
Gor
4,53
5,20
0,07
3,00
0,025
19
1,50
10,00
6,00
8B
4,8
66 - >86
Gr
6,59
7,07
0,05
1,48
0,011
12
0,70
1,37
2,59
8B
2,5
0 - 10
jAh
6,42
7,01
1,93
8,40
0,188
96
27,18
11,43
9,65
8B
2,5
10 - 55
jAh
6,52
7,01
1,55
5,21
0,159
87
22,52
4,87
8,72
8B
2,5
55 - 85
jC
6,60
7,07
1,04
3,14
0,053
70
3,30
3,54
7,44
8B
2,5
85 - >110
Go
6,04
6,93
0,44
13,19
0,016
16
2,42
2,15
5,29
8B
1
0 - 10
jAh
6,53
6,96
2,05
7,00
0,213
109
31,18
4,37
8,32
8B
1
10 - 45
jAh
6,68
7,45
0,95
4,43
0,130
89
6,04
16,75
14,68
8B
1
45 - 110
jC
6,47
7,18
0,64
2,60
0,024
82
3,79
3,70
9,47
8B
1
110 - 132
Go
6,39
6,92
0,62
1,34
0,017
78
3,25
23,40
22,35
8B
1
132 - >150
Gro
6,18
6,93
0,05
1,87
0,002
11
1,24
1,35
3,64
Tab. 52:
Bestimmungsgrenzen der Schwermetalle in Wasser- und Bodenproben
Bestimmungsgrenze
in der Bodenlösung
(µg/L)
GraphitrohrAAS
FlammenAAS
Bestimmungsgrenze im
Königswasseraufschluß
(mg/kg TrS)
GraphitrohrAAS
Pb
0.5
0.5
Cd
0.1
0.01
Cu
0.5
Zn
0.5
Cr
0.5
176
10
50
Ni
FlammenAAS
20
1
15
207.5
200
19.0
180
17.0
Pb KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
140
15.0
120
13.0
100
11.0
80
9.0
60
Vorsorgewert 40 mg/kg
7.0
pH-Wert (-)
160
40
5.0
20
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 2.5m
1A 5m
3.0
1A 1m
0
Standorte
Abb. 121:
Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe , Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
2A: Grünbrache Mellendorf, 3A: Grünbrache Fallingbostel, 4A: Mischwald, AVUS Hüttenweg).
200
19,0
17,0
160
140
15,0
Pb KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
120
13,0
100
11,0
80
9,0
60
7,0
40
5,0
20
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3,0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
180
Standorte
Abb. 122:
Blei-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte
(5B: Grünbrache Altencelle, 6B und 7B: Laubmischwald Gifhorn, 8B: Grünland Flackenhorst).
TU Berlin
177
56.9
10
19.0
Pb KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17.0
9
7
15.0
6
13.0
5
11.0
4
9.0
3
7.0
pH-Wert (-)
8
2
5.0
1
Abb. 123:
4A 10m
4A 5m
4A 1m
4A 2.2m
Standorte
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 2.5m
1A 5m
3.0
1A 1m
0
Blei-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
10
19.0
9
17.0
7
15.0
Pb KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
6
13.0
5
11.0
4
9.0
3
7.0
2
5.0
1
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
8
Standorte
Abb. 124:
178
Blei-Konzentrationen im Unterboden , Bundesstraßenstandorte
1.38
1.2
19.0
Cd KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17.0
15.0
0.8
13.0
0.6
11.0
Vorsorgewert 0.4 mg/kg
9.0
0.4
7.0
0.2
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
Schwermetallkonzentration
1
Standorte
Abb. 125:
Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
1,2
19,0
Cd KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17,0
15,0
0,8
13,0
0,6
11,0
9,0
0,4
7,0
0,2
5,0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3,0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
1
Standorte
Abb. 126:
Cadmium-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte
TU Berlin
179
0.05
0.05
19.0
Cd KW (mg/kg TrS)
17.0
pH (CaCl2)
15.0
0.03
13.0
11.0
0.02
9.0
7.0
0.01
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
0.04
Standorte
Abb. 127:
Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
0.05
19.0
Cd KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17.0
15.0
0.03
13.0
11.0
0.02
9.0
7.0
0.01
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
0.04
Standorte
Abb. 128:
180
Cadmium-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
107.4
60
19.0
Cu KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17.0
15.0
40
13.0
30
11.0
9.0
20
7.0
10
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
50
Standorte
Abb. 129:
Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
60
19.0
50
17.0
pH (CaCl2)
15.0
40
13.0
30
11.0
9.0
20
7.0
10
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
Cu KW (mg/kg TrS)
Standorte
Abb. 130:
Kupfer-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte
TU Berlin
