Bank filtration (BF) is an established indirect water-treatment technology. The quality of water gained via BF depends on the subsurface capture zone, the mixing ratio (river water versus ambient groundwater), spatial and temporal distribution of subsurface travel times, and subsurface temperature patterns. Surface-water infiltration into the adjacent aquifer is determined by the local hydraulic gradient and riverbed permeability, which could be altered by natural clogging, scouring and artificial decolmation processes. The seasonal behaviour of a BF system in Germany, and its development during and about 6 months after decolmation (canal reconstruction), was observed with a long-term monitoring programme. To quantify the spatial and temporal variation in the BF system, a transient flow and heat transport model was implemented and two model scenarios, 'with' and 'without' canal reconstruction, were generated. Overall, the simulated water heads and temperatures matched those observed. Increased hydraulic connection between the canal and aquifer caused by the canal reconstruction led to an increase of ~23% in the already high share of BF water abstracted by the nearby waterworks. Subsurface travel-time distribution substantially shifted towards shorter travel times. Flow paths with travel times <200 days increased by ~10% and those with <300 days by 15%. Generally, the periodic temperature signal, and the summer and winter temperature extrema, increased and penetrated deeper into the aquifer. The joint hydrological and thermal effects caused by the canal reconstruction might increase the potential of biodegradable compounds to further penetrate into the aquifer, also by potentially affecting the redox zonation in the aquifer. © 2019 Springer Nature Switzerland AG
The Black Sea is the largest anoxic basin on earth and provides unique conditions for the study of key processes controlling the biology and biogeochemistry at pelagic redoxclines. By identifying microbiological/biogeochemical agents and assessing rates of the coupled element cycles of carbon, nitrogen, phosphorus, sulphur, manganese, and iron, the functional response of this specific environment to changes of external conditions will be visible. This entry summarizes the CTD and pump-CTD data collected during the MSM33 cruise to the Black Sea in 2013. The data set contains both the bottle files, documenting bottle ids and metadata, as well as the CTD profiles. The following parameters were measured: temperature, salinity, conductivity, turbidity, chlorophyll a, pH, redox potential, oxygen, sound.
Die vorliegende Karte stellt die aus dem Grundwasserflurabstand und dem Aufbau der Deckschichten abgeleitete Verschmutzungsempfindlichkeit dar. Es wird an dieser Stelle darauf hingewiesen, daß diese Karte nur für großräumliche Betrachtungen geeignet ist, nicht aber für die Bewertung kleiner Gebiete. Außerdem ist der Erkundungsstand in den letzten zehn Jahren weiter fortgeschritten, was in dieser Karte nicht berücksichtigt werden konnte. Im folgenden wird nach einer allgemeinen Beschreibung der pleistozänen Bildungen die Verschmutzungsempfindlichkeit des Grundwassers auf der Grundlage von Geologie und Grundwasserflurabstand für die geomorphologischen Einheiten Berlins beschrieben. Allgemeine Beschreibung der pleistozänen Bildungen Der letzte Zeitabschnitt des Tertiärs (Pliozän) zeigte durch eine starke Abkühlung des Gebietes um den nördlichen Pol den Übergang zum Eiszeitalter (Pleistozän) an. Durch große Niederschlagsmengen in Skandinavien kam es zur Bildung von Gletscherströmen, die sich nach Süden bewegten, dabei die vorhandene Erdoberfläche erodierten und große Mengen von Gesteinsmaterial aufnahmen. In Mittel- und Nordeuropa konnten drei große Eisvorstöße, die durch Bildungen von Warmzeiten getrennt sein können, lokalisiert werden (Elster-, Saale- und Weichseleiszeit). Der Rückzug des Eises erfolgte durch Abschmelzen infolge einer Klimaerwärmung. Folgende Landschaftsformen wurden durch die Vor- und Rückzugsphasen des Eises geschaffen: Grundmoräne: an Gletschersohle aufgearbeitetes Gesteinsmaterial als unsortiertes Gemisch aus Ton, Schluff und Sand (Geschiebemergel, Geschiebelehm) und nicht aufgearbeitete Gesteinsblöcke (Geschiebe in der Mergelmasse) Endmoräne: gebildet durch vor dem Eis transportiertes grobes Gesteinsmaterial (Gesteinsblöcke); bei Gleichgewicht von Nachschub und Abschmelzen des Eises (Stillstand der Inlandeisrandlage) über längere Zeit Aufschüttung von häufig groben Blockpackungen nordischen Gesteinsmaterials, aber auch von Kiesen und Sanden, zum Teil auch von tonigem Material Sander: durch Schmelzwässer (stammen vom Eisrand, aber auch von der Gletscheroberfläche) aus Endmoräne ausgewaschenes kiesiges und vor allem grob- und mittelsandiges Material Urstromtal: Abflußgebiet der Schmelzwässer Innerhalb der drei großen Eisvorstöße erfolgten mehrere Vorstoß- und Rückzugsphasen (z. B. werden in der Weichseleiszeit drei Phasen unterschieden: die Brandenburger, die Frankfurter und die Pommersche Phase) mit oben beschriebener glazialer Abfolge. Dadurch kam es zur Überlagerung mehrerer glazialer Abfolgen mit den entsprechenden Bildungen. Die Spaltung des Gletschers in viele Gletscherströme mit entsprechender Abfolge bewirkte zusätzlich eine Verschachtelung der glazialen Formen, so daß es in Gebieten mit kleinräumigen glazialen Landschaftsformen oft schwer ist, die Bildungen eindeutig genetisch zuzuordnen. Vor allem die Grundmoränenlandschaft ist noch stärker in sich gegliedert. Als Ergebnis der Schmelzwassertätigkeit entstanden zum einen Seen verschiedener Formen, zum anderen unterschiedliche Ablagerungsformen von im Eis enthaltenem Gesteinsmaterial. Der Abfluß von Schmelzwasser in Eisspalten des Gletschers schuf tiefe, schmale Rinnenseen (Bsp. Grunewald-Seenkette, Havel-Seenkette); die Erosionstätigkeit von ehemaligen Eiszungen des Inlandeises liegt den oft breiten und tiefen, langgestreckten Zungenbeckenseen zugrunde. Ausschmelzende Toteisschollen (vom sich durch Nachschub und Abschmelzen bewegenden Inlandeis abgetrennte Eisblöcke) schufen abflußlose wassergefüllte Senken (Sölle, Pfuhle). Nach dem Abschmelzen des Eises auf der Grundmoräne zurückgebliebenes Gesteinsmaterial (Sande, Kiese, Blöcke) bildete Oser und Kames (geschichtete Sand- und Kiesablagerungen in Eisspalten und Geröllhügel) sowie Drumlins (elliptische Geröllhügel mit einem Kern aus Geschiebemergel). Barnim-Hochfläche Die Barnim-Geschiebemergelhochfläche ist im Zuge der Brandenburger Phase der Weichseleiszeit entstanden. Die südliche Begrenzung dieser Grundmoräne verläuft ungefähr von Frohnau über Hermsdorf, Pankow, Humboldthain, Lichtenberg (am Bahnhof), Rüdersdorf und Herzfelde. Der Barnim zeigt eine Neigung nach Süden zum Urstromtal hin. An der Erdoberfläche anstehend oder oberflächennah ist ein Geschiebemergel zu beobachten. An einigen Stellen wird er durch Hochflächensande überlagert, die jedoch keinen Grundwasserleiter darstellen. Nördlich von Buch, Karow, Schönerlinde und Hobrechtsfelde verdecken ihn Sandersande der Frankfurter Phase. Häufig bilden saale- und weichselzeitliche Geschiebemergel einen kompakten Stauer, sie sind stellenweise nur durch geringmächtige Sandeinlagerungen getrennt. Der Hauptgrundwasserleiter ist im nördlichen Teil des Barnims durch eine ca. 30 – 40 m mächtige und im südlichen Teil durch eine ca. 10 – 30 m mächtige Geschiebemergeldecke geschützt. Er ist mit einer Mächtigkeit von 50 m besonders gut in Buch ausgebildet. Im Raum Hohenschönhausen – Falkenberg – Malchow – Schwanebeck keilt dieser Hauptgrundwasserleiter nach Nordwesten zum Panketal hin aus, während er in Weißensee, Pankow und Wedding durch Geschiebemergeleinlagerungen in mehrere Grundwasserleiter aufgespalten ist. Überwiegend besteht, zumindest von der Deckschichtenart her (Geschiebemergel > 10 m), auf der Barnim-Hochfläche eine geringe Verschmutzungsempfindlichkeit des Grundwassers. Dabei erreichen Schadstoffe das Grundwasser im nördlichen Teil aufgrund der größeren Mächtigkeit des Geschiebemergels noch später als im südlichen Teil der Hochfläche. Jedoch ist auch das Grundwasser dieser Hochfläche nicht restlos vor Schadstoffeintrag geschützt. So durchbrechen die durch Schmelzwässer geschaffenen Rinnensysteme wie die Wuhle und das Neuenhagener Fließ die schützende Geschiebemergeldecke und ermöglichen das Eindringen von Schadstoffen, die durch die Grundwasserfließ- und -strömungsverhältnisse weitreichend (auch in tiefere Grundwasserleiter) verteilt werden können. Die Wuhle weist als Schmelzwasserrinne sowohl von den natürlichen Gegebenheiten als auch von der Flächennutzung her ein hohes Gefährdungspotential auf. Sie enthält Sande mit einem Flurabstand unter 5 m; zwischen Biesdorf-Nord und Eiche schließen sich Sande und Geschiebemergel in Wechsellagerung an, wobei der Flurabstand von der unmittelbaren Wuhle zum umgebenen Geschiebemergel hin zunimmt (von < 5 m auf > 10 m). Die das Grundwasser überlagernden Deckschichten zeigen also eine hohe bis mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit. Trotzdem wurden jahrelang entlang der Wuhle Hausmüll, Trümmer und Bauschutt verkippt (Ahrensfelder- und Kienberg-Kippe, Trümmerberge von Biesdorf), deren genaue Zusammensetzung weitgehend unbekannt ist. Dadurch wurden und werden Schadstoffe durch Niederschlagswasser gelöst und in die Wuhle eingetragen. Das unzureichend geklärte Abwasser des Klärwerks Falkenberg und die an die Wuhle grenzenden Schrottplätze sowie wilde Müllkippen bergen ebenfalls eine enorme Schadstoffbelastung in sich. Die Wuhle, die nördlich von Ahrensfelde beginnt, überträgt durch ihre Verbindung mit der im Urstromtal gelegenen Spree diese große Schadstoffbelastung auf weitere hoch verschmutzungsempfindliche Bereiche. Ebenso bietet das Neuenhagener Mühlenfließ durch seine natürlichen Gegebenheiten, im Talbereich Sande mit einem Grundwasserflurabstand von 0 – 5 m, die Möglichkeit des Schadstoffeintrages, sei es durch Versickerung oder durch Oberflächenabfluß schadstoffbelasteter Wässer. Durch die bis 1960 und zum Teil länger andauernde Rieselfeldnutzung weiter Teile der Hochfläche, so nördlich von Falkenberg und Marzahn bis Wartenberg und Malchow, entstand eine hohe Anreicherung des Bodens mit Schwermetallen, Nährstoffen und organischen Schadstoffen. Neben dem großen Schadstoffangebot aus den eingeleiteten Abwässern sind für diese Anreicherung die große Pufferkapazität und der hohe Gehalt an organischer Substanz dieser Böden sowie nicht zuletzt die sich einstellenden Redox-/pH-Bedingungen (insbesondere durch den alkalischen Charakter der verrieselten Abwässer und das große Angebot abgestorbener organischer Substanz) verantwortlich. Mit Einstellung der Abwasserverrieselung bewirkt der jahrelange saure Niederschlag ein Absinken des Redoxpotentials und pH-Wertes in diesen Gebieten. Bei Unterschreitung bestimmter Schwellenwerte werden bisher fest gebundene Schwermetalle mobilisiert und können damit durch Niederschlagswässer oder durch auftretende Schichtenwässer (bei sandigem Geschiebemergel vorhanden) in verschmutzungsempfindliche Gebiete abgeführt werden. Das Oberflächenwasser und auch das Grundwasser auf der Hochfläche fließen nach Südwest in Richtung des Urstromtals. Geringe Flurabstände und Sande bzw. Sande und bindige Böden in Wechsellagerung als Deckschichtentyp, wie z. B. vorherrschend südlich des Malchower Sees unweit der ehemaligen Rieselfeldnutzungen, sowie die Lage dieses Gebietes in Strömungsrichtung bedingen den Eintrag und die Verbreitung dieser schadstoffbelasteten Niederschlags- und Schichtenwässer in den Grundwasserleitern. Auch lokale Sandfenster (die sicher nicht alle kartiert sind), Partien eines sehr sandigen Geschiebemergels über größere Mächtigkeit oder die Durchtrennung von Bereichen geringmächtigen Geschiebemergels durch Baumaßnahmen ermöglichen einen Schadstoffeintrag in den Fließ- und Strömungskreislauf des Grundwassers (nicht nur des obersten Grundwasserleiters). Eine ganz andere, nicht anthropogene, sondern geogene Gefahr für die Grundwasserqualität kann überall dort vorliegen, wo Fehlstellen des Rupeltons (Bildung des Tertiärs) vorhanden sind, die entweder primär durch fehlende Ablagerung dieser Bildung oder sekundär durch die Erosionstätigkeit des Eises entstanden. Der Rupelton trennt gering mineralisiertes und höher mineralisiertes Grundwasser voneinander. Durch Fehlstellen (z. B. bei Schwanebeck) besteht die Möglichkeit, daß höher mineralisiertes Grundwasser aus Tiefen unterhalb des Rupeltons in oberflächennahe Bereiche aufsteigt. Diese Möglichkeit besteht vor allem dort, wo eine Umkehrung des natürlichen Fließregimes vorliegt, vorrangig in Bereichen von Förderanlagen der Wasserwerke. Die hier aufgeführten Beispiele sollen verdeutlichen, daß auch eine Geschiebemergelhochfläche nicht vollständig gegen Schadstoffeintrag geschützt ist Panketal Das Panketal liegt zwischen dem Barnim und dem Westbarnim. Die westliche Begrenzung bilden Wilhelmsruh, Rosenthal, Niederschönhausen, Buchholz und Lindenhof, die östliche S-Bahnhof Pankow, Heinersdorf, Blankenburg und Karow. Bei Schönholz mündet es in das Berliner Urstromtal. Das Panketal wurde durch Schmelzwässer während der letzten Eiszeit geschaffen. Diese transportierten vor allem Feinsande, die dort zur Ablagerung kamen. Damit weist das Panketal eine hohe Verschmutzungsempfindlichkeit auf. Westbarnim Der Westbarnim ist die Fortsetzung des Barnims auf der Nordwest-Seite des Panketales. Er wird im Westen von der Havelniederung und im Süden vom Berliner Urstromtal begrenzt. In dieser Karte erscheint nur sein südlicher Teil. Der Untergrund besteht aus saale- und weichselkaltzeitlichem Geschiebemergel, wobei vor allem der Saale-Geschiebemergel durch geringmächtige Sande aufgespalten ist. An der Erdoberfläche erscheint er aber nur zwischen Blankenfelde und Rosenthal, bei Buchholz, um Mühlenbeck, Schönfließ, Stolpe-Dorf und nördlich von Schönerlinde in Form von kleinen und größeren Inseln. In diesen Gebieten ist die Verschmutzungsempfindlichkeit gering (Flurabstand > 10 m). Zwischen den Geschiebemergellinsen lagern Decksande des Weichselglazials, die besonders großflächig im Raum Schildow-Blankenfelde-Arkenberge vorkommen. Teilweise lagern in diesen Sanden bindige Schichten mit einem Anteil an der Gesamtmächtigkeit über 20 %, wonach sie die Einstufung als mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit erhalten (Flurabstand 0 – 10 m). Östlich Schönerlinde überlagern Sanderbildungen der Frankfurter Phase die Grundmoräne. Aufgrund des geringen Grundwasserflurabstands und der Grobkörnigkeit beinhalten diese eine hohe Verschmutzungsempfindlichkeit. Der stark bewegte Untergrund im Südteil des Westbarnims verhindert die Existenz eines Grundwasserleiters mit flächenhafter Ausdehnung. So existiert z. B. im Raum Frohnau-Hermsdorf-Buchholz-Schönerlinde eine Hochlage tertiärer Sedimente, die steil nach Osten abfällt. Berliner Urstromtal Die nördliche Grenze des Urstromtals zieht sich von Osten aus entlang Rüdersdorf, Woltersdorf, Hoppegarten, Lichtenberg und knickt beim Stadtbezirk Friedrichshain nach Nordwesten entlang Pankow, Hermsdorf, Frohnau ab. Die südliche Grenze verläuft ungefähr von Ost nach West über Schulzendorf, Schönefeld, Altglienicke, Rudow, Buckow, Britz, Schöneberg, Wilmersdorf bis südlich der Spreemündung in die Havel. Das (Warschau-) Berliner Urstromtal wurde schon während der Saaleeiszeit als Talstruktur angelegt und hatte während der Weichseleiszeit die Funktion des Abflußtales der Schmelzwässer der Frankfurter Phase. Es weist ein schwaches Gefälle von Südost nach Nordwest auf. Tiefster Ort im Urstromtal ist Rohrbeck mit 30 m über NN. Assmann (1957) beschreibt den Aufbau des Urstromtals als fünffache rhythmische Ablagerung von Feinsanden mit örtlichen Einlagerungen von Talton, Mittelsanden, Grobsanden bis Kiesen und Kiesen, die Geschiebe enthalten können. Letztere sind häufig Reste von ausgewaschenen saalekaltzeitlichen Grundmoränen, die öfter in geringmächtige Geschiebemergellagen übergehen und dann zu einer Aufspaltung des 40 – 55 m mächtigen unbedeckten Hauptgrundwasserleiters in mehrere Stockwerke führen. Teilweise sind auch nur vereinzelte Geschiebemergellinsen im Hauptgrundwasserleiter eingelagert, so z. B. in den obersten Schichten des Talsandes bei Charlottenburg (hier Reste der weichselkaltzeitlichen Grundmoräne). An der Erdoberfläche anstehende Reste von Endmoränenbildungen bilden die Müggelberge, die Gosener Berge und die Höhen südlich von Neu-Zittau. Diese bestehen vorwiegend aus Sanden mit Stauchungsmerkmalen. Rinnenartige Täler, die zum Teil Seen enthalten, durchqueren das Urstromtal in Nord-Süd-Richtung, vor allem im Raum Köpenick-Erkner. Elstereiszeitliche Schichten treten im Urstromtal mit stark differierenden Mächtigkeiten auf und bestehen aus häufig wechselnden, zum Teil aufgearbeiteten tertiären Sedimenten. Sie sind deshalb für die Wassergewinnung nicht so gut geeignet wie die saale- und weichseleiszeitlich gebildeten Sande. Ende der letzten Kaltzeit entstanden durch Ausblasung der feinkörnigen Bestandteile aus den Endmoränen, vor allem aber aus den Tal- und Hochflächensanden Dünenbildungen. Im Urstromtal sind diese z. B. zwischen Köpenick und Erkner, im Spandauer Forst sowie westlich von Hennigsdorf und bei Falkensee verbreitet (bis 15 m mächtig). Das sehr geringe Gefälle des Urstromtals (Spree 0,1 %) und der hohe Grundwasserstand verursachten die Bildung von holozänen torfigen und anmoorigen Böden. Auch abflußlose Senken, Rinnen und Kolke können mit diesen Ablagerungen gefüllt sein. Insgesamt kann festgestellt werden, daß das Urstromtal durch seinen geologischen Aufbau eine sehr hohe Verschmutzungsempfindlichkeit besitzt. Geschiebemergel tritt nur vereinzelt in geringmächtigen Linsen auf und bietet somit keinerlei Schutz gegen Verschmutzungen. Trotzdem befinden sich gerade in dieser empfindlichen Zone zahlreiche Industriestandorte, die die Grundwasser- und Bodenqualität negativ beeinflussen. Außerdem kann ein Schadstoffeintrag durch mit gelösten Schwermetallionen angereicherte Oberflächenwässer aus dem Bereich der Hochflächen erfolgen. Durch das äußerst geringe Gefälle und die geringe Fließgeschwindigkeit ist eine Konzentration der Schadstoffe im Urstromtalbereich sowohl in den Sedimenten als auch im Oberflächengewässer nicht ausgeschlossen. Teltow-Hochfläche Die Teltow-Hochfläche ist eine flachwellige Grundmoränenbildung süd- bis südwestlich des Berliner Urstromtals bzw. des Dahme-Spree-Bogens. Ihre südliche Begrenzung bilden die Nuthe- und Notte-Niederungen, die westliche das Berliner und Potsdamer Havelgebiet. Hinsichtlich der Verschmutzungsempfindlichkeit lassen sich auf dem Teltow drei Bereiche aushalten: Nordwest-Teil mit Grunewald südöstlicher Teil zwischen Britz, Mariendorf, Buckow, Lichtenrade und Osdorf und südlicher Teil zwischen Osdorf, Lichtenrade und den Nuthe-Notte-Niederungen. h5. Nordwest-Teil mit Grunewald Der unmittelbar nordwestliche Rand entlang des Havelufers besteht aus Kamesbildungen (Havelberge). Diese erstrecken