181
14
19.0
12
Cu KW (mg/kg TrS)
17.0
10
15.0
13.0
8
11.0
6
9.0
4
7.0
2
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
pH (CaCl2)
Standorte
Abb. 131:
Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
14
19.0
12
Cu KW (mg/kg TrS)
17.0
10
15.0
8
13.0
11.0
6
9.0
4
7.0
2
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
pH (CaCl2)
Standorte
Abb. 132:
182
Kupfer-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
25
19.0
Ni KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
17.0
15.0
15
13.0
11.0
10
9.0
7.0
5
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
20
Standorte
Abb. 133:
Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
36.31
25
19.0
17.0
Ni KW (mg/kg TrS)
15.0
pH (CaCl2)
15
13.0
11.0
10
9.0
7.0
5
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
20
Standorte
Abb. 134:
Nickel-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte,
TU Berlin
183
18
19.0
16
17.0
15.0
12
13.0
10
11.0
8
Ni KW (mg/kg TrS)
6
9.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 1m
2A 10m
3.0
2A 4.8m
0
2A 2.5m
5.0
1A 10m
2
1A 5m
7.0
1A 2.5m
4
pH-Wert (-)
pH (CaCl2)
1A 1m
14
Standorte
Abb. 135:
Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
18
19.0
16
17.0
15.0
Ni KW (mg/kg TrS)
12
pH (CaCl2)
13.0
10
11.0
8
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
3.0
6B 4m
0
6B 1.5m
5.0
5B 10m
2
5B 6m
7.0
5B 3.5m
4
pH-Wert (-)
9.0
6
5B 1m
14
Standorte
Abb. 136:
184
Nickel-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
30
19.0
Cr KW (mg/kg TrS)
25
17.0
15.0
20
13.0
15
11.0
9.0
10
7.0
5
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
pH (CaCl2)
Standorte
Abb. 137:
Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
30
19.0
17.0
Cr KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
15.0
20
13.0
15
11.0
9.0
10
7.0
5
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
25
Standorte
Abb. 138:
Chrom-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte
TU Berlin
185
16
19.0
14
Cr KW (mg/kg TrS)
17.0
12
15.0
10
13.0
8
11.0
6
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 1m
2A 10m
3.0
2A 4.8m
0
2A 2.5m
5.0
1A 10m
2
1A 5m
7.0
1A 2.5m
4
pH-Wert (-)
9.0
1A 1m
pH (CaCl2)
Standorte
Abb. 139:
Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
16
19.0
14
Cr KW (mg/kg TrS)
17.0
12
15.0
10
13.0
8
11.0
6
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
3.0
6B 4m
0
6B 1.5m
5.0
5B 10m
2
5B 6m
7.0
5B 3.5m
4
pH-Wert (-)
9.0
5B 1m
pH (CaCl2)
Standorte
Abb. 140:
186
Chrom-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
732
400
19.0
350
17.0
300
pH (CaCl2)
15.0
250
13.0
200
11.0
150
9.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 1m
2A 10m
3.0
2A 4.8m
0
2A 2.5m
5.0
1A 10m
50
1A 5m
7.0
1A 2.5m
100
pH-Wert (-)
1A 1m
Zn KW (mg/kg TrS)
Standorte
Abb. 141:
Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
400
19.0
350
Zn KW (mg/kg TrS)
300
15.0
pH (CaCl2)
250
13.0
200
11.0
150
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
3.0
6B 4m
0
6B 1.5m
5.0
5B 10m
50
5B 6m
7.0
5B 3.5m
100
pH-Wert (-)
9.0
5B 1m
17.0
Standorte
Abb. 142:
Zink-Konzentrationen in 0 bis 10 cm Tiefe, Bundesstraßenstandorte
TU Berlin
187
70
19.0
60
50
15.0
Zn KW (mg/kg TrS)
40
13.0
pH (CaCl2)
11.0
30
9.0
20
7.0
10
5.0
4A 10m
4A 5m
4A 2.2m
4A 1m
3A 10m
3A 5m
3A 2.5m
3A 1m
2A 10m
2A 4.8m
2A 2.5m
2A 1m
1A 10m
1A 5m
1A 2.5m
3.0
1A 1m
0
pH-Wert (-)
17.0
Standorte
Abb. 143:
Zink-Konzentrationen im Unterboden, Autobahnstandorte (1A: Kiefernforst Berkhof,
82
70
19.0
60
50
15.0
Zn KW (mg/kg TrS)
pH (CaCl2)
40
13.0
11.0
30
9.0
20
7.0
10
5.0
8B 10m
8B 5m
8B 2.5m
8B 1m
7B 10m
7B 5m
7B 2.5m
7B 1m
6B 10
6B 4m
6B 1.5m
5B 10m
5B 6m
5B 3.5m
3.0
5B 1m
0
pH-Wert (-)
17.0
Standorte
Abb. 144:
188
Zink-Konzentrationen im Unterboden, Bundesstraßenstandorte
9.4 MKW-Konzentrationen
Bodenproben
der
Tab. 54:
Konzentration von Mineralölkohlenwasserstoffen in Bodenproben – Standort
2A – Mellendorf
Standort Entf. (m)
Tab. 53:
1A – Berkhof
Standort Entf. (m)
Tiefe MKW (mg/kg)
1A
10
Of
n.b.
1A
10
0 - 10
1A
10
10 - 20
< 25
n.b.
1A
10
20 - 30
1A
10
30 - 33
1A
10
33 - 45
1A
10
1A
Tiefe MKW (mg/kg)
2A
10
0 - 10
2A
10
0 - 17
31.6
n.b.
2A
10
17 - 40
39.7
2A
10
40 - 70
26.3
2A
10
70 - 110
31.2
2A
10
120 - 140
< 25
2A
4.8
0 - 10
< 25
n.b.
2A
4.8
10 - 20
28.6
n.b.
2A
4.8
20 - 40
27.5
2A
4.8
40 - 75
45 - 60
< 25
n.b.
34.1
2A
4.8
75 - 90
10
60 - 80
n.b.
40.3
2A
4.8
90 - 120
1A
10
80 - 95
n.b.
40.3
1A
10
95 - >110
n.b.
2A
2.5
0 - 10
31.5
2A
2.5
10 - 30
< 25
2A
2.5
30 - 70
< 25
2A
2.5
90 - 110
< 25
2A
1
0 - 10
< 25
2A
1
10 - 30
< 25
2A
1
30 - 70
< 25
2A
1
90 - 110
< 25
1A
5
0 - 10
1A
5
10 - 25
1A
5
25 - 53
1A
5
53 - 58
1A
5
58 - 80
1A
5
80 - 100
< 25
n.b.
1A
5
100 - 145
< 25
1A
5
145 - 155
< 25
1A
2.5
0 - 10
27.6
1A
2.5
23 - 65
< 25
1A
2.5
65 - 85
< 25
1A
2.5
85 - 95
1A
2.5
95 - 110
< 25
n.b.
1A
2.5
110 - >135
< 25
1A
1
0 - 10
< 25
1A
1
23 - 35
1A
1
35 - 52
< 25
n.b.
1A
1
52 - 76
n.b.
1A
1
76 - 90
1A
1
90 - 105
< 25
n.b.
1A
1
105 - >120
< 25
< 25
n.b.
< 25
n.b.
TU Berlin
189
Vergleich von Rechenmodellen zur Beschreibung der Schwermetallverlagerung in Straßenrandböden
Tab. 55:
3A – Fallingbostel
Standort Entf. (m)
Tab. 56:
Tiefe MKW (mg/kg)
3A
10
0 - 10
27.5
3A
10
10 - 30
n.b.
3A
10
30 - 65
< 25
3A
10
65 - 90
45.3
3A
10
90 - 110
61.9
Entwurf Schlußbericht
4A – AVUS
Standort Entf. (m) Tiefe (cm) MKW (mg/kg)
4A
10
0-10
< 25
4A
10
10-23
< 25
4A
10
23-55
4A
10
55-90
< 25
n.b.
4A
10
90->130
< 25
3A
5
0 - 10
< 25
3A
5
10 - 30
n.b.
4A
5
0-25
< 25
3A
5
30 - 45
< 25
4A
5
25-58
< 25
3A
5
45 - 70
< 25
4A
5
58-120
< 25
90 - 110
< 25
4A
5
120->150
< 25
3A
5
3A
2.5
0 - 10
< 25
4A
2.2
0-10
< 25
3A
2.5
10 - 30
n.b.
4A
2.2
10-83
< 25
3A
2.5
30 - 45
< 25
4A
2.2
83->110
< 25
3A
2.5
45 - 70
< 25
3A
2.5
70 - 85
< 25
4A
1
0-10
3A
2.5
90 - 110
< 25
< 25
4A
1
10-48
< 25
3A
1
0 - 10
< 25
4A
1
48-72
3A
1
10 - 30
53
3A
1
30 - 48
3A
1
48 - 70
39.9
n.b.
3A
1
70 - 90
n.b.
3A
1
90 - 110
n.b.
3A
1
110 - >120
< 25
190
4A
1
72-94
< 25
29.3
4A
1
94->110
< 25
Tab. 57:
5B – Altencelle
Standort Entf. (m)
Tiefe MKW (mg/kg)
5B
10
0 - 10
5B
10
5B
10
5B
Tab. 58:
6B – Gifhorn Ost
Standort Entf. (m)
6B
10
10 - 25
< 25
n.b.
6B
25 - 48
n.b.
6B
10
48 - 68
< 25
5B
10
68 - 95
5B
10
95 - >110
< 25
n.b.
5B
6
0 - 10
5B
6
6 - 23
5B
6
23 - 40
5B
6
40 - 57
5B
6
57 - 90
5B
6
90 - >110
0 - 10
Tiefe MKW (mg/kg)
-4 - 0
n.b.
10
0 - 20
31.5
10
20 - 33
< 25
6B
10
33 - 53
33.6
6B
10
53 - 70
33.6
6B
10
70 - 90
33.6
6B
10
90 - >115
< 25
6B
4
0 - 45
< 25
< 25
n.b.
6B
4
45 - 80
31.4
6B
4
80 - 105
< 25
< 25
n.b.
6B
4
105 - >120
< 25
6B
1.5
0 - 10
< 25
6B
1.5
10 - 40
< 25
n.b.
5B
3.5
5B
3.5
10 - 17
< 25
n.b.
6B
1.5
40 - 47
27.5
n.b.