sich südlich von Ruhleben mit einer Ausdehnung von ca. 2,5 km bis nördlich von Schwanenwerder, allerdings schmaler werdend. Östliche Begrenzung ist die ca. Nordost-Südwest verlaufende Teufelssee-Pechsee-Barssee-Rinne. Diese Eisrandlagenbildung setzt sich hauptsächlich aus geschichteten Sanden mit einzelnen eingelagerten Kiesschichten und Geschieben zusammen. Dieses Gebiet, in dem Sande mit einem Anteil an bindigem Material (Tone, Schluffe, Braunkohle) unter 20 % vorherrschen, wird nur aufgrund von Flurabständen über 10 m in die mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit eingestuft. Der unmittelbare Uferbereich der Havel hat jedoch eine höhere Verschmutzungsempfindlichkeit, da hier die Flurabstände geringer sind. Die Galerien der Wasserwerke Tiefwerder und Beelitzhof liegen somit in einem Gebiet ohne natürliche Schutzschicht. Die entlang dieser Eisrandlage durch abfließende Schmelzwässer geschaffene Teufelssee-Pechsee-Barssee-Rinne wurde nachfolgend durch tauende Toteisblöcke überprägt. Heute existieren dort abflußlose Senken. Der sich nach Südost anschließende flachwellige Teil der Hochfläche (östlicher Grunewald), welche nach Süden bis südlich des Teltowkanals reicht, wird aus über 10 – 15 m mächtigen glazifluviatilen Sanden gebildet, denen 1 – 2 m mächtige Decksande aufliegen. Vorkommende Geschiebe und lokale Geschiebemergellinsen sind Relikte einer ehemaligen, die glazifluviatilen Sande überlagernden Grundmoräne, die durch die Schmelzwässer einer im Bereich der Nauener Platte und der Havel gelegenen Gletscherzunge (Brandenburger Gletscher) ausgewaschen wurde. Auch dieses Gebiet weist aufgrund von Sanden als Deckschicht mit Mächtigkeiten über 10 m eine mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit auf. h5. Südöstlicher Teil zwischen Britz, Mariendorf, Lichtenrade und Osdorf Dieser Teil, Kern der Grundmoränen-Hochfläche, wird im wesentlichen aus Geschiebemergel gebildet. Er kann gelegentlich von geringmächtigen Hochflächensanden überlagert sein, deren Anteil aber unter 20 % der Deckschichtenmächtigkeit liegt. Der Geschiebemergel ist in der Regel mehr als 10 m, häufig mehr als 20 m mächtig und ermöglicht damit die Einstufung des Gebietes in die geringe Verschmutzungsempfindlichkeit. h5. Südlicher Teil zwischen Lichtenrade, Osdorf und den Nuthe-Notte-Niederungen Von der Nuthe-Niederung ausgehend lösen schmale, flache Quertalungen die im nördlichen Teil einheitliche Geschiebemergeldecke in einzelne Geschiebemergelinseln auf. Dadurch sind in diesem Gebiet genug Möglichkeiten für die Versickerung schadstoffbelasteter Wässer gegeben. In den Talungen entstanden häufig Flachmoortorfe oder Sandablagerungen. Außerdem weist dieser Teil der Hochfläche viele lokale Sandfenster, Gebiete mit wechselnder Lagerung von Sanden und bindigen Schichten sowie geringmächtige Geschiebemergelinseln (< 5 m mächtig) auf, die eine hohe bzw. mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit besitzen. Der Hauptgrundwasserleiter wird von Sanden der Saaleeiszeit gebildet. Ihn überlagert eine stauende Deckschicht aus Weichsel-, örtlich in unmittelbarer Verbindung mit einem Saale-Geschiebemergel. Diese Deckschicht ist oft durch zwischengelagerte Sande aufgesplittet, wodurch die einzelnen Sandschichten miteinander hydraulisch verbunden sein können. Deshalb weisen nur einzelne Bereiche gespanntes Grundwasser auf. Bäketal Das Bäketal, welchem der Teltowkanal zum Teil folgt, schneidet die nördliche Geschiebemergelfläche der Teltow-Hochfläche von West nach Ost bzw. Südwest nach Nordost. Es wurde durch die Schmelzwässer der letzten Eiszeit gebildet, besteht eng begrenzt aus Sanden und organischen Sedimenten und weist damit eine hohe Verschmutzungsempfindlichkeit auf. Eine hydraulische Verbindung mit dem Hauptgrundwasserleiter ist fraglich. Nauener Platte Die Nauener Platte wird nördlich vom Havelländischen Luch, südlich vom Brandenburg-Potsdamer Havelgebiet und östlich von der Havel begrenzt. In der Karte ist nur ihr östlicher Teil dargestellt. Die Nauener Platte gehört wie die bereits erwähnten Teltow- und Barnim-Hochflächen zum Vereisungsbereich des Brandenburger Stadiums der Weichselkaltzeit und wird vor allem von saale- und weichselkaltzeitlichen Grundmoränen gebildet. Diese ebenen bis flachwelligen, weithin geschlossenen Grundmoränenflächen sind teilweise durch Endmoränenbildungen überprägt. Der zentrale Teil dieser Platte besteht aus tonig bis schluffigem Geschiebemergel, der westliche und östliche Randbereich dagegen vorwiegend aus sandigem Geschiebemergel. Der östliche Randbereich der Nauener Platte erreicht Berlin bei Gatow, Kladow und Großglienicke. Hier treten an der Erdoberfläche und oberflächennah großräumig mehr als 10 m mächtige Hochflächensande, nur an wenigen Stellen Geschiebemergel auf, so beispielsweise bei Seeburg, in der Gatower Heide und bei Karolinenhöhe. Auf der Nauener Platte herrschen günstige Grundwasserverhältnisse vor, die Grundwasserleiter sind wenig gestört und nur am westlichen und südlichen Rand häufiger durch Geschiebemergellinsen aufgespalten. Hauptgrundwasserleiter ist ein bedeckter Grundwasserleiter aus glazifluviatilen saalekaltzeitlichen Sanden mit ausgedehnter horizontaler Verbreitung zwischen 20 – 40 m unter Gelände, der vor allem im Zentralteil durch seine Geschiebemergelbedeckung geschützt ist. Durch zum Teil fehlenden Geschiebemergel am östlichen Rand der Nauener Platte wird das Eindringen von Schadstoffen in das Grundwasserfließsystem begünstigt. Das sich in den Hochflächensanden ansammelnde Wasser westlich der Havel ist ebenfalls kaum gegen eindringende Schadstoffe geschützt. Nur aufgrund der Mächtigkeit der Hochflächensande über 10 m wird diesem Gebiet eine mittlere Verschmutzungsempfindlichkeit zugewiesen.
Physikalisch-Technische Bundesanstalt DECKBLATT P1011kt EU 1 24. 1 ! PSP•Eltment Otlj. Kenn. \JA l ld. Nr. ' Titel der Unterlage:Seite: .. Redoxpotential und pH-Bestinunungen an Aus- lauqlosungen zementierter Abfallprodukte im qeoloqischen Milieu Konrad, RCM 01986II Ersteller:Textnummer: TU-München Stempelfeld : PSP-Element TP.. 9KJ.21 285 zu Plan-Kapitel: PI. .. . . ..... .. ~ . "ltv. ' RB i' OO1 3 ' 0 0 , MR 9K , 3 •9 PI. Stand : Juni 1986 Revisionsblatt Projekt PSP·Element : Obi. Kenn. UA "-utgabe Ud. Nr. NAÄN!NNNNNNNNNN!NNNNNN EU 1 24. 1 9K Titel der Unterlage: l 1 - --- N N MR 1 ', RB Redoxpotential und ph-Bestimrnungen an Aus- launglösungen zementierter Abfallorodukte im qeolooische~ Milieu Konrad, RCM 01986 1 i, 001 3 00 Seite: II. Stand: Juni 1986 Rev. / Revisionsst. Datum verant. : Gegenzeichn. Name i Stelle 1 rev. Seite Kat. •) ") Kategorie R - redaktionelle Korrektur Kategorie V - verdeutlichende Verbesserung Kategorie S - substantielle Anderung Mindestens bei der Kategorie S mO_saen Erlluterungen angegeben werden. VStl 782 /1 Erläuterung der Revision Auftragnehmer: Technische Universität München Institut für Radiochemie Projektleiter: Bearbeiter: Thema:Redoxpotential und pH-Bestimmungen an Auslaug- lösungen zementierter Abfallprodukte im geolo- gischen Mi l ieu Konrad Berichtszeitraum:1.11.1985 - 30.6.1986 München, Juni 1986 Der Bericht wurde im Auftrag der PHYSIKALISCH TECHNISCHEN BUNDESANSTALT (PTB) er· stellt. Die PTB behält sich alle Rechte vor. Insbesondere darf dieser Bericht nur mit Zustffflllung der PTB zitiert, ganz oder teilwei se verviel fältigt bzw. Dritten zugängl i ch gemacht werden.
The spread of veterinary medicinal products (VMPs) and biocides onto agriculturally used areas represents a very important path of entry into the environment for these product groups. Within this literature study public available transformation studies with liquid manure are summarized. Transformation studies were evaluated considering the transformation fate of tested substances, the origin and characteristics of used manure, the experimental setup, the measured parameters and the main outcome of the studies. Test duration throughout the studies ranges from 2 to 374 days and study temperature ranges from 5 °C to 55 °C. As main topics within the 34 found transformation studies the high dependency of transformation on temperature, redox potential, dry matter content and many other parameters is reported. It was further critically analyzed which basic information and parameters were neglected. Unfortunately only six publications give information on the redox potential of the manure. Further, the characterization of the matrix in many cases is inadequate due to missing parameters such as dry matter content, pH, and TOC.Additionally, public available monitoring data of VMPs in manure were collected and evaluated regarding the origin and characteristics of the manure, the minimum and maximum found concentrations, and percentage of identified compounds. Within the 27 found publications, 1568 manure samples were analyzed and 39 different active substances for VMPs and 11 metabolites and transformation products of VMPs could be found in manure. Mainly, the samples were analyzed for sulfonamides, tetracyclines and fluorquinolones. In no case a non-target approach was used. Single active substances were found in some studies with more than 100 analyzed samples in more than 50 % of the analyzed manure samples. This is the case for sulfadimidine, chlortetracycline, oxytetracycline, and tetracycline. It can be concluded that for both transformation studies and monitoring studies a standardized guidance would be beneficial for their applicability in regulatory contexts and also enhance the scientific outcome of these studies.