5B
3.5
17 - 40
n.b.
6B
1.5
47 - 75
< 25
5B
3.5
40 - 55
6B
1.5
90 - 100
< 25
5B
3.5
40 - 55
< 25
n.b.
5B
3.5
55 - 90
< 25
5B
3.5
90 - >105
< 25
5B
1
0 - 10
5B
1
10 - 40
< 25
n.b.
5B
1
40 - 60
5B
1
60 - 87
< 25
n.b.
5B
1
87 - 105
< 25
5B
1
105 - >120
< 25
TU Berlin
191
Tab. 59:
7B – Gifhorn West
Tab. 60:
8B – Flackenhorst
Standort Entf. (m)
Standort Entf. (m) Tiefe (cm) MKW (mg/kg)
Tiefe MKW (mg/kg)
8B
10
0 - 10
8B
10
8 - 20
< 25
n.b.
8B
10
20 - 30
n.b.
8B
10
30 - 62
8B
10
62 - 75
< 25
n.b.
8B
10
75 - 95
8B
10
95 - 110
< 25
n.b.
8B
10
110 - 130
< 25
< 25
8B
4.8
0 - 10
< 25
< 25
34.6
8B
4.8
10 - 26
48-64
8B
4.8
26 - 66
< 25
n.b.
64->110
< 25
8B
4.8
66 - >86
< 25
0-10
< 25
8B
2.5
0 - 10
8B
2.5
10 - 55
< 25
n.b.
8B
2.5
55 - 85
< 25
8B
2.5
85 - >110
< 25
8B
1
0 - 10
< 25
8B
1
10 - 45
< 25
8B
1
45 - 110
< 25
8B
1
110 - 132
< 25
8B
1
132 - >150
< 25
7B
10
0-10
7B
10
10-30
< 25
< 25
7B
10
30-48
< 25
7B
10
48-58
7B
10
58-92
< 25
n.b.
7B
10
92-108
n.b.
7B
10
108->123
n.b.
7B
5
0-29
7B
5
29-48
7B
5
7B
5
7B
2.5
7B
2.5
10-27
< 25
7B
2.5
27-40
< 25
7B
2.5
40-52
7B
2.5
52-74
< 25
n.b.
7B
2.5
74->90
n.b.
7B
1
0-10
< 25
7B
1
10-27
< 25
7B
1
27-40
7B
1
40-45
< 25
n.b.
7B
1
45-54
< 25
7B
1
54-62
7B
1
62-87
< 25
n.b.
7B
1
87->110
< 25
9.5 Ergebnisse
Adsorptionsisothermen
HMET
(nächste Seiten)
192
und
0.972
0.446
0.468
0.990
16.18
0.203
0.922
0.208
0.421
0.991
1.301
3A
1
40-45
jH / Sd
0.834
0.320
0.823
17.135
0.296
0.966
3.371
0.441
0.980
0.399
0.682
0.989
0.196
3A
1
45-72
jC2
0.031
0.490
0.991
0.809
0.335
0.887
3.156
0.268
1.000
0.147
0.431
0.974
0.619
3A
1
72-75
fAp
0.063
0.498
0.980
2.100
0.318
0.916
6.995
0.195
0.718
0.233
0.446
1.000
0.721
3A
1
75-93
fSwBv
0.062
0.463
0.998
3.004
0.265
0.893
5.546
0.201
0.772
0.241
0.410
0.997
3.592
3A
1
93 - >105
Sw
0.067
0.436
0.997
2.875
0.276
0.921
4.340
0.251
0.919
0.391
0.355
0.985
0.699
3A
10
0-25
Ap
0.009
0.694
0.997
0.330
0.438
0.985
7.449
0.220
0.982
0.032
0.619
0.999
0.974
3A
10
25-44
Bv
0.017
0.558
0.998
0.308
0.444
0.869
4.723
0.212
0.846
0.054
0.522
0.998
0.475
3A
10
44-70
BvSw1
0.026
0.468
0.998
1.058
0.286
0.872
2.155
0.292
1.000
0.077
0.461
0.988
0.118
3A
10
70 - >105
BvSw2
0.015
0.499
0.994
0.640
0.334
0.877
3.241
0.215
0.960
0.060
0.481
0.988
0.607
3A
50
0-30
Ap
0.047
0.449
0.943
0.048
0.622
0.952
5.245
0.241
0.545
0.030
0.606
0.999
0.404
3A
50
30-60
BvSw1
0.011
0.491
0.929
0.156
0.481
0.968
2.075
0.286
0.958
0.035
0.497
0.978
0.216
3A
50
60- >90
BvSw2
0.005
0.584
0.922
0.032
0.584
0.920
1.706
0.279
0.907
0.006
0.680
0.986
0.180
1A
1
0-10
jAh
0.120
0.501
0.997
0.874
0.499
0.940
6.849
0.238
0.740
0.229
0.534
0.998
0.958
1A
1
22-45
jBv
0.059
0.503
0.977
0.780
0.439
0.906
3.008
0.254
0.734
0.177
0.479
0.984
0.385
1A
1
77-91
fAh
0.090
0.496
0.992
0.125
0.662
0.942
5.277
0.266
1.000
0.117
0.569
1.000
0.335
1A
1
91-109
fBsh
0.049
0.494
0.971
0.178
0.559
0.827
1.868
0.331
0.929
0.102
0.513
0.979
0.302
1A
1
108 - >122
fBs/Cv
0.034
0.446
0.975
0.431
0.402
0.806
1.962
0.291
0.942
0.059
0.505
0.992
0.324
1A
10
0-14
Ah (Ae/Bh)
0.005
0.808
0.966
0.000
1.199
0.992
1.549
0.392
0.736
0.005
0.834
0.999
0.074
1A
10
14-17
Bh
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
17-20
Bv (jBv?)
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
20-42
Bhs
0.008
0.613
1.000
0.008
0.700
0.996
0.296
0.535
0.998
0.016
0.576
0.963
0.200
1A
10
42-70
Bh1
0.006
0.494
0.703
0.094
0.399
0.941
0.540
0.369
0.978
0.015
0.479
0.850
0.054
1A
10
70- >85
Bh2
0.008
0.462
0.711
0.016
0.572
0.926
0.424
0.389
0.970
0.008
0.568
0.861
0.052
1A
50
0-11
Aeh
0.001
0.980
0.963
0.000
1.192
0.897
0.044
0.979
0.991
0.003
0.864
0.986
0.101
1A
50
11-17
Bh1
0.007
0.797
0.998
0.001
0.924
0.860
0.472
0.620
0.944
0.008
0.792
0.997
0.189
1A
50
17-35
Bsh1
0.006
0.621
1.000
0.006
0.755
0.992
0.792
0.373
0.936
0.011
0.600
0.968
0.080
1A
50
35-55
Bsh2
0.010
0.478
0.837
0.062
0.463
0.975
0.502
0.409
0.993
0.013
0.525
0.910
0.054
1A
50
55-83
Bh2
0.001
0.766
0.961
0.005
0.663
0.952
0.362
0.415
0.996
0.005
0.609
0.889
0.041
1A
50
83- >100
rGo
0.000
0.783
0.967
0.005
0.675
0.977
0.845
0.308
0.968
0.005
0.593
0.874
0.049
2A
1
0-25
jAh
0.101
0.497
0.999
1.925
0.382
0.972
8.495
0.177
0.947
0.253
0.484
0.993
0.499
2A
1
25-60
jC
0.024
0.459
0.993
1.165
0.256
0.982
1.041
0.322
0.995
0.077
0.442
1.000
0.352
2A
1
60- >100
jC
0.023
0.463
0.999
0.362
0.396
0.904
0.504
0.411
0.955
0.052
0.482
0.999
0.320
2A
4.8
0-24
Ap
0.028
0.555
0.996
0.181
0.526
0.943
1.403
0.434
0.993
0.098
0.506
0.993
0.324
2A
4.8
24-48
rAp
0.006
0.620
0.995
0.003
0.835
0.970
0.617
0.397
0.998
0.009
0.661
0.992
0.128
2A
4.8
48-76
Go
0.002
0.735
0.978
0.003
0.816
1.000
0.443
0.386
1.000
0.003
0.752
0.992
0.263
2A
4.8
76- >101
Gor
0.005
0.654
0.998
0.003
0.849
0.986
0.744
0.362
1.000
0.017
0.627
0.994
0.326
TU Berlin
193
Cu k (L/g)
0.079
4.763
Ni r² Regression
43.72
0.857
Ni M (-)
0.974
0.239
Ni k (L/g)
0.247
3.100
Pb r² Regression
11.98
0.984
Pb M (-)
1.000
0.461
Pb k (L/g)
0.554
0.051
Zn r² Regression
0.097
jBv/Sw
Zn M (-)
Cd r² Regression
jAh
18-40
Zn k (L/g)
Cd M (-)
0-18
1
Cd k (L/g)
1
3A
Horizont
3A
Tiefe (cm)
Entf. (m)
Parameter der angepaßten Freundlich-Sorptionsisothermen für alle Schwermetalle
Standort
Tab. 61:
Tab. 62: Ergebnisse der Modellberechnungen für Cadmium
Cadmium
Profil
1A 1m
SISIM:
Jahre bis zum
Erreichen der
max.
maximale
Lösungskonz. in Lösungskonz. in
2 m Tiefe (mg/L) 2 m Tiefe
HMET:
Feldmessungen:
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*100J)
10 J. kum.
Cd 90-Perzentil in GrundwasBodenlösung untere sereintrag
Saugkerzen (mg/L) (mg/m²*10J)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*100J)
10 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*10J)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
HMET max.