9G-/21 353210/HEIRB/004900 B3012550 Vorläufiger Quellterm LWR-Brennstoff zur Beschreibung der Korrosion im integrierten Nahfeldmodell Bestandteil des Auftrages PSP Element: 213 532 100 “Erstellung eines integrierten Nahfeldmodells von Gebinden hochradioaktiver Abfälle im Salzstock Gorleben: Geochemisch Fundierter Quellterm für HAW-Glas, abgebrannte Brennelemente und Zement” Auftragnehmer: Forschungszentrum Karlsruhe - Institut für Nukleare Entsorgungstechnik Postfach 3640, D-76021 Karlsruhe Verfasser: @ine.fzk.de Karlsruhe den IS.Aug. 1998 Die Studie wurde im Auftrag des Bundesamtes für Strahlenschutz erstellt. Das BfS behält sich alle Rechte vor. Insbesondere darf die Studie nur mit Zustimmung des BfS zitiert, ganz oder teilweise vervielfältigt bzw. Dritten zugänglich gemacht werden. Sie gibt die Meinung und Auffassung des Auftragnehmers wieder und muß nicht in jedem Falle mit der Meinung des BfS übereinstimmen. 2 Inhaltsverzeichnis INHALTSVERZEICHNIS................................................................................................................ 2 ZusammEnfassunG........................................................................................................... 3 EInLEItunG........................................................................................................................3 mECHAnIstIsCHE BAsIs DEs QuELLtERms................................................................ 7 Rolle der Brennstoffhülle als mechanische Barriere:...................................................11 Die Zircaloyhülle als Quelle für Radionuklidfreisetzung............................................... 11 Die Brennstofftablette als Quelle der Radionuklidfreisetzung...................................... 14 freisetzung von Rissen und freien Oberflächen..................................................... 14 Korngrenzen.........................................................................................................14 Gemeinsame Erfassung der freisetzung aus Korngrenzen und von Rißoberflächen 15 Radionuklidfreisetzung aus der Brennstoffmatrix........................................................ 16 Validität von modellen zur Korrosion der Brennstoffmatrix....................................... 16 Langzeitextrapolation: das Problem der Radiolyse..................................................19 QuantIfIZIERunG DEs QuELLtERms...................................................................................24 Quantifizierung des labilen Radionuklidinventars ........................................................ 26 Korrosionsrate für Zircaloy....................................................................................... 31 Korrosionsrate der strukturteile.................................................................................33 Korrosionsrate der Brennstoffmatrix.......................................................................... 33 Effekt der Oberflächenentwicklung........................................................................ 34 Langfristige Entwicklung des Laugenvolumens im Behälter........................................ 37 Langfristige Entwicklung des Redoxzustandes an den Einlagerungsorten................... 40 sCHLußfOLGERunG........................................................................................................................................... 42 BIBLIOGRaPHIE.................................................................................................................43 3 Zusammenfassung verschiedenen Die mechanismen Auflösung der von abgebrannten Kernbrennstoffen und der freisetzung von Radionukliden werden im Hinblick auf ihre Relevanz für Endlagerorte und -Konzepte quantifiziert. Es dabei wird zwischen im salzstock Gorleben mechanismen langfristigen der Radionuklidfreisetzung aus Brennstoffmatrix, Hüllrohrmatrix und strukturteilen und instantaner freisetzung unterschieden. Die wichtigste geochemische Randbedingung für die Auflösung der Brennstoffmatrix ist das Redoxpotential des zutretenden wäßrigen mediums. Das Redoxpotential wird vor allem durch Behälterkorrosion und durch Radiolyse beeinflußt. Demgegenüber spielen temperatur und pH-Wert eine nur untergeordnete Rolle. Die größte unsicherheit besteht darin, die Brennstoffkorrosion Wirkungvonradiolytischer vorhersagenzukönnen. Oxidation Obwohl auf aufgrund die zeitlich abnehmender Radiolyseeffekte mit einer zeitlichen Abnahme der Raten der Brennstoffkorrosion zu rechnen ist, kann man diesen Effekt noch nicht quantifizieren, sodaß derzeit konservativ mit konstanten Langzeitraten der Brennstoffkorrosion gerechnet werden muß. Im Vergleich der Einlagerungskonzepte „Polluxbehälter-streckenlagerung“ und „Endlagerbüchse in Bohrloch“ sind die instantanen freisetzungsterme identisch. Diese bestimmen die toxizität potentieller freisetzungen über viele tausend Jahre. Wesentliche unterschiede betreffen die Langzeitkorrosionsraten, die bei der Endlagerbüchse bei 10-4 a-1, beim Polluxbehälter 10-5-10-6 a-1 liegen. Der unterschied rührt daraus, daß bei der Endlagerbüchse nicht sicher ist, ob reduzierende Bedingungen langfristig aufrechterhalten werden können. Einleitung seit der Änderung des Atomgesetzes im Jahre 1994 ist die direkte Endlagerung abgebrannter Kernbrennstoffe ein gleichberechtigter Entsorgungsweg. Die abgebrannten Brennelemente werden für die Endlagerung zerlegt. Die gezogenen
Für die See-Bewertung mit Phytoplankton sind mindestens sechs Probenahmen pro Jahr in der Vegetationsperiode von März/April bis Oktober/November vorzusehen, wobei mindestens vier Untersuchungstermine im Zeitraum Mai bis September liegen sollen. Über dem tiefsten Punkt des Sees sollen von einem Boot aus mit einem Wasserschöpfer Planktonproben entnommen werden. Zum Auffinden der richtigen Stelle sind Tiefenkarten wichtig. Vor jeder Untersuchung sollte eine Überprüfung mit Echolotung oder Lotung und ggf. GPS erfolgen. Für Langzeituntersuchungen ist eine Bojen-Markierung zu empfehlen. Optimal ist die Verwendung eines Tiefen-Integralschöpfers, welcher beim Durchfahren der Wassersäule kontinuierlich und automatisch eine Mischprobe der gesamten Wassersäule entnimmt. Alternativ können Punktproben, je nach Tiefe des Sees in Schritten von 1 m (polymiktische Seen) oder maximal 2 Metern (tiefe Seen) zu einer Mischprobe vereinigt werden. Hierzu sind verschiedene Wasserschöpfer wie Röhren- oder Schlauch-Sampler (s. Abb. 1) geeignet. Abb. 1: Links: Tiefenintegrierender Probennehmer. Rechts: Friedinger-Schöpfer zur Entnahme von Tiefenstufenproben (Fotos: Eberhard Hoehn) Vor der Probenahme ist festzustellen, welchem Schichtungstyp das zu untersuchende Gewässer zugeordnet wird, da sich die Probenahme bei geschichteten (di- und monomiktischen) und weitgehend ungeschichteten (polymiktischen) Seen unterscheidet. Ein See gilt als geschichtet, wenn mit regelmäßigen Temperaturmessungen im Tiefenprofil und Jahresgang eine durchgehende Schichtungsperiode von mehr als drei Monaten festgestellt wurde. Vor Beginn der Probenahme wird die Sichttiefe mit einer weißen Scheibe (Secchi-Scheibe) gemessen, für die nach ISO 7027-2:2016 ein Durchmesser von 20 cm empfohlen wird (für sehr hohe Sichttiefen > 10 m können größere Scheiben verwendet werden). Sie wird an einem Maßband so lange in die Tiefe abgelassen bis sie gerade nicht mehr sichtbar ist und dann wieder angehoben bis man die Scheibe gerade wieder erkennt. Aus diesen beiden Werten wird ein Mittelwert gebildet. Die so ermittelte Tiefe ist die sogenannte Secchi-Sichttiefe. Zur Ausschaltung von störenden Reflektionen sowie bei bewegter Wasseroberfläche ist zur Verbesserung der Erkennbarkeit der Scheibe ein Secchiskop – eine Sichtröhre mit Glasboden ‑ zu verwenden. Der Tiefenbereich bis zur 2,5fachen Secchi-Sichttiefe ist der Bereich, in dem das Phytoplankton gut wachsen kann. Er wird als euphotische Zone, seine untere Grenze als euphotische Tiefe bezeichnet. Anschließend werden mit Messsonden in festen Tiefenschritten (0,5 oder 1 m) zumindest die Temperaturwerte ermittelt. Weitere relevante Sondenparameter sind Sauerstoffgehalt, elektrische Leitfähigkeit, pH-Wert, Redoxpotenzial und Chlorophyll-a-Konzentration. Es können Tiefenprofile erstellt werden, anhand derer eine Temperaturschichtung, Sauerstoff-Defizite oder Tiefenchlorophyll-Maxima (DCM = deep chlorophyll maximum) festgestellt werden können. Ungeschichtete oder polymiktische Seen sind über das ganze Jahr hinweg bis zum Grund durchmischt. Lediglich in stabilen Wetterlagen können kürzere Phasen der Temperaturschichtung auftreten. In polymiktischen Seen erfolgt die Probenentnahme stets aus der gesamten Wassersäule bis etwa 1 m über Grund, maximal bis in eine Tiefe von 6 m. Trifft man den See z. B. im Hochsommer in einer Phase mit Temperaturschichtung an, so wird die Probenahme dennoch unverändert durchgeführt. In geschichteten Seen ist die "richtige" Probenahmetiefe differenzierter zu ermitteln: Um in geschichteten Seen die Mächtigkeit der oberen durchmischten Schicht, des Epilimnions, festzustellen, wird das Temperatur-Tiefenprofil herangezogen. Wenn sich die Temperatur in der Tiefe schnell abkühlt und die Temperaturänderung 1°K pro Meter überschreitet, liegt eine sog. Sprungschicht vor. Die Zone bis zur Sprungschicht wird als Epilimnion bezeichnet, die Zone der starken Temperaturänderung als Metalimnion und die kühle, in der Temperatur wieder konstantere, darunter liegende Schicht als Hypolimnion. Während der Vollzirkulation mit Temperaturausgleich bis zum Grund ‑ meist im Zeitraum von Herbst bis Frühjahr ‑ soll die Probe aus der durchmischten Schicht bis zur mittleren Tiefe des Sees stammen, jedoch bis maximal 10 m Tiefe, in sehr tiefen Seen mit maximal 20 m Tiefe. Während der Phase der Temperaturschichtung sind folgende Fälle zu unterscheiden: In eher trüben Seen ist das Epilimnion zu beproben. Die euphotische Zone oder -Tiefe (2,5fache Secchitiefe) liegt innerhalb des Epilimnions. In klaren Seen, in denen die euphotische Zone über das Epilimnion hinausgeht und in die Sprungschicht oder sogar ins Hypolimnion hineinragt, muss die Wassersäule bis zur euphotischen Tiefe beprobt werden. Es gilt also: Die "tiefere" Kenngröße (Epilimniontiefe oder euphotische Tiefe) gibt die Probenahmetiefe für die Mischprobe an. Es ist darauf zu achten, dass die Probenahme nicht in ein sauerstoffreies, durch Schwefelwasserstoffbildung oder Nährstoffrücklösung geprägtes Hypolimnion hineinreicht und mindestens einen Meter darüber endet. Ausgeprägte Tiefenchlorophyll-Maxima sollen ebenfalls erfasst werden. Um diese festzustellen, muss allerdings eine Chlorophyll-Sonde (Fluoreszenzsonde) im Einsatz sein. Diese und weitere Details sowie Spezialfälle der Probenahme sind in der Methodenbeschreibung von Nixdorf et al. (2010) und der Europäischen Norm DIN EN 16698 differenziert beschrieben. Aus der so gewonnenen Mischprobe wird in der Regel sowohl die Phytoplanktonprobe als auch die chemische Probe für die Chlorophyll a-Bestimmung und ggf. weitere chemische Parameter (z. B. Gesamtphosphor) entnommen. Probenahme für die Anwendung des Diatomeenindex Profundal (DI-PROF): Die sich über das Jahr im Plankton entwickelnden Kieselalgen (Diatomeen) sinken aufgrund des Gewichts ihrer Schalen auf den Seeboden ab. Am Ende des Jahres befinden sich die Schalen in einer halbflüssigen, oben aufschwimmenden Sedimentschicht und die Probe (ca. 10 ml) wird mit einem Röhrensammler (Kajak-Corer) genommen. Die so ermittelten Kieselalgenbefunde können mit dem Index DI-PROF zur Trophiebewertung herangezogen werden, welcher in den PhytoSee-Index eingerechnet werden kann. An jedem Probenahmetermin sind aus der Mischprobe mindestens zwei Teilproben (1. und 2.) und zusätzlich fakultativ eine Diatomeenprobe (3.) herzustellen: 1. Chlorophyll a-Probe : 0,5-2 Liter (je nach Algendichte) unfixiert in PET-Flaschen, Transport ins Labor dunkel und kühl. Dort Weiterbehandlung. 2. Phytoplanktonprobe : Lugol-fixiert für die Analyse nach Utermöhl-Methodik, Gefäß: 100 ml-Klarglas-Enghalsflasche, im Labor: bei gekühlter und luftdichter Lagerung mindestens für ein halbes Jahr haltbar. 3. Diatomeenprobe (fakultativ) für die spätere Herstellung eines Diatomeenpräparats. Die Wahl der Fixierungsmethode sollte sich an den erforderlichen Lagerzeiten und –möglichkeiten orientieren, s. hierzu Abschnitt " Aufbereitung der planktischen Kieselalgen (Diatomeenpräparat)" Variante " Filterprobe "(empfohlen): 1 Liter (je nach Algendichte) unfixiert in PET-Flasche, Transport ins Labor dunkel und kühl. Dort Filtrierung. Bei mobiler Filtriermöglichkeit (Handfiltriergerät): 100-1.000 ml Probe (je nach Algendichte, deutliche Färbung des Filters erforderlich) werden über Cellulosenitrat-Membranfilter (0,4-1,0 µm) filtriert. Die Filter werden in Plexiglas-Petrischalen gelagert und müssen bis zur endgültigen Lagerung noch Luft-getrocknet werden. Variante " Alkoholprobe " (empfohlen, jedoch kürzere Lagerzeit): Die Vorfixierung der Probe erfolgt vor Ort mit 96%igem Ethanol (unvergällt) oder Isopropanol. 0,9 Liter Probe wird in eine 1 Liter Kautexflasche gefüllt und mit Alkohol aufgefüllt, d. h. im Verhältnis 1:9 vorfixiert. Weiteres Einengen und Nachfixieren im Labor. Variante " Lugolprobe ": 500 ml Probe (je nach Algendichte oder Notwendigkeit einer Rückstellprobe auch 200-1.000 ml möglich) wird mit handelsüblicher Lugol-Lösung (versetzt mit Natriumacetat) in 500 ml-Klarglas-Enghals-Flaschen fixiert bis die Probe cognacfarben ist (ca. 4 ml Lugol pro 200 ml Probe). Zunächst keine Weiterbehandlung im Labor, bei gekühlter und luftdichter Lagerung mindestens für ein halbes Jahr bis maximal ein Jahr haltbar. Die Chlorophyll a-Konzentration (Chl a) einer Wasserprobe wird meist spektralphotometrisch gemessen. Sie korreliert mit der Biomasse des enthaltenen Phytoplanktons, da alle Arten dieses Pigment zur Photosynthese nutzen. Die Wasserproben müssen noch am Probenahmetag mit einer Vakuumpumpe auf einen Glasfilter filtriert werden. Der Filterrückstand enthält die Algen und deren Pigmente. Die Bestimmung der Chlorophyll-a-Konzentration nach der Norm (DIN 38409-H60 2017) beruht auf der ethanolischen Heißextraktion des Filterrückstands einer Wasserprobe und der anschließenden Absorptionsmessung bei 665 nm. Hier werden Phaeopigmente – photosynthetisch nicht mehr wirksame Abbauprodukte des Chlorophylls ‑ miterfasst. Nach Überführung des gesamten Chlorophyll-a in Phaeopigmente durch Ansäuerung wird eine erneute Messung bei 665 nm durchgeführt. Somit kann rechnerisch auf die ursprüngliche Chlorophyll-a-Konzentration der Wasserprobe rückgeschlossen werden. Im Messwert des Chlorophyll-a nach DIN sind die Phaeopigmente nicht mehr enthalten. Ziel der mikroskopischen Analyse ist die Bestimmung des Biovolumens des Phytoplanktons. Die Analyse des Phytoplanktons erfolgt an einem Umkehrmikroskop. Dafür werden die Phytoplankter einen Tag zuvor in Absetzkammern angereichert (s. Abb. 5). Für die Mikroskopie werden die Phytoplankter einen Tag zuvor in Absetzkammern angereichert. Da die Zellkonzentration in Abhängigkeit von der Artenzusammensetzung und der Saison sehr stark schwanken kann, sind Orientierungswerte zur Auswahl des benötigten Absetzvolumens sowie die Chlorophyll a-Konzentration (Chl a) der Probe hilfreich. In der Verfahrensanleitung (Riedmüller et al. 2022) sind Beispiele mit Orientierungswerten genannt. Für die weitere Konservierung oder Weiterverarbeitung der Proben stehen je nach Fixierungsmethode im Gelände mehrere Varianten zur Verfügung. Die Wahl der passenden Methode richtet sich auch danach, wie lange die Probe bis zur endgültigen taxonomischen Bearbeitung gelagert werden muss. Weitere Details in Nixdorf et al. (2010). Variante "Filterprobe" : Zeitnah zur Probenahme bzw. möglichst am selben Tag ist das in der Regel 1 Liter unfixierte Probenvolumen auf Cellulosenitrat-Membranfilter zu filtrieren. Nach anschließender Lufttrocknung können die Filter in Plexiglas-Petrischalen ohne Konservierungsmittel längere Zeit aufbewahrt werden. Anmerkung : Celluloseacetatfilter haben sich nicht bewährt, da diese beim späteren Aufschluss unter heißer Säure und H 2 O 2 verklumpen. Ebenfalls ungeeignet ist die Verwendung von Glasfaserfiltern. Diese hinterlassen beim späteren Aufschluss eine hohe Zahl von Glasfasern, die das mikroskopische Bild der Algen überlagern und damit eine zuverlässige Bearbeitung unmöglich machen. Diese Art der Konservierung ist für Lagerzeiten bis deutlich über ein Jahr geeignet. Variante "Alkoholprobe" : Das vorfixierte Probenmaterial muss im Labor 2-3 Tage in der Kautexflasche absedimentieren. Der Überstand wird anschließend vorsichtig mit einer Wasserstrahlpumpe abgesaugt. Der aufgeschüttelte Rückstand wird in dicht schließende Flaschen abgefüllt und mit 96%igem Ethanol/Isopropanol (unvergällt, d. h. kein Brennspiritus!) im Verhältnis 1:5 nachfixiert. Ein Gesamtvolumen von 100 ml Diatomeen-Suspension ist ausreichend. Zur taxonomischen Bestimmung muss ein Diatomeenpräparat mit Probenaufschluss mittels Wasserstoffperoxid angefertigt werden. Diese Art der Konservierung ist für Lagerzeiten bis rund 6 Monate geeignet. Kühlung (4-8°C) verlängert die mögliche Lagerzeit. Variante "Lugolprobe" : Sind nur Lugol-fixierte Proben verfügbar, muss das jodhaltige Fixierungsmittel vor dem Aufschluss der Diatomeen folgendermaßen ausgewaschen werden: Die Proben werden mindestens 2 Tage zur Absedimentierung stehen gelassen. Der Überstand wird mit einer Wasserstrahlpumpe abgesaugt und mit H 2 O dest. auf ca. 250 ml aufgefüllt. Dieser Auswaschvorgang wird noch zweimal wiederholt. Anschließend kann die Probe zur Analyse aufgeschlossen werden. Diese Art der Konservierung ist mit Kühlung von 4-8°C für Lagerzeiten bis 6 Monate bis ggf. maximal ein Jahr geeignet. Lugol-fixierte Proben dürfen nicht in Plastikflaschen aufbewahrt werden, da das Jod des Fixiermittels von der Flaschenwandung aufgenommen und die Fixierung dann abgeschwächt wird. Zudem kann die Kontrolle der Färbung der Probe (Cognac-farben) wegen der Durchfärbung der PE-Flaschenwände nicht mehr stattfinden.