Lösungskonzentration in 200 cm
Tiefe (mg/L)
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*100J)
10 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*10J)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
0.00074
64
19.4
304
304
0.00037
7.72
77
386
0.0017
22.6
698
4017
1A 10m
0.019
320
2.06
37.5
815
0.01135
10.2
102
508
0.0167
15.0
103
361
1A 50m
0.042
400
2.52
37.4
1500
0.00114
0.72
7.22
36.1
0.060
54.8
126
384
2A 1m
0.00092
64
0.842
251
251
0.00054
14.8
148
739
0.0025
68.3
813
4133
2A 5m
0.0011
380
0.019
0.761
90
0.00021
0.47
4.67
23.4
0.0060
2.0
78
410
3A 1m
0.0025
70
1.93
529
529
0.00020
3.93
39.3
197
0.00014
4.7
651
3969
3A 10m
0.0077
585
0
0
41.4
0.00034
0.63
6.32
31.6
0.0014
4.3
64
324
3A 50m
0.0104
115
9.35
190
801
n.b.
1.5
15
75
0.018
45.4
113
373
Tab. 63: Ergebnisse der Modellberechnungen für Kupfer
Kupfer
Profil
SISIM:
Jahre bis zum
Erreichen der
maximale
max.
Lösungskonz. in Lösungskonz. in
2 m Tiefe (mg/L) 2 m Tiefe
HMET:
Feldmessungen:
10 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*10J)
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
10 J. kum.
Cu 90-Perzentil in GrundwasBodenlösung untere sereintrag
Saugkerzen (mg/L) (mg/m²*10J)
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*100J)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
HMET max.
Lösungskonzentration in 200 cm
Tiefe (mg/L)
10 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*10J)
100 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*100J)
500 J. kum.
Grundwassereintrag
(mg/m²*500J)
1A 1m
0.0091
125
21.5
1260
1260
0.0188
329
3287
16436
0.00033
16
20456
149725
1A 10m
0.0032
2600
0.15
1.88
15.8
0.2266
119
1186
5931
0.0026
3.5
35
3010
1A 50m
0.0050
3250
0.347
4.12
28.2
0.0102
7.10
70.97
355
0.0022
3.0
30
3015
2A 1m
0.011
134
1.57
930
930
0.0554
1518
15184
75920
0.069
141
27137
156436
2A 5m
0.0037
1250
0.245
4.12
101
0.0166
44.0
440
2201
0.0019
7.6
76
3845
3A 1m
0.0800
145
14.9
4270
4270
0.0061
184
1839
9194
0.0038
176
19267
148578
3A 10m
0.019
2270
0
0
0
0.0049
11.1
111
553
0.0014
4.2
42.3
1112
3A 50m
0.012
1270
0.0254
0.835
137
n.b.
12
120
600
0.0090
26.9
269
3440
194
Tiefe (cm)
Horizont
C Cd berechnet mit FreundlichKoeffizienten
Springob/Böttcher 1998 (µg/L)
C Cd berechnet mit eigenen
Freundlich-Koeffizienten
(µg//L)
Cd BSE (µg/L))
C Cd berechnet aus pH-, Corgund tongehaltsabhängigem KdWert aus SISIM (µg/L)
3A
1
0-18
jAh
0.28
5.61
3.03
6.47
3A
1
18-40
jBv/Sw
0.07
0.11
0.33
0.53
3A
1
40-45
jH / Sd
0.19
0.11
0.09
7.75
3A
1
45-72
jC2
0.03
0.07
0.06
0.17
C Cd MW Feldmessungen
(µg/L)
Entf. (m)
Vergleich der gemessenen und berechneten Cd-Konzentrationen in der Bodenlösung
Standort
Tab. 64:
0.06
3A
1
72-75
fAp
0.04
0.10
0.01
0.54
3A
1
75-93
fSwBv
0.05
0.08
0.08
0.53
3A
1
93 - >105
Sw
0.04
0.04
0.05
0.41
3A
10
0-25
Ap
1.53
16.23
16.07
14.46
3A
10
25-44
Bv
0.23
1.30
1.37
2.02
3A
10
44-70
BvSw1
0.22
0.93
0.14
1.26
0.19
3A
10
70 - >105
BvSw2
0.18
1.58
0.14
0.81
0.21
3A
50
0-30
Ap
1.34
2.16
7.09
12.56
3A
50
30-60
BvSw1
0.97
6.80
6.35
5.61
3A
50
60- >90
BvSw2
2.27
17.43
6.58
7.02
1A
1
0-10
jAh
0.10
0.28
0.18
2.03
1A
1
22-45
jBv
0.06
0.17
0.30
0.31
1A
1
77-91
fAh
0.05
0.21
0.21
0.87
1A
1
91-109
fBsh
0.12
0.26
0.16
0.77
1A
1
108 - >122
fBs/Cv
0.19
0.55
0.16
0.88
1A
10
0-14
Ah (Ae/Bh)
2.61
16.90
15.22
43.95
1A
10
14-17
Bh
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
17-20
Bv (jBv?)