HYDOR Consult GmbH Hydrogeologische Planung und Beratung N2/Ar - Untersuchungen im Grundwasser in Sachsen-Anhalt Ingenieurvertrag 19/S/0226/HAL vom 28.05.2019. Auftraggeber: Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt Sachgebiet 5.1.1 Willi-Brundert-Straße 14 06132 Halle (Saale) Auftragnehmer: GEO-data, Dienstleistungsgesellschaft für Geologie, Hydrogeologie und Umweltanalytik mbH, Garbsen & HYDOR Consult GmbH Am Borsigturm 40 13507 Berlin Bearbeitung: M. Sc. Lisa Schreiber M. Sc. Philipp Wolke Dipl. Geol. Dr. Stephan Hannappel Berlin, 03.02.2020 Dr. S. Hannappel Geschäftsführer HYDOR Consult GmbH – Das Beste aber ist das Wasser Sitz der Gesellschaft PHÖNIX-Gründerzentrum Am Borsigturm 40 13507 Berlin Telekommunikation Tel.: 030 - 4372 6730 Fax: 030 - 4372 6731 Internet: www.HYDOR.de Geschäftsführer Dr. Stephan Hannappel hannappel@HYDOR.de USt-IdNr.: DE220435515 Amtsgericht GLS-Bank Berlin-Charlottenburg BIC: GENO DE M1 GLS HRB 83961 B IBAN: DE 23 4306 St.-Nr. 30/356/31494 0967 1101 21 8900 N2/Ar-Untersuchungen im Grundwasser Sachsen-Anhalts Inhalt 1.Veranlassung und Zielsetzung ........................................................................................ 6 2.Datengrundlage .............................................................................................................. 7 2.1Übersicht zu den flächenbezogenen Daten...................................................................... 7 2.1.1 Hydrogeologische Bezugseinheiten Sachsen-Anhalts ..................................................... 7 2.1.2 Landnutzungsdaten nach Corine Land Cover.................................................................. 7 2.1.3 Topographische Karten ................................................................................................... 7 2.1.4 Flächenhafte Stickstoffein- und -austräge ....................................................................... 9 2.1.5 Ausweisung des Gefährdungspotenzials bzgl. Nitrat in Sachsen-Anhalt ....................... 11 2.1.6 Grundwasserkörper ....................................................................................................... 14 2.1.7 Gewässer erster Ordnung ............................................................................................. 14 2.1.8 Grundwassergleichenplan ............................................................................................. 14 2.1.9 Grundwasserneubildung nach ArcEGMO ...................................................................... 14 2.1.10 Bohrdaten des LAGB .................................................................................................... 16 2.2 Übersicht zu den messstellenbezogenen Daten ............................................................ 16 2.2.1 Stammdaten der Messstellen ........................................................................................ 16 2.2.2 Beschaffenheitsdaten der Messstellen .......................................................................... 19 2.2.3 Ausweisung des Denitrifikationspotenzials nach HYDOR (2017a) ................................. 22 3.Ausweisung von geohydraulischen Zustromgebieten.................................................... 26 3.1Ausweisung der Zustromgebiete der GWM anhand von Strombahnen .......................... 27 3.2Beschreibung der Zustromgebiete der GWM ................................................................. 28 3.3Zustromgebiete der Quellen .......................................................................................... 28 4.N2/Ar-Methode .............................................................................................................. 30 4.1Grundlagen der N2/Ar-Methode ..................................................................................... 30 4.2Methode der Membran-Einlass-Massenspektrometrie zur Bestimmung der Stickstoff- und Argon-Konzentration ...................................................................................................... 31 5.Vorbereitung, Durchführung und Auswertung der Probennahme sowie Darstellung der Vor-Ort-Parameter ........................................................................................................ 32 5.1Vorbereitung der Probenahme ....................................................................................... 32 5.2Durchführung der Probenahme...................................................................................... 33 5.3Auswertung.................................................................................................................... 34 6.Chemische Laboranalytik und Analyseergebnisse ........................................................ 38 6.1Auswahl der Parameter ................................................................................................. 38 6.2Plausibilitätsprüfung der Grundwasseranalysen ............................................................ 38 6.3Analyseergebnisse ........................................................................................................ 39 6.4Genese der Grundwässer (Piper-Diagramm) ................................................................. 45 6.5Ergebnisse der Berechnung nach der N2/Ar-Methode.................................................... 46 7.Auswertung des Nitratabbaus an den Messstellen ........................................................ 53 2 N2/Ar-Untersuchungen im Grundwasser Sachsen-Anhalts 7.1Bewertung anhand Exzess-N2....................................................................................... 53 7.2N2/Ar-Messungen im Vergleich mit klassifizierten hydrochemischen Daten ................... 56 7.3Vergleich zu den modellierten Nitrateinträgen und Risikogebieten für erhöhte Nitratkonzentrationen des FZJ ....................................................................................... 58 8.Zusammenfassung ....................................................................................................... 64 9.Literatur ........................................................................................................................ 67 Verzeichnis des Anhangs Anhang 1: Stammdaten der 220 untersuchten Messstellen Anhang 2: Grundwasser-Probennahmeprotokolle Fa. GEO-data GmbH Anhang 3: Analyseergebnisse GEO-data Anhang 4: Tabellarische Zusammenstellung der Excess-N2-Messungen mittels N2/Ar-Methode Anhang 5: Ergebnisse des N2ArCheck-Tools des LBEG Niedersachsen Beilage: CD mit den Dokumenten des Projektes (GIS-Daten, Anhänge 1 bis 5 als PDF-Dokument, barrie- refreier Bericht als docx- und PDF-Dokument, Zusammenstellung der Daten als xlsx-Dokument) Abbildungsverzeichnis Abb. 1: Aggregierte Landnutzungsarten für Sachsen-Anhalt auf der Grundlage von CLC (2012) und Darstellung der Lage der Messstellen.......................................................................................... 8 Abb. 2: Flächenhafte Übersicht zu den Stickstoffeinträgen ins Grundwasser (Daten Stickstoffeintrag ins Grundwasser: Kuhr et al. (2014))............................................................................................... 10 Abb. 3: Gefährdungspotenzial bzgl. Nitrat in Sachsen-Anhalt (Daten Gefährdungspotenzial bzgl. Nitrat: Kunkel & Wendland (2016)). ..................................................................................................... 13 Abb. 4: Verteilung der Grundwasserneubildungsrate nach ArcEGMO (Datengrundlage: LHW (2019)) und Lage der Messstellen. ............................................................................................................... 15 Abb. 5: Lage der Messstellen für die Untersuchung nach der N2/Ar-Methode im Jahr 2019 mit mittleren Nitratkonzentrationen und Darstellung der hydrogeologischen Bezugseinheiten. ....................... 17 Abb. 6: Anzahl der GWM nach Lage der Filtermitte unter Geländeoberkante. ........................................ 18 Abb. 7: Anzahl der GWM nach Flurabstand. .......................................................................................... 18 Abb. 8: Anzahl der GWM nach Filtermitte unter Grundwasseroberfläche (GWO). ................................... 18 Abb. 9: Anteile der 220 Messstellen (GWM und Quellen) an den hydrogeologischen Bezugseinheiten. .. 19 Abb. 10: Anzahl der Messstellen nach Sauerstoff, Redoxpotential, Nitrat- und Ammoniumkonzentration. .......................................................................................................... 20 Abb. 11: Zusammenhang zwischen Filterlage unter Grundwasseroberfläche und Nitratkonzentration. ... 21 Abb. 12: Gegenüberstellung von der Sauerstoffkonzentration, des Redoxpotentials und der Nitratkonzentration sowie Einteilung des Nitratabbaus nach HYDOR (2017a) an Hand der Parameter Sauerstoffkonzentration und Redoxpotential. ........................................................... 21 Abb. 13: Zusammenhang zwischen der Lage in der jeweiligen hydrogeologischen Bezugseinheit und der Nitratkonzentration. Mittelwert je Messstelle. ............................................................................. 22 Abb. 14: Denitrifikationspotenzial nach HYDOR (2017a) für die 220 untersuchten Messstellen. ............. 25 Abb. 15: Nitratabbauklassen der Messstellen nach HYDOR (2017a) unterteilt nach hydrogeologischen Bezugseinheiten mit prozentualem Anteil und Anzahl der jeweiligen Messstellen. ..................... 25 Abb. 16: Ausgewiesene Zustromgebiete nach HYDOR (2017a) und HYDOR (2018a, b). Beispielhaft für zwei GWM. ............................................................................................................................... 26 Abb. 17: Beispielhafte Darstellung des Grundwasserzustroms zu einer GWM........................................ 27 Abb. 18: Zustromgebiet auf Grundlage einer nach FUGRO (2018) ausgewiesenen Strombahn. ............. 28 Abb. 19 Landnutzungsarten nach Corine (2012) und Zustromgebiet der Quelle Heilandsbrunnen. ......... 28 3
HYDOR Consult GmbH Hydrogeologische Planung und Beratung Charakterisierung der Milieubedingungen im Grundwasser als Voraussetzung für die Quantifizierung des Nitratabbauver- mögens in Sachsen-Anhalt. (Ingenieurvertrag: 17/S/0048//HAL vom 04.04.17) Auftraggeber: Landesbetrieb für Hochwasserschutz und Wasserwirtschaft Sachsen-Anhalt Sachgebiet 5.1.1 Willi-Brundert-Straße 14 06132 Halle (Saale) Auftragnehmer: HYDOR Consult GmbH Am Borsigturm 40 13507 Berlin Bearbeitung: M. Sc. Claudia Köpp Dipl. Geol. Elzbieta Rejman-Rasinska und Dr. Stephan Hannappel Berlin, 12.12.2017 Dr. S. Hannappel Geschäftsführer HYDOR Consult GmbH – Das Beste aber ist das Wasser Sitz der Gesellschaft PHÖNIX-Gründerzentrum Am Borsigturm 40 13507 Berlin Telekommunikation Tel.: 030 - 4372 6730 Fax: 030 - 4372 6731 Internet: www.hydor.de Geschäftsführer Dr. Stephan Hannappel hannappel@hydor.de USt-IdNr.: DE220435515 Amtsgericht GLS-Bank Berlin-Charlottenburg BIC: GENO DE M1 GLS HRB 83961 B IBAN: DE 23 4306 St.-Nr. 30/356/31494 0967 1101 21 8900 Charakterisierung der Milieubedingungen im Grundwasser als Voraussetzung für die Quantifizierung des Nitratabbauvermögens (17/S/0048//HAL) Inhalt Abbildungsverzeichnis .................................................................................................................... 3 Tabellenverzeichnis ........................................................................................................................ 6 1.Veranlassung und Zielsetzung ............................................................................................ 7 2.Datengrundlagen................................................................................................................. 8 2.1Vorstellung der messstellenbezogenen Daten .................................................................... 8 2.1.1 Stammdaten ........................................................................................................................ 8 2.1.2 Beschaffenheitsdaten ........................................................................................................ 11 2.2 Vorstellung der flächenbezogenen Daten.......................................................................... 18 2.2.1 Hydrogeologische Bezugseinheiten Sachsen-Anhalts ....................................................... 18 2.2.2 Landnutzungsdaten nach Corine Land Cover .................................................................... 18 2.2.3 Grundwasserneubildung nach ArcEGMO .......................................................................... 20 2.2.4 Flächenhafte Stickstoffein- und austräge ........................................................................... 21 2.2.5 Grundwassergleichenplan ................................................................................................. 24 2.2.6 Einzugsgebiete der Quellen ............................................................................................... 24 3.Auswertung der flächen- und messstellenbezogenen Daten ............................................. 26 3.1Auswertung der Schichtenverzeichnisse ........................................................................... 26 3.1.1 Ermittlung des Flurabstands .............................................................................................. 26 3.1.2 Ermittlung der Feldkapazität .............................................................................................. 30 3.1.3 Ermittlung der effektiven Porosität ..................................................................................... 31 3.1.4 Ermittlung des Durchlässigkeitsbeiwerts ............................................................................ 31 3.2 Standortbezogene Milieucharakteristik .............................................................................. 33 3.2.1 Standortbezogene Milieucharakteristik der hydrogeologischen Bezugseinheiten............... 33 3.2.2 Standortbezogene Milieucharakteristik anhand der Grundwasserneubildung .................... 35 3.2.3 Standortbezogene Milieucharakteristik anhand der Flächennutzung im Zustromgebiet und der Stickstoffgehalte in der Messstelle ............................................................................... 36 3.2.4 Zusammenfassung der standortbezogenen Milieucharakteristik ........................................ 38 3.3Tiefenbezogene Milieucharakteristik ................................................................................. 40 4.Ausweisung von Zustromgebieten zu den Messstellen ..................................................... 44 4.1Methodik ........................................................................................................................... 44 4.1.1 Allgemeine Bestimmungen zu den Zustromgebieten ......................................................... 44 4.1.2 Grundlagen zur Berechnung der Sickerwasserverweilzeit ................................................. 45 4.1.3 Grundlagen zur Berechnung der Grundwasserfließgeschwindigkeit .................................. 48 4.1.4 Ausweisung der Zustromgebiete ....................................................................................... 49 4.2 Flächennutzung und Stickstoffeintrag in den Zustromgebieten.......................................... 53 4.2.1 Flächennutzung in den Zustromgebieten ........................................................................... 53 4.2.2 Stickstoffeintrag in das Grundwasser der Zustromgebiete ................................................. 54 5. Methodenentwicklung zur Charakterisierung des Nitratabbauvermögens ......................... 55 2 Charakterisierung der Milieubedingungen im Grundwasser als Voraussetzung für die Quantifizierung des Nitratabbauvermögens (17/S/0048//HAL) 5.1Literaturrecherche ............................................................................................................. 55 5.2Ableitung geeigneter Methoden für eine erste Abschätzung des Nitratabbaus .................. 59 6.Umsetzung der Methoden zur Prozessbeschreibung des Nitratabbaus............................. 63 6.1Emissions-/ Immissionsanalyse......................................................................................... 63 6.2Ganglinienanalyse............................................................................................................. 65 6.3Hydrochemische Analyse .................................................................................................. 76 6.3.1 Hydrochemische Bewertung nach Cremer (2015) ............................................................. 76 6.3.2 Hydrochemische Bewertung nach IWW (2011) ................................................................. 77 6.3.3 Hydrochemische Bewertung nach LAWA (2017) ............................................................... 79 6.3.4 Hydrochemische Bewertung mit Redoxpotential und Eisen ............................................... 81 6.3.5 Hydrochemische Bewertung mit Redoxpotential und Sauerstoff ........................................ 84 7.Quantifizierung des Nitratabbauvermögens....................................................................... 88 8.Synopse ............................................................................................................................ 91 8.1Methodische Vorbemerkungen zu den durchgeführten Untersuchungen .......................... 91 8.2Aggregierung der verschiedenen Bewertungsmethoden zum Nitratabbau ........................ 92 8.3Empfehlung zum weiteren Vorgehen............................................................................... 100 8.4Kurzfassung .................................................................................................................... 101 9.Literaturverzeichnis ......................................................................................................... 102 Verzeichnis des Anhangs (nur digitale Übergabe als PDF auf der CD in der Beilage): Anhang 1: Detailkarten der Zustromgebiete von 282 Grundwassermessstellen der Landesmess- netze mit einer Verweildauer des Sicker- und Grundwassers von 20 Jahren Anhang 2: Tabellarische Übersicht relevanter Stamm- und Auswertungsdaten aller 532 bearbeite- ten Messstellen (PDF und Excel) Anhang 3 Stammdaten von 25 Messstellen für eine weitere Pilotbearbeitung zum Stickstoffabbau (PDF und Excel) Beilage: CD mit den digitalen Dokumenten des Projektes (GIS-Daten, Anhänge 1 bis 3, Bericht) Abbildungsverzeichnis Abb. 1: Anzahl der Grundwassermessstellen pro Messnetz ............................................................................. 8 Abb. 2: Übersichtskarte zur räumlichen Verteilung aller Messstellen der Teilmessnetze ................................. 9 Abb. 3: Teufe der Filterunterkante der Grundwassermessstellen ................................................................... 10 Abb. 4: Exemplarische Darstellung eines Schichtenverzeichnisses ............................................................... 11 Abb. 5: Boxplots der Parameter pH-Wert, Sauerstoff und Redoxpotential ..................................................... 12 Abb. 6: Mittelwerte der untersuchten Messstellen mit Nitratfunden ................................................................ 13 Abb. 7: Mittelwerte der untersuchten Messstellen mit Ammoniumfunden ...................................................... 14 Abb. 8: Übersicht der an 528 Messstellen analysierten anorganischen Gesamtstickstoffgehalte .................. 14 Abb. 9: Boxplots Nitrat , Ammonium und anorganischer Gesamtstickstoff ..................................................... 14 Abb. 10: Boxplots Hydrogenkarbonat, Sulfat und Chlorid ............................................................................... 15 Abb. 11: Boxplots der Parameter Eisen, Mangan und gelöster organischer Kohlenstoff ............................... 16 Abb. 12: Verbreitung der Hydrogeologischen Bezugseinheiten mit Verteilung der Messstellen .................... 19 3
Rückstände aus der Trinkwasseraufbereitung Rückstände von bestimmten Verfahren der Aufbereitung von Grundwasser zu Trinkwasserzwecken können gegenüber dem natürlichen Hintergrund von Böden erhöhte Radionuklidgehalte aufweisen. Beim Umgang mit diesen Rückständen können unter ungünstigen Umständen Beschäftigte (innerhalb des Wasserwerks, aber auch im Zuge der Verwertung beziehungsweise Beseitigung) einer erhöhten Strahlung ausgesetzt sein. Der Artikel beschreibt die Entstehung dieser Rückstände und zeigt auf, welche Expositionspfade zu einer erhöhten Strahlenexposition für Beschäftigte führen können. Natürliche Radionuklide im Rohwasser Rückstandsarten bei der Wasseraufbereitung Beseitigung oder Verwertung Rechtlicher Rahmen Expositionspfade und Expositionsszenarien Literatur Natürliche Radionuklide im Rohwasser Radionuklide der natürlichen Zerfallsreihen von Uran -238, Uran -235 und Thorium-232 sind in allen Gesteinen in Spuren anzutreffen. Wenn Rohwasser mit diesen Gesteinen in Kontakt kommt, lösen sich Radionuklide zu einem kleinen Teil aus dem Gestein heraus und gelangen in das Grundwasser. Die Aktivitätskonzentration hängt entscheidend von der Gesteinsart und deren chemischer Zusammensetzung ab. Die Studie Strahlenexposition durch natürliche Radionuklide im Trinkwasser in der Bundesrepublik Deutschland des Bundesamtes für Strahlenschutz ( BfS ) bestätigte dies. Die Tabelle zeigt einen Auszug der Ergebnisse: Medianwerte (Med) und Maximalwerte (Max) der Aktivitätskonzentrationen häufig vorkommender natürlicher Radionuklide im Rohwasser in Millibecquerel pro Liter, abhängig von der Gesteinsart der