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
20-42
Bhs
1.89
12.64
4.21
11.26
0.08
0.21
0.16
1A
10
42-70
Bh1
3.13
23.78
0.79
6.37
3.36
1A
10
70- >85
Bh2
2.54
12.00
0.87
5.25
7.25
1A
50
0-11
Aeh
7.41
45.00
41.94
67.21
1A
50
11-17
Bh1
5.75
16.12
21.63
88.58
1A
50
17-35
Bsh1
1.14
8.24
3.44
6.23
1A
50
35-55
Bsh2
1.46
5.92
2.27
5.64
1A
50
55-83
Bh2
2.31
110.00
3.79
4.72
1A
50
83- >100
rGo
2.17
120.27
3.26
4.35
2A
1
0-25
jAh
0.13
0.34
1.12
1.61
2A
1
25-60
jC
0.36
1.26
8.85
0.73
0.71
2A
1
60- >100
jC
0.40
2.54
0.89
1.00
0.31
0.23
0.52
2A
4.8
0-24
Ap
0.12
0.54
4.85
1.67
2A
4.8
24-48
rAp
1.17
20.95
5.75
2.17
2A
4.8
48-76
Go
0.04
1.28
0.43
0.11
0.14
2A
4.8
76- >101
Gor
0.05
0.47
0.33
0.18
0.12
TU Berlin
195
Tiefe (cm)
Horizont
C Cu berechnet mit eigenen
Freundlich-Koeffizienten
(µg//L)
Cu BSE (µg/L))
C Cu berechnet aus pH-, Corgund tongehaltsabhängigem KdWert aus SISIM (µg/L)
3A
1
0-18
jAh
19.9
20.0
314.6
3A
1
18-40
jBv/Sw
1.69
2.09
16.6
3A
1
40-45
jH / Sd
6.73
4.68
179.7
3A
1
45-72
jC2
0.62
1.05
7.07
3A
1
72-75
fAp
3.75
0.77
16.3
3A
1
75-93
fSwBv
3.39
0.86
57.5
3A
1
93 - >105
Sw
1.13
2.91
8.78
3A
10
0-25
Ap
8.47
9.29
38.6
3A
10
25-44
Bv
2.93
5.94
9.52
3A
10
44-70
BvSw1
9.75
2.50
4.74
17.0
3A
10
70 - >105
BvSw2
1.41
2.91
7.69
3.68
3A
50
0-30
Ap
9.40
13.5
20.7
3A
50
30-60
BvSw1
8.81
5.29
9.14
3A
50
60- >90
BvSw2
9.04
10.91
8.35
1A
1
0-10
jAh
3.82
25.4
26.5
1A
1
22-45
jBv
0.91
6.27
6.55
1A
1
77-91
fAh
2.41
3.87
8.94
1A
1
91-109
fBsh
0.61
13.9
3.12
1A
1
108 - >122
fBs/Cv
0.33
11.5
2.42
1A
10
0-14
Ah (Ae/Bh)
6.20
7.85
16.1
1A
10
14-17
Bh
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
17-20
Bv (jBv?)
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
20-42
Bhs
2.67
2.54
7.01
C Cu MW Feldmessungen
(µg/L)
Entf. (m)
Vergleich der gemessenen und berechneten Cu-Konzentrationen in der Bodenlösung
Standort
Tab. 65:
11.9
3.91
30.80
6.99
1A
10
42-70
Bh1
8.28
3.66
3.06
15.1
1A
10
70- >85
Bh2
2.56
105.8
1.54
84.7
1A
50
0-11
Aeh
5.57
7.96
33.3
1A
50
11-17
Bh1
0.81
4.78
13.3
1A
50
17-35
Bsh1
4.68
2.97
3.83
1A
50
35-55
Bsh2
2.04
4.57
1.62
1A
50
55-83
Bh2
2.13
80.6
1.14
1A
50
83- >100
rGo
2.71
129.5
1.52
2A
1
0-25
jAh
8.84
14.08
21.85
2A
1
25-60
jC
2.06
12.63
6.28
69.69
2A
1
60- >100
jC
2.99
7.33
6.67
32.31
2A
4.8
0-24
Ap
3.87
42.6
8.48
2A
4.8
24-48
rAp
2.46
1.10
2.43
2A
4.8
48-76
Go
2.07
0.96
4.40
11.9
2A
4.8
76- >101
Gor
1.92
2.33
5.24
11.2
196
4.12
5.07
Tab. 66:
Kd-Werte und Schwermetallgehalte im Königswasserextrakt für alle Bodenproben
Standort Entf. (m)
Tiefe (cm)
Horizont
3A
1
0-18
jAh
3A
1
18-40
jBv/Sw
3A
1
40-45
jH / Sd
3A
1
45-72
jC2
Cd Kd (L/kg) Cu Kd (L/kg)
Cd aqua
Cu aqua
regia (mg/kg) regia (mg/kg)
261.0
0.627
66.76
107.6
284.5
0.046
3.84
161.9
269.1
1.021
39.32
147.0
221.1
0.021
1.27
111.0
262.2
0.049
3.48
12.17
119.1
3A
1
72-75
fAp
3A
1
75-93
fSwBv
109.1
260.4
0.047
3A
1
93 - >105
Sw
120.1
259.0
0.041
1.85
3A
10
0-25
Ap
13.5
176.3
0.161
5.54
3A
10
25-44
Bv
29.8
243.3
0.049
1.88
3A
10
44-70
BvSw1
61.9
260.9
0.063
1.01
3A
10
70 - >105
BvSw2
69.0
270.9
0.046
1.69
3A
50
0-30
Ap
16.0
192.8
0.166
3.25
3A
50
30-60
BvSw1
15.8
195.2
0.073
1.45
3A
50
60- >90
BvSw2
11.7
161.9
0.068
1.10
1A
1
0-10
jAh
96.7
232.8
0.160
5.02
243.7
171.5
0.062
0.91
1.57
1A
1
22-45
jBv
1A
1
77-91
fAh
147.7
215.8
0.105
1A
1
91-109
fBsh
102.1
225.3
0.064
0.57
1A
1
108 - >122
fBs/Cv
91.6
240.9
0.065
0.47
0.128
0.80
n.b.
n.b.
1A
10
0-14
Ah (Ae/Bh)
1A
10
14-17
Bh
3.3
n.b.
60.7
n.b.
1A
10
17-20
Bv (jBv?)
n.b.
n.b.
n.b.
n.b.
1A
10
20-42
Bhs
10.0
138.8
0.094
0.79
1A
10
42-70
Bh1
14.4
168.4
0.076
0.42
1A
10
70- >85
Bh2
165.7
0.061
0.21
14.0
1A
50
0-11
Aeh
1.8
30.7
0.110
0.84
1A
50
11-17
Bh1
2.1
37.7
0.168
0.41
1A
50
17-35
Bsh1
11.5
153.0
0.060
0.48
1A
50
35-55
Bsh2
12.2
155.8
0.057
0.20
0.16
1A
50
55-83
Bh2
14.8
170.3
0.058
1A
50
83- >100
rGo
13.9
165.7
0.050
0.20
2A
1
0-25
jAh
112.4
238.6
0.147
4.24
2A
1
25-60
jC
110.5
229.6
0.066
1.17
2A
1
60- >100
jC
108.1
232.8
0.088
1.26
2A
4.8
0-24
Ap
35.9
236.6
0.049
1.63
2A
4.8
24-48
rAp
52.3
245.8
0.092
0.48
59.6
240.1
0.005
0.86
248.1
0.008
1.06
2A
4.8
48-76
Go
2A
4.8
76- >101
Gor
56.7
TU Berlin
197
9.5.1
Gemessene Adsorptionsisothermen
Sorptionsisothermen Blei
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
100
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
10
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 >105
3A / 50 / 0-30
1
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
0.1
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
0.01
1A / 10 / 42-70
0.1
1
10
100
1000
10000
1A / 10 / 70- >85
Abb. 145:
Gemessene Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben
Sorptionsisothermen Zink
1000
100
10
1
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
1000000
Abb. 146:
Gemessene Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben
198
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Sorptionsisothermen Nickel
100
10
1
0.1
0.01
1
10
100
1000
10000
100000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 147:
Gemessene Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben
TU Berlin
199
9.5.2
Korrigierte und angepaßte Adsorptionsisothermen
100
10
1
0.1
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 148:
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben
100
10
1
0.1
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 149:
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Kupfer an allen untersuchten Bodenproben
200
100
10
1
0.1
0.1
1
10
100
1000
10000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 150:
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben
100
10
1
0.1
0.1
1
10
100
1000
10000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Abb. 151:
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Blei an allen untersuchten Bodenproben
TU Berlin
201
1000
100
10
1
1
10
100
1000
10000
100000
1000000
Abb. 152:
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben
1000
100
10
1
1
10
100
1000
10000
Abb. 153:
100000
1000000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Zink an allen untersuchten Bodenproben
202
100
10
1
0.1
1
10
100
1000
10000
100000
Abb. 154:
Korrigierte Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben
100
10
1
0.1
1
10
100
1000
10000
Abb. 155:
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
100000
3A / 1 / 0-18
3A / 1 / 18-40
3A / 1 / 40-45
3A / 1 / 45-72
3A / 1 / 72-75
3A / 1 / 75-93
3A / 1 / 93 - >105
3A / 10 / 0-25
3A / 10 / 25-44
3A / 10 / 44-70
3A / 10 / 70 - >105
3A / 50 / 0-30
3A / 50 / 30-60
3A / 50 / 60- >90
1A / 1 / 0-10
1A / 1 / 22-45
1A / 1 / 77-91
1A / 1 / 91-109
1A / 1 / 108 - >122
1A / 10 / 0-14
1A / 10 / 20-42
1A / 10 / 42-70
1A / 10 / 70- >85
1A / 50 / 0-11
1A / 50 / 11-17
1A / 50 / 17-35
1A / 50 / 35-55
1A / 50 / 55-83
1A / 50 / 83- >100
2A / 1 / 0-25
2A / 1 / 25-60
2A / 1 / 60- >100
2A / 4.8 / 0-24
2A / 4.8 / 24-48
2A / 4.8 / 48-76
2A / 4.8 / 76- >101
Angepaßte Freundlich-Adsorptionsisothermen von Nickel an allen untersuchten Bodenproben
TU Berlin
203

- Standortkunde und Bodenschutz

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