wasserführenden Grundwasserschicht ( Strahlenexposition durch natürliche Radionuklide im Trinkwasser in der Bundesrepublik Deutschland ) Gesteinsart U -238 Ra -226 Pb -210 Po -210 Ra -228 Med Max Med Max Med Max Med Max Med Max Basalt <0,74 5,7 1,0 2,8 1,9 20 0,99 5,6 <0,81 5,4 Gneis <0,74 15 2,2 7,0 7,8 29 1,8 8,3 4,3 7,8 Granit 1,2 53 12 98 9,5 70 2,0 19 11 29 Kalkstein 6,0 210 5,9 160 3,2 23 1,3 18 5,4 110 Sand 3,6 120 7,1 36 2,1 18 1,3 19 6,7 46 Schiefer 1,1 97 2,6 27 2,1 19 1,8 9,4 3,7 26 Sandstein 17 590 12 380 3,6 31 2,9 630 9,3 210 sonstiges Gestein 2,5 620 8,0 300 4,1 270 2,0 410 7,5 130 Die Aktivitätskonzentration der Radionuklide im Rohwasser ist zudem abhängig von dem Redox-Potential , dem pH-Wert im Rohwasser und der Löslichkeit der Radionuklide . nach oben Rückstandsarten bei der Wasseraufbereitung Um die Vorgaben der Trinkwasserverordnung einzuhalten, müssen Rohwässer gegebenenfalls zu Trinkwasserqualität aufbereitet werden. Zur Entfernung von Störstoffen wendet man je nach chemischer Zusammensetzung des Wassers unterschiedliche Verfahren zur Wasseraufbereitung an. Die dabei anfallenden Rückstände sind nach einer Definition [1] des Deutschen Vereins des Gas- und Wasserfaches (DVGW) hauptsächlich eisenhaltige Schlämme, kalkhaltige Schlämme, Flockungsschlämme, Aktivkohle und Siebgut. Weitere Rückstände können beim Austausch von Filtermaterial (zum Beispiel Filtersand/Filterkies) oder speziellen Absorberharzen sowie beim Anlagenrückbau (zum Beispiel Rohre mit Ablagerungen) anfallen. Bisher wurden bei der Trinkwasseraufbereitung Radionuklide normalerweise nicht gezielt entfernt. Trotzdem können sich diese in einem Teil der Rückstände über das natürliche Niveau von Böden und Gesteinen hinaus anreichern. Im Oberflächenwasser ist die Konzentration natürlicher Radionuklide geringer als im Grundwasser; deshalb sind vor allem bei der Aufbereitung von Grundwasser Rückstände mit erhöhten Radionuklidgehalten zu erwarten. Medianwerte (Med) und Maximalwerte (Max) der Aktivitätskonzentrationen häufig vorkommender natürlicher Radionuklide im Oberflächenwasser und im Grundwasser in Millibecquerel pro Liter ( Strahlenexposition durch natürliche Radionuklide im Trinkwasser in der Bundesrepublik Deutschland ) Wasserart U -238 Ra -226 Pb -210 Po-210 Ra -228 Med Max Med Max Med Max Med Max Med Max Grundwasser 5,4 620 8,4 380 2,7 82 1,6 630 7,8 210 Oberflächen-Wasser 1,3 39 4,3 32 2,2 29 1,6 19 4,2 42 Bisher sind bei Rückständen aus der Aufbereitung von Grundwasser zu Trinkwasser erhöhte Radionuklidgehalte in Eisenschlämmen und Kalkschlämmen aus der Entsäuerung sowie in Austauschharzen, Aktivkohle und Filterkiesen aus der Enteisenung/Entmanganung bekannt. Bei Thermalwasserquellen wurde zudem von radionuklidhaltigen Inkrustationen berichtet . In den vor allem bei der Aufbereitung von Oberflächenwasser anfallenden Flockungsschlämmen und im Siebgut sind keine erhöhten Radionuklidgehalte zu erwarten. Der DVGW hat mit dem Arbeitsblatt W256 [2] Hinweise und Hintergrundinformationen zu Vorkommen, Verwertung und Entsorgung von radionuklidhaltigen Rückständen in der Wasserversorgung veröffentlicht. nach oben Beseitigung oder Verwertung Nach dem Kreislaufwirtschaftsgesetz ist die Verwertung gegenüber einer Beseitigung vorzuziehen. Allerdings entfällt bei einer Gefahr für Mensch und Umwelt der Vorrang zur Verwertung. Von den oben aufgeführten Rückständen können Eisenschlämme, Kalkschlämme aus der Entsäuerung und Filterkiese grundsätzlich wiederverwertet werden. Der DVGW empfiehlt in seinem Merkblatt W221-3 [1] für diese Rückstände verschiedene Verwertungsmöglichkeiten: Eisenschlämme werden in der Umwelttechnik verwendet, um den Gehalt an Schwefelwasserstoff und Phosphat zu senken. Außerdem kommen sie in der Ziegelindustrie und in der Zementindustrie sowie bei der Herstellung von Pflanzgranulat als Sekundärrohstoff zum Einsatz. In der Vergangenheit wurden etwa 35 Prozent der Eisenschlämme deponiert; aus abfallrechtlichen Gründen wird dieser Anteil in Zukunft voraussichtlich sinken. Kalkschlämme aus der Entsäuerung werden zur Verbesserung ("Melioration") des pH-Wertes im Boden in der Land- und Forstwirtschaft ausgebracht. Die Verwertung dieser Rückstände - etwa bei der Herstellung von Kalk und Zement oder zur Herstellung künstlicher Bodensubstrate – ist denkbar. Da Filterkiese aus der Enteisenung und Entmanganung über mehrere Jahre bis Jahrzehnte im Wasserwerk im Einsatz bleiben, fallen diese nur selten als Rückstand bei den Wasserversorgern an. Deshalb haben sich für diese Rückstände keine festen Entsorgungswege durchgesetzt. Von Einzelfällen ist bekannt, dass die Kiese zur Inbetriebnahme neuer Filteranlage in anderen Wasserwerken oder im Straßenbau eingesetzt werden. Zudem könnten sie im Landschafts- und Wegebau verwertet werden. Informationen zur Menge der verwerteten oder deponierten Rückstände sind nicht veröffentlicht und liegen auch dem DVGW nicht vor. Für Ablagerungen ist bisher keine Verwertungsoption bekannt, während Aktivkohle und Absorberharze aufgrund des hohen Kohlenstoffanteils grundsätzlich thermisch verwertbar sind. nach oben Rechtlicher Rahmen Anfang 2014 veröffentlichte die Europäische Atomgemeinschaft ( EURATOM ) europäische Grundnormen zum Strahlenschutz . Darin werden Rückstände aus Grundwasserfilteranlagen als ein relevanter Industriezweig eingestuft. Die EURATOM -Mitgliedsländer sind verpflichtet, diese Regelungen in nationales Recht umzusetzen. Strahlenschutzgesetz und Strahlenschutzverordnung In Deutschland erfolgte dies im Jahr 2017 mit dem Strahlenschutzgesetz . Ergänzend hierzu wurde die Strahlenschutzverordnung im Jahr 2018 überarbeitet. Beide gesetzlichen Regelungen sind seit dem 31.12.2018 in Kraft. In der Anlage 1 zum Strahlenschutzgesetz werden Filterkiese, Filtersande und Kornaktivkohle erstmals in der Liste der zu berücksichtigenden Rückstände mit aufgeführt und unterliegen somit den Regelungen des Strahlenschutzgesetzes. Weitere Vorgaben Sofern Rückstände aus Wasserwerken in Bauprodukten wiederverwertet werden, sind zudem die Vorgaben der europäischen Empfehlung zur natürlichen Radioaktivität in Baumaterialien einzuhalten, nach der von handelsüblichen Baustoffen keine erhöhte Strahlenexposition für die Bevölkerung ausgehen sollte. Im Strahlenschutzgesetz sind auch Regelungen für Bauprodukte niedergelegt, die ebenfalls zum 31.12.2018 in Kraft traten. Weiterhin ist zu prüfen, ob die geplante Verwertung oder Beseitigung abfallrechtlich zulässig sind. Insbesondere bei einer Verwertung im Landschaftsbau oder im Straßenbau sind die Anforderungen an die stoffliche Verwertung von mineralischen Reststoffen/Abfällen der Bund/Länder-Arbeitsgemeinschaft Abfall (LAGA) zum Auslaugverhalten von mineralischen Reststoffen zu berücksichtigen. Für den Transport von Materialien muss das Europäische Übereinkommen über die internationale Beförderung gefährlicher Güter auf der Straße (ADR) eingehalten werden. nach oben Expositionspfade und Expositionsszenarien Je nach Menge, Radionuklidgehalt im Rückstand und Entsorgungsvariante können Beschäftigte - in Wasserwerken oder bei Entsorgungs- beziehungsweise Verwertungsfirmen - beim Umgang mit Rückständen aus Wasserwerken einer erhöhten Strahlenexposition ausgesetzt sein. Ob tatsächlich eine erheblich erhöhte Strahlenexposition (mehr als einem Millisievert pro Jahr zusätzlich zur natürlichen Umweltradioaktivität) für Beschäftigte zu befürchten ist, lässt sich anhand einer Dosisabschätzung ermitteln. Bei einer Dosisabschätzung sollten die Situationen Aufenthalt der Beschäftigten in Räumen, in denen Rückstände lagern, Umgang mit den Rückständen bei Lagerung, Verwertung, Transport oder Beseitigung und Wartung beziehungsweise Reinigung von Betriebsanlagen betrachtet werden. Aus Sicht des Strahlenschutzes sind dabei die Expositionspfade äußere Gammastrahlung , Inhalation von Staub und Inhalation von Radon und Radonzerfallsprodukten zu berücksichtigen. Weiterhin können bei einer Deponierung oder einer Verwertung im Straßenbau und vor allem im Landschaftsbau Radionuklide aus den Rückständen mit dem Sickerwasser freigesetzt und ins Grundwasser eingetragen werden. Für die Allgemeinbevölkerung ergibt sich bei einer Nutzung dieses Grundwassers unter Umständen ein zusätzlicher Expositionspfad. Die Verwendung beeinträchtigten Grundwassers aus einem Privatbrunnen zu Trinkwasserzwecken oder zur Beregnung ist daher bei einer Dosisabschätzung zwingend zu berücksichtigen. Abschätzung der Strahlenexposition für Beschäftige in Wasserwerken, bei Entsorgungsbetrieben und bei Verwertern In verschiedenen Studien wurde für den Umgang mit Eisen-, Mangan- und Kalkschlämmen die Strahlenexposition für Beschäftige in Wasserwerken, bei Entsorgungsbetrieben und bei Verwertern abgeschätzt ("Ermittlung von Arbeitsfeldern mit erhöhter Exposition durch natürliche Radionuklide und überwachungsbedürftige Rückstände – Rückstände aus der Trinkwasseraufbereitung, Teil I und Teil II "). Im Ergebnis ist selbst unter ungünstigen Annahmen eine Überschreitung des Dosisrichtwerts für die Bevölkerung von einem Millisievert pro Jahr nicht zu befürchten. Aus den bisher veröffentlichten Aktivitätsgehalten zu Aktivkohle und Inkrustation aus Wasserwerken ist ebenfalls keine erhöhte Strahlenexposition für die Bevölkerung abzuleiten. Bei der Entsorgung oder Verwertung von Filterkiesen aus der Manganentferung/Eisenentfernung sowie von hochbeladenen Austauschharzen, die bei der gezielten Entfernung von Uran entstehen, kann eine Überschreitung des Dosisrichtwertes nach bisherigem Kenntnisstand unter ungünstigen Umständen nicht gänzlich ausgeschlossen werden. In diesen Fällen wird eine Einzelfallbetrachtung empfohlen. Sollte nach dieser Prüfung der Dosisrichtwert tatsächlich überschritten sein, ist in diesen Fällen zu klären, welche Maßnahmen zur Dosisminderung mit vertretbarem Aufwand eingeführt werden können. Hierzu zählen beispielsweise das Tragen persönlicher Schutzausrüstung oder die Suche nach alternativen Entsorgungswegen. Berechnungsvorschriften Das BfS erstellt aktuell Berechnungsvorschriften, mit denen sich die effektive Dosis für Beschäftigte und Personen der Bevölkerung aufgrund einer Exposition durch NORM -Stoffe abschätzen lässt (Berechnungsgrundlagen NORM ). Bis zur Fertigstellung dieser Berechnungsvorschrift bietet das BfS Empfehlungen für eine vereinfachte Abschätzung der Strahlenexposition für Beschäftigte und Personen der Bevölkerung an. nach oben Literatur [1] DVGW (2000): Rückstände und Nebenprodukte aus Wasseraufbereitungsanlagen; Teil 3: Vermeidung, Verwertung und Beseitigung. DVGW -Arbeitsblatt W221-3 [2] DVGW (2020): Radionuklidhaltige Rückstände aus der Aufbereitung von Grundwasser – Bewertung und Entsorgung. DVGW -Arbeitsblatt W256 Stand: 17.04.2